Økonomi og Miljø 2015

Transcription

Økonomi og Miljø • 2015
Economy and Environment • 2015 • English Summary
Vandrammedirektivet og
kvælstofregulering
Grundvand, drikkevand
og pesticider
Økonomisk vækst
og miljøet
Formandskabet
Økonomi og Miljø 2015
Signaturforklaring:
 Oplysning kan ikke foreligge/foreligger ikke
Som følge af afrundinger kan summen af tallene i tabellerne afvige fra totalen
Publikationen kan bestilles eller afhentes hos:
Rosendahls-Schultz Distribution
Herstedvang 10
2620 Albertslund
Tlf.: 43 22 73 00
Fax: 43 63 19 69
E-mail: [email protected]
Hjemmeside: www.rosendahls-schultzgrafisk.dk
Henvendelse om publikationen kan i øvrigt ske til:
De Økonomiske Råds Sekretariat
Amaliegade 44
1256 København K
Tlf.: 33 44 58 00
E-mail: [email protected]
Hjemmeside: www.dors.dk
Tryk:
Pris:
Oplag:
ISBN:
ISSN:
Rosendahls-Schultz Grafisk
175 kr. inkl. moms
800
978-87-89027-80-7
0419-9480
Publikationen kan elektronisk hentes på
De Økonomiske Råds hjemmeside: www.dors.dk
INDHOLD
Resume
Kapitel I
Kapitel II
Kapitel III
Vandrammedirektivet og kvælstofregulering
I.1 Indledning
I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af
vandrammedirektivet
I.3 Udfordringer ved kvælstofregulering
I.4 Virkemidler og nuværende regulering
I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af
udledningen af kvælstof
I.6 En skitse til ny kvælstofregulering
I.7 Sammenfatning og anbefalinger
Litteratur
Grundvand, drikkevand og pesticider
II.1 Indledning
II.2 Tilstand og trusler
II.3 Fordele og begrænsninger ved forskellige
tiltag og instrumenter
II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider
II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til
beskyttelse af grundog drikkevand
II.6 Regulering af vandressourcen
II.7 Sammenfatning og anbefalinger
Litteratur
Den økonomiske vækst og miljøet
III.1 Indledning
III.2 Principper
III.3 Klimaet og den økonomiske vækst
III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst
III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressourceog
miljøperspektiv
III.6 Sammenfatning
Litteratur
1
17
17
19
43
50
69
96
105
116
123
123
126
145
153
170
198
209
218
229
229
231
246
274
287
300
310
Skriftlige indlæg fra Det Miljøøkonomiske
Råds medlemmer
317
English Summary
361
RESUME
Vand, vand og
vækst
Dette års rapport fra Det Miljøøkonomiske Råds formandskab består af tre kapitler, som handler om overfladevand,
grundvand og vækst. Rapporten er udarbejdet af De Økonomiske Råds formandskab til mødet i Det Miljøøkonomiske Råd den 26. februar 2015, hvor rapporten blev diskuteret. Vurderinger og anbefalinger i rapporten er alene formandskabets. I slutningen af rapporten er rådsmedlemmernes skriftlige kommentarer til det oprindelige diskussionsoplæg optrykt. I forhold til diskussionsoplægget er der kun
foretaget korrekturrettelser og andre mindre justeringer af
teksten.
Kapitler om vand
med forslag til
fremtidig
regulering
Kapitel I har fokus på vandrammedirektivet og beskyttelse af
vandmiljøet mod udledning af kvælstof, mens kapitel II
handler om beskyttelsen af grundog drikkevandet i Danmark. Det er to emner, der har været i fokus i den danske
miljødebat og miljøpolitik. I kapitel I bliver der gjort status
over opfyldelsen af målene i vandrammedirektivet i Danmark. Der fremlægges også en model for, hvordan udledningen af kvælstof fremover kan reguleres, så omkostningerne
ved at nå vandrammedirektivets mål bliver så små som muligt. Kapitel II indeholder beregninger af, hvordan man mest
omkostningseffektivt kan beskytte grundog drikkevand mod
risikoen for forurening med pesticider. Derudover indeholder
kapitlet overvejelser om beskatningen af vandforbruget.
Sætter naturen
grænser for
væksten?
I kapitel III anlægges en mere global synsvinkel i en vurdering af sammenhængen mellem miljøet og den økonomiske
vækst. Omdrejningspunktet i kapitel III er, om naturen sætter grænser for den økonomiske vækst i den forstand, at
enten forurening eller udtømning af naturressourcer vil forårsage, at økonomisk vækst i traditionel forstand på et tidspunkt må ophøre.
Resumeet er færdigredigeret den 2. februar 2015.
1
Resume. Økonomi og Miljø 2015
Fælles mål i EU
for søer, vandløb
og kystvande
EU’s vandrammedirektiv satte i 2000 et mål om god økologisk tilstand i søer, vandløb og kystvande i 2015. Direktivet
gav dog mulighed for at udskyde opfyldelsen af målet til
2021 eller 2027. I kapitel I gøres status på opfyldelsen af
målene i vandrammedirektivet med særlig fokus på udledningen af kvælstof til kystvandene. Derudover vurderes det,
hvorledes udledningen af kvælstof kan reguleres, så de samfundsøkonomiske omkostninger ved at nå de nødvendige
reduktioner bliver så lave som muligt.
Opfyldelse af målene i vandrammedirektivet
Behov for større
indsats for at nå
målet
Trods en vis fremgang i vandområdernes tilstand er målet
om god økologisk tilstand i dag kun opnået i 2 pct. af kystvandene. Målet er opnået i 28 pct. af vandløbene og 22 pct.
af søerne. Med de indsatser, der indtil videre er vedtaget,
forventes det, at godt 40 pct. af kystvandene og vandløbene
og 25 pct. af søerne når målet i 2021. Der er altså behov for
en større indsats for at nå målet om god økologisk tilstand i
alle vandområder.
Kan blive dyrt at
udskyde målene
Målet om god økologisk tilstand i kystvandene skal sikres
ved at reducere udledningen af kvælstof, men opfyldelse af
målet er af flere omgange blevet udskudt. Det kan imidlertid
blive sværere at genoprette god økologisk tilstand, jo længere tid kystvandene ikke er i en god tilstand. Udskydelse af
målene kan derfor betyde, at det vil kræve en større og dyrere indsats for at opnå god tilstand.
Sværere at nå
målene i
Danmark
Den intensive landbrugsproduktion i Danmark betyder, at
der samlet set bliver udledt meget kvælstof til kystvandene.
Samtidig er mange af de danske kystvande relativt følsomme sammenlignet med andre nordeuropæiske lande. Den
fælles målsætning om god økologisk tilstand i alle EU-lande
indebærer derfor, at det er nødvendigt med en ekstra indsats
for at begrænse landbrugets kvælstofudledning i Danmark.
Mangler
opgørelse af
gevinsterne
I henhold til vandrammedirektivet kan målet for et vandområde udskydes eller endda nedsættes, hvis det er forbundet
med uforholdsmæssigt store omkostninger at nå målet (det
2
Resume
såkaldte disproportionalitetsprincip). Det store reduktionskrav i Danmark tilsiger, at det særligt for Danmark er relevant at vurdere, om de samfundsøkonomiske omkostninger
er uforholdsmæssigt store i forhold til de gevinster, der er
ved at nå målet. En sådan vurdering bør så vidt muligt bygge på en opgørelse af gevinsterne ved at opnå god økologisk
tilstand, således at det er muligt at sammenligne omkostninger og gevinster. Myndighederne bør derfor fremover lægge
større vægt på at opgøre gevinsterne ved at opnå god økologisk tilstand i kystvandene.
Savner god
begrundelse for
udskydelse
I de seneste vandplaner, der nu er i høring, er en stor del af
reduktionsmålene udskudt med henvisning til, at omkostningerne er uforholdsmæssigt store. Det er imidlertid ikke
klart, hvilket kriterium der har været anvendt for at vurdere,
om omkostningerne er uforholdsmæssigt store. At omkostningen ved at opnå en miljøforbedring er “stor”, er ikke ud
fra en samfundsøkonomisk betragtning et tilstrækkeligt
kriterium til at afgøre, om det er uhensigtsmæssigt at opnå
forbedringen. For at henholde sig til disproportionalitetsprincippet skal omkostningerne være betydeligt større end
gevinsterne.
Regulering af kvælstofudledning
Store geografiske
forskelle i
miljøpåvirkning
Der er meget store geografiske forskelle i jordens evne til at
tilbageholde kvælstof (retentionen). En reduktion i kvælstoftilførslen på marker med lav retention bidrager mere til
at reducere mængden af kvælstof, der udledes i kystvandene, end en tilsvarende reduktion på marker med høj retention. En målrettet regulering begrænser kvælstofanvendelsen der, hvor det giver den største miljøgevinst. Derfor vil
målrettet regulering kunne opfylde målet om god økologisk
tilstand ved lavere omkostninger end en generel regulering,
hvor kvælstofanvendelsen reduceres lige meget på alle marker.
Gevinst ved at
målrette
reguleringen
I kapitlet er der i samarbejde med Institut for Miljøvidenskab/Nationalt Center for Miljø og Energi ved Aarhus Universitet udført en analyse af omkostningerne ved at reducere
kvælstofudledningen til Limfjorden med forskellige virkemidler. Denne analyse tyder på, at det er 20-30 pct. dyrere
3
at mindske udledningen ved generel regulering sammenlignet med målrettet regulering. Andre undersøgelser for hele
Danmark viser gevinster ved målrettet regulering i samme
størrelsesorden. Det er derfor vigtigt, at den fremtidige regulering bliver så målrettet som muligt.
Nuværende
kvælstofnormer
er ikke
hensigtsmæssige
I den nuværende regulering begrænser man især kvælstofudledningen gennem et normsystem, som pålægger alle
landmænd at gøde en bestemt procentandel under det driftsøkonomisk optimale. Procentandelen afhænger ikke af,
hvilken afgrøde der dyrkes. Vælger en landmand at dyrke
en afgrøde, hvor der skal bruges meget kvælstof, får han
med normreguleringen lov til at bruge mere kvælstof end en
landmand, som vælger en afgrøde, der ikke behøver så meget kvælstof. Det er ikke hensigtsmæssigt, og gør det i sidste ende samfundsøkonomisk dyrere at reducere mængden
af kvælstof.
Differentierede
kvælstofnormer
vanskelige at
håndhæve
De nuværende kvælstofnormer giver ikke noget særligt
incitament til at mindske forbruget af kvælstof på de marker, hvorfra meget af kvælstoffet udledes til vandmiljøet. I
princippet kunne man indføre differentierede kvælstofnormer, som tager højde for forskelle i retentionen mellem
markerne. Hvis kvælstofnormerne differentieres vil der
imidlertid opstå en privatøkonomisk gevinst ved at omgå
reguleringen. Det vil således være fordelagtigt at overføre
kvælstof fra bedrifter, der må bruge meget kvælstof, til bedrifter, der kun må bruge lidt kvælstof. Det vil være vanskeligt at kontrollere, om der sker en sådan omgåelse. Dermed
vil det være vanskeligt at håndhæve differentierede kvælstofnormer.
Differentierede
normer kan ikke
anbefales
Modelberegningerne for Limfjorden tyder på, at differentierede kvælstofnormer i øvrigt ikke er et særlig vigtigt virkemiddel, hvis der er andre virkemidler, som kan bruges til at
mindske brugen af kvælstof, der hvor det giver den største
miljøgevinst. Differentierede kvælstofnormer kan derfor
ikke anbefales.
4
Resume
Forslag til fremtidig regulering
De nuværende
kvælstofnormer
bør erstattes af
kvælstofafgift
De nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau er uhensigtsmæssige og kan på grund af håndhævelsesproblemer
heller ikke differentieres med henblik på at målrette reguleringen. De nuværende kvælstofnormer bør derfor afskaffes
og erstattes af en generel afgift på kvælstof. En kvælstofafgift vil kunne opnå en given reduktion billigere. En afgift
vil både give en tilskyndelse til at vælge afgrøder, hvor der
ikke bruges så meget kvælstof, og til at mindske forbruget
af kvælstof givet valget af afgrøder. En generel afgift er
samtidig langt enklere at administrere end de nuværende
kvælstofnormer.
Provenu kan
føres tilbage, hvis
det ønskes
Når de nuværende kvælstofnormer erstattes af en generel
afgift på kvælstof, opnår staten et provenu. Ønsker man
politisk at lade en sådan omlægning være udgiftsneutral for
landbruget, kan dette provenu føres tilbage til erhvervet.
Målrettet
regulering
håndteres ved
omsætttelige
udledningskvoter
Den generelle afgift kan give en del af den reduktion i udledningerne, der skal nås, men da reduktionsbehovet varierer mellem forskellige geografiske områder, er der behov
for at supplere med mere målrettede tiltag. Det anbefales
derfor, at der etableres et kvotemarked for kvælstofudledning for hvert af de 23 forskellige vandoplande, der er i
Danmark. Mængden af kvoter i hvert vandopland skal afspejle den udledning, der kan tillades givet vandrammedirektivets mål. Hver bedrift skal erhverve et beregnet antal
udledningskvoter for at kunne dyrke en given afgrøde. Det
krævede antal udledningskvoter er baseret på en opgørelse
af den forventede udledning ved at dyrke en given afgrøde
på en mark. Den beregnede udledningskvote afhænger således af jordens evne til at tilbageholde kvælstof (retentionen)
og kvælstofoverskuddet ved forskellige afgrøder. Udledningskvoterne skal kunne handles inden for hvert vandopland, således at der opnås de laveste reduktionsomkostninger på tværs af landbrug.
Udledningskvoter
svarer til
dyrkningstilladelser
Udledningskvoterne kan opfattes som dyrkningstilladelser,
hvor det krævede antal kvoter afspejler kvælstofudledningen til vandmiljøet ved dyrkning. Omkostningen ved at
dyrke en bestemt afgrøde på en bestemt mark vil dermed
5
blive påvirket af, hvor meget kvælstof der må forventes at
blive udledt til fjorden eller kystvandet.
Et simpelt
eksempel
Lidt forenklet kan opgørelsen af det beregnede antal udledningskvoter beskrives for to lige store marker, hvor retentionen er henholdsvis 0,8 (mark A) og 0,2 (mark B). På mark
A vil 20 pct. af kvælstoffet fra rodzonen havne i kystvandet.
På mark B vil 80 pct. af kvælstoffet fra rodzonen havne i
kystvandet. For at dyrke den samme afgrøde skal ejeren af
mark B derfor købe 4 gange så mange udledningskvoter
som ejeren af mark A. Forskelle i kvælstofoverskuddet mellem forskellige afgrøder skal også indgå i beregningen af,
hvor mange kvoter en bedrift skal købe for at dyrke jorden
med en given afgrøde.
Incitamenter ved
omsættelige
udledningskvoter
Sådanne omsættelige udledningskvoter vil gøre det dyrere
at dyrke afgrøder, som efterlader meget kvælstof på marker,
hvor meget af kvælstoffet ender i kystvandet. Dette giver en
tilskyndelse til en geografisk omfordeling af afgrøderne,
således at dyrkning af afgrøder med stort tab af kvælstof i
større grad foregår på marker, hvorfra der kun er lille belastning af kystvandene. På marker, hvor meget af kvælstoffet ender i kystvandet, vil udledningskvoterne give en tilskyndelse til at dyrke afgrøder, som ikke efterlader meget
kvælstof på marken, eller til helt at undlade at dyrke jorden.
De omsættelige kvoter kan også omfatte andre arealtiltag
som f.eks. efterafgrøder, energiafgrøder og vådområder.
Samlet forslag til
fremtidig
regulering
Det foreslås således, at reguleringen af kvælstof fremover
varetages ved en kombination af en generel afgift på kvælstof og omsættelige udledningskvoter, der afspejler kvælstofbelastningen ved dyrkning. De nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau foreslås samtidig afskaffet. Den
givne mængde udledningskvoter kan enten sælges af staten
eller blive uddelt til landbrugsbedrifterne, som så herefter
kan handle med kvoterne. Dette vil ikke have nogen indflydelse på omkostningseffektiviteten, men vil have forskellige
fordelingsmæssige konsekvenser.
6
Resume
Rent vand vigtigt
Rent vand er vigtigt for mennesket og for naturen. Danmark
adskiller sig fra de fleste andre lande ved, at forsyningen af
drikkevand næsten udelukkende er baseret på grundvand,
som ikke behøver at blive renset for pesticider.
To centrale
problemer
Overordnet set er der to forskellige potentielle miljøproblemer knyttet til grundvand. Det ene problem er forurening af
grundvandet med f.eks. pesticider og nitrat. Det andet er for
høj indvinding af grundvand, som gør sig gældende i dele af
Danmark.
Målsætninger om
pesticidbrug er
ikke nået
I den forebyggende indsats er der lagt stor vægt på at begrænse risikoen ved anvendelse af pesticider. Siden den
første pesticidhandlingsplan fra 1986 har der i Danmark
været opsat målsætninger om at begrænse brugen af pesticider. Det må imidlertid konstateres, at målsætningerne for
landbrugets brug af pesticider ikke er blevet realiseret.
Regulering af pesticidforbrug
Pesticidrester i
grundvand
Fund af pesticider i grundvandet er steget over tid, og i godt
40 pct. af prøverne findes pesticidrester (dog kun i 12 pct. af
prøverne over grænseværdien). Denne udvikling bør fortolkes med varsomhed, bl.a. fordi der over tid testes for flere
pesticider. Hertil kommer, at hovedparten af disse pesticidfund vedrører pesticider, der er forbudt i dag.
Godt at
kombinere
forskellige
virkemidler
Miljøeffekten ved brug af pesticider er karakteriseret ved, at
skaden ved at bruge pesticider varierer geografisk. Regulering af brug af pesticider foregår ved en blanding af forskellige virkemidler som generelle forbud (godkendelsesordningen), afgifter og lokale forbud (arealtiltag). Der er som
udgangspunkt ikke ét instrument, som er ideelt til at løse
reguleringsproblemet. Et generelt forbud er hensigtsmæssigt
i forhold til særligt skadelige pesticider, hvor gevinsten ved
at bruge pesticidet aldrig står mål med skadesomkostningerne. Arealtiltag fungerer som lokale forbud og er et fornuftigt virkemiddel til beskyttelse af særligt pesticidfølsomme områder. Afgifter egner sig bedst i grænselandet
mellem de to typer af forbud, idet afgifter mindsker incita7
mentet til at bruge pesticider samtidig med, at de sikrer
brugeren af pesticider fleksibilitet. Det forekommer derfor
fornuftigt at kombinere forskellige virkemidler.
Omlægning af
afgift et skridt i
den rigtige
retning
Pesticidafgiften blev omlagt i 2013, så der er højere afgifter
på de mere miljøbelastende pesticider end på de mindre
miljøbelastende pesticider. Overordnet set er dette en fornuftig omlægning, som også harmonerer med tidligere anbefalinger fra Det Økonomiske Råds formandskab.
Sammenligning
af forskellige
arealtiltag
Nogle arealer er særlig følsomme overfor pesticider, fordi
der er større risiko for, at pesticider udledt på arealerne ender i grundvandet, eller fordi arealerne er tæt på drikkevandsboringer. I kapitlet er præsenteret en ny analyse af de
samfundsøkonomiske omkostninger ved forskellige arealtiltag, som beskytter grundog drikkevand i forskellige pesticidfølsomme områder rundt omkring i Danmark. Konkret er
der set på følgende arealtiltag:




Skovrejsning
Åbne naturområder
Økologisk landbrug
Pesticidfri landbrugsdrift
Både
omkostninger og
gevinster ved
tiltag
I analysen opgøres de samfundsøkonomiske omkostninger,
hvis disse tiltag gennemføres på arealer, hvor der i udgangspunktet drives konventionel landbrugsproduktion. I
opgørelsen af omkostningerne indgår bl.a. indtjeningstab i
landbruget, men der indgår også en række gevinster i form
af mindre forurening (mindre drivhusgasudledning og bedre
vandmiljø) og øgede rekreative gevinster ved skovrejsning
og etablering af nye åbne naturområder.
Skov og åben
natur effektive
tiltag …
Analysen viser, at skovrejsning og etablering af åbne naturområder er de samfundsøkonomisk bedste arealtiltag. Der er
så store positive sidegevinster i form af øgede rekreative
muligheder samt mindsket udledning af drivhusgas og
kvælstof til vandmiljøet, at dette overskygger omkostningerne i form af tabt indtjening ved landbrugsdrift. Ud over
at beskytte grundog drikkevand på følsomme arealer, vil
disse tiltag således give en gevinst i sig selv.
8
Resume
… især tæt på de
største byer
Der er geografisk variation i gevinsten ved at rejse skov
eller etablere åbne naturområder. Således er gevinsten størst
tæt på de største byer. Det anbefales derfor, at det i første
omgang er i Hovedstadsområdet og tæt på andre større byer,
at der sættes i gang med skovrejsning og etablering af åbne
naturområder på pesticidfølsomme områder.
Den rekreative
værdi af mere
natur er
aftagende
Beregningerne er foretaget for en række “case-områder”,
som sammenlagt kun udgør en meget lille del af Danmarks
areal (ca. 0,1 pct.). Den rekreative værdi af yderligere skov
eller åbne naturområder vil imidlertid aftage, hvis der laves
skovrejsning og åbne naturområder i stor stil. At der er en
stor samfundsøkonomisk gevinst ved skovrejsning og åbne
naturområder på en lille del af Danmarks areal betyder således ikke automatisk, at der også vil være en samfundsøkonomisk gevinst ved at rejse skov eller etablere åbne naturområder på en stor del af Danmarks areal.
Udpegning bør
fremskyndes
Cirka en tredjedel af kommunerne i Danmark har allerede
udpeget eller er i gang med at udpege boringsnære beskyttelsesområder (BNBO) omkring drikkevandsboringerne.
Udpegningen af BNBO og andre pesticidfølsomme områder
er en forudsætning for en effektiv arealbaseret indsats, hvorfor udpegningsprocessen bør fremskyndes. Det kan f.eks.
ske ved at gøre udpegningen af BNBO obligatorisk for
kommunerne.
Regulering af indvinding af vand
Negative
miljøeffekter
ved indvinding
af vand
For stor indvinding af grundvand kan have negative effekter
for den våde natur og påvirke dyre- og planteliv, samt øge
risikoen for (naturlig) forurening af grundvandsressourcen.
Der er geografisk variation i de eksterne miljøomkostninger
ved indvinding. Indvindingen af vand er større end det bæredygtige niveau i især Hovedstadsområdet og på dele af
Sjælland, mens indvindingen er relativt lav i forhold til det
bæredygtige niveau i store dele af Jylland.
Vandafgift bør
differentieres
geografisk og
betales af alle
Afgifter på vand bør indrettes, så de bedst muligt korrigerer
for disse negative eksterne effekter. De nuværende afgifter
på vand lever ikke op til dette, da der er samme afgift i hele
landet, og da landbrug og øvrige erhverv ikke betaler afgif-
9
ten. Afgiften bør differentieres afhængigt af, hvor indvindingen foregår og betales af både husholdninger og erhverv,
inklusive vandforbrug til markvanding.
Afgift bør
afhænge af
overindvinding
Der er ikke lavet egentlige opgørelser af de marginale eksterne omkostninger ved indvinding, som kan anvendes til
præcist at fastlægge det mest hensigtsmæssige niveau for
afgiften forskellige steder i Danmark. På det spinkle grundlag, der er til rådighed i dag, vurderes det dog, at afgiften
bør hæves væsentligt, hvor der sker væsentlig overindvinding i forhold det bæredygtige niveau, mens afgiften kan
sænkes eller ligefrem fjernes i andre dele af Danmark.
Forebyggende
tiltag skal ikke
betales over
vandprisen
En række udgifter til at beskytte drikkevandet finansieres
over vandprisen dels i form af en tidsbegrænset øremærket
afgift og dels i kraft af udgifter til beskyttende aktiviteter
såsom dyrkningsaftaler (f.eks. kompensationer til landmænd
for ikke at bruge pesticider). Denne kobling mellem prisen
på vand og finansiering af forureningsbekæmpelse er ikke
hensigtsmæssig. Niveauet for miljøafgifter bør alene afspejle miljøeffekter og miljømål og ikke finansieringsbehov.
Finansieres udgifter til forureningsbekæmpelse over vandprisen vil det give utilsigtet forvridning af vandforbruget.
Det anbefales derfor, at den nuværende (tidsbegrænsede)
øremærkede afgift ikke forlænges, og at de aktiviteter, der
finansieres af denne afgift, indgår i den almindelige prioritering af de offentlige udgifter.
Sætter naturen
grænser for
vækst?
10
Økonomisk aktivitet trækker på naturens ressourcer og giver anledning til forurening. Det er nødvendigt at tage hensyn til disse forhold, og et af tidens vigtige økonomiske
spørgsmål er derfor, om naturen sætter grænser for den
økonomiske vækst i den forstand, at enten forurening eller
udtømning af naturressourcer vil forårsage, at den fortsatte
fremgang i realt BNP fremover bliver mindre eller helt må
ophøre. Dette spørgsmål er omdrejningspunktet i kapitel III.
Resume
Økonomisk vækst
er ikke
nødvendigvis
lig med fysisk
produktionsvækst
I offentligheden sættes ofte lighedstegn mellem fortsat økonomisk vækst og større belastning af naturen i form af mere
forurening og/eller større ressourceforbrug. Det er imidlertid ikke sådan, at økonomisk vækst nødvendigvis indebærer
et større forbrug af ressourcer eller flere skadelige udledninger. Økonomisk vækst måler stigningen i værdien af det,
vi producerer, og værdien af vores produktion kan godt
stige, selvom det rent fysiske input af naturressourcer, målt
eksempelvis i ton eller kilojoule, er konstant eller direkte
falder. Skift i forbrugsmønstret og teknologiske fremskridt
vil kunne bidrage til at spare på ressourceanvendelsen, uden
at det nødvendiggør en lavere velstand.
Miljøets indflydelse på den økonomiske vækst
Substitutionsmuligheder et
centralt nøgleord
Det afgørende for, om fortsat økonomisk vækst er forenelig
med en situation, hvor ressourceforbrug og forurening falder eller i hvert fald ikke stiger, er, om substitutionsmulighederne mellem naturens input (ressourcer i bred forstand,
herunder miljøet) og de menneskeskabte input er tilstrækkelig gode. Substitutionsmulighederne er dermed det centrale
nøgleord for spørgsmålet om bæredygtig vækst.
Prismekanismen
afgørende for, at
substitutionsmulighederne
udnyttes
En meget vigtig mekanisme, der kan sikre, at substitutionsmulighederne udnyttes, er, at stigende ressourceknaphed
fører til stigende priser på ressourcen. Disse prisstigninger
vil bidrage til, at der i produktion og forbrug spares på ressourceanvendelsen. Samtidig vil prisstigningerne give en
tilskyndelse til forskning og udvikling af alternative produkter og produktionsmetoder, der anvender færre ressourcer.
Stigende priser på knappe naturressourcer vil også øge tilskyndelsen til genanvendelse og gøre efterforskning efter
nye fund mere rentabel.
De fremtidige
substitutionsmuligheder
kendes ikke
Selvom prissignaler er vigtige, kan man dog ikke være sikker på, at stigende priser vil kunne løse problemer med ressourceknaphed i alle tilfælde og i al fremtid. Det vil afhænge af, hvor gode de grundlæggende fremtidige substitutionsmuligheder er. De fremtidige substitutionsmuligheder er
i sagens natur ukendte, og man kan derfor ikke udelukke, at
ressourceknaphed en dag vil forhindre yderligere vækst
eller ligefrem føre til faldende produktion. Hidtil har erfa-
11
ringen på de fleste vigtige ressourceområder dog været, at
substitutionsmulighederne i bred forstand, herunder udnyttelsen af ny teknologi og forekomsten af nye fund, har været
tilstrækkelig gode til, at den økonomiske vækst har kunnet
opretholdes.
Stigende reserver
trods løbende
forbrug
Indtil nu har problemerne med knaphed på naturressourcer
således ikke været af akut betydning. Blandt andet har nye
fund af mange naturressourcer betydet, at den tilbageværende reserve ikke er faldet til trods for, at der løbende bliver
forbrugt af ressourcen. Eksempelvis vurderede man i 1980,
at de globale oliereserver ville række til 30 års fortsat forbrug. I 2013 var det tilsvarende estimat steget til over 50 år.
Fortsat efterforskning og teknologisk udvikling, blandt andet skabt af forventningen om stigende priser, har bidraget
til, at reserven af olie trods et betydeligt forbrug i den mellemliggende periode er steget. Tilsvarende opjusteringer af
de tilbageværende reservelagre er sket for mange andre
ressourcer.
Vækstens indvirkning på miljøet
Klimaproblemet
kræver langt
stærkere global
indsats
12
Klimaproblemet er måske det vigtigste miljøproblem, verden umiddelbart står overfor. Beregninger i kapitlet foretaget ved hjælp af den økonomiske klimamodel DICE peger
på, at der er behov for en betydelig skrappere klimapolitik
på globalt plan end den, der føres i dag. I det præsenterede
grundforløb, hvor ambitionsniveauet for den globale klimapolitik ikke ændres i forhold til i dag, stiger temperaturen på
et tidspunkt til seks grader over førindustrielt niveau. For at
overholde målet om, at den globale middeltemperatur ikke
må stige mere end to grader, skal udledningerne af drivhusgasser således reduceres. Ifølge DICE-beregninger kan den
nødvendige reduktion i udledningerne opnås ved indførelsen af en global afgift, der i 2015 skal være på 50 dollar pr.
ton CO2. Det svarer i beregningerne til en ottedobling af
klimaindsatsen i forhold til i dag. I løbet af de kommende
årtier skal afgiften ifølge DICE-beregningerne stige yderligere, sådan at den i 2060 er over 270 dollar.
Resume
Togradersmål
vil ikke hindre
fortsat
økonomisk vækst
Selvom der er omkostninger forbundet med at føre en ambitiøs klimapolitik, er de langt fra af en størrelsesorden, som
hindrer en fortsat vækst i det globale BNP. DICE-beregningerne viser, at en omkostningseffektiv opfyldelse af målsætningen om en temperaturstigning på maksimalt to grader
vil føre til, at det globale BNP vil være 2½ pct. mindre i
2050 og knap 1 pct. mindre i 2100, end hvis man ikke ændrer ambitionsniveauet i klimapolitikken i forhold til i dag.
Tager man højde for den økonomiske værdi af de klimaskader, der undgås ved at leve op til togradersmålsætningen,
reduceres omkostningen i 2050 til omkring 2 pct., og der vil
være en netto-gevinst på 1 pct. i 2100 under togradersmålsætningen i forhold til et laden-stå-til-forløb. Disse effekter må betegnes som ret små, når de sammenlignes med
stigningen i BNP og forbrug pr. capita, der i grundforløbet
er på over 400 pct. fra 2010 til 2100. Selvom der er meget
stor usikkerhed forbundet med sådanne modelberegninger,
bekræftes de af en række andre beregninger og betragtninger, bl.a. fra FN’s klimapanel.
Togradersmål
kan opfattes som
passende
kompromis
Beregningerne baseret på DICE-modellen indikerer, at det
samlet set er forbundet med velfærdsforbedringer at reducere de globale CO2-udledninger. Med udgangspunkt i standardforudsætningerne i modellen er togradersmålsætningen
dog for ambitiøs. Modellen inddrager imidlertid kun i begrænset omfang risikoen for ekstreme katastrofescenarier,
og modellens afvejning mellem nuværende og fremtidige
generationers velfærd kan også diskuteres. Samlet peger
disse forhold i retning af, at det centrale forløb i DICE ligger til den optimistiske side med hensyn til behovet for at
forebygge fremtidige klimaskader. Tager man hensyn hertil,
kan togradersmålsætningen opfattes som et passende kompromis mellem hensynet til fortsat materiel velstandsfremgang og miljøet.
90 pct. af
Danmarks
realvækst siden
1990 udgøres af
tjenester
Produktionen består i de fleste lande i stigende grad af tjenesteydelser og i mindre grad af fysiske varer. Dermed bidrager ændringer i erhvervsstrukturen til et relativt set mindre træk på naturens ressourcer. Af den samlede stigning i
produktionen på omkring 40 pct., som Danmark har oplevet
siden 1990, skyldes ca. 90 pct. således vækst i den private
13
og offentlige servicesektor, mens kun en tiendedel af væksten stammer fra de vareproducerende erhverv.
Ingen klar
udvikling i
materialeforbrug
trods betydelig
økonomisk vækst
Ændringer i efterspørgslens sammensætning og i erhvervsstrukturen er af betydning for forbruget af materialer og
naturressourcer. Den samlede produktion er i løbet af de
seneste 20 år, som nævnt, steget med knap 40 pct., mens der
i den samme periode kun har været en lille stigning i det
samlede fysiske materialeforbrug. Stigningen i det samlede
materialeforbrug opgjort i ton skyldes imidlertid udelukkende, at mængden af tunge byggematerialer som sand og
grus mv. er steget. Omvendt er forbruget af blandt andet
metaller og fossile brændsler alle faldet. Denne udvikling
illustrerer, at økonomisk vækst ikke nødvendigvis ledsages
af større materialeforbrug.
Ressourceknaphed ikke i sig
selv god grund til
politisk indgreb
Det kan diskuteres, om det er hensigtsmæssigt fra politisk
side at opstille målsætninger om at begrænse ressourceforbruget. Ofte bruges hensynet til ressourceknaphed som et
argument. Som udgangspunkt vil stigende ressourceknaphed
imidlertid føre til prisstigninger, der giver tilskyndelse til at
begrænse forbruget. Det offentlige bør derfor kun gribe ind,
hvis der kan identificeres klare markedsfejl i selve prisdannelsen, eller hvis brugen af den pågældende ressource medfører negative påvirkninger af miljøet, som der ikke er taget
højde for i prisen på ressourcen. I sådanne tilfælde bør der
arbejdes for at løse problemet i en global sammenhæng, idet
et enkelt land eller en mindre region kun kan gøre meget lidt
for at påvirke verdens samlede udbud og efterspørgsel efter
ressourcen.
Betænkeligt at
styre ubetinget
efter høj BNPvækst
BNP-vækst er ikke i sig selv et særlig godt mål for udviklingen i velfærden og livskvaliteten i et land. Det er der mange
velkendte grunde til. Det er derfor også betænkeligt at have
som et ubetinget politisk mål at forøge BNP mest muligt
uden hensyn til de mulige omkostninger ved denne vækst.
Omkostningerne kan f.eks. være i form af tab af fritid eller
forringelser på områder som miljø, sundhed og fordeling, der
også kan have stor betydning for befolkningens velfærd. Det
er vigtigt at være opmærksom på disse afvejninger, når ønsker om tiltag, der kan føre til et højere BNP, drøftes.
14
Resume
Man fokuserer på
det, man kan
måle
BNP spiller dog af praktiske grunde i mange sammenhænge
en vigtig rolle som indikator for et lands økonomiske succes.
Da det, man måler, påvirker det, man gør, kan det have den
konsekvens, at der kommer en skævhed i retning af for stor
vægt på materiel velstand i forhold til andre forhold.
Derfor bør
alternative mål
udvikles
Der har i de senere år været en stigende erkendelse af, at det
er vigtigt at udarbejde mere nuancerede mål, som i højere
grad dækker forskellige aspekter af befolkningens velfærd.
Ikke mindst Stiglitz-Sen-Fitoussi-kommissionen, der blev
nedsat af den franske præsident Sarkozy, har sat dette arbejde på dagsordenen. Derfor er det positivt, at der arbejdes
internationalt på at udvikle bedre indikatorer for bæredygtighed og grønne regnskaber. Også mål som ægte opsparing,
der inddrager flere aspekter end traditionelle opsparingsbegreber, kan ses som et led i denne udvikling.
15
16
KAPITEL I
VANDRAMMEDIREKTIVET OG
KVÆLSTOFREGULERING
I.1
Indledning
Vandkvalitet
giver værdi
En god økologisk tilstand i vandmiljøet er en central forudsætning for, at mange dyr, planter og mikroorganismer kan
leve i vandmiljøet og i tilknytning til vandmiljøet. Det bidrager også til menneskers velfærd. En god vandkvalitet i
vandløb, søer og kystvande og dertilhørende dyre- og planteliv giver blandt andet herlighedsværdier og mulighed for
rekreative aktiviteter. Det har også en erhvervsmæssig værdi for blandt andet fiskeri, havbrug og dambrug.
Indsats gennem
mange år
Indsatsen for at forbedre kvaliteten af overfladevande, dvs.
søer, vandløb og kystvande, startede allerede i midten af
1980’erne, hvor Folketinget vedtog de første planer for at
forbedre vandkvaliteten. Baggrunden var, at overfladevandet var forurenet af udledninger fra især spildevandsanlæg
og landbrug. Disse udledninger havde en negativ effekt på
planter, dyreliv og den rekreative værdi af vandområderne.
Status for
økologisk tilstand
i overfladevande
Med EU's vandrammedirektiv fra 2000 er et fælles mål om
at opnå god økologisk tilstand i 2015 i alle grundvandsforekomster, søer, vandløb og kystvande vedtaget for alle EUlande. Formålet med dette kapitel er at gøre status på, hvor
langt Danmark er i forhold til at nå målet for den økologiske
tilstand i alle overfladevande og komme med forslag til,
hvordan kvælstofreguleringen mest hensigtsmæssigt kan
indrettes. Kapitel II omhandler tiltag for at sikre en god
kvalitet af grundvand.
Nødvendigt at
regulere
N-udledning
Kvælstofudledning fra landbrug er en væsentlig årsag til, at
størstedelen af de danske kystvande i dag ikke er i en god
økologisk tilstand. Landmænd anvender gødning med kvælKapitlet er færdigredigeret den 2. februar 2015.
17
Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015
stof (N) for at øge udbyttet og forbedre kvaliteten af deres
afgrøder. Uden regulering har landmænd ikke et incitament
til at tage den negative påvirkning af vandmiljøet med i
betragtning, når der tages beslutning om gødning af markerne. Der er derfor behov for regulering.
Regulering bør
være målrettet og
omkostningseffektiv
I dag reguleres kvælstofudledningen med en række generelle virkemidler, der ensartet pålægger alle landmænd at reducere belastningen af vandmiljøet. Der er dog store geografiske variationer med hensyn til, hvor følsom jorden og
vandmiljøet er overfor kvælstofudledning. Det indikerer, at
en mere målrettet anvendelse af virkemidler til reduktion af
kvælstofudledning kan give en samfundsøkonomisk gevinst.
Natur- og Landbrugskommissionen anbefalede derfor i
2013, at den generelle regulering erstattes af en mere målrettet regulering, hvilket også er foreslået af formandskabet
til Det Miljøøkonomiske Råd i 2009, jf. Natur- og Landbrugskommissionen (2013) og De Økonomiske Råd (2009).
Ny regulering
på vej
Folketinget har vedtaget, at udvalgte ministerier skal komme med forslag til, hvordan en mere målrettet regulering
kan udformes, og at implementeringen skal påbegyndes i
2016.
Anbefalinger til
ny regulering
Et primært formål med dette kapitel er at bidrage med analyser af en omkostningseffektiv kvælstofregulering og et
forslag til, hvorledes en målrettet regulering af kvælstofudledningen fremadrettet kan opbygges, så den sikrer en god
økologisk tilstand ved den mindst mulige samfundsøkonomiske omkostning.
Casestudie af
Limfjorden
For at kunne gøre dette indeholder kapitlet et casestudie af,
hvorledes målet om god økologisk tilstand i kystvande i
oplandet til Limfjorden kan nås på den mest omkostningseffektive måde. Analysen er foretaget i samarbejde med
Institut for Miljøvidenskab/Nationalt Center for Miljø og
Energi ved Aarhus Universitet. I forlængelse af denne analyse fremsættes et bud på, hvordan en mere hensigtsmæssig
regulering af kvælstofudledningen i Danmark kunne se ud.
Status på
målopfyldelse
I kapitlet vil der i særlig grad blive fokuseret på kystvande
og kvælstofudledningen fra landbruget, der som nævnt ud-
18
I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet
gør en væsentlig belastning af kystvande i dag. Der gøres i
kapitlet status på de seneste års målsætninger for kvælstofudledning, og der vil blandt andet blive set på fastsættelse af
målsætninger for kvælstofudledningen og ændringer af disse.
Opbygning af
kapitlet
Kapitlet fortsætter i afsnit I.2 med en status på målopfyldelse i forhold til målet om god økologisk tilstand og en gennemgang af varierende kvælstofmålsætninger fra de seneste
år. Der ses i den forbindelse også på forskelle på indsatsbehov mellem forskellige lande. Herefter følger i afsnit I.3
en principiel beskrivelse af optimal regulering af diffus
forurening såsom kvælstof. Efter en gennemgang af nuværende regulering og forskellige kvælstofreducerende virkemidlers effekter og omkostninger i afsnit I.4 analyseres det i
afsnit I.5, hvorledes kvælstofmålet i Limfjordoplandet kan
nås mest omkostningseffektivt. På basis af dette gives der i
afsnit I.6 et bud på en mere hensigtsmæssig og målrettet
regulering af kvælstofudledning, som kan erstatte den nuværende primært generelle regulering. Afsnit I.7 rummer en
sammenfatning samt anbefalinger.
I.2
Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet
Mål om god
økologisk tilstand
I 2000 blev EU's vandrammedirektiv vedtaget og dette satte
et overordnet mål om såkaldt god økologisk tilstand i alle
overfladevande i EU vurderet på forskellige kvalitetsparametre. Overfladevande dækker over søer, vandløb og kystvande.
Definition af
målopfyldelse
Den økologiske tilstand for overfladevande angives i henhold til vandrammedirektivet som værende høj, god, moderat, ringe eller dårlig, jf. boks I.1. Tilstanden skal være
høj eller god for at opfylde målet i vandrammedirektivet.
19
Boks I.1
Opgørelse af økologisk tilstand
Økologisk tilstand er et udtryk for kvaliteten af et vandøkosystems struktur og
funktion og opdeles i fem kvalitetsklasser:





Høj (referencetilstanden): Ingen eller ubetydelige ændringer i bl.a. de biologiske, fysiske og kemiske elementer, som karakteriserer den naturlige tilstand for vandområdet
God: Menneskelige påvirkninger har kun ført til mindre afvigelser i forhold
til uberørte forhold
Moderat: Der optræder mindre tegn på ændringer som følge af menneskelig
aktivitet, og vandområdet er signifikant mere forstyrret end i vandområder
med god tilstand
Ringe: De biologiske samfund afviger væsentligt fra uberørte forhold
Dårlig: De biologiske samfund, som normalt karakteriserer det pågældende
vandområde under uberørte forhold, forekommer ikke
Niveauerne for den økologiske tilstand fastsættes gennem en såkaldt interkalibrering, hvor der fastlægges ensartede niveauer på tværs af EU således, at tilstanden af vandområder i samme region af EU vurderes på samme måde. Resultatet af interkalibreringen offentliggøres gennem en EU-Kommissionsbeslutning.
EU-Kommissionen udsendte i 2008 den første interkalibreringsbeslutning, som
indeholdt de kvalitetsparametre, der dannede grundlag for de første vandplaner.
Efterfølgende har EU-Kommissionen i 2013 udsendt yderligere en interkalibreringsbeslutning, hvor flere af vandrammedirektivets kvalitetsparametre indgår.
Denne danner grundlag for vurderingen af den økologiske tilstand i vandområdeplanerne 2015-21.
Da man gik i gang med de første vandplaner, var der således kun defineret én biologisk kvalitetsparameter for henholdsvis søer, vandløb og kystvande i Danmark.
Vurderingen af den økologiske tilstand blev kun baseret på denne ene kvalitetsparameter. For vandløb var det et smådyrsfaunaindeks, som blandt andet beskriver tæthed og diversitet af vandløbets insekter og andre smådyr. For søer var det
koncentrationen af klorofyl, som indikerer biomassen af planteplankton, som helst
skal være lav for at give plads til andet liv i søen. For kystvande var det dybdegrænsen for hovedudbredelsen af ålegræs. Jo dybere vand ålegræsset vokser på, jo
bedre vandkvalitet. Siden er flere kvalitetsparametre blevet defineret, og forud for
anden vandplanperiode (2015-21) er tilstandene vurderet med op til fire kvalitetsparametre for hvert vandområde:
20



Vandløb: Fauna, fisk og planter
Søer: Klorofylkoncentration, planteplankton, planter og fisk
Kystvande: Ålegræsdybdeudbredelse, klorofylkoncentration og bundfauna
Som udgangspunkt kræves det i direktivet, at den parameter med den dårligste
kvalitet er bestemmende for den samlede kvalitetsbedømmelse af vandområdet ‒
det såkaldte “one out all out”-princip. Dette betyder, at når tilstanden er blevet
vurderet på baggrund af flere parametre, kan det have fået en dårligere tilstandsvurdering end tidligere, uden at tilstanden rent faktisk har ændret sig. Det vil ske,
hvis opgørelsen af en ny parameter i et vandområde har en dårligere bedømmelse,
end den hidtil opgjorte parameter.
Mulighed for
undtagelser
Målet skal som udgangspunkt være nået i 2015, men der er
mulighed for at udskyde opfyldelse af målsætningen til
2021 eller 2027 eller nedsætte miljømålet for et vandområde, hvis der er uforholdsmæssigt store omkostninger forbundet med at nå målet eller ved særlige tekniske eller naturgivne forhold, som forhindrer målopfyldelse.
Første
vandplaner fem
år forsinket
For hver seksårig periode (2009-15, 2015-21 og 2021-27)
skal der i henhold til vandrammedirektivet udarbejdes
vandplaner, som indeholder en indsatsplan for, hvordan
målet for hvert vandområde skal opnås. De danske vandplaner for første periode skulle have været klar i 2009, men
processen blev forsinket ad flere omgange. Der forelå vandplaner i 2011, men de blev underkendt af Natur- og Miljøklagenævnet pga. en for kort høringsfrist. En ny udgave af
vandplanerne for 2009-15 blev først vedtaget i oktober
2014.1 Første udkast til vandplanerne for anden vandplanperiode (2015-21) kom i seks måneders offentlig høring i december 2014 og kaldes i øvrigt nu for vandområdeplaner.
1)
Rigsrevisionen afgav i marts 2014 beretning til Statsrevisorerne
om Danmarks forberedelse af vandplanerne. Statsrevisorerne
“kritiserer skarpt” Miljøministeriets planlægning og styring af
første generation af vandplaner. De påpeger, at den mangelfulde
styring indebar, at vandplanerne blev forsinkede, og at der er stor
risiko for, at målet om god tilstand i alle vandområder ikke nås i
2015, jf. Statsrevisorerne (2013).
21
Tilstanden i overfladevandene
Tilstanden er
langt fra målet
især for kystnære
vande
Grundlaget for vandplanerne for hver vandplanperiode er en
såkaldt basisanalyse, som blandt andet opgør den aktuelle
tilstand af vandområderne og risikoen for, at målet om god
økologisk tilstand ikke nås i den periode vandplanerne omhandler. Tilstandsvurderingen er opdateret i forbindelse
med den offentlige høring af de nye vandområdeplaner for
2015-21. Målet for den økologiske tilstand er ifølge denne
vurdering kun opfyldt for 28 pct. af vandløbene, 22 pct. af
søerne og 2 pct. af kystområderne, jf. figur I.1. Det er således især for de kystnære vande, at der er langt til målet i
vandrammedirektivet på nuværende tidspunkt.
Figur I.1
Økologisk tilstand i dansk overfladevand
Pct.
100
75
50
25
0
Anm.:
Kilde:
Længere fra mål
end først antaget,
men det går den
rigtige vej
22
Vandløb
Høj
God
Søer
Moderat
Ringe
Kystnære vande
Dårlig
Ukendt
Økologisk tilstand for alle vandområder (inkl. stærkt modificerede og kunstige vandområder) opgjort som andelen af samlet
længde vandløb, antal søer eller antal kystvande i vandområdeplanerne. Definition af kategorier fremgår af boks I.1. Omregnes andelen af kystvande, der opfylder målet til pct. af areal,
udgør det stadig ca. to pct.
Naturstyrelsen (2014a-d).
I forbindelse med opgørelsen af den økologiske tilstand i de
første vandplaner, som de så ud i 2011, blev tilstanden generelt vurderet til at være bedre end vist i figur I.1, jf. De
Økonomiske Råd (2012). Nylige undersøgelser tyder dog på
fremgang i flere vandområder og ikke på en generel tilbagegang i tilstanden, jf. Jensen mfl. (2013a) og Riemann
mfl. (2015). Grunden til, at tilstanden tidligere alligevel
blev vurderet bedre i 2011 end i dag, er formentlig, at man i
den nye vurdering har benyttet flere biologiske kvalitetsparametre til at vurdere den økologiske tilstand, end man
gjorde i første generation af vandplanerne, jf. boks I.1. De
nye vurderinger af tilstanden i overfladevandene er derfor
ikke nødvendigvis et udtryk for, at tilstanden er blevet forværret, men i stedet at kriteriet for god økologisk tilstand er
ændret.2
Forbedret
tilstand i 2021
I udkastet til de nye vandområdeplaner fra december 2014
er der foretaget en analyse af hvilke områder, som forventes
at opfylde målet om god økologisk tilstand i 2021 med de
indsatser, som er vedtaget på nuværende tidspunkt, herunder vandplanerne for 2009-15. Tabel I.1 viser, at der er en
tydelig forventet forbedring af tilstanden for mange vandområder, men også at der stadig mangler en væsentlig andel, før målet om god økologisk tilstand er opfyldt for alle
vandområder. Nye opgørelser af ålegræssets udbredelse i
kystvande viser, at udviklingen er vendt omkring 2009, og
at der efter 25 år med tilbagegang for ålegræs nu er reelle
tegn på fremgang, jf. Riemann mfl. (2015). Dette forklarer,
hvorfor særligt kystvandenes tilstand ser ud til at blive bedre frem mod 2021.
2)
Andre forhold bidrager yderligere til, at man ikke kan sammenligne tilstandsvurderingerne fra tidligere med nuværende. Der er
blandt andet sket en aggregering af vandområder, specielt for
vandløb, og nogle vandområder er ikke længere målsat, jf. Naturstyrelsen (2014e).
23
Tabel I.1
Vandløb
Søer
Kystvande
Anm.:
Kilde:
Forventet målopfyldelse i 2021
Opfyldt
Ikke opfyldt
Ukendt
------------------ Pct. -----------------43
46
12
25
56
19
42
58
0
Tallene angiver hhv. andelen af samlet længde vandløb, antal
søer eller antal kystvande i vandplanerne, som forventes at opfylde målet i vandrammedirektivet i 2021 givet baselinereduktionen – dvs. den forventede reduktion uden indsatserne i de
nye vandområdeplaner for 2015-21.
Naturstyrelsen (2014a-d).
Belastning af vandmiljøet
Fysisk kvalitet
største problem i
vandløb
De væsentligste miljøproblemer i danske vandløb er, at den
fysiske kvalitet af levestederne for planter og dyr er forringet som følge af vandløbsreguleringer, spærringer og
vandløbsvedligeholdelse. Dertil kommer spildevandsudledninger. Derudover mindsker indvinding af grundvand
vandføringen i nogle vandløb, især omkring de store byer,
og i områder med jernholdige lavbundsarealer fører dræning
til forurening med okker. I nogle vandløb har for store fosforkoncentrationer også en betydning, jf. Jensen mfl.
(2013a).
Fosfor største
problem i søer
Det vigtigste miljøproblem i de danske søer er, at algemængden i vandet er meget stor, især som følge af tilførsel
af fosfor fra spildevand og landbrug. Store algemængder
gør vandet uklart, giver iltproblemer ved bunden og ændrer
derved hele søens plante- og dyreliv. Forbedringer i belastede søer sker generelt meget langsomt, da der fra søens
bund frigives ophobet fosfor fra tidligere spildevandsudledninger.
Kvælstof vigtigste
belastning i
kystvande
For de danske kystvande er den vigtigste forureningskilde
eutrofiering, dvs. næringsberigelse, som sker som følge af
tilførsler af kvælstof og fosfor fra land, via luften og med
havstrømme. De mest forurenede områder er fjorde med
stor tilførsel af næringsstoffer fra land. Det er særligt kvæl-
24
stoffet, som er den styrende faktor for algevæksten i kystområderne, og øgede mængder kvælstof kan derfor medføre
algeopblomstringer og iltsvind, jf. Henriksen (2012) og
Jensen mfl. (2013a).3 Det betyder i forhold til kystvandene,
at det særligt er mængden af kvælstof, som udledes hertil,
der skal begrænses, jf. Naturstyrelsen (2014e).
Kvælstoffets vej
fra gødning til
havet
Når jorden dyrkes, tilføres kvælstof form af husdyrgødning
eller handelsgødning for at øge udbyttet af afgrøderne. En
væsentlig del af dette fjernes igen ved høst af afgrøden.
Noget af det overskydende kvælstof udvaskes fra rodzonen
primært til grundvandet, hvor en stor del af det omsættes til
atmosfærisk kvælstof (N2), eller direkte til vandmiljøet via
dræn og overfladeafstrømning. Kvælstoftransporten fra
mark til kyst kan tage fra få dage til flere år alt efter jordbundsforhold, nedbørsforhold, afstand til kysten, anden
vegetation mv. Retentionen betegner, hvor stor en del af det
udvaskede kvælstof, der ikke når frem til kystvandene. Den
gennemsnitlige retention fra rodzonen til kystvandene i
Danmark er ca. 67 pct. Den andel af kvælstoffet der når
frem til kystvandene benævnes i dette kapitel som kvælstofudledningen. Boks I.2 opsummerer kvælstofbegreberne
anvendt i dette kapitel.
Fokus på
kvælstof
I resten af dette kapitel vil fokus være på kvælstofudledningen til kystvande og reduktionen af denne.
3)
Fosfor har primært en betydning for tilstanden i søer, men kan
også have en betydning i de indre dele af fjordene i foråret, hvor
der er en overgang mellem fersk- og saltvand, jf. Natur- og Landbrugskommissionen (2012a).
25
Boks I.2
Kvælstofbegreber
I det følgende defineres de kvælstofbegreber, som er anvendt i kapitlet.
Anvendt kvælstof
Den tilførte kvælstofmængde indeholdt i husdyrgødning eller handelsgødning
Kvælstofdeposition
Tilførsel af kvælstof fra luften, som omfatter ammoniak fra landbrugsproduktion
og kvælstofilter fra bl.a. energiproduktion og transport
Kvælstofoverskud
Forskel mellem til- og fraførsel af kvælstof, hvor tilførsel primært omfatter anvendt kvælstof, men også bl.a. kvælstofdeposition, og fraførsel omfatter det kvælstof, der fjernes ved høst
Udvaskning fra rodzonen
Den del af kvælstofoverskuddet, som hverken fordamper som ammoniak ved udbringning af gødning, bindes i jordens organiske materiale eller omdannes til frit
kvælstof (N2). En mindre del udvaskes direkte til vandløb mv. mens størstedelen
udvaskes til grundvandet, hvor en del af det omdannes til N2. Resten ender med
tiden i vandløb, søer og kystvande
Kvælstofudledning
Den del af det udvaskede kvælstof, som når frem til kystvande
26
Mål og planer
Skiftende
målsætninger
Siden midten af 1980’erne har der i Danmark været en politisk indsats for at reducere kvælstofpåvirkningen af vandmiljøet i form af skiftende handlingsplaner og vandmiljøplaner. Til og med Vandmiljøplan III fra 2004 var målet en
reduktion i kvælstofudvaskningen. I vandrammedirektivet
er målet defineret ved tilstanden fremfor ved udledningen af
kvælstof. I de efterfølgende politiske aftaler og de første
vandplaner var det estimeret, hvilken reduktion i den årlige
kvælstofudledning til havet i forhold til udledningen i 200105, der skulle til for at nå målet om god økologisk tilstand i
alle kystvande. Den endelige målsætning for udledningen i
havet fremgik mindre tydeligt. I de nye vandområdeplaner
er den endelige målsætning for udledning i havet fremhævet. Målet for, hvor meget der skulle reduceres med inden 2015, er blevet nedjusteret flere gange. De skiftende
målsætninger og estimerede udledningsniveauer, der svarer
hertil, er vist i tabel I.2.
Indsatsbehov på
28.000 ton
N-reduktion
nedjusteres
Naturstyrelsen havde oprindeligt anslået det samlede indsatsbehov for kvælstofudledning til kystvandene for at opnå
god økologisk tilstand til at være på 28.000 ton kvælstofreduktion pr. år i forhold til udledningsniveauet i 2001-05
og udover baselinereduktionen, dvs. effekten af tidligere
besluttede tiltag frem mod 2015, jf. Miljøministeriet og
Fødevareministeriet (2011). Der var dog usikkerhed omkring selve modelberegningerne og omkring vidensniveauet
for de forskellige vandoplande. Derfor blev reduktionskravet på 28.000 ton N pr. år i forbindelse med den politiske
aftale, Grøn Vækst, i 2009 skønsmæssigt reduceret med ca.
30 pct. til ca. 19.000 ton kvælstof pr. år for at undgå overimplementering, jf. Miljøministeriet og Fødevareministeriet
(2011).
27
Tabel I.2
Kvælstofmålsætninger
Kilde
År for mål
Naturstyrelsena)
2015
Grøn Vækst (2009)
2015
Grøn Vækst 2.0 (2010)
2015
2015
Vækstplan for Fødevarer
(2014)
Udkast til vandområde2021/2027
planer for 2015-21 (2014)
a)
b)
Anm.:
Kilde:
2001-05
2001-05
2001-05
2001-05
2008-12
Reduktion Udledning
----- Ton N pr. år ----(28.000)
(32.550)
19.000
(41.550)
9.000
(51.550)
6.600
(53.950)
7.800
40.800b)
De 28.000 ton N pr. år var en beregning af, hvad Naturstyrelsen mente, der skulle til for at nå
målet om god økologisk tilstand i 2015, jf. Miljøministeriet og Fødevareministeriet (2011).
Det fremgår ikke af kilden, hvornår denne beregning blev foretaget.
I nogle områder vil det være muligt at øge udledningen lidt, forudsat at baselinereduktionen,
dvs. den forventede reduktion uden indsatserne i de nye vandområdeplaner for 2015-21 bliver
som estimeret (8.400 ton N pr. år i 2021), og et alternativt mål for den totale udledning på
42.000 ton N pr. år er derfor også angivet i vandområdeplanerne for 2015-21.
Tabellen viser varierende mål for den kvælstofreducerende indsats udover en baselinereduktion i forhold til det angivne udgangspunkt samt den totale udledning i kystvandene. Tallene i
parentes er ikke egentlige mål. De forskellige udledningsniveauer for 2015 er beregnet som
den gennemsnitlige udledning i 2001-05 på 63.800 ton N pr. år fratrukket en baselinereduktion på 3.250 ton N pr. år og derefter fratrukket målet for den yderligere reduktion.
Miljøministeriet (2014), Naturstyrelsen (2014a og f) og egne beregninger.
Grøn Vækst satte
reduktionsmål
for kvælstof
28
Udgangspunkt
Grøn Vækst indeholdt en plan for, hvordan Danmark ville
opfylde sine forpligtelser i EU’s vandrammedirektiv, herunder målet om en reduktion i den årlige kvælstofudledning
til havet på 19.000 ton senest i 2015. Reduktionsmålet på
19.000 ton var i forhold til gennemsnitsudledningen i 200105 og udover baselinereduktionen. Dermed kan den samlede
årlige udledning til havet beregnes til at være på omkring
42.000 ton kvælstof i 2015, jf. tabel I.2. Reduktionsmålet
blev fordelt på 23 hovedvandoplande, og indsatsen bestod
blandt andet 140.000 ha efterafgrøder, som skulle placeres
nedstrøms søer, hvor de har en større effekt, og implementering af 50.000 ha sprøjte-, gødnings- og dyrkningsfrie zoner
på 10 meter langs alle vandløb og søer over 100 m2.
10.000 ton
reduktion
udsættes
Folketinget vedtog i 2010 at opdatere Grøn Vækst-aftalen
og besluttede i den sammenhæng at udsætte en del af målsætningen til efter 2015. Dette skete på baggrund af en undersøgelse, som viste, at Holland og Tyskland indfører målene i vandrammedirektivet over en længere årrække, jf.
Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri og Miljøministeriet (2011). Man udskød derfor målet om 10.000 ton
kvælstofreduktion for ikke at svække landbrugets konkurrencevilkår. Målet for 2015 var dermed en reduktion af den
årlige kvælstofudledning på 9.000 ton.
Vækstplan for
Fødevarer
reducerer mål
yderligere
I april 2014 blev aftalen om Vækstplan for Fødevarer indgået. Denne aftale indebærer blandt andet, at randzonerne
reduceres fra de oprindeligt aftalte ca. 50.000 ha til ca.
25.000 ha, og kravet om yderligere efterafgrøder reduceres
fra 140.000 ha målrettede til 60.000 ha generelle.4 Dette
bevirker, at endnu ca. 2.400 ton årlig kvælstofreduktion
udsættes, således at reduktionsmålet frem til slutningen af
2015 er på 6.600 ton kvælstof årligt.
Ny målsætning på
knap 41.000 ton
udledning
Man har således i forhold til reduktionen på 19.000 ton i alt
udskudt 12.400 ton årlig kvælstofreduktion til anden vandplanperiode. I de nye vandområdeplaner for 2015-21 er der
estimeret et nyt mål for, hvad der skal til for at opnå en god
økologisk tilstand. Det genberegnede indsatsbehov er på
7.800 ton årlig kvælstofreduktion målt i forhold til den gennemsnitlige afstrømningskorrigerede udledning i 2008-12
og er udover den forventede baselinereduktion i 2013-21.
Målet for det samlede udledningsniveau er på knap 41.000
ton kvælstof pr. år, jf. Naturstyrelsen (2014a). Om målet
skal nås i 2021 eller først i 2027 er endnu ikke fastlagt.
Kvælstofudledning
Udledning fra
land vigtigst for
nære kystvande
Kvælstoftilførslen til det marine vandmiljø kommer fra
henholdsvis luften og fra land. I relation til de nære kystvande er det især de landbaserede udledninger, som betyder
noget for tilstanden. Det gælder især for de indre fjorde, jf.
Hansen (2013).
4)
Randzonekravet gælder for færre vandløb, og bredden reduceres
desuden fra maksimalt 10 m til maksimalt 9 m.
29
Reduktion på
godt 40.000 ton
siden 1990
Kvælstofudledning udgøres primært af tilførsler fra dyrkede
jorder. I 2012 blev der i alt udledt knap 60.000 ton kvælstof
fra land til havområderne omkring Danmark, jf. WibergLarsen mfl. (2013). Figur I.2 viser den nationale landbaserede kvælstofudledning til havet siden 1990. Der er i perioden 1990-2012 sket en reduktion i kvælstofudledningen til
kystvandene fra ca. 100.000 ton pr. år til knap 60.000 ton
pr. år, jf. Jensen mfl. (2013a).5
Status for indsats
frem til 2015
I 2012 manglede man at reducere den årlige udledning med
2.950 ton i forhold til indsatsen på 6.600 ton i 2015, jf. Naturstyrelsen (2014f) og Miljøministeriet (2014).
Udledning
afhængig af
nedbør
Kvælstofudledningen til kystvandene hænger i høj grad
sammen med vandafstrømningen fra land, som blandt andet
afhænger af mængden og intensiteten af nedbør. Dette forklarer en væsentlig del af udsvingene i figur I.2. I de nye
vandområdeplaner er målet om de 7.800 ton årlig kvælstofreduktion i forhold til den gennemsnitlige afstrømningskorrigerede udledning i 2008-12.
5)
30
Udledningen af kvælstof fra punktkilder såsom udledninger fra
rensningsanlæg, er siden 1989 reduceret med 76 pct. og udgjorde
i 2012 kun omkring 10 pct. af de samlede landbaserede udledninger af kvælstof, jf. Jensen mfl. (2013a) og Naturstyrelsen (2013).
Figur I.2
Kvælstofudledning og mål
1.000 ton
150
Diffus belastning
6.600 ton reduktion
19.000 ton reduktion
Ny målsætning
120
Punktkilder
9.000 ton reduktion
28.000 ton reduktion
5-årige gennemsnit
90
60
30
0
1990
Anm.:
Kilde:
1995
2000
2005
2010
2015
2020
Årlig kvælstofudledning fra land til kystvand samt de ændrede
målsætninger for 2015. Målsætningen måles i forhold til gennemsnit henover perioden 2001-05. Det femårige gennemsnit
for perioden 2008-12 opgjort i afstrømningskorrigeret udledning er ligeledes indtegnet, da dette er udgangspunktet for indsatsbehovet frem til 2021. Den nye målsætning i vandområdeplanerne for 2015-21 er indtegnet for 2021, selvom det endnu
ikke er vedtaget, hvornår målet skal være nået.
Miljøministeriet (2014), Naturstyrelsen (2014f), Wiberg-Larsen
mfl. (2013) og egne beregninger.
Planlagt indsats
på 1.600 ton
reduktion
I de nye vandområdeplaner er der kun angivet en indsats for
de 1.600 ton ud af de 7.800 ton reduktion af udledningen af
kvælstof. De 1.600 ton skal primært opnås ved vådområder
(1.150 ton) samt udtagning af 5.400 ha lavbundsjorde (150
ton), som i første omgang er målrettet reduktion af drivhusgasudledningen, men senere bliver målrettet reduktion i
udledningen af kvælstof.6
Målrettet
regulering for
den resterende
indsats
Regeringen har besluttet at nedsætte et tværministerielt
udvalg, som skal se på udviklingen af modeller for en målrettet regulering, der kan bidrage til at reducere kvælstofudledningen yderligere. Udvalget forventer at komme med
dets udspil efter sommerferien 2015, jf. Naturstyrelsen
6)
I de 1.600 ton kvælstofreduktion indgår desuden effekten af en
spildevandsindsats, et forventet forbud mod gødning af § 3arealer samt fortsat opkøb af ældre dambrug.
31
(2014a). Den nye målrettede kvælstofregulering forventes
indfaset med de første elementer i 2016, jf. aftalen om
Vækstplan for Fødevarer.
Regionale
forskelle i
reduktionsmål
32
De 23 vandoplande og indsatsbehovet for hvert vandopland
er vist i figur I.3. Det ses af figuren, at der er store geografiske forskelle i reduktionsmålene for udledning af kvælstof,
og at nogle vandoplande faktisk forventes at nå i mål i 2021
uden yderligere indsatser. Forskellene skyldes dels forskelle
i belastningsniveau fra især landbruget og dels, at de forskellige vandområder varierer i følsomhed overfor kvælstof.
Jo mere indelukket vandområdet er, jo mindre kvælstof kan
det tåle. De vandoplande, som forventes at nå målet uden
yderligere indsats, er primært landområder, som udleder til
mere åbne kystvande.
Figur I.3
Indsatsbehovet fordelt på hovedvandoplande
III.1
I.1
Supplerende Indsatsbehov
I.2
0 kg pr. ha
0-2 kg pr. ha
2-4 kg pr. ha
4-6 kg pr. ha
6-8 kg pr. ha
12 sømilsgrænse
I.3
I.6
I.5
I.4
I.7
I.8
II.2 II.3
I.9
II.1
I.11
I.10
I.12
I.13
I.14
II.4
II.5
II.6
I.15
IV.1
Hovedvandoplande
I.1 Nordjylland
I.2 Limfjorden
I.3 Mariager Fjord
I.4 Nissum Fjord
I.5 Randers Fjord
I.6 Djursland
I.7 Århus Bugt
I.8 Ringkøbing Fjord
I.9 Horsens Fjord
I.10 Vadehavet
I.11 Lillebælt Jylland
I.12 Lillebælt Fyn
I.13 Odense Fjord
I.14 Storebælt
I.15 Det Sydfynske Øhav
II.1 Kalunborg
II.2 Roskilde Fjord
II.3 Øresund
II.4 Køge Bugt
II.5 Smålandsfarvandet
II.6 Østersøen
III.1 Bornholm
IV.1 Vidå-Kruså
33
Ny baselinereduktion giver
mindre
indsatsbehov
Målsætningen på knap 41.000 ton udledning pr. år svarer
nogenlunde til det niveau, der var målet, da man havde beregnet et indsatsbehov på 19.000 ton udover baseline i forbindelse med Grøn Vækst. Ud af disse blev sammenlagt
12.400 ton kvælstofreduktion udsat til efter 2015. En del af
denne udskudte indsats opnås ved, at landbrugsarealet hvert
år bliver mindre i forbindelse med anlæg af motorveje,
skovrejsning mv. Denne effekt udgør den største del af den
estimerede baselinereduktion i perioden 2013-21 og er en af
årsagerne til, at det resterende indsatsbehov nu i stedet er på
7.800 ton, jf. Jensen mfl. (2014) og Naturstyrelsen (2014a).
Det skal dog bemærkes, at den reelle baselinereduktion i
2021 kan blive væsentlig anderledes end estimeret, bl.a.
fordi den er baseret på politiske målsætninger om for eksempel det økologiske areal og reduktionen af kvælstofdepositionen.
Udskydelse af
mål kan kræve
større indsats
Udsættelsen af en del af kvælstofreduktionsmålet fra første
vandplanperiode til efterfølgende vandplanperioder kan
medføre øgede omkostninger. En reduktion i udledningen af
næringsstoffer til kystvandene har vist sig ikke at give sig
udslag i en øjeblikkelig forbedring af miljøtilstanden, jf.
Natur- og Landbrugskommissionen (2012a). En af årsagerne til dette er, at det kystnære vandmiljø udviser hysterese.
Hysterese i vandmiljøet betyder, at selvom miljøpåvirkningen reduceres ved at mindske udledningen til kystområdet, følger miljøtilstanden ikke efter i samme tempo, jf.
boks I.3. Dette kan medføre, at der skal reduceres mere for
at opnå god tilstand i vandområdet, jo længere tid man er
om at nå dette mål.
Gevinster ved god
økologisk tilstand
Der kan også være velfærdsmæssige omkostninger ved at
udskyde målet, idet der er en positiv betalingsvilje for at
opleve vandområder med en god økologisk tilstand, jf. Hasler mfl. (2009). Hvert ekstra år med god økologisk tilstand i
et vandområde giver en samfundsmæssig gevinst.
34
Boks I.3
Hysterese i de kystnære vande
Hysterese betyder, at en stigning i miljøpåvirkningen fører til en større effekt på
kvaliteten end en tilsvarende reduktion af påvirkningen gør. Et eksempel på hysterese i det marine vandmiljø er udbredelsen af ålegræs. I de områder, hvor kvælstofbelastningen historisk har været så stor, at ålegræsset er forsvundet, vil det
skulle genindvandre på linje med andre organismer, som har lidt under den dårlige miljøtilstand. Det har vist sig, at ålegræsset ikke har genetableret sig i samme
takt, som kvælstofbelastningen falder i de kystnære vande, jf. Natur- og Landbrugskommissionen (2012a).
Ålegræsset vokser på havbunden og er afhængigt af, at lyset når ned til bunden.
Det betyder, at ålegræsset er afhængigt af gode lysforhold, som forringes ved en
høj belastning af næringsstoffer. Sigtbarheden forværres yderligere, når ålegræsset forsvinder, fordi sedimentet, hvor ålegræsset lever, lettere bliver hvirvlet op.
Ålegræsset fungerer desuden som en næringsstofbuffer, der modvirker effekten af
kvælstofbelastningen. Når ålegræsset forsvinder, forsvinder den stabiliserende
økosystemydelse. Sådanne selvforstærkende mekanismer medvirker til at gøre det
vanskeligt at vende en negativ udvikling, jf. Hansen og Petersen (2011). Hysterese betyder, at reetablering af ålegræs først sker ved en væsentlig lavere tilførsel
af kvælstof end den tilførsel, hvor ålegræsset forsvandt, jf. Markager mfl. (2010).
Indsatsbehov i Danmark og i andre lande
Forskel i
indsatsbehov på
tværs af lande
Vandrammedirektivet skal overholdes af alle medlemslande, og det er ikke givet, at alle medlemslande skal gøre
lige meget for at opnå god økologisk tilstand i deres vandområder. Der er dog tegn på, at nogle lande skal gøre lidt
mere, end de gør nu. Således har EU-Kommissionen i
sommeren 2014 kraftigt opfordret Tyskland til at sætte mere
ind mod kvælstofforurening. Tyskland har ifølge EUKommissionen ikke i tilstrækkelig grad forstærket sin indsats for at mindske og forebygge kvælstofforurening, således som det kræves i EU-lovgivningen, jf. EUKommissionen (2014).
Fælles mål,
forskelligt
udgangspunkt
Det er ofte et tema i debatten, at danske landmænd skal
reducere deres udledning af næringsstoffer mere end landmænd i andre medlemslande. Siden vandrammedirektivet
fastslår, at alle medlemslande skal opnå den samme mål-
35
sætning om god økologisk tilstand i vandmiljøet, vil f.eks.
geografiske forskelle og forskelle i arealanvendelse nødvendigvis påvirke indsatsbehovet i det enkelte land. Her
sammenlignes Danmark med Tyskland, Sverige, Holland og
Storbritannien, som enten er naboland eller har fællestræk
med Danmark.
Kystnære vande
mest relevante
I forbindelse med vandrammedirektivet er det især relevant
at vurdere, hvor meget og hvilken type vand der kendetegner de forskellige landes geografi. Siden der i dette kapitel
fokuseres på kystvande, viser figur I.4 nogle nøgletal for
kystvande i de udvalgte lande.
Figur I.4
Kystlinje og -vande som andel af landeareal
Meter pr. km2
200
150
75
100
50
50
25
0
Anm.:
Kilde:
Danmark har
meget kystvand
36
Kystlinje
Kystvande (h.akse)
Pct.
100
Storbritannien Danmark
Holland
Tyskland
Sverige
0
Tallene for Danmark omfatter kystvande ud til 12sømilsgrænsen. Kystlinje er målt i m pr. km2 landareal, kystvande som andel af landets areal.
Det Europæiske Miljøagentur, www.eea.europa.eu og Central
Intelligence Agency (2013).
Hvor Danmark har et samlet areal af kystvande, som næsten
er på størrelse med dets landareal, er det tilsvarende tal for
Tyskland og Sverige omkring 10 pct., mens Holland og
Storbritannien har ca. en tredjedel. Det tilsvarende gælder,
når man måler antal meter kystlinje pr. kvadratkilometer
landareal, hvor Danmark ligger suverænt i top med godt 170
m pr. km2. Det svarer til mere end tre gange så meget som
Storbritannien og næsten 25 gange så meget som Tyskland.
Landbrugsarealets
sammensætning
varierer
Landbrugsarealet udgør i alle fem lande, på nær Sverige, en
stor andel af landets samlede areal. Figur I.5 nedenfor viser
andelen af hvert lands areal, som udgøres af det samlede
landbrugsareal og intensivt dyrket areal. Det samlede landbrugsareal indbefatter udover intensivt dyrkede områder
blandt andet permanente enge og græsarealer.
Figur I.5
Landbrugsareal og intensivt dyrket areal
som andel af udvalgte landes areal
Pct.
80
Landbrugsareal
Intensivt dyrket areal
60
40
20
0
Storbritannien
Anm.:
Kilde:
Intensivt dyrket
jord belaster
vandmiljøet
Danmark
Holland
Tyskland
Sverige
Med intensivt dyrket areal menes dyrkningsjord, som hovedsageligt omfatter arealer i omdrift. Landbrugsareal omfatter både
intensivt dyrket jord, permanente afgrøder og permanente græsarealer.
FAOSTAT og egne beregninger.
Storbritannien har den største andel samlet landbrugsareal,
efterfulgt af Danmark og Holland. Den anden søjle viser
dog, at Danmark har den klart største andel intensivt dyrket
jord, nær 60 pct. af landets areal. Den høje andel intensivt
dyrket jord i Danmark indebærer en højere belastning fra
landbruget i Danmark end i andre lande, da en højere dyrkningsintensitet medfører en større udvaskning af kvælstof
fra rodzonen til sammenligning med f.eks. permanente
græsarealer, jf. Jensen og Andersen (2012).
37
Landbruget
hovedkilde til
kvælstof i
kystvandene
En opgørelse fra 2013 viser, at landbruget står for hovedandelen af udledningen af kvælstof til kystvande i Danmark.
Danske landmænd står for næsten 80 pct. af det kvælstof,
som tilføres kystvandene, hvilket er den højeste opgjorte
andel blandt lande i OECD. Tilsvarende tal for Storbritannien og Sverige er hhv. 60 pct. og 30 pct., jf. OECD (2013).
Særlig følsomme
danske kystvande
Fjorde og kystnære områder langs de indre danske farvande
er særligt følsomme overfor påvirkning fra kvælstof og
andre næringsstofudledninger, jf. Jensen og Andersen
(2012). Dette skyldes i stor grad, at Danmark har relativt
små vandoplande og de særlige hydrologiske forhold i de
indre farvande.
Små vandoplande
giver større
udledning af
kvælstof
Små vandoplande medfører, at der er en hurtig afstrømning
til kysten, og dermed en lavere kvælstoffjernelse på vej til
havet end i større vandoplande, jf. Jensen og Andersen
(2012). I de andre lande er vandoplandene større end de
danske. Det betyder, at mere kvælstof fjernes før vandet når
til kysten. Det er også vigtigt, at afvandingen fra to tredjedele af Danmarks areal sker til de indre farvande, som er
mere følsomme over for tilførslen af næringsstoffer end
f.eks. Nordsøen, hvor meget af den tyske, britiske og hollandske afvanding sker, jf. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri og Miljøministeriet (2011).
Holland kan
udlede mere
kvælstof
I Holland er der en betydelig påvirkning af vand fra store
internationale floder og en kraftig kyststrøm, som opblandes
med ferskvandet længere væk fra kysten, jf. Jensen og Andersen (2012). Dette betyder, at god økologisk tilstand i
hollandske kystvande tillader en højere koncentration af
næringsstoffer end i de danske og tyske indre farvande. For
Holland og Danmark, som begge er kendetegnet ved omfattende intensiv dyrkning af lavtliggende arealer, betyder
det, at danske landmænd skal opnå en lavere næringsstofudledning til vandmiljøet end deres hollandske kollegaer for at
sikre god økologisk tilstand, jf. Ministeriet for Fødevarer,
Landbrug og Fiskeri og Miljøministeriet (2011).
Økologisk
tilstand varierer
mellem lande
Foreløbig er der dog ingen kystvande med høj økologisk
tilstand i hverken Danmark, Holland eller Tyskland. I Danmark har 2 pct. af kystvandene god tilstand, mens ca. en
38
tredjedel har moderat status og resten ringe eller dårlig, jf.
figur I.1. Udover at der er flere kystvande med ukendt tilstand, er mønsteret det samme i Holland og Tyskland, mens
i Sverige og Storbritannien har henholdsvis en tredjedel og
trefjerdedele god eller høj status, jf. Det Europæiske Miljøagentur (2012).
Tre særlige
danske forhold
Der er ovenfor belyst en række årsager til de særlige danske
udfordringer ved implementering af vandrammedirektivet
sammenlignet med enkelte andre EU-lande:



En stor andel kystvande og en lang kystlinje i forhold til landets areal, sammenlignet med andre lande. Små vandoplande gør, at kvælstoffet har en kort
vej fra mark til kyst
Hovedparten af det danske landbrugsareal er intensivt dyrket, hvilket medfører en højere belastning på
vandmiljøet i forhold til lande med større andele af
græsarealer og lignende
De indre danske farvande er særligt følsomme for
tilførslen af kvælstof sammenlignet med mere åbne
kystområder
Landmændene
rammes hårdt i
Danmark
Sammenholdt er disse forhold medvirkende til, at det i særlig grad påvirker det danske landbrug, når der skal opnås
god økologisk tilstand i kystvandene. Vandrammedirektivet
fastslår et fælles mål om god økologisk tilstand i alle medlemslande, uafhængig af de enkelte landes udgangspunkt
med hensyn til geografi, arealanvendelse og hydrologi. De
ovennævnte særlige danske forhold medfører, at danske
landmænd nødvendigvis skal reguleres hårdere end i andre
lande for at opnå det fælles mål.
Uforholdsmæssigt
store
omkostninger…
Det er i denne sammenhæng interessant at overveje, om
omkostningerne ved at opfylde vandrammedirektivet svarer
til de gevinster god økologisk tilstand i vandmiljøet medfører. De såkaldte disproportionalitetsbestemmelser i vandrammedirektivet åbner for lavere miljømålsætninger
og/eller forlænget tidsfrist for vandområder, hvor en opnåelse af god økologisk tilstand har uforholdsmæssigt store
omkostninger, jf. vandrammedirektivet. I et vejledningsdokument til vandrammedirektivet er følgende overvejelser
39
nævnt i forbindelse med anvendelsen af princippet om uforholdsmæssigt store omkostninger, jf. EU-Kommissionen
(2009):




Disproportionalitet begynder ikke der, hvor de beregnede omkostninger overstiger de kvantificerbare
gevinster.
Kvalitative omkostninger og gevinster skal medregnes, ikke kun de kvantitative.
Marginen, med hvilken omkostninger overstiger gevinster, bør være betydelig.
Det kan være relevant for beslutningstager at overveje de berørte parters mulighed for at betale omkostningen
Udover disse overvejelser er der ingen praktisk beskrivelse
af, hvordan man afgør, om der er uforholdsmæssigt store
omkostninger i hvert enkelt tilfælde. Det har medført, at
hvert medlemsland har sin egen tilgang til anvendelsen af
princippet, jf. Galioto mfl. (2013).
… anvendt i de
nye vandområdeplaner
I Danmark er princippet om uforholdsmæssigt store omkostninger anvendt, senest i de nye vandområdeplaner. Argumentet om uforholdsmæssigt store omkostninger ligger til
grund for udskydelse af fristen for at opnå god økologisk
tilstand i 60 pct. af de danske kystvande, jf. Naturstyrelsen
(2014a-d). Det fremgår imidlertid ikke af vandområdeplanerne, hvilke analyser eller retningslinjer der ligger til
grund for anvendelsen af princippet i det enkelte tilfælde.
En vurdering af, om omkostningerne er uforholdsmæssigt
store, bør bestå i en analyse af, hvorvidt omkostningerne er
uforholdsmæssigt større end gevinsterne ved at nå målet for
vandområdet. Dette tilsiger brugen af cost-benefit-analyser,
som netop foretager denne sammenligning.
Områder med
meget større
omkostninger end
gevinster
Der blev i 2012 foretaget et screening-studie af omkostningerne og gevinsterne ved opfyldelsen af vandrammedirektivet i hvert af de 23 danske vandoplande, jf. Jensen
mfl. (2013b). Opgørelsen af gevinsterne er baseret på en
spørgeskemaundersøgelse, der forsøger at afdække folks
betalingsvillighed for forbedring af vandkvaliteten i vandoplandet Odense Fjord, jf. Hasler mfl. (2009). Baseret på
40
antagelsen om at betalingsvilligheden er den samme i alle
dele af Danmark, sammenligner screening-studiet disse
gevinster med omkostningerne ved at opfylde vandrammedirektivet i hvert enkelt vandopland. Studiet konkluderer, at
omkostningerne i høj grad overstiger gevinsterne i tre af
vandoplandene, og at der derfor bør udføres mere omfattende cost-benefit-analyser i disse tilfælde.7 Studiet finder, at
for ni af vandoplandene er omkostninger og gevinster nogenlunde de samme, mens der for de resterende 11 er klart
større samfundsøkonomiske gevinster end omkostninger
ved opfyldelsen af vandrammedirektivet.
Potentiale i costbenefit-analyser
I Danmark bidrager både naturgivne forhold og menneskelig aktivitet til relativt høje omkostninger ved opfyldelse af
vandrammedirektivet. Cost-benefit-analyser kan afklare, om
opfyldelsen af god økologisk tilstand er uforholdsmæssigt
omkostningsfuld i en samfundsøkonomisk betydning. Costbenefit-analyser har kun i mindre grad været anvendt i denne sammenhæng på trods af de store omkostninger forbundet med at opfylde vandrammedirektivet. Det er endvidere
påpeget i EU-Kommissionens vurdering af den danske indsats for at opfylde vandrammedirektivet, at baggrunden for
udskydelser og lempelser af målet om god økologisk tilstand bør blive mere gennemskuelig, jf. EU-Kommissionen
(2012).
Cost-benefitanalyser kan give
flere eller færre
udskydelser
Cost-benefit-analyser kan både give anledning til flere og
færre udskydelser end i dag. På den ene side kan en opgørelse af gevinsterne ved målopfyldelse føre til færre udskydelser end i dag. På den anden side kan cost-benefitanalyser også bekræfte, om der virkelig er uforholdsmæssigt
store omkostninger ved målopfyldelse i danske kystvande
som resultat af den begrænsning, der følger for landbrugsproduktionen.
7)
Bornholm, Kruså/Vidå og Djursland
41
Sammenfatning
Stadig behov for
væsentlig indsats
Gennemgangen af målopfyldelsen af vandrammedirektivet
viser, at Danmark trods fremgang nogle steder er langt fra
målet om god økologisk tilstand i alle vandområder i dag.
Dette gælder især for kystvandene, hvor kun to pct. opfylder
målsætningen i dag. Til gengæld forventes en væsentlig del
at opfylde målet i 2021 uden yderligere indsats end den, der
er planlagt i de første vandplaner for 2009-15. For at opfylde målet om god økologisk tilstand i alle overfladevande
skal der dog stadig gøres en indsats for mindst 58 pct. af
kystvandområderne, 46 pct. af vandløbene og 56 pct. af
søerne.
Udskydelse af
mål kan gøre
målopfyldelse
dyrere
Kvælstofudledningen fra landbruget er den væsentligste
årsag til manglende målopfyldelse i kystvandene, og der er
gennem de senere år sat mål for denne udledning. Målene
for reduktion af udledningen er dog hen ad vejen blevet
nedsat og udskudt. Udskydelsen af reduktionerne kan have
samfundsøkonomiske omkostninger, som man bør tage med
i opgørelsen af fordele og ulemper ved at udskyde reduktionsmålet. Omkostningen kan for eksempel bestå i, at udledningen skal endnu længere ned for at nå målet, og der
kan være tab af de rekreative værdier, der er knyttet til
vandområderne, i den periode, hvor målet ikke er opfyldt.
Geografiske
forskelle i
indsatsbehov
Der er store geografiske forskelle på, hvor stort indsatsbehovet er for at nå målet om god økologisk tilstand. Nogle
vandområder ser ud til at nå i mål med nuværende indsats,
mens andre skal øge indsatsen.
Større
indsatsbehov i
Danmark end i
andre lande
Der er også forskelle i indsatsbehov mellem lande. For at nå
det samme mål om god økologisk tilstand i alle kystvande
er det forventeligt, at der skal gøres mere i Danmark end i
andre lande. Dette skyldes, at der i Danmark generelt er kort
afstand til kysten, som Danmark har relativt meget af i forhold til landets størrelse, at de fleste vandområder er indre
farvande eller fjorde, som er mere følsomme overfor næringsstoffer, samt at Danmark har en høj andel af intensivt
dyrket areal.
42
Cost-benefitanalyser ikke
anvendt
Dette gør det særligt relevant at vurdere, om det er hensigtsmæssigt at udsætte eller slække på målene for nogle
vandområder ved brug af det såkaldte disproportionalitetsprincip i vandrammedirektivet. Hvis der er uforholdsmæssigt store omkostninger ved at nå målet for et vandområde,
kan målet udsættes eller nedsættes til mindre end god økologisk tilstand. Ved opgørelsen af sådanne uforholdsmæssigt store omkostninger må det dog forventes, at omkostningerne holdes op mod gevinsterne ved at opfylde målet,
herunder rekreative gevinster, øget biodiversitet, bedre fiskeri mv. Til sådan en opgørelse kan anvendes cost-benefitanalyser, hvilket ikke ser ud til at være anvendt i forbindelse
med vandområdeplanerne for første og anden vandplanperiode.
I.3
Udfordringer ved kvælstofregulering
Reduceret
udledning fra
landbruget
nødvendigt
Reguleringen af udledningen af kvælstof indikerer en balance mellem hensynet til at mindske udledningen og landbrugets ønske om at anvende den optimale mængde af gødning i dyrkningen af markerne. En forudsætning for at opnå
god økologisk tilstand i de kystnære vande er, at udledningen af kvælstof fra landbruget reduceres. I dette afsnit
beskrives en række principielle problemstillinger forbundet
med reguleringen af landbrugets brug af gødning i forhold
til belastningen af kystvande.
Landbruget
udleder kvælstof
til vandmiljøet
Landbruget anvender gødning, fordi det øger afgrødernes
vækst og dermed den økonomiske indtjening. Der vil dog
være en varierende mængde kvælstof, som ikke optages i
afgrøderne, men i stedet bliver udledt til kystvandet, jf. afsnit I.2.
Udledning er et
lokalt
miljøproblem
Udledningen er et lokalt problem, hvor en reduktion i kvælstofbelastningen af eksempelvis Roskilde Fjord ikke har
direkte betydning for den økologiske tilstand i Limfjorden.
Landet er inddelt i vandoplande og inden for det enkelte
vandopland, kan kvælstoffet på vej mod kystområdet blive
omsat i jorden, grundvandet eller i de søer og vandløb, som
det passerer. Jo længere tid kvælstoffet er om at blive transporteret ud til kysten, desto mere kvælstof bliver omsat til
43
frit nitrogen, og desto mindre bliver derved ledt ud til kystvandet, hvor det bidrager til at forringe vandkvaliteten, jf.
Jensen mfl. (2013a). Tilbageholdelse af kvælstof i vandet og
jorden kaldes for retention, jf. afsnit I.2.
Belastning af
kystvand
afhænger af
retentionen
Retentionen har betydning for, hvor meget et kg anvendt
kvælstof belaster kystvandet, og retentionen har således stor
betydning for miljøbelastningen forbundet med gødning.
Eksempelvis vil en forøgelse af udvaskningen af kvælstof
med et kg på en jord med 80 pct. retention medføre en stigning i belastningen af kystområdet på 200 gram. En tilsvarende stigning i udvaskningen på en jord med en retention
på kun 20 pct. medfører derimod en stigning i belastningen
på 800 gram. Der er inden for og på tværs af vandoplande
store forskelle i retentionen.
Reguleringsproblemet
Der er en
markedsfejl
Landbrugets brug af gødning giver anledning til en markedsfejl, fordi udledninger forårsager skader i de kystnære
vande.8 Skaden påfører samfundet en ekstern omkostning,
som ikke indgår i landbrugenes privatøkonomiske beslutninger. Det medfører, at den enkelte landmand bruger mere
kvælstof end det samfundsøkonomisk optimale.
Komplekst
reguleringsproblem
Landbrugets belastning af kystvande med kvælstof er et
miljøproblem, som er svært at regulere målrettet. Der er
geografisk variation i skaden alt efter, hvor kvælstoffet anvendes, og det er svært at henføre skaden i kystvandet til
den enkelte udleder.
Om optimale
afgifter versus
kvoter
I princippet ville en afgift på den enkelte landmands udledning til kystvandet kunne give det rette incitament til hvert
enkelt landbrug, hvis en sådan afgift var mulig at indføre.
En optimal udledningsafgift skulle i så fald være relateret til
hvert landbrugs udledning af kvælstof til kystvandet – ikke
hvert landbrugs anvendelse af kvælstof. Et alternativ til en
sådan optimal afgift på den faktiske udledning kunne i prin8)
44
Der ses i beskrivelsen bort fra andre markedsfejl forbundet med
kvælstofudledning såsom effekten på klimaet af en øget koncentrationen af lattergas.
cippet være omsættelige kvoter for den faktiske udledning.
En afgift og en omsættelige kvote på den faktiske udledning
ville i princippet begge være målrettede instrumenter til at
mindske udledningen. Fordelen ved en målrettet afgift på
kvælstofudledningen fremfor omsættelige kvoter på udledningen er, at den marginale reduktionsomkostning kendes
på forhånd (denne vil svare til afgiften). Til gengæld kendes
den resulterende adfærdsændring ikke på forhånd ved en
afgift. Det betyder, at reduktionen i kvælstofudledningen
først kendes, når tilpasningen til afgiften er gennemført.
Regulator vil dog over tid kunne tilpasse afgiften, så reduktionsmålet opnås. Til sammenligning vil man ved en omsættelig kvote præcist kende den maksimale udledning, men
man ved ikke, hvad reduktionsomkostningerne for udlederne vil være.
Optimal afgift
(eller kvote) på
udledningen ikke
mulig i praksis
En målrettet (optimal) afgift på hver enkelt landmands faktiske udledning (eller omsættelige kvoter for den faktiske
udledning) kan dog ikke gennemføres i praksis, fordi udledningen fra den enkelte bedrift til kystvandet i praksis ikke
kan måles.
En differentieret
afgift eller kvote
på kvælstof-input
I stedet for en optimal afgift på udledningen, kunne man i
princippet indføre en differentieret afgift, hvor størrelsen på
afgiften afhænger af den forventede miljøomkostning ved
belastningen af vandmiljøet. Differentierede afgifter er dog
ikke realistiske på grund af muligheden for videresalg af
kvælstof (dvs. omgåelse). Endvidere er input af kvælstof
ikke helt korreleret med udvaskningen af kvælstof fra rodzonen, da noget kvælstof bindes i afgrøder. Et potentielt
alternativ til differentierede afgifter kunne være differentierede kvælstofkvoter på bedriftsniveau.9 Differentierede
kvælstofkvoter leder imidlertid til forskelle i den privatøkonomiske gevinst ved at bruge yderligere kvælstof (skyggeprisen på kvælstof) mellem landbrugsbedrifter.
9)
I praksis kunne differentierede kvælstofkvoter implementeres ved
at differentiere de nuværende kvælstofnormer, jf. beskrivelse af
de nuværende kvælstofnormer i afsnit I.4.
45
Kontrolproblem
ved differentieret
regulering
Uden reguleringen vil landbruget gøde driftsøkonomisk
optimalt, og der bliver markerne gødet, indtil merudbyttet
ved gødning er på størrelse med den marginale privatøkonomiske omkostning, dvs. prisen på gødning. Når bedriften
tvinges under det niveau, medfører det, at den vil kunne
tjene mere ved at øge gødningen. Jo længere fra det driftsøkonomiske optimale niveau der gødes, jo større er incitamentet til at omgå reguleringen ved at omfordele kvælstoffet mellem forskellige bedrifter, jf. boks I.4. I så fald vil
kvælstoffet blive flyttet fra arealer med lav miljøbelastning
til arealer, hvor skaden for vandmiljøet vil være større end
forudsat i fordelingen af kvoter.
Mindre
incitament til at
omgå en generel
regulering
Ved en generel (ikke-differentieret) kvote eller afgift på
kvælstof er der ikke incitament til at omfordele kvælstoffet
uden om reguleringen. Den generelle regulering vil dog
være mindre omkostningseffektiv end den differentierede,
fordi skadesomkostningen varierer geografisk. En generel
regulering sænker kvælstofforbruget på en ensartet måde på
alle arealer, men ikke specielt på de arealer, hvor det samfundsøkonomisk bedst kan betale sig. Derfor vil det være
dyrere, at nå et givet mål for reduktionen i udledningen af
kvælstof i kystvandene ved generel regulering end ved målrettet regulering.
46
Boks I.4 Incitamenter til omfordeling udenom reguleringen
Effekten af en varierende skyggepris på kvælstof kan beskrives ved et eksempel
med to landbrug, hvor den eneste forskel mellem de to er, at landbrug L ligger på
en jord med høj retention og derfor lille miljøpåvirkning, mens landbrug S ligger
på en jord med lav retention og derfor stor miljøpåvirkning. De har samme privatøkonomiske gevinst ved at gøde jorden. Hvis brugen af gødning ikke var reguleret, ville de begge gøde på det privatøkonomiske optimum q*, hvor gevinsten ved
at gøde er lig den marginale omkostning forbundet med at gøde. Landmændene
indregner ikke miljøskaden forbundet med at gøde, og derfor vælger de samme
gødningsmængde.
Regulator sætter en målrettet kvælstofkvote, så den marginale skade i recipienten
plus den marginale privatøkonomiske omkostning tilsammen svarer til den marginale gevinst ved at gøde på hver type jord, svarende til en kvote på henholdsvis qL
og qS, hvor qL> qS.
Hvis eksempelvis retentionen på jorden, hvor landbrug L dyrker er 100 pct., så
der ikke forekommer udledning af kvælstof til vandmiljøet, vil kvoten qL svare til
det privatøkonomiske optimale q*. Det medfører, at der er en gevinst på 0 kr. ved
at gøde med endnu et kg kvælstof. Landbrug S, som ligger på en jord med lav retention, hvor brugen af gødning har en stor miljøomkostning, har modtaget en lille kvote qS<q*. Landbrug S gøder på et niveau lavere end det privatøkonomisk
optimale. Det betyder, at der vil være en privatøkonomisk gevinst ved at flytte
kvælstof fra landbrug L med en høj retention til landbrug S med en lav retention,
givet at omkostningerne ved ikke at gøde er tiltagende.
Hvis der ses bort fra transaktionsomkostninger, vil der potentielt ske en omfordeling indtil det punkt, hvor den marginale privatøkonomiske gevinst ved at gøde
er den samme for alle bedrifter. Det vil dog føre til et samfundsøkonomisk tab,
fordi miljøomkostningen ved at udlede et kg kvælstof ved en lav retention er langt
større, end hvis det udledes på et areal med en høj retention. Der er derfor et behov for kontrol, når der er et privatøkonomisk incitament til at omfordele kvælstof
uden om reguleringen.
Begrænsning af
virkemidler
mindsker
kontrolproblem
Reduktionen i kvælstofbelastningen kan også opnås gennem
arealtiltag, såsom påbud om efterafgrøder og udtagning, jf.
afsnit I.4. Fordelen ved sådanne arealtiltag er, at de kan
observeres ned til den enkelte mark. Det er f.eks. relativt let
47
at kontrollere, at der ikke længere dyrkes på et areal. Arealtiltag kan parallelt til andre virkemidler også implementeres
målrettet, hvor retentionen og omkostninger til tiltag er
lavest. Derved opnås den samfundsøkonomiske gevinst ved
en målrettet fremfor en generel regulering, samtidig med at
problemet med omgåelse af reguleringen mindskes, fordi
tiltagene er observerbare. Der kan dog være en omkostning
forbundet med at begrænse valget af virkemidler til de observerbare, fordi de virkemidler man fravælger, kunne være
mere omkostningseffektive end de resterende virkemidler.
Regelregulering
er ufleksibel
Påbud om konkrete arealtiltag er en regelregulering modsat
markedsbaserede instrumenter, såsom afgifter, subsidier og
omsættelige kvoter. Den billigste måde, hvorpå miljøbelastningen kan mindskes fra den enkelte landbrugsbedrift, afhænger ofte af de specifikke forhold udover retentionen,
som den enkelte landmand kender bedst. Bedriftens information om egne produktionsforhold udnyttes ikke af en
regelregulering, hvor bedriften bliver pålagt konkrete tiltag.
Generelt bør en regulering give størst mulig fleksibilitet
herunder i valget af, hvordan reduktionen opnås. Dermed
sikres, at et reduktionsmål nås omkostningseffektivt.
Afvejning af
fleksibilitet
og kontrolomkostninger
Der skal ved afgrænsningen af virkemidler foretages en
afvejning mellem gevinsten ved at inkludere et virkemiddel
i forhold til mulighederne for at kontrollere virkemidlet, så
det ikke giver anledning til at omgå reguleringen. Gevinsten
ved at målrette reguleringen samt omkostningen ved at begrænse de mulige virkemidler til observerbare arealtiltag
undersøges med oplandet til Limfjorden som case i afsnit
I.5.
Usikkerhed
For lille
reduktion kan
være dyr
48
Forudsætningen for at regulator ved præcist, hvor meget
udledningen skal reduceres for at opnå en givet miljøtilstand, er givet ved naturvidenskabelig sikkerhed om de
kausale sammenhænge i økosystemerne, jf. Pindyck (2007).
En sådan sikkerhed haves ikke for kvælstofbelastningen af
vandmiljøet, og det gør det vanskeligt at forudsige effekterne af udledninger og reduktioner med nøjagtighed. Usikkerheden er især problematisk, hvis der findes et kritisk niveau
af forurening, så forurening over det kritiske niveau fører til
kraftigt stigende marginale skadesomkostninger i forhold til
forurening under dette niveau. Det svarer til, at den marginale skadesomkostningskurve vokser eksplosivt, når forureningen overstiger den kritiske værdi.
Overmålopfyldelse har en
omkostning
Omvendt kan usikkerheden omkring sammenhængen i økosystemet også medføre tab forbundet med afholdelse af
reduktionsomkostninger, som senere viser sig højere end
gevinsten. Det kan eksempelvis ske, hvis der investeres i ny
kapital for at mindske udledningen, og kapitalen ikke kan
anvendes til andre formål, jf. Kolstad (1996). Tabet kan
skyldes, at der er usikkerhed om, hvor stor en miljøindsats,
der skal til for at opnå målet, og det derfor viser sig, at målet kunne være nået med en mindre indsats. Tabet kan også
skyldes teknologisk udvikling, hvor reduktionen kan opnås
med en mindre omkostning pga. ny teknologi.
Usikkerhed
påvirker valg af
instrument
Der kan tages hånd om usikkerheden ved valg af instrument, intensiteten af instrumentet og timingen af reguleringen, jf. Pindyck (2007). Hvis det er forbundet med meget
store omkostninger ikke at nå et reduktionsmål, taler det for
at indføre en regulering på mængden i form af en kvote
frem for en afgift. Valget mellem en afgift og en kvote under usikkerhed afhænger af den marginale reduktionsomkostning relativt til den marginale miljøomkostning forbundet med udledningen, jf. Weitzman (1974).
Usikkerhed
påvirker timing
og styrke af
politik
Usikkerhed kan også påvirke, hvornår en politik bør implementeres. Hvis reduktionsomkostningerne kræver store
investeringer i et specifikt kapitalapparat, som hurtigt kan
blive forældet, taler det for at afvente omfanget af forureningens miljøeffekt. Omvendt, hvis økosystemet udviser
hysterese, eller der kan ske irreversible skader på miljøet,
hvis miljøproblemet ikke reguleres, taler det for at introducere en regulering hurtigst muligt.10 Miljøtilstanden i de
kystvære vande er formentlig i høj grad præget af hysterese,
jf. boks I.3 i afsnit I.2.
10)
Hysterese er, hvor en stigning i miljøpåvirkningen fører til en
større effekt på kvaliteten, end en reduktion i påvirkningen gør,
jf. afsnit I.2.
49
I praksis er der
ofte usikkerhed
For mange miljøproblemer vil der være usikkerhed både i
forhold til timing, størrelse af investeringer i reduktionen af
forureningen og udviklingen i miljøtilstanden. Det trækker i
hver sin retning i forhold til afvejningen mellem sikkerheden for at nå målet kontra at kende den maksimale marginale reduktionsomkostning, og i forhold til hvornår en politik
skal implementeres.
Forsigtighedsprincippet kan
være relevant
I tilfælde hvor effekten af forurening er forbundet med stor
usikkerhed, og forureningen desuden nedbrydes langsomt
eller slet ikke, er det relevant at anvende “forsigtighedsprincippet”. Princippet tilsiger, at usikkerheden bør komme
miljøet til gode, og at forureningen dermed hellere skal
reduceres for meget end for lidt, i tilfælde hvor forureningens effekt på miljøet er kendetegnet af usikkerhed og irreversibilitet, jf. Arrow og Fisher (1974). En mere indgående
drøftelse af forsigtighedsprincippet findes i afsnit II.3 i det
næste kapitel.
I.4
Regulering i fire
kategorier
Virkemidler og nuværende regulering
Den nuværende regulering af kvælstoftabet fra landbruget
kan inddeles i fire kategorier af virkemidler:




11)
50
Regulering af den anvendte mængde kvælstof i
form af en normregulering, der sætter en grænse for
den samlede tilladte mængde kvælstof anvendt på
hver bedrift11
Bedre udnyttelse af husdyrgødning, såsom regler
for opbevaring, lagerkapacitet og udbringningstider
Større kvælstoftilbageholdelse på marker, så der
udvaskes mindre kvælstof i perioder uden afgrøder,
herunder efterafgrøder og forbud mod jordbearbejdning i visse perioder
Ændring af fysiske forhold på eller omkring markerne, for eksempel etablering af vådområder, udDer eksisterer også en afgift på kvælstof i gødning, men denne
gælder primært private og andre typer af virksomheder end landbrugsvirksomheder, da de sidstnævnte er undtaget fra afgiften.
tagning af jord eller randzoner langs vandløb og søer
Fire kategorier
for kvælstofregulering
Den første kategori medfører, at der lægges restriktioner på,
hvor meget gødning, der udbringes på markerne, og dermed
begrænses den endelige udledning til vandmiljøet også. Den
anden kategori sætter regler og krav for håndteringen af
gødningen, så der tabes mindre til vandmiljøet. Virkemidlerne i den tredje kategori giver også et mindre tab til
vandmiljøet ved hjælp af tilbageholdelse af kvælstof fra den
primære produktion. I den sidste kategori udtages jord til
forskellige andre formål, som indbefatter mindre eller ingen
gødning, og dermed nedsættes belastningen af vandmiljøet
kraftigt.
Kvælstofkvote
under økonomisk
optimum
Gødningsforbruget på hver enkelt bedrift er begrænset af
den såkaldte kvælstofnorm. På baggrund af indberettet afgrøde- og arealfordeling beregnes en kvote pr. bedrift, som
svarer til et gødningsniveau, der er et ensartet niveau under
det driftsøkonomiske optimale gødningsniveau. De seneste
par år har dette niveau været ca. 16 pct. under det driftsøkonomisk optimale. I boks I.5 beskrives denne og den
øvrige nuværende regulering nærmere fordelt på de fire
kategorier.
51
Boks I.5
Nuværende kvælstofregulering
Regulering af anvendt mængde kvælstof
Kvælstofudvaskningen fra landbruget reguleres i Danmark blandt andet ved at
begrænse mængden af gødning, som må tilføres jorden på både landsplan og bedriftsniveau gennem det såkaldte normsystem. Der sættes hvert år et loft for hver
enkelt bedrifts kvælstofanvendelse afhængig af dens afgrødevalg. Der beregnes
for hver bedrift, hvad der ville være den driftsøkonomisk optimale mængde kvælstof at anvende, og dette fratrækkes en normreduktion, som bestemmes på landsplan hvert år. Normreduktionen har svinget mellem 14 og 16 pct. i perioden 200614 og er ca. 18 pct. i 2015, jf. NaturErhvervstyrelsen (2014a). Det nationale loft er
sat således, at den samlede mængde kvælstofanvendelse til afgrøder pr. år på
landsplan ikke overstiger 90 pct. af den driftsøkonomisk optimale norm og heller
ikke overstiger niveauet i 2003/04. Efterhånden som landbrugsareal udtages til
f.eks. byudvikling og veje, nedsættes det nationale kvælstofloft yderligere. Dette
og blandt andet ændringer i kornpriser betyder, at den reelle normreduktion ikke
er på præcis 10 pct. under det driftsøkonomiske optimale, men generelt har været
større.
For at begrænse miljøpåvirkningen fra husdyrgødning sikrer de såkaldte harmoniregler, at der på en bedrift højst må udbringes husdyrgødning svarende til 140 eller 170 kg kvælstof pr. ha alt efter husdyrtype med visse undtagelser. Dyreproducenter skal derfor have adgang til en vis mængde landbrugsjord til at sprede gødning på – såkaldte harmoniarealer. Kontrollen sker dog på bedriftsniveau, og det
er derfor muligt at omfordele gødningsmængden på bedriften.
Krav til udnyttelse af husdyrgødning
Regler om indretning af stalde og lagre til opbevaring af husdyrgødning har til
formål at sikre, at tabet af næringsstoffer til omgivelserne begrænses. Regler om
anvendelse af husdyrgødning har til formål at sikre, at husdyrgødning udbringes i
nærmere afgrænsede perioder på året og med en sådan teknologi, at afgrøderne
har gode betingelser for optag af den udbragte gødning, hvorved tabet til miljøet
begrænses, jf. Natur- og Landbrugskommissionen (2012b). Der er desuden krav
til udnyttelsesgraden af kvælstoffet i forskellige typer husdyrgødning.
Større kvælstoftilbageholdelse på markerne
Ved at udskyde pløjning fra om efteråret til om foråret mindskes udvaskningen af
kvælstof. Det skyldes, at jordbearbejdningen medfører frigivelse af kvælstof, og
at udvaskningen om vinteren er større på grund af større mængder nedbør. Der er
derfor regler for, hvornår man f. eks. må pløje i forhold til forskellige afgrøder.
52
Boks I.5
Nuværende kvælstofregulering, fortsat
For at reducere udvaskningen fra en mark kan man etablere efterafgrøder på den
mellem høst af en afgrøde og etablering af den næste om foråret. I det tidsrum vil
efterafgrøden optage en del af de næringsstoffer, der er i jorden, så de ikke vaskes
ud i vandmiljøet. Der er i dag et generelt krav om efterafgrøder på 10 eller 14 pct.
af en bedrifts areal afhængig af husdyrtætheden. I 2009 svarede dette til ca.
240.000 ha efterafgrøder. Det er besluttet at øge dette efterafgrødekrav med
60.000 ha, så det samlede areal kommer op på ca. 300.000 ha. For at gøre kravet
om efterafgrøder mere fleksibelt er der en række alternativer, som landmanden
kan vælge i stedet for at etablere efterafgrøder. Det kan f.eks. være etablering af
mellemafgrøder (som efterafgrøder, men er mellem høst og såning af vinterafgrøder frem for forårsafgrøder), omlægning til energiafgrøder eller udtagning af jord
langs vandløb.
Ændring i fysiske forhold
Dyrknings-, sprøjte- og gødningsfrie randzoner langs vandløb og søer kan reducere tilførslen af kvælstof, fosfor og pesticider til vandmiljøet. Der er krav om etablering af op til 9 m brede randzoner langs vandløb og søer, som i forvejen er udpeget eller beskyttet i henhold til anden lovgivning på grund af deres naturog
miljømæssige værdi. Udgør de 9 m randzoner over fem pct. af bedriftens areal,
kan man få dispensation til smallere randzoner. Alt i alt dækker det ca. 25.000 ha.
Der har i perioder været en række forskellige muligheder for at få støtte til frivillige projekter, som f.eks. skovrejsning og vådområdeprojekter (anlæg eller genopretning af søer, moser, enge eller græsarealer), som kan have en effekt på kvælstofudvaskningen. Ved skovrejsning på landbrugsjord bliver kvælstofudvaskningen reduceret, fordi der ikke gødes. Ved vådområdeprojekter omdannes
desuden en del af det kvælstof, som er i jorden eller transporteres igennem området, til frit kvælstof (N2) i luften.
Fra 2015 udbetales en del af EU's landbrugsstøtte (47 pct.) som støtte for at opfylde tre grønne krav. Et væsentligt krav i denne sammenhæng er, at bedrifter på
over 15 ha skal udlægge mindst 5 pct. af omdriftsarealet til såkaldte miljøfokusområder, som kan bestå af f.eks. obligatoriske randzoner, arealer omkring fortidsminder og søer, braklagte arealer, arealer med energipil, græsarealer eller efterafgrøder. De to andre krav er et minimum for antal afgrødetyper på hver bedrift
og opretholdelse af Danmarks samlede areal med vedvarende græs.
53
Primært generel
regulering i dag
Virkemidlerne i de tre første kategorier anvendes i dag generelt, dvs. alle bedrifter reguleres på samme vis, selvom
anvendelsen af virkemidlerne på forskellige steder ikke har
lige stor effekt i det marine vandmiljø, og den marginale
reduktionsomkostning varierer henover bedrifterne. Det
betyder, at det er dyrere at reducere kvælstofanvendelsen på
nogle bedrifter end på andre. Arealændringerne kan anvendes målrettet, men der har hidtil været lige store krav og
tilskudsmuligheder uanset placering af virkemidlerne. Det
betyder, at der er det samme krav og tilskud til et tiltag,
uanset om arealændringen placeres, hvor det har en stor
effekt, eller om det placeres, hvor det har en lille effekt.
Grønne krav fra
EU ikke målrettet
Der er en række såkaldte grønne krav i EU's landbrugsreform beskrevet i boks I.5, herunder udlægning af fem pct.
såkaldte miljøfokusområder. Formålet med dem er beskyttelse og forøgelse af biodiversiteten, jf. NaturErhvervstyrelsen (2014b). Kravet om miljøfokusarealer på hver bedrift er
en generel regulering, der er ens for alle.
Mere målrettet
indsats fremover
Indsatsen overfor kvælstofudledning vil fremover være
væsentligt mere målrettet. I første omgang foreslår Miljøministeriet i de nye vandområdeplaner, at indsatsen især
består af vådområdeprojekter, som er målrettet kvælstofreguleringen. Fra 2016 ventes en målrettet areal- og kvælstofregulering at blive implementeret for at reducere kvælstofudledningen yderligere. Hvordan denne kommer til at se
ud, er dog endnu ikke afklaret.
Virkemidler til yderligere kvælstofreduktion
Virkemidler
fremadrettet
54
I det følgende gennemgås omkostninger og effekter af en
række af de væsentlige virkemidler, som man henover de
seneste år har arbejdet med som mulige i forhold til regulering af kvælstofudledningen til fjorde og kystvande samt
nogle af de nye virkemidler, som fremgår af et nyt virkemiddelkatalog udarbejdet i forbindelse med de nye vandområdeplaner for 2015-21. For mange af virkemidlerne gælder,
at de er en udvidelse af eller tilføjelse til den eksisterende
regulering, beskrevet ovenfor. En betydelig del af disse
virkemidler vil endvidere indgå i en analyse af omkostningerne ved at nå vandrammedirektivets mål i Limfjorden,
jf. afsnit I.5. I boks I.6 beskrives de behandlede virkemidler
kort. For en grundigere beskrivelse henvises til Andersen
mfl. (2012) samt Eriksen mfl. (2014).
Grænser for
virkemidlers
anvendelse
Til hvert virkemiddel er der et begrænset potentiale for,
hvor stor reduktion af kvælstofudledningen der kan opnås
med det pågældende virkemiddel. Potentialet kan f.eks.
være begrænset af, hvor meget landbrugsareal der er på
lavbund, hvor mange ha efterafgrøder der allerede er etableret og så videre. Nogle virkemidler har derfor et mindre
potentiale end andre. Det betyder, at man kan være nødt til
at anvende flere virkemidler til at opnå et givent mål. Eksempelvis er potentialet for yderligere efterafgrøder, udover
de som allerede er implementeret, på godt 2.000 ton kvælstofreduktion om året med det nuværende afgrødevalg, jf.
Andersen mfl. (2012), og potentialet for tidlig såning af
vinterhvede er ca. 300 ton kvælstofreduktion om året, jf.
Jacobsen (2014).
55
Boks I.6
Virkemidler til reduktion af kvælstofudledning
En række af de væsentligste typer af virkemidler til reduktion af kvælstofudledningen beskrives i det følgende.
Yderligere reduktion af kvælstofnormen
En måde at reducere belastningen af det kystnære vandmiljø på kunne være at
sænke kvælstofnormen yderligere. Dette kan gøres enten generelt eller differentieret.
Bedre gødningsudnyttelse
Der findes en række udnyttelseskrav til forskellige typer af husdyrgødning, dvs.
hvor stor en del af kvælstoffet i gyllen, der forventes udnyttet. Ved at øge dette
krav må der spredes mindre gødning pr. ha. Et større udnyttelseskrav betyder, at
anvendelsen af husdyrgødningen fortrænger en større mængde handelsgødning,
og den samlede kvælstoftilførsel mindskes dermed, jf. Andersen mfl. (2012). I
biogasanlæg kan gylle separeres i en fast og en flydende del, hvor kvælstoffet opkoncentreres i den faste del også kaldet fiberfraktionen. Ved afbrænding af denne
omdannes en stor del af kvælstoffet til frit kvælstof (N2), som dermed ikke belaster vandmiljøet, jf. Birkmose og Zinck (2008).
Større kvælstoftilbageholdelse – efterafgrøder mv.
Det generelle efterafgrødekrav kan øges, eller man kan placere efterafgrøder eller
mellemafgrøder mere målrettet. Ved et højt efterafgrødekrav kan det være nødvendigt at omlægge produktionen fra vintersæd til vårsæd for at have potentielle
arealer nok til efterafgrødekravet.
Andre eksempler på tiltag til at øge kvælstoftilbageholdelsen er omlægning til
mere kvælstofoptagende afgrøder, såsom sukkerroer, såning af vinterhvede et par
uger tidligere end normalt, så den når at optage mere kvælstof, og forbud mod
jordbearbejdning i visse perioder, da dette frigiver kvælstof, som i visse perioder
har større risiko for at blive udvasket.
Arealændringer – udtagning, vådområder mv.
Virkemidlerne i denne kategori er typisk flerårige eller permanente.
Ved at ændre arealanvendelsen på landbrugsjord til energiafgrøder, såsom pil,
poppel eller elefantgræs reduceres den anvendte mængde gødning. Disse afgrøder
56
Boks I.6
Virkemidler til reduktion af kvælstofudledning, fortsat
udnytter desuden kvælstoffet bedre på grund af et permanent og dybt rodnet.
Samlet set giver dyrkning af energiafgrøder derfor en lavere udvaskning af kvælstof.
Ved at tage landbrugsjord ud af drift til natur, vedvarende græs eller evt. erstatte
det med f.eks. vådområder, skov eller randzoner tilføres jorden ikke længere
kvælstof, og kvælstofudvaskningen reduceres således. Effekten afhænger blandt
andet af, om det er høj- eller lavbundsjord, da højbundsjord generelt indeholder
langt mere kvælstof end lavbundsjord. Lavbundsjorde er områder med høj grundvandstand eller områder, som tidligere har været vådområder. Højbundsjorde dyrkes ofte mere intensivt og får dermed tilført større mængder kvælstof, mens lavbundsjorde i større grad kan omsætte kvælstoffet til det uskadelige frie kvælstof
(N2). Tager man højbundsjord ud af drift, reduceres udledningen derfor gennemsnitligt mere, end hvis man tager lavbundsjord ud. Til gengæld vil det også koste
mere at tage højbundsjord ud af drift.
Genopretning af vådområder omfatter blandt andet etablering af søer, moser og
våde enge på landbrugsjord, hvor der naturligt ville have været et vådområde, hvis
ikke der var drænet mv. Udover at der ikke gødes i vådområder, så omdanner
vådområder i højere grad kvælstoffet til frit kvælstof og forsinker desuden kvælstoffets vej til havet. Et relativt nyt virkemiddel er konstruerede minivådområder,
som er mindre, kunstigt anlagte vådområder, der placeres strategisk mellem drænede marker og f.eks. vandløb for, som et slags naturligt rensningsanlæg, at forsinke og omdanne kvælstof yderligere. De kan konstrueres på mange forskellige
måder, og både effektiviteten og omkostningen afhænger betydeligt heraf og af
placeringen, jf. Jensen (2013). I modsætning til genopretning af naturlige vådområder behøver konstruerede vådområder ikke at ligge på lavbundsjorde.
Marine virkemidler
Indenfor de seneste år har man forsket i effekten af forskellige marine tiltag, som
kan reducere mængden af kvælstof eller øge stabiliteten i det marine miljø, så miljøet bedre kan tåle belastningen med kvælstof. Viden om disse virkemidler er dog
stadig begrænset. Etablering af stenrev og reetablering, såning eller plantning af
ålegræs hører til de kvælstofreducerende virkemidler, og muslingeopdræt og algedyrkning hører til de økosystemstabiliserende virkemidler, jf. Jensen (2013).
57
Omkostninger og effekter
Retention giver
stor variation i
kvælstofeffekten
Den kvælstofreducerende effekt pr. ha af de forskellige
virkemidler varierer med placeringen af virkemidlet og
afhænger i stor udstrækning af jordens retention, dvs. jordens evne til at tilbageholde og omdanne kvælstoffet. Det
betyder, at det er essentielt for effekten af et virkemiddel,
hvor det sættes ind. Det samme virkemiddel kan have en høj
effekt et sted og en lav effekt et andet sted.
Variation
afhænger af flere
forhold
Der er mange andre forhold, der også betyder, at effekten af
et virkemiddel afhænger af placeringen. Det gælder for
eksempel jordtype (sandjord, lerjord), husdyrtæthed, dræningsgrad og hydrologiske forhold. Dette har især betydning
for de virkemidler, som indbefatter udtagning af lavbundsjorde. Effekten i rodzonen af at etablere energiafgrøder på
lavbundsjorde, kan for eksempel variere fra 0-100 kg kvælstof pr. ha, jf. Andersen mfl. (2012).
Gennemsnitlige
omkostninger og
effekter af
virkemidler
Gennemsnitlige omkostninger pr. kg reduceret kvælstof i
rodzonen er opgjort i tabel I.3 for en række af de beskrevne
virkemidler. Omkostningerne i tabellen indeholder tab i
indtjening og anlægs- eller investeringsomkostninger. I
boks I.7 er det nærmere beskrevet, hvorledes omkostningerne ved virkemidlerne er opgjort. Ved at se på effekten i
rodzonen fjernes den variation i omkostningerne, som skyldes retentionen. De gennemsnitlige omkostninger dækker
dog stadig over en væsentlig variation på grund af førnævnte forhold, såsom variation i jordtype, husdyrtæthed mv.12
12)
58
De gennemsnitlige omkostninger målt pr. kg reduceret kvælstof i
havet ville være højere. Den gennemsnitlige retention i Danmark
er 67 pct. som beskrevet i afsnit I.2
Tabel I.3
Kvælstofvirkemidlers omkostningseffektivitet målt i rodzonen
Årlige om- Årlig effekt i
kostningera)
rodzone
Kr. pr. ha
Kg N pr. ha
Yderligere 10 pct. normreduktion
400
4
Efterafgrøder uden omlægning
240
31
Mellemafgrøder
360
11
Tidlig såning
0
7
Energiafgrøder
3.700
37
- kun på lavbund
2.000
50
Udtagning af lavbundsjord
1.500
30
Udtagning af højbundsjord
3.450
50
Skovrejsning
5.100
46
Randzoner
3.450
59
Etablering af vådområder
5.000
155b)
Konstruerede minivådområder
- pr. ha opland (100 ha)
500
9b)
900b)
- pr. ha anlæg
50.000
a)
b)
Anm.:
Kilde:
Omkostningseffektivitet
Kr. pr. kg N
95
8
33
0
99
40
50
69
111
59
32b)
56b)
56b)
Gennemsnitlige omkostninger i faktorpriser. Dækker over store forskelle mellem blandt andet
sandjord og lerjord.
Effekt i vandmiljøet.
Bemærk at effekten og omkostningseffektiviteten af virkemidlerne som udgangspunkt er
opgjort som udvaskning fra rodzonen og ikke udledning til kystvande. Dvs. dette er pr. kg N,
før der tages højde for placering og retention.
Eriksen mfl. (2014) og Jacobsen (2014).
59
Boks I.7
Beskrivelse af omkostninger ved de forskellige virkemidler
Omkostningerne ved de forskellige virkemidler bestemmes af direkte omkostninger til gennemførslen af virkemidlet (investeringer ved f.eks. konstruktion af
vådområder) og omkostningen ved mindre landbrugsproduktion.
For alle virkemidler, der kræver en ændring af landbrugsdriften, er den beregnede
omkostning baseret på det tabte dækningsbidrag. Et eksempel er, at omkostningen
for etablering af energiafgrøder (energipil) er differencen mellem dækningsbidraget for energipil og det dækningsbidrag, der ellers ville være opnået på arealet.
Dækningsbidraget omfatter indtægterne fra produktionen fratrukket de variable
omkostninger, herunder løn og maskinomkostninger, da det antages, at disse omkostninger spares ved implementeringen. Afskrivninger til bygninger mv. fratrækkes ikke, da det antages, at disse ikke bliver berørt af arealvirkemidlerne.
For virkemidler, som strækker sig over flere år (arealændringer såsom vådområder, udtagning mv.), opgøres de direkte omkostninger som en annuitet baseret
på varighed og en rente på 4 pct. Tilskud er ikke medtaget i beregningerne af omkostningerne, da de blot er en omfordeling mellem stat og landbrug, og derfor ikke er et udtryk for de ægte omkostninger eller indtægter. Værdi af sideeffekter,
såsom rekreative gevinster, øget biodiversitet og reduceret drivhusgasudledning,
indgår ikke i disse beregninger.
Kilde: Eriksen mfl. (2014).
Mest effektivt i
rodzonen, men
ikke nødvendigvis
billigst
Generelt kan man se, at det især er de virkemidler, som
kræver ophør med almindelig landbrugsdrift, der har de
største effekter. Det er dog langt hen ad vejen også de dyreste, så det er ikke givet, at de mest effektive virkemidler i
form af kg reduceret kvælstof pr. ha også er det mest omkostningseffektive målt som kr. pr. kg reduceret kvælstof.
Tidlig såning og
efterafgrøder
billigst
Tidlig såning og efterafgrøder er de to billigste af de analyserede virkemidler pr. reduceret kg kvælstof udvasket fra
rodzonen om året.13 Som nævnt har især tidlig såning dog et
13)
60
Tidlig såning af vinterhvede kan påvirke udbyttet både positivt og
negativt og medføre et behov for øget bekæmpelse af ukrudt og
begrænset potentiale. Konstruering af kunstige minivådområder kan reducere kvælstofudledningen væsentligt på et
meget lille areal i forbindelse med dyrkede marker. Det er
dog også meget dyrt at etablere, og der er derfor en række
virkemidler, som er mere omkostningseffektive. Etablering
af almindelige vådområder er det næstmest effektive til at
reducere kvælstof og er også blandt de mest omkostningseffektive virkemidler. Skovrejsning er det mindst omkostningseffektive virkemiddel. Omkostningen ved en yderligere normreduktion kan muligvis være endnu større end angivet i tabel I.3 på grund af et større udbyttetab samt kvalitetstab i form af lavere proteinindhold, jf. Jacobsen (2014).
Placering af
virkemidler vigtig
Variationen i kvælstofeffekt og omkostninger betyder, at et
virkemiddel kan være billigst et sted, og et andet virkemiddel kan være billigst et andet sted målt pr. kg reduceret
kvælstofudledning til havet. Gevinsterne ved en mere målrettet placering af virkemidlerne analyseres nærmere i afsnit
I.5 for Limfjordsoplandet.
Betydning af sideeffekter
Sideeffekter bør
tages med i
betragtning
Udover at have en effekt på kvælstofudledningen til kystvand kan nogle af virkemidlerne også have en effekt på en
lang række andre forhold, såsom fosforudledningen og pesticidbelastningen af vandmiljøet, ammoniakudledning til
luften (lugt, påvirkning af sårbar natur, helbredseffekter),
klimaeffekter (udledning af drivhusgasser, kulstoflagring og
fortrængning af fossile brændsler), biodiversitet og rekreative værdier. Disse forskellige sideeffekter har også en samfundsøkonomisk værdi, som bør tages med i betragtning,
når der vælges virkemidler. Det er dog ikke alle sideeffekter, som nemt kan opgøres i kroner og ører, hvilket gør det
svært at inddrage dem i en omkostningseffektivitetsanalyse.
sygdomme. Omkostningerne spænder derfor fra -80 kr. pr. ha til
145 kr. pr. ha, jf. Eriksen mfl. (2014). I Jacobsen (2014) er omkostningen sat til et gennemsnit på 0 kr. pr. ha.
61
Gevinst ved
vådområder og
udtagning af
lavbundsjord
Gevinsten ved reduceret drivhusgasudledning og øget kulstoflagring er søgt opgjort baseret på de klimaeffekter, som
er angivet i det nye virkemiddelkatalog, jf. Eriksen mfl.
(2014). Heri er det opgjort, hvor meget et virkemiddel reducerer drivhusgasudledningen målt i kg CO2-ækvivalenter pr.
ha. For at finde værdien af disse effekter er der anvendt en
nylig analyse fra formandskabet til De Økonomiske Råd,
som viser, at skyggeprisen for reduktioner i ikkekvotesektoren er godt 350 kr. pr. ton CO2-ækvivalenter i
2012-faktorpriser, jf. De Økonomiske Råd (2013).14 Tabel
I.4 viser virkemidlernes klimagevinster målt både i kr. pr.
ha og i forhold til et kg reduceret kvælstof. For nogle af
virkemidlerne kan klimaeffekten variere væsentligt, og beregningerne viser således, at der kan være en samfundsmæssig gevinst ved at udtage lavbundsjorde af drift og anlægge vådområder, der overstiger omkostningerne ved virkemidlet. Det er netop disse virkemidler, der er særligt anvendt i forslaget til de nye vandområdeplaner for 2015-21.
14)
62
Det er i dette afsnit valgt at regne i faktorpriser frem for forbrugerpriser, da analyserne i afsnit I.5 er baseret på faktorpriser. I
forhold til at belyse velfærd vil det være mere korrekt at opgøre
omkostninger og gevinster i forbrugerpriser, således som det er
gjort i kapitel II. Skyggeprisen på drivhusgasudledning i forbrugerpriser er godt 450 kr. pr. CO2-ækvivalent, som anvendt i kapitel II.
Tabel I.4
Klimaeffekters påvirkning af omkostningseffektivitet
Omkostningseffektivitet
uden klima- med klimaeffekter
effekter
--- Kr. pr. ha --- -- Kr. pr. reduceret kg N -25
95
89
280 - 300
8
-2
140 - 145
33
20
510
0
-1
575 - 590
99
83
30 - 14.350
50
-430 - 49
595
69
57
810 - 1.475
111
79 - 93
575 - 1.540
70
42 - 60
90 - 10.745
32
-37 - 32
Værdi af
klimaeffekter
Yderligere 10 pct. normreduktion
Efterafgrøder uden omlægning
Mellemafgrøder
Tidlig såning
Energiafgrøder
Udtagning af lavbundsjord
Udtagning af højbundsjord
Skovrejsning
Randzoner
Etablering af vådområder
- pr. ha anlæg
Anm.:
Kilde:
400 - 1.400
56
55
Værdi af klimaeffekter beregnet med skyggepris på CO2-ækvivalenter i ikke-kvotesektoren
på 350 kr. pr. ton. Intervallerne afspejler, at der kan være stor forskel på klimaeffekten for
nogle af virkemidlerne, jf. Eriksen mfl. (2014). Omkostninger pr. kg reduceret kvælstofudvaskning fra rodzonen vises hhv. med og uden værdien af klimaeffekten for hvert reduceret
kg. kvælstof.
Eriksen mfl. (2014), Jacobsen (2014) og egne beregninger.
Sideeffekter
Andre sideeffekter såsom reduceret fosfor- og ammoniakudledning, øget biodiversitet, færre pesticider og rekreative
værdier er ikke medtaget i ovennævnte beregninger. Disse
effekter kommenteres kort i det følgende.
Effekt på fosfor
afhænger af
placering
Nogle af virkemidlerne kan have en vis effekt på fosforudledningen. Randzoner kan have en fosforreducerende
effekt, alt efter hvordan de udformes og plejes (høslæt eller
græsning). Effekten af 10 meter brede randzoner langs
vandløb og søer er estimeret til under et halvt kg reduceret
fosforudvaskning om året, men kan øges til 0,2-1,7 kg reduceret fosforudvaskning ved plantning af træer i randzonen,
jf. Eriksen mfl. (2014). Konstruerede minivådområder ser
ud til at kunne have en større effekt på fosfortab til vand63
miljøet, jf. Jensen (2013). Placeringen af virkemidler er
vigtig for fosforudvaskningen, da der er områder, hvor der
er særlig risiko for fosforudvaskning, jf. Eriksen mfl.
(2014).
Ammoniak
påvirker naturen
…
Naturen og biodiversiteten påvirkes blandt andet af ammoniakfordampning, da de fleste følsomme naturområder ændrer sig ved for høj tilførsel af næringsstoffer. De fleste
virkemidler vil derfor have en effekt på naturen i området,
hvor de bliver anvendt. Virkemidler, som indbefatter udtagning af dyrkningsjord, har her den største effekt pr. ha, da
gødning af jorden ophører helt, mens flere af de øvrige virkemidler blot begrænser mængden af gødning, der spredes
eller mængden af ammoniak, der udledes til luften ved
spredning på markerne.
… og helbredet
En anden effekt af ammoniakfordampningen er negative
helbredseffekter. Emissioner af ammoniak omdannes til
partikler i atmosfæren, som kan være skadelige for helbredet og formentlig betyder, at landbrugssektoren er den største danske bidragsyder til helbredsomkostninger relateret til
luftforurening i Danmark, jf. Ellermann mfl. (2014).
Natureffekter
kræver tid og
eventuelt pleje
Udtagning af arealer og etablering af vådområder vil generelt kræve yderligere pleje for at kunne bidrage med en særlig værdi for den sjældne og sårbare natur. Skovrejsning
kræver mange år (hundrede eller mere), før der er væsentlige levesteder for de sjældne og truede arter knyttet til skoven. Natureffekten af at udtage jord bliver størst, hvis arealerne understøtter, beskytter og udvider eksisterende værdifulde naturarealer, jf. Jensen mfl. (2014).
Pesticidbelastning
Energiafgrøder og udtagning af jord vil desuden have en
positiv effekt på pesticidbelastningen af naturen, jf. Jacobsen mfl. (2013).
Adgang til ny
natur kan give
store rekreative
værdier
Hvis der er offentlig adgang til nye naturområder såsom nye
skove, kan der genereres store rekreative værdier, som varierer fra ca. 1.000 kr. og op til 25.000 kr. pr. ha pr. år alt
efter placering, jf. De Økonomiske Råd (2014).15 Det er
15)
64
Gevinsterne angivet her, er henholdsvis 5 og 95 pct.kvartilen af
det beregnede spænd i 2013-priser. Den rekreative gevinst af flere
primært befolkningstætheden i området, som er afgørende
for værdien af den rekreative sideeffekt. Omkostningen ved
at erstatte dyrkning af jord med for eksempel skov er godt
5.000 kr. pr. ha, jf. tabel I.3. Det indikerer, at for mange
arealer vil den rekreative gevinst alene kunne opveje omkostningen.
Gevinster kan
overstige
omkostninger
Overordnet set vurderes det, at de største positive sideeffekter er knyttet til de virkemidler, som udtager jord fra dyrkning. Særligt ser det ud til, at der på grund af reduceret
drivhusgasudledning kan opnås samfundsøkonomiske gevinster, der overstiger omkostningerne ved etablering af
vådområder og udtagning af lavbundsjorde, og på baggrund
af rekreative værdier kan udtagning af driftsarealer til natur
med offentlig adgang også give samfundsøkonomiske gevinster, der overstiger omkostningerne. Til gengæld er der
ikke store samfundsøkonomiske sidegevinster ved normreduktionerne, som dermed bliver et af de samfundsøkonomisk dyreste virkemidler pr. reduceret kg kvælstof.
Usikkerhed
Variation og
usikkerhed
væsentlige
Kvælstofeffekter, sideeffekter og omkostninger ved anvendelsen af de forskellige tiltag varierer som angivet ovenfor
alt efter placering, udformning mv. Opgørelser af effekter
og omkostninger er behæftet med usikkerhed.
Modelberegninger
forudsætning for
målretning
For at kunne bestemme hvor meget kvælstof, der udledes
fra en bestemt mark til vandmiljøet, er man nødt til at modellere en udledning baseret på tilgængelig viden om retentionen i området, vandafstrømning og evt. måling af koncentration i drænvand. Sådanne modelleringer indbefatter
altid usikkerheder. Det er dog en forudsætning for at målrette en kvælstofregulering, at man baserer denne på modelberegninger.
Usikkerhed i
retentionskort
Indtil nu har retentionen været opgjort som en estimeret
værdi for store geografiske områder på mellem 9.000 og
naturområder må forventes at aftage i takt med, at der kommer
mere natur. De angivne værdier vil derfor være mindre, hvis der
skabes væsentlig mere ny natur i et afgrænset område.
65
100.000 ha. For nogle af områderne er estimaterne baseret
på målinger, mens det for andre områder er baseret på modelberegninger. Den reelle retention kan variere betydeligt
selv inden for samme marker, jf. Refsgaard og Jacobsen
(2014). Der er dermed en væsentlig usikkerhed forbundet
med anvendelsen af retentionskortene til, at de kan angive
præcis hvor, hvilke virkemidler har den største effekt.
Mere præcise
retentionskort,
men stadig
usikkerhed
Der er ved at blive lavet nye mere detaljerede retentionskort, som forventes fremlagt i løbet af 2015. Her er retentionskortet delt op i områder på omkring 1.500 ha og er
dermed meget mere præcist end det tidligere kort. Et område på 1.500 ha er dog stadig stort, når retentionen kan variere inden for få hundrede meter, og der vil altså stadig være
væsentlig usikkerhed forbundet med at anvende det til placering af virkemidler. Gennemsnitligt set vil placeringen af
virkemidler dog kunne foretages mere optimalt end med det
gamle kort.16
Kontrol
Gødningsforbrug
kontrolleres via
gødningsregnskabet…
Regulering af kvælstoftildeling på den enkelte bedrift foretages ved, at den enkelte landmand hvert år indberetter til
gødningsregnskabet. Gødningsregnskabet indeholder således oplysninger om gødning og gødningsforbruget på en
bedrift (husdyrgødning, forarbejdet husdyrgødning, handelsgødning mv.). For hver gødningstype opgøres forbruget
på baggrund af modtaget og afsat gødning, gødningsproduktion og lagre. Forbruget bliver sammenlignet med bedriftens
kvælstofkvote. Med gødningsregnskabet kontrolleres det,
om landmanden har opfyldt de enkelte bestemmelser om
anvendelse af kvælstof og dermed, om kvælstofkvoten for
bedriften er overholdt, og hvorvidt kravet om udbringning
af husdyrgødning svarende til maksimalt 140 kg N/ha, 170
kg N/ha eller 230 kg N/ha overholdes. NaturErhvervstyrelsen udfører kontrol af gødningsregnskaberne på ca. 5 pct. af
bedrifterne hvert år.
16)
66
I et forskningsprojekt er man ved at undersøge, om retentionen
kan kortlægges endnu mere præcist, og det er vurderingen, at man
for omkring 400-800 kr. pr. ha kan få et retentionskort, som har
en detaljeringsgrad på 1 ha, jf. Refsgaard mfl. (2014).
… og leverandørregisteret
Der er ligeledes et leverandørregister, hvor leverandører af
handelsgødning indberetter solgte mængder gødning, og
fælles biogasanlæg og forarbejdningsanlæg indberetter
modtagne mængder gødning. Dette kan holdes op mod informationerne i gødningsregnskabet.
Ulovlig handel
I 2009 opdagede man to firmaer, som havde købt gødning
og pesticider i Tyskland og solgt det videre ulovligt til danske jordbrugere, således at de bedrifter, som havde købt
gødning hos dem, kunne sprede mere gødning, end de angav i gødningsregnskabet. Som opfølgning på dette er NaturErhvervstyrelsens kontrol af handelsgødning intensiveret
i 2012. De jordbrugere, som har købt og anvendt ulovligt
importeret gødning, får en bøde og bliver trukket i landbrugsstøtten.
Der udføres
kontrolbesøg
Udover kontrol af gødningsregnskabet foretager NaturErhvervstyrelsen kontrolbesøg på ca. 5 pct. af bedrifterne
hvert år, hvor det f.eks. kontrolleres, om reglerne for udbetaling af landbrugsstøtte fra EU overholdes.
Arealtiltag er
lettest at
kontrollere
Virkemidler, som omfatter arealændringer og dyrkning af
efter- og mellemafgrøder, kan relativt simpelt kontrolleres,
hvilket også fremgår af det nye virkemiddelkatalog, jf. Eriksen mfl. (2014). Hvis det er varige arealtiltag som f.eks.
skovrejsning, kan en evt. kontrol foretages med større intervaller end ved f.eks. anvendelse af efterafgrøder. Til sammenligning er det meget vanskeligt at kontrollere, om bedriften egentlig overholder dens kvælstofnormer og specielt,
hvor gødningen bliver anvendt. I tabel I.5 er givet en vurdering af, hvor let det er at kontrollere anvendelsen af et virkemiddel. I det omfang en øget målretning af reguleringen
giver sig udslag i differentierede kvælstofnormer, vil der
være et økonomisk incitament til at omgå kvoten, således at
bedrifter med stramme kvoter får kvælstof fra bedrifter med
mindre stramme kvoter, jf. Ørum og Jacobsen (2012).
67
Tabel I.5
Kontrollerbarhed af virkemidler
Virkemiddel
Differentierede kvælstofnormreduktioner
Udnyttelseskrav og lignende
Efterafgrøder og mellemafgrøder
Energiafgrøder
Udtagning af jord
Skov
Randzoner
Vådområder
Konstruerede vådområder
Anm.:
Kontrol
Svært
Svært
Mellem
Let
Let
Let
Let
Let
Let
Vurdering af hvor let det er at konstatere, om virkemidlet er
benyttet afhængig af, hvor begrænset en periode man kan observere det i, og hvor ofte det er nødvendigt at observere.
Sammenfatning
Placering af
virkemidler er
vigtig
Gennemgangen af kvælstofreducerende virkemidler i dette
afsnit viser generelt, at det er afgørende for både effektiviteten af et virkemiddel og omkostningen ved det, hvor det er
placeret. For eksempel påvirker jordbundstyper omkostningerne, og både retentionen og jordbundstyperne påvirker
effektiviteten. For sideeffekter kan placering også være
vigtig. Dette gælder især for rekreative værdier, men også
for blandt andet biodiversitet og fosforeffekter.
Nødvendigt at
benytte flere
virkemidler
Det er samtidig nødvendigt at anvende flere forskellige
virkemidler af to årsager. Den ene er, at der ikke er stort nok
potentiale til reduktion af kvælstofudledningen i et enkelt
virkemiddel. Det andet er det ovenfornævnte, at forskellige
virkemidler er mest effektive på forskellige placeringer.
Mulighed for
samfundsmæssige
gevinster
Generelt er det de virkemidler, hvor der bliver taget jord ud
af drift, der har de største positive sideeffekter. Klimaeffekter kan give en høj værdi, som medfører, at tiltag som vådområder og udtagning af lavbundsjord, kan give store samfundsmæssige gevinster. Hvis jord tages ud af drift og bliver
offentlig tilgængelige, kan der også være en høj rekreativ
68
I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof
effekt, alt efter placering og substitutionseffekt, som kan
betyde en samfundsmæssig gevinst ved tiltaget.
Dyrere at
kontrollere
normsystem end
arealtiltag
Der benyttes i dag mange ressourcer på at kontrollere anvendelsen af gødning og arealer. Overordnet set er det dog
lettest at kontrollere arealanvendelse og ved mere permanente tiltag, er kontrollen ikke nødvendig så ofte. Der er
dermed et potentiale for at spare nogle ressourcer på kontrol, hvis normreduktionsreguleringen blev erstattet af lettere kontrollerbare arealtiltag.
I.5
Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof
Yderligere
indsats er
nødvendig
Vandrammedirektivet forpligter Danmark til at opnå god
økologisk tilstand i alle kystvande. Dette gør det nødvendigt
at mindske udledningen af kvælstof fra landbruget. En reduktion af udledningen af kvælstof er forbundet med væsentlige samfundsøkonomiske omkostninger, og det er derfor vigtigt, at den nødvendige reduktion kan opnås på den
billigste måde.
Tidligere
beregninger af
omkostninger
Dette afsnit begynder med en beskrivelse af resultater og
centrale budskaber fra en række tidligere analyser af de
samfundsøkonomiske omkostninger ved at reducere udledningen af kvælstof fra landbruget. Udover at se på opgørelser af omkostningerne for hele Danmark ses også specielt
på vandoplandet til Limfjorden. Dette er det største vandopland, og samtidig det, hvor der er størst behov for at reducere udledningen af kvælstof i absolut forstand. Således
skal omkring ⅓ af den samlede reduktion af udledningen af
kvælstof til fjorde og kystvande finde sted i Limfjorden.
Nye beregninger
for Limfjorden
Derefter følger en beskrivelse af nye beregninger af omkostningerne ved at reducere udledningen af kvælstof til
Limfjorden udført i samarbejde med Institut for Miljøvidenskab/Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet. I forbindelse med de nye beregninger er udført en række
følsomhedsanalyser, som giver et vigtigt fingerpeg om,
hvordan reguleringen af kvælstofreduktionen bedst kan
69
indrettes. I beregningerne indgår omkostningen ved forskellige virkemidler, afhængigt af deres placering, men landmændenes adfærd er ikke modelleret. I afsnit I.6 beskrives
der, hvordan en hensigtsmæssig regulering af landbrugets
udledning af kvælstof kan udformes.
Resultater fra tidligere analyser
Reduktion af
kvælstof
Omkostningerne forbundet med at reducere landbrugets
udledning af kvælstof til kystvande er tidligere undersøgt i
forbindelse med forarbejdet til de to første vandplaner samt
i forbindelse med Natur- og Landbrugskommissionens arbejde. En oversigt over hovedresultater fra centrale analyser
er gengivet i tabel I.6. På nationalt niveau er der lavet opgørelser af omkostningerne ved en reduktion i kystvande på
10.000 og 7.800 ton. De 10.000 ton svarer til det oprindelige “udskudte” reduktionsbehov fra de første vandplaner,
som skulle nås efter 2015.17 De 7.800 ton svarer til den reviderede opgørelse af det resterende reduktionsbehov, som
indgår i vandområdeplanerne for 2015-21, der er sendt i
høring i slutningen af 2014, jf. afsnit I.2. For Limfjorden er
vist opgørelser af omkostninger ved reduktioner af udledt
kvælstof på henholdsvis 3.950 og 2.250 ton. Dette repræsenterer reduktionsniveauer for Limfjorden, som svarer til
de 10.000 og 7.800 ton på nationalt niveau. Derudover er
der for Limfjorden regnet på en reduktion på 3.500 ton.
17)
70
I forarbejdet til de første vandplaner for 2009-15, blev det forventede fulde indsatsbehov opgjort til en reduktion på 19.000 ton. Af
de 19.000 ton indgik 9.000 i de første udkast til vandplanerne for
2009-15, og det var tidligere forventningen, at de 10.000 ton ville
indgå i fremtidige vandplaner, jf. afsnit I.2.
Tabel I.6
Opgørelser af omkostninger ved at reducere udledning af kvælstof
Kilde
Brug af
virkemidler
Reduktion Gennemsnitlig Omkostning
til kystvand omkostning
i alt
Ton N
Kr. pr. kg N Mio. kr. pr. år
Hele landet
Jacobsen (2012)
Målrettet regulering
Ikke-målrettet
10.000
10.000
78
93
780
930
Jacobsen (2014)
Ikke-målrettet
7.800
7.800
81
106
630
830
Ikke-målrettet
3.950
3.950
76
98
300
380
Ørum og Jacob- Målrettet regulering
sen (2013)a)
Ikke-målrettet
3.500
3.500
49
90
170
320
Ikke-målrettet
2.250
2.250
70
92
160
210
Limfjorden
Jacobsen (2012)
Jacobsen (2014)
a)
Anm.:
I de fleste undersøgelser indgår en yderligere reduktion af N-normerne på 10 pct. Ørum og
Jacobsen (2013) adskiller sig herfra, idet der her ses på enten en fælles stramning af den eksisterende norm til 60 pct. af det driftsøkonomiske optimale (ikke-målrettet) eller en differentieret stramning (målrettet regulering) over eller under 60 pct. afhængig af retentionen (i begge tilfælde dog suppleret med enkelte andre virkemidler). Da der her er tale om en meget stor
reduktion ift. den eksisterende kvælstofnorm, er resultatet i Ørum og Jacobsen (2013) formentlig behæftet med større usikkerhed.
“Målrettet regulering” er opgørelser, hvor der tages højde for forskelle i retention ved placeringen af virkemidler, mens “ikke-målrettet” er opgørelser, hvor placeringen af tiltag ikke tager højde for forskelle i retention.
Virkemidler og
omkostninger
I opgørelsen af omkostninger indgår en række virkemidler
som f.eks. en 10 pct. stramning af eksisterende kvælstofnorm, efterafgrøder, udtagning, vådområder mv. Omkostningerne ved disse virkemidler er opgjort dels som direkte
omkostninger ved at etablere virkemidlerne og dels som
ændringer i landbrugenes dækningsbidrag som følge af en
ændring af landbrugsarealets anvendelse, jf. boks I.7 i afsnit
I.4.18
18)
Der er dog forskelle i hvilke virkemidler, som er indgået i beregningerne i undersøgelserne, ligesom omkostningerne ved de for-
71
0,6-0,8 mia. kr.
pr. år.
Det fremgår, at omkostningen ved det resterende reduktionsbehov på 7.800 ton for hele landet er opgjort til omkring 0,6 til 0,8 mia. kr. pr. år, hvilket svarer til omkring 81106 kr. pr. kg N. For Limfjorden er reduktionsomkostningerne pr. kg N lidt lavere.
Sideeffekter
indgår ikke i
omkostninger
I disse beregninger af omkostningerne indgår alene omkostninger snævert knyttet til landbrugsdriften. For mange af de
medtagne virkemidler er der imidlertid en række positive
sideeffekter i form af lavere udledning af drivhusgasser og
reduktion af andre typer af forurening. Derudover vil nogle
tiltag, f.eks. skovrejsning, generere mere natur, hvilket giver
øgede rekreative muligheder og styrker biodiversiteten, jf.
afsnit I.4. Disse positive sideeffekter indgår ikke i opgørelsen af omkostninger. Dette tilsiger, at der er tale om et
overkantskøn for de samfundsøkonomiske omkostninger
ved at nå målet om god økologisk tilstand i fjorde og kystvande. Der er imidlertid også forhold, som kan trække i
retning af, at de samfundsøkonomiske omkostninger kan
være højere. For eksempel har det været fremført, at der i
beregningen af omkostninger ved at reducere udledningen
af kvælstof, ikke i tilstrækkelig grad er taget højde for den
deraf følgende lavere proteinværdi i afgrøderne, jf. Jacobsen
(2013).
Målretning
reducerer
omkostninger
Natur- og Landbrugskommissionen (2013) anbefalede, at
den generelle regulering af kvælstof blev erstattet med en
mere målrettet og differentieret regulering. De tidligere
analyser opsummeret i tabel I.6 viser da også, at omkostningerne ved at nå reduktionsmålet er betydelig højere, når
der i reguleringen ikke tages hensyn til, at der er forskelle i
retentionen (ikke-målretning). Således er omkostningerne
uden målretning omkring 20-30 pct. højere, end når reguleringen udføres målrettet. I Ørum og Jacobsen (2013) er
gevinsten ved målretning endnu større. Disse beregninger
viser, at frem for at pålægge en generel reduktion i brugen
af kvælstof på alle dyrkede arealer, som det sker i dag, vil
der være en gevinst ved, at reduktionen målrettes de steder,
skellige virkemidler er blevet revideret i den periode, hvor der er
lavet beregninger. Der er således nogle forskelle i grundlaget for
beregningen af omkostningerne i de forskellige undersøgelser i
tabel I.6.
72
hvor effekten i vandmiljøet er størst. Gevinsten ved at målrette stiger, når målsætningerne strammes, jf. f.eks. Naturog Landbrugskommissionen (2013) og Jacobsen (2014).
Differentierede
normer giver
incitament til
omgåelse
En målretning giver en lavere samlet reduktionsomkostning,
fordi indsatsen bliver lagt, hvor reduktionsomkostningen er
lavest. Hvor f.eks. differentierede kvælstofnormer vil kunne
mindske den samlede omkostning ved at reducere kvælstofudledningen, vil den dog samtidig give et incitament til at
omgå reguleringen, jf. afsnit I.3.
Målretning
rammer ikke
alle lige
En målrettet regulering sænker den samlede reduktionsomkostning i forhold til en generel regulering, men omkostningen rammer ikke alle bedrifter ens. Når reguleringen
målrettes, vil bedrifter rammes forskelligt afhængigt af miljøbelastningen forbundet med at anvende gødning på den
enkelte bedrift. De fordelingsmæssige konsekvenser af at
erstatte den generelle norm med en målrettet, differentieret
norm er undersøgt for Limfjorden, jf. Ørum og Jacobsen
(2013).19 Fordelingen på tværs af bedrifter med en målrettet
regulering kan illustreres ved at se på effekten på dækningsbidraget, jf. figur I.6. Den lodrette akse viser ændringen i dækningsbidraget i forhold til en generel strammere
norm og den vandrette akse fordelingen af bedrifter. Omkring 75 pct. af bedrifterne vil her blive stillet bedre ved en
målrettet fremfor en generel norm, og de der stilles bedst vil
vinde op mod 200 kr. pr. ha, mens andre vil tabe op mod
200 kr. pr. ha ved en målrettet regulering.
19)
Disse fordelingsmæssige konsekvenser er udregnet under en
forudsætning om, at der ikke foregår omgåelse af den differentierede norm i form af omfordeling af kvælstof mellem landmænd.
73
Figur I.6
Ændring i dækningsbidrag ved målretning
Kr. pr. ha
200
100
0
-100
-200
Anm.:
Kilde:
Store regionale
forskelle i
omkostninger
74
0
20
40
60
Pct. bedrifter
80
100
Ændring i dækningsbidrag, når regulering ændres fra en generel
norm til en målrettet norm, under forudsætning af uændret samlet udledning, fordelt på 6.000 bedrifter i Limfjorden.
Ørum og Jacobsen (2013).
Der er stor forskel i den forventede omkostning forbundet
med at opnå god økologisk tilstand i overfladevandet i de 23
vandoplande. Nogle kystvande er meget følsomme overfor
kvælstof, og der skal derfor reduceres meget i belastningen
for at opnå god økologisk tilstand, hvilket afspejler sig i
geografiske forskelle i reduktionsbehovet og i omkostningerne ved at reducere udledningen. Det kan illustreres
ved at se på den forventede omkostning forbundet med at
opnå en samlet reduktion til fjorde og kystvande på godt
7.800 ton kvælstof. Den forventede reduktionsomkostning
for hvert vandopland, hvor virkemidlerne er anvendt målrettet, er opgjort i Jacobsen (2014). Den gennemsnitlige omkostning er her opgjort til 226 kr. pr. ha, men der er betydelige forskelle i omkostningen på tværs af vandoplande. For
Øresund findes en reduktionsomkostning på godt 1.000 kr.
pr. ha, mens der er syv vandoplande, hvor omkostningen er
0 kr. pr. ha, idet der ikke er behov for yderligere reduktioner, jf. figur I.7.
Figur I.7
Geografisk variation i reduktionsomkostning
Kr. pr. ha
1200
Kr. pr. ha
Landbrugsareal (h.akse)
1.000 ha
600
1000
500
800
400
600
300
400
200
200
100
0
0
Mariager Randers Horsens Lilleb./J. Odense Sydfynske Smålandsf. Vidå-Kruså
Limfjorden Nissum Ringkøb. Vadehav. Lilleb./F. Storebælt Øresund Østersøen
Anm.:
Kilde:
Figuren viser omkostningerne pr. ha landbrugsareal og mængden af landbrugsareal pr. vandopland. Syv vandoplande er udeladt, da de ikke indgår i de 7.800 ton reduktion. Det betyder,
at reduktionsomkostningen er 0 kr. pr. ha for disse syv vandoplande, da der ikke er noget reduktionsbehov i disse oplande.
Jacobsen (2014).
Forskelle i
omkostninger
inden for
vandoplande
Forskelle i reduktionsbehov mellem vandoplandene medfører således, at der er geografiske forskelle i omkostningerne ved at nå målene i vandrammedirektivet. Hvis reguleringen søges målrettet, vil der tillige inden for de enkelte
vandoplande være geografiske forskelle i indsatser og omkostninger pr. ha.
Ny analyse af reduktionsomkostninger for Limfjorden
Ny analyse for
Limfjorden
I det følgende beskrives en ny analyse af omkostningerne
ved at reducere udledningen af kvælstof til Limfjorden.
Analysen er udført i samarbejde med forskere fra Institut for
Miljøvidenskab/Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet. De præsenterede beregninger er nærmere
dokumenteret i Hasler mfl. (2015).
75
Omkostningerne
ved at begrænse
udledningen af
kvælstof
I lighed med andre undersøgelser opsummeret i tabel I.6
præsenteres analyser af de samlede omkostninger ved at
reducere udledningen af kvælstof til Limfjorden. Derudover
undersøges omkostningen ved ikke-målrettet regulering i
forhold til målrettet regulering.
Undlade
virkemidler som
er svære at
kontrollere
Der er en række udfordringer ved at målrette reguleringen.
En udfordring er, at f.eks. differentierede kvælstofnormer
giver et håndhævelsesproblem, da differentierede kvælstofnormer vil give et incitament til omfordeling af brugen af
kvælstof uden om reguleringen. Dette skaber et behov for
kontrol, jf. afsnit I.3. En måde at begrænse kontrolproblemet på er ved kun at anvende virkemidler, hvor det er let at
observere, om virkemidlet er implementeret. Det undersøges, hvor stor en effekt en sådan begrænsning af virkemidlerne har for omkostningerne ved at opnå den ønskede
reduktion af kvælstof til fjorde og kystvande.
Undersøger
betydningen af
usikkerhed
En anden udfordring er, at der er usikkerhed om de enkelte
markers miljøfølsomhed afledt af usikkerhed om retentionen for forskellige marker. Det indebærer en risiko for at
ramme forkert, hvis den eksisterende viden om Limfjorden
bruges til at målrette reguleringen. Risikoen ved at ramme
forkert skal dog vejes op mod gevinsten ved at målrette. Det
undersøges i en række følsomhedsberegninger, hvor stor
betydning det har for den arealmæssige fordeling af virkemidlerne, hvis der er usikkerhed om retentionen fra forskellige marker.
Omkostninger
ved reduktion på
4.165 ton
I analyserne opgøres omkostningen ved forskellige reduktionsbehov, men hovedparten af analyserne er lavet for en
reduktion af udledningen af kvælstof til Limfjorden på
4.165 ton. Dette svarer til det samlede vurderede reduktionsbehov for Limfjorden fra begge vandplanperioder, 200915 og 2015-2021.20 Til sammenligning vedrører omkostningen ved reduktion i udledningen til Limfjorden på godt
20)
76
Potentialet for hvert virkemiddel er i analysen baseret på, hvad
der var gældende i 2011, dvs. før implementering af randzoner og
yderligere efterafgrøder i forbindelse med vandplanerne for 200915. Analyserne er derfor baseret på den samlede indsats for første
og anden vandplanperiode.
2.250 ton i tabel I.6 fra Jacobsen (2014) alene reduktionsbehovet i de nye vandområdeplaner for 2015-2021.
Rumlig model
med knap 57.000
markblokke i
Limfjorden
Analysen er udført på TargetEconN-modellen for Limfjordsoplandet.21 TargetEconN er en såkaldt rumlig omkostningsminimeringsmodel på markblok-niveau. Der er i Limfjordsoplandet knap 57.000 forskellige markblokke med en
gennemsnitlig størrelse på knap ni ha, dvs. at modellen er på
et ret detaljeret geografisk niveau. Modellen beskriver,
hvordan en given reduktion i udledningen til Limfjorden
kan opnås omkostningseffektivt med en række virkemidler.
For hver markblok er der beregnet en omkostning og effekt
på udledningen af kvælstof til Limfjorden. Effekten varierer
blandt andet på grund af forskelle i retentionen. Modellen er
nærmere beskrevet i boks I.8 og Hasler mfl. (2015).
Sideeffekter
indgår ikke
I modellen indgår ikke sideeffekter, hvorfor eksempelvis
virkemidler, som reducerer CO2-udledningen til atmosfæren, fosfor-udledningen til vandmiljøet eller genererer rekreativ værdi, vil klare sig relativt dårligere, end hvis sideeffekter var inkluderet i modellen, jf. afsnit I.4. I tidligere
opgørelser af omkostningerne ved at reducere udledningen
af kvælstof beskrevet i tabel I.6 indgår heller ikke værdien
af sideeffekter. Ideelt set bør sideeffekter medregnes i omkostningerne ved forskellige tiltag, da medtagelse af sideeffekter er nødvendige for at opgøre den egentlige samfundsøkonomiske omkostning ved forskellige virkemidler.
Dette er illustreret i afsnit II.5 i næste kapitel, hvor det
fremgår, at medtagelse af sideeffekter kan have afgørende
betydning på valg af tiltag.
21)
TargetEconN Limfjorden bygger på en TargetEconN-model
udviklet for Odense Fjord, jf. Konrad mfl. (2014). Limfjordsmodellen omfatter bl.a. flere virkemidler end Odense-modellen.
77
Boks I.8
Beskrivelse af TargetEconN-modellen
TargetEconN er en rumlig omkostningsminimeringsmodel, som finder den geografiske fordeling af virkemidler, der opnår en given reduktion i udledningen af kvælstof til de laveste omkostninger. Den geografiske enhed i modellen er såkaldte
markblokke. Der er knap 57.000 forskellige markblokke i modellen med en gennemsnitlig størrelse på knap ni ha. En markblok er en sammenhængende enhed
med permanente fysiske ydre grænser og kan bestå af en eller flere marker. En
landbrugsbedrift kan have marker på en eller flere markblokke. For hver markblok
indgår i modellen en opgørelse af omkostningen ved de forskellige virkemidler,
effekten af virkemidlerne på udvaskning af kvælstof fra rodzonen og endelig andelen udvasket kvælstof fra rodzonen, som ikke udledes til Limfjorden (dvs. retentionen). Modeltypen er nærmere beskrevet i Konrad mfl. (2014) og opsætningen af
Limfjordsmodellen er beskrevet i Hasler mfl. (2015). I sidstnævnte er der også
yderligere dokumentation af de beskrevne beregninger.
Modellen løser et omkostningsminimeringsproblem, hvor løsningen beskriver
hvilke markblokke, som skal pålægges hvilke virkemidler for at opnå et reduktionsmål med den lavest mulige samlede omkostning. Et virkemiddel kan pålægges
hele eller dele af en markblok. Eksempelvis vil skovrejsning kunne pålægges en
hel markblok, mens en randzone kun vil udgøre en lille del af en markblok. Det er i
modellen antaget, at der højst kan anvendes et virkemiddel på hver markblok. For
en del virkemidler er dette en plausibel antagelse. For eksempel kan man ikke både
rejse skov og lave efterafgrøder på samme mark. For andre virkemidler kunne man
i princippet godt forestille sig, at de blev implementeret på samme mark. Det gælder f.eks. for reduceret kvælstofnorm og efterafgrøder. Effekten på udvaskningen
ved at bruge disse to virkemidler på samme markblok vil imidlertid være mindre
end summen af effekten af efterafgrøder og en reduceret norm hver for sig, men
effekten på kvælstof ved de mange mulige potentielle kombinationer af virkemidler er imidlertid ikke opgjort. Derfor har det ikke været muligt at tillade brugen af
kombinationer af virkemidler på de samme markblokke. Denne restriktion må ventes at lede til en overvurdering af reduktionsomkostningerne. Formentlig vil det
også lede til en undervurdering af gevinsten ved at målrette reguleringen, idet man
ikke kan pålægge flere virkemidler på de markblokke med lav retention, hvor der
er størst effekt af at begrænse kvælstof.
I tidligere analyser beskrevet i tabel I.6, som er foretaget med en anden model, tages der ikke højde for, at man ikke frit kan kombinere forskellige virkemidler på
samme arealer, og at der ofte vil være en lavere effekt på udledning af kvælstof,
når der bruges flere virkemidler, jf. Jacobsen (2014). Isoleret set leder dette til en
undervurdering af omkostningerne.
78
Boks I.8
Beskrivelse af TargetEconN-modellen, fortsat
Modellen beskriver omkostningerne ved at nå en reduktion af udledningen af
kvælstof til Limfjorden, som ligger ud over den nuværende generelle regulering.
Således er effekten af alle tiltag beregnet givet den nuværende generelle kvælstofnorm på mindst 10 pct. af det driftsøkonomisk optimale niveau, jf. afsnit I.4.
Hvis modellen skulle beskrive den samlede omkostning ved at nå reduktionsmålet
i Limfjorden – inklusive omkostningen ved den nuværende reduktion af kvælstof
gennem kvælstofnormerne – ville omkostningen være højere.
Data for omkostninger og retention
For hvert virkemiddel i modellen er der opgjort en omkostning ved at implementere virkemidlet og en effekt i form af reduktion i belastningen af Limfjorden ud
fra retentionen. Overordnet er omkostningen ved de enkelte virkemidler beregnet
på samme måde som i det seneste såkaldte virkemiddelkatalog, jf. Eriksen mfl.
(2014). I TargetEconN-modellen er der imidlertid geografisk variation i omkostningen ved de fleste virkemidler, som er baseret på sædskiftekategorier (dvs. flerårig afgrødesammensætning) af hver markblok opgjort ud fra sammensætningen
af afgrøder i 2011 og tab af dækningsbidrag for forskellige afgrødesammensætninger baseret på årene 2011-13. Omkostningerne ved virkemidler, hvor arealerne udtages (ophør af landbrugsdrift), er tillige baseret på jordtype (sand og ler).
Omkostningerne ved konstruerede minivådområder er dog ikke baseret på Eriksen
mfl. (2014), men i stedet på Kjærgaard og Hoffmann (2013). Opgørelse af omkostningerne ved de forskellige virkemidler er overordnet beskrevet i afsnit I.4.
I opgørelse af omkostningerne ved de forskellige tiltag er der skelnet mellem, om
arealet er et harmoniareal, hvortil der spredes husdyrgødning fra et givet antal dyreenheder eller et “friharmoniareal”, hvortil der ikke spredes husdyrgødning. For
mange virkemidler er der højere omkostninger ved at gennemføre dem på harmoniarealer, fordi landmændene i så fald skal finde andre arealer til spredning af den
overskydende husdyrgødning (f.eks. ved gylleaftaler eller forpagtning af friharmoniarealer), jf. Hasler mfl. (2015).
Data for retentionen stammer fra Windolf og Tornbjerg (2009). Nyere og væsentlig mere geografisk detaljerede retentionskort er under udarbejdelse, men disse
var ikke tilgængelige på tidspunktet for beregningerne. Beregningerne her skal
således betragtes som illustrative for en række principielle pointer og ikke tages
som udtryk for en anbefaling om en helt præcis geografisk fordeling af forskellige
virkemidler.
79
Flere virkemidler
i modellen
Modellen inkluderer overordnet tre grupper af virkemidler:
Beskrivelse af
grupper af
virkemidler
Kategorien “udtagning mv.” rummer alle virkemidler, hvor
et dyrket areal omlægges til arealer uden normal landbrugsproduktion. Det er f.eks. udtagning, skovrejsning og vådområder. Kategorien “normer mv.” er virkemidler, som
reduktion af den nuværende kvælstofnorm og virkemidler,
som stiller krav om anvendelsen af husdyrgødning. Virkemidler i denne kategori vurderes som vanskeligere at kontrollere end virkemidler i de andre kategorier, jf. afsnit I.4.
Afgrødevalg
indgår ikke
modellen
Det bør dog nævnes, at afgrødevalg ikke indgår som et virkemiddel i modellen. Fordi forskellige afgrøder binder forskellige mængder af det anvendte kvælstof, vil en ændring
af afgrøde kunne reducere udvaskning af kvælstof fra rodzonen og dermed udledningen til vandmiljøet. Landmandens adfærd er ikke en del af modellen, men er i stedet inddraget i afsnit I.6.
Fordeling af
virkemidler på
forskellige
markblokke
Virkemidlerne er karakteriseret ved forskellige omkostninger og effekter på udledningen til fjorden, som begge varierer mellem markblokke. Vi bruger modellen til at finde den
geografisk optimale fordeling af virkemidler i forhold til at
opnå en given reduktion i udledningen af kvælstof til den
laveste omkostning. Et virkemiddel kan således blive anvendt i et større eller mindre omfang.
80
 Normer mv.
10 pct. stramning af eksisterende kvælstofnorm
Skærpede krav til udnyttelse af husdyrgødning
Regler for afbrænding af husdyrgødning
 Efterafgrøder mv.
Efterafgrøder
Mellemafgrøder
 Udtagning mv.
Udtagning
Energiafgrøder
Skovrejsning
Vådområder
Randzoner
Resultater
Stramning af
kvælstofnorm
eller krav om
efterafgrøder
Tabel I.7
I første omgang sammenlignes omkostningen ved at bruge
et enkelt virkemiddel på alle markblokke (ikke-målrettet)
med omkostningen ved at kunne medtage alle virkemidler
og implementere dem på de markblokke, hvor effekten på
udledningen i Limfjorden er størst i forhold til omkostningen (dvs. målrettet brug af alle virkemidler). Dette gøres for
to virkemidler, dels en 10 pct. stramning af den eksisterende
generelle kvælstofnorm på alle marker, og dels efterafgrøder på alle marker. Bruges udelukkende disse virkemidler
(hver for sig) kan man højst opnå en reduktion i udledningen på henholdsvis 810 og 1.016 ton pr. år. For disse to
niveauer af reduktioner er der også opgjort omkostningerne
ved målrettet frit valg af virkemidler. Hovedresultaterne fra
disse beregninger er opsummeret i øverste del af tabel I.7.
Opgjorte reduktionsomkostninger for Limfjorden
Virkemiddel
10 pct. stramning af Nnormer
Frit valg af virkemidler
Reduktion Gennemsnitlig Omkostning Reguleret
til fjorden omkostning
areal
i alt
Ton N
Kr. pr kg N Mio kr. pr. år 1.000 ha
810
58
47
462
810
13
10
41
Generelt krav om efterafgrøder
Frit valg af virkemidler
1.016
19
19
81
1.016
15
15
52
Frit valg alle virkemidler
Kun observerbare virkemidler
4.165
52
218
189
4.165
53
220
143
Anm.:
Kilde:
Tallene i tabellen kan ikke umiddelbart sammenlignes med tallene i tabel I.6, da der ligger
forskellige modeller til grund for beregningerne.
Beregninger med TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015).
81
Generel
stramning af
kvælstofnorm er
en dyr regulering
Hvis reduktionen på 810 ton kvælstof alene opnås ved en
generel stramning af den nuværende kvælstofnorm, vil den
samlede omkostning være på 47 mio. kr. svarende til en
omkostning på 58 kr. pr. kg N. Hvis samme reduktion i
stedet opnås ved målrettet brug af alle virkemidler, er omkostningen kun på 10 mio. kr. pr. år svarende til 13 kr. pr.
kg N. Der er således en stor gevinst ved målrettet brug af
forskellige virkemidler i forhold til en stramning af den
generelle kvælstofnorm. Den meget store forskel i omkostningen ved en stramning af den generelle kvælstofnorm i
forhold til målrettet regulering er dog i høj grad udtryk for,
at en stramning af den generelle kvælstofnorm, selv blandt
de generelle virkemidler, er et relativt dyrt virkemiddel.22
Gevinst ved
målrettet
regulering
Ses i stedet på et generelt krav om efterafgrøder, fås en reduktionsomkostning svarende til 19 kr. pr. kg N for en reduktion på 1.016 ton pr. år. Skal samme reduktion opnås
ved målrettet brug af fleksible virkemidler, findes en omkostning svarende til 15 kr. pr. kg N. Omkostningen ved
ikke målrettet regulering (med efterafgrøder) er således ca.
27 pct. højere end omkostningen ved målrettet regulering,
dvs. i samme størrelsesorden som fundet i tidligere opgørelser, der sammenligner gevinsten ved målrettet regulering i
forhold til generel regulering, jf. tabel I.6.
Mange forskellige
virkemidler
Den overordnede fordeling af kvælstof og berørte arealer
ved omkostningseffektiv fordeling af virkemidler er sammenfattet i tabel I.8. Ved en omkostningseffektiv reduktion
på 1.016 ton er efter- og mellemafgrøder de dominerende
virkemidler i løsningen, men der indgår blandt andet også
udtagning i form af vådområder og randzoner i løsningen.
22)
82
Stramning af de nuværende kvælstofnormer er i hvert fald et
relativt dyrt virkemiddel ved begrænsede reduktioner i udledningen, som der her er set på. Hvis reduktionskravet øges, kan kvælstofnormer godt blive mere relevante i takt med, at billigere virkemidler er opbrugt.
Tabel I.8
Fordeling af virkemidler ved omkostningseffektiv reduktion
Reduktion til fjorden Udtagning mv. Norm mv. Efterafgrøder mv.
I alt
-------- Ton N -------- ----------------------------- 1.000 ha --------------------------2
4
35
41
810
3
7
42
52
1.016
73
53
63
189
4.165
a)
75
0
68
143
4.165
----------------------- Ton N ----------------------102
14
693
810
226
21
769
1.016
3.342
116
707
4.165
a)
3.420
0
745
4.165
a)
Anm.:
Kilde:
Kun observerbare virkemidler.
Tabellen viser fordelingen af virkemidler ved de forskellige reduktionsniveauer, både i ha og
ton, givet en omkostningseffektiv placering af virkemidler.
Beregninger med TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015).
Godt 0,2 mia. kr.
pr. år for god
økologisk tilstand
i Limfjorden
Den samlede omkostning ved at opnå den ønskede reduktion af udledningen af kvælstof til Limfjorden på 4.165 ton
ved frit brug af alle virkemidler er opgjort til godt 0,2 mia.
kr. pr. år svarende til 52 kr. pr. kg N. I løsningen er alene
189 tusind ha, svarende til godt ⅓ af det dyrkede areal, underlagt en regulering ud over den eksisterende. Heraf indgår
der en arealspecifik stramning af den eksisterende kvælstofnorm mv. på 53 tusind ha, jf. tabel I.7 og tabel I.8.
Differentierede
normer svære at
kontrollere …
Der er tidligere i kapitlet argumenteret for, at differentierede
kvælstofnormer mellem forskellige bedrifter kan være svære at håndhæve, da der vil være et driftsøkonomisk incitament til at omgå fordelingen af kvælstof. Det er derfor undersøgt, om det har stor betydning for omkostningerne at
undlade at bruge strammere kvælstofnormer (og andre svært
kontrollerbare virkemidler), således at der alene indgår arealtiltag og efterafgrøder mv. Dette viser sig kun at have en
meget lille effekt på de beregnede omkostninger ved at opnå
en reduktion på 4.165 ton, jf. tabel I.7.
83
… og ikke dyre at
undvære
Som beskrevet ovenfor indgår der en stramning af de eksisterende kvælstofnormer mv. på ca. 53 tusind ha, når alle
virkemidler er til rådighed. Imidlertid leverer den strammere
norm kun en meget lille del – 116 ton svarende til ca. tre
pct. – af den samlede reduktion på 4.165 ton. Når disse tre
pct. skal opnås ved andre differentierede virkemidler, giver
det som nævnt kun en meget beskeden stigning i omkostningerne.
En anden
undersøgelse af
strammere
kvælstofnormer
Beregninger i Jacobsen (2014) bekræfter, at det ikke giver
en væsentlig forøgelse af de samlede reduktionsomkostninger, hvis man undlader at bruge et virkemiddel som en
stramning af den eksisterende kvælstofnorm i udvalgte områder. Således finder Jacobsen, at omkostningerne stiger
med 12 pct., hvis en reduktion opnået med en stramning af
eksisterende normer, i stedet skal opnås ved skovrejsning.
Den 12 pct. højere omkostning skal imidlertid ses i lyset af,
at skovrejsning er et relativt dyrt virkemiddel. Det vil sige,
at de 12 pct. er et overkantskøn for den øgede omkostning
ved at undvære differentiering af normer, som er svære at
kontrollere. I en anden følsomhedsanalyse finder Jacobsen,
at man kan sænke de samlede omkostninger, hvis strammere kvælstofnormer på nogle arealer i stedet erstattes af de
såkaldte konstruerede minivådområder og tidlig såning.
Sidstnævnte to virkemidler er ikke medtaget i grundanalyserne i Jacobsen (2014).
Reduktionsomkostning i
tidligere
opgørelser
Reduktionsomkostningen på 52 kr. pr. kg N ved en reduktion på 4.165 ton er generelt lavere end fundet i de fleste
andre opgørelser af reduktionsomkostningen for Limfjorden, som ved målrettet regulering ligger på 49 til 76 kr. pr.
kg N, jf. tabel I.6. Der kan være flere årsager til denne forskel. En årsag kan være, at der i TargetEconN-modellen er
variation i omkostningerne mellem forskellige markblokke
ved en række forskellige virkemidler, mens der i modellen
bag opgørelserne gengivet i tabel I.6 er anvendt gennemsnitsomkostninger for alle markblokke.
Målretter efter
både omkostning
og effekt
Når der er variation i omkostningerne øges fleksibiliteten i
forhold til at udvælge de markblokke og virkemidler, hvor
det både er billigst og mest effektivt. TargetEconNmodellen målretter efter både omkostning og effekt af det
84
enkelte virkemiddel, hvor andre modeller kun målretter
efter effekt. Placeringen af virkemidler på den enkelte
markblok er således en del af modellens optimeringsrutine,
hvor andre modeller baserer placeringen af virkemidler på
vurderinger.
Stor geografisk
spredning af brug
af virkemidler
Ved reduktionen på 4.165 ton skal der ifølge modelberegningerne implementeres virkemidler på 189 tusind ha, jf.
tabel I.8, som også viser den overordnede fordeling af forskellige virkemidler. På figur I.8 vises den geografiske fordeling af virkemidlerne. Det fremgår af figuren, at de virkemidler som indbefatter udtagning mv. især ligger nær ved
kyster og vandløb.
Forskellige
måder at opgøre
omkostninger på
Der er forskellige omkostninger knyttet til de forskellige
virkemidler. Omkostningerne pr. ha af virkemidlerne kan
opgøres på forskellige måder. En måde er, at omkostningerne opgøres ud fra den del af en markblok, som faktisk bliver
berørt af regulering. En anden måde er at opgøre omkostningen ud fra hele arealet af den markblok, hvor der er regulering. Dette giver en stor forskel, da mange virkemidler
kun implementeres på en lille del af markblokkenes areal.
85
Figur I.8
Fordeling af virkemidler ved en omkostningseffektiv reduktion
Udtagning mv.
Ingen regulering
Efter afgrøder mv.
Normer mv.
Anm.:
Kilde:
86
Fordeling af virkemidler ved en omkostningseffektiv reduktion af udledningen til Limfjorden
på 4.165 ha. Kun godt ⅓ af arealet er pålagt virkemidler, men på kortet er hele markblokken
farvet, selv når det kun er en lille del af markblokken, der er pålagt et virkemiddel. Det betyder, at figuren visuelt overdriver arealet med virkemidler.
TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015).
Ingen eller lav
omkostning pr.
ha for de fleste
arealer
I tabel I.9 er lavet en oversigt over fordelingen af det samlede areal i oplandet til Limfjorden på omkostningen pr. ha ud
fra det direkte berørte areal eller hele markblokkens areal.
Tabellen illustrerer således den geografiske fordelingen af
omkostninger ved at opnå den ønskede reduktion på 4.165
ton. Overordnet set er omkostningen relativ beskeden (under 100 kr. pr. ha) for godt halvdelen af arealet. Der er dog
også ca. 14 pct. af arealerne, hvor omkostningen er over
1.000 kr. pr. ha. Det er især i forbindelse med udtagning
mv., at de høje omkostninger optræder. Dette illustrerer, at
målretning giver store forskelle i fordelingen af omkostningerne. Den geografiske fordeling af arealer med forskellige
niveauer af omkostninger er gengivet i figur I.9.
Tabel I.9
Omkostning
Fordeling af arealer efter omkostninger ved
målrettet regulering
Kr. pr. ha
0
1-100
100-1000
Over 1000
Areal pålagt
Hele
virkemiddel
markblokken
------------------- Pct. ------------------63
6
3
51
20
29
14
14
Totalt areal
---- 1.000 ha ---505
Anm.:
Kilde:
Den venstre kolonne viser den procentvise fordeling af omkostningerne for det areal, som pålægges et virkemiddel i modellen.
Højre kolonne viser, med udgangspunkt i hele markblokkens
areal, den procentvise fordeling af omkostninger i kr. pr. ha.
Omkostningerne er for analysen med målrettet reduktion på
4.165 kg N.
Egne beregninger og TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl.
(2015).
87
Figur I.9
Anm.:
Kilde:
88
Fordeling af omkostninger ved en omkostningseffektiv reduktion
Den årlige omkostning pr. ha er beregnet ud fra arealet af hele markblokken. Det vil sige, at
uanset om en ha eller hele markblokken pålægges et virkemiddel, er omkostningen altid fordelt ud over det fulde areal af markblokken. Omkostningerne er for analysen med målrettet
reduktion på 4.165 kg N.
Stigende
reduktionsomkostning
Omkostningerne stiger, når reduktionskravet strammes, og
specielt i starten stiger reduktionsomkostningen kraftigt,
svarende til en stigende marginal reduktionsomkostning.
Ved et reduktionsmål på 2.000 ton er den årlige omkostning
ca. 51 mio. kr. svarende til 26 kr. pr. kg N, jf. figur I.10.
Ved et reduktionsmål på 3.000 ton er den årlige omkostning
mere end fordoblet til ca. 114 mio. kr. svarende til en gennemsnitlig reduktionsomkostning på 38 kr. pr. kg N. Dette
afspejler at omkostningerne af de sidste 1.000 ton er på 63
kr. pr. kg. Lignende effekter er også fundet i tidligere analyser, jf. Ørum og Jacobsen (2013). Den gennemsnitlige omkostning ved at opnå en kvælstofreduktion vil således være
væsentligt lavere ved en moderat reduktionsmålsætning
sammenlignet med den gennemsnitlige reduktionsomkostning ved en meget ambitiøs reduktionsmålsætning.
Figur I.10
Årlige reduktionsomkostninger i Limfjorden
Mio. kr.
500
400
300
200
100
0
Anm.:
Kilde:
1.000
2.000
3.000
Ton N
4.000
5.000
6.000
Reduktionsomkostninger opgjort ved målrettet regulering.
Betydning af usikkerhed i retentionen
Undersøger
effekten af
usikkerhed
Målretning af indsatserne er i høj grad baseret på opgørelser
af forskelle i retentionen, således at man overvejende kan
mindske kvælstofudvaskningen fra rodzonen på marker med
lav retention, mens det ikke er nødvendigt at gøre en så høj
89
indsats på arealer med høj retention, hvor kvælstoffet ikke i
samme grad ender i fjorde og kystvande.
Opgørelser af
retention
behæftet med
usikkerhed
Opgørelser af retentionen fra de enkelte marker er baseret
på både målinger og modelberegninger og er derfor behæftet med usikkerhed. Dette giver en risiko for, at man med
usikker information om retentionen på markniveau får implementeret tiltag, som rettelig skulle være implementeret et
andet sted, mens man på andre marker ikke får lavet tilstrækkelig indsats. Dette giver en risiko for, at gevinsten
ved målretning ikke bliver så stor, som hvis man havde de
helt korrekte oplysninger om retentionen på markniveau.
Mere præcise
opgørelser på vej
De oplysninger om retention, der er tilgængelige nu, er for
relativt store områder, men væsentlig mere geografisk detaljerede retentionskort er under udarbejdelse (for områder på
omkring 1.500 ha). Det må derfor forventes, at der snart er
væsentligt forbedrede oplysninger om retentionen til rådighed for fremtidig regulering, selv om der fortsat må forventes at være nogen usikkerhed om størrelsen af retentionen,
som f.eks. kan variere også inden for arealer på 1.500 ha.
Hvad betyder
usikkerhed for
valg af
virkemidler?
Det undersøges derfor i en række følsomhedsberegninger,
hvor stor betydning usikkerhed om retentionen har dels for
den overordnede fordeling af virkemidler og dels for den
detaljerede rumlige fordeling af virkemidlerne. Følsomhedsanalyserne er beregnet med opgørelsen af retention
beskrevet overfor som udgangspunkt, jf. Windolf og Tornbjerg (2009). I basisscenariet antages retentionen at være
kendt, selv om denne i virkeligheden er behæftet med nogen
usikkerhed. Der laves fem følsomhedsanalyser, hvor det
antages, at der er følgende ændringer i retentionen:

23)
90
En opskalering med 10 pct. højere retention eller 20
pct. højere retention på alle markblokke, som har en
lav retention på 20-40 pct.23
Der er ingen markblokke med en retention lavere end 20 pct.,
hvorfor det er valgt at se på ændringer i retentionsklassen fra 2040 pct.


En nedskalering med 10 pct. lavere retention og 20
pct. lavere retention på alle markblokke, som har en
høj retention på 80-100 pct.24
Tilfældig +/- 10 pct. ændring i retention på alle
markblokke, hvor det er udvalgt tilfældigt, om en
markbloks retention skal hæves eller sænkes med 10
pct.25
Niveau for
usikkerhed i
følsomhedsberegningerne
De første to grupper af følsomhedsanalyser svarer til, at
retentionen er modelleret forkert for en bestemt type af
arealer, så en bestemt retentionsklasse reelt har en højere
eller lavere retention, end hvad retentionsmodellen tilsiger.
Den sidste følsomhedsanalyse med tilfældig ændring i retentionen er udtryk for, at der kan være usikkerhed om opgørelse af retentionen. De konkrete ændringer i retentionerne i følsomhedsanalyserne er valgt arbitrært, og man kan
argumentere for, at følsomhedsanalyserne kun afspejler en
beskeden usikkerhed i opgørelserne af retentionen.
Kun beskedne
ændringer ved
følsomhedsanalyser
Hovedtal for de fem følsomhedsanalyser og basisanalysen
med den “oprindelige” retention er opsummeret i tabel I.10
og tabel I.11. Det fremgår, at der overordnet set kun er beskedne ændringer i omkostningen ved at nå reduktionsmålet
og i fordelingen af arealer med forskellige virkemidler.
24)
Bemærk at f.eks. en 20 pct. lavere retention på en markblok, som
i udgangspunktet har en retention på 80 pct. betyder, at retentionen sænkes med 0,20 × 80 = 16 pct., dvs. at retentionen sænkes
til 64 pct. Analogt vil en 20 pct. stigning i retentionen f.eks. betyde, at en retention på 40 pct. stiger til 48 pct.
25)
Retentionen kan dog aldrig være mindre end 0 eller større end 1.
91
Tabel I.10
Følsomhedsanalyser af retentionskort for reduktion på 4.165 ton N
Retentionsscenarie
Gennemsnitlig
omkostning
Kr. pr. kg N
52
Reguleret
areal
Reduktion
til fjorden
Basisscenarie
Årlig
omkostning
Mio. kr.
218
1.000 ha
189
Ton N
4.165
10 pct. højere
20 pct. højere
10 pct. lavere
20 pct. lavere
223
229
206
192
54
55
49
46
190
191
199
203
4.165
4.165
4.165
4.165
Tilfældigt +/- 10 pct.
214
51
184
4.165
Kilde:
Tabel I.11
Følsomhedsscenarier for valg af virkemidler ved ændringer i retentionen
Retentionsscenarie Udtagning mv. Norm mv. Efterafgrøder mv.
I alt
----------------------------- 1.000 ha --------------------------73
53
63
189
Basis scenarie
10 pct. højere
20 pct. højere
10 pct. lavere
20 pct. lavere
75
77
69
67
53
52
62
68
62
62
68
68
190
191
199
203
73
53
58
184
Anm.:
Kilde:
92
Tabellen viser følsomhedsanalyser af fordelingen af virkemidler under antagelse af, at retentionen er lidt højere eller lavere på nogle arealer. Alle følsomhedsscenarier er beregnet for en
reduktion i udledningen til Limfjorden på 4.165 ton kvælstof.
Lavere retention
gør det billigere
at nå en given
målsætning
Den mest markante ændring er, at et fald i retentionen på 20
pct. på marker, som har en høj retention, vil mindske reduktionsomkostningen fra 52 til 46 kr. pr. kg N. Når retentionen
sænkes, vil et virkemiddel have en større effekt på arealet,
fordi en større del af kvælstoffet vil blive udvasket til kystvande uden implementering af virkemidlet. Det gør, at der
skal implementeres færre virkemidler til at opnå en given
reduktion.26
Er der forskel på
den rumlige
fordeling af
virkemidler?
Selv om der overordnet set kun er beskedne ændringer i
fordelingen af virkemidler, kan det stadig være, at den rumlige fordeling af virkemidler ændres, og der f.eks. er mange
dyre virkemidler, som burde have været lagt et andet sted,
hvis retentionen er opgjort skævt. For de beskrevne følsomhedsanalyser er det vurderet, på hvor stor en del af arealet,
der faktisk sker en ændring i placeringen af virkemidlet ved
målrettet regulering, hvis retentionen er anderledes end
forventet. Påvirkningen af arealer er både opgjort som det
areal, der faktisk laves tiltag på, og det samlede areal for
hele markblokken. Resultatet af denne sammenligning af
påvirkningen af den rumlige fordeling er opsummeret i tabel
I.12, som dels viser andelen af areal, hvor der ikke ændres
tiltag, og dels om en ændring giver et væsentligt dyrere eller
billigere tiltag end tidligere. For overskuelighedens skyld er
de to følsomhedsanalyser med 10 pct. højere og 10 pct.
lavere retention ikke medtaget.
26)
Hvis et areal har en retention på 80 pct., og der udvaskes ti kg
kvælstof fra rodzonen, vil kun to kg nå kystvandet. Det betyder,
at hvis arealet tages ud af drift, vil det sænke belastningen med to
kg kvælstof. Hvis retentionen i stedet i virkeligheden er 20 pct.,
vil en udtagning medføre, at belastningen reduceres med otte kg,
dvs., at det ikke er nødvendigt at tage lige så mange marker ud af
drift. Dette illustrerer, at det er billigere at nå et givet reduktionsmål, hvis retentionen på nogle marker er lavere.
93
Tabel I.12
Følsomhedsscenarier for omkostninger ved ændringer i retention
Højere omkostning
pr. ha
≥ 200 kr.
Ingen
ændring
< 200 kr.
Lavere omkostning
pr. ha
< 200 kr.
≥ 200 kr.
------------------------- Pct. af totalt areal ------------------------Areal hvor virkemidler anvendes
2,1
0,5
94,5
0,7
2,2
20 pct. højere
1,8
2,0
0,1
1,0
97,2
92,4
0,2
1,3
0,7
3,3
2,7
4,3
82,3
7,2
3,4
20 pct. højere
2,6
2,3
0,9
6,8
95,1
83,5
0,0
2,3
1,3
5,1
20 pct. lavere
Hele markblokkens areal
20 pct. lavere
Anm.:
Kilde:
Den øverste del af tabellen viser ændringer i omkostninger for arealet, hvor et virkemiddel
anvendes, som andel af det totale areal. Den nederste del viser ændringer i omkostninger for
hele markblokke, hvor et virkemiddel anvendes, som andel af det totale areal.
Egne beregninger baseret på resultater fra TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015).
Kun lille del af
areal påvirkes
ved usikkerhed
om retention
På langt hovedparten af arealet og markblokkene er der
ingen ændring i brugen af virkemidler ved målrettet regulering, når der er usikkerhed om retentionen i det antagne
omfang. Ses alene på det areal, hvor virkemidlerne faktisk
er implementeret, er det kun på 3-8 pct. af arealet, at der
sker ændringer, og det er kun på ca. 2 pct. af arealet, at der
sker “dyre” ændringer i virkemidlerne (over 200 kr. pr. ha).
Arealet af de markblokke, hvorpå der sker ændringer i virkemidlerne er noget større (5-18 pct.).
Fordeling af
virkemidler og
usikkerhed
Alt i alt tyder følsomhedsanalyserne således på, at usikkerhed om retentionen ikke har væsentlige konsekvenser for
den rumlige fordeling af brugen af virkemidlerne ved målrettet regulering. Dette tilsiger, at man ikke skal undlade at
lave målrettet regulering, selv om der er usikkerhed i retentionen. Dog viser følsomhedsanalyserne, at retentionsforudsætningerne kan have stor økonomisk betydning for nogle
landmænd.
94
Gevinst ved at
bruge usikker
information til
målretning?
Det skal dog bemærkes, at følsomhedsanalyserne er relevante til at belyse situationer med usikkerheder i de opgjorte
retentioner, men ikke situationer, hvor de beregnede retentioner er fuldstændig misvisende for udledningen af kvælstof til kystvande. Hvis de beregnede niveauer for retentionen f.eks. slet ikke er positivt korreleret med den faktiske
retention, er det ret oplagt, at der ikke vil være en gevinst
ved målrettet regulering, som i dette tilfælde hviler på et
helt misvisende grundlag. Det må dog forventes, at der er
betydelig positiv korrelation mellem den modelberegnede
retention og den faktiske retention. I så fald giver den modelberegnede retention brugbar information, som kan anvendes til at mindske de samlede omkostninger ved at nå
målet om god økologisk tilstand i de kystvande.
Sammenfatning
Lavere
omkostninger ved
målrettet
regulering
Der er stor forskel i tilbageholdelsen af kvælstof på forskellige marker, hvilket gør, at der er meget stor variation i miljøeffekten af kvælstofudvaskningen fra forskellige marker.
Dette betyder, at der er store gevinster ved at lave en målrettet regulering i stedet for at søge at reducere kvælstofudvaskningen ligeligt på alle marker.
Budskaber fra
analysen i
kapitlet
Sammenlignet med tidligere undersøgelser af reduktionsomkostninger for Limfjorden er de kvalitative budskaber de
samme, selv om omkostningerne varierer. Både den her
præsenterede analyse og tidligere studier finder, at det er
20-30 pct. dyrere at nå de ønskede reduktionsmål ved generel (ikke-målrettet) regulering sammenlignet med målrettet
regulering. Et andet vigtigt budskab er, at omkostningerne
ikke bliver meget større ved at udelade virkemidler, som er
svære at kontrollere. Modelberegningerne tyder tværtimod
på, at det kun giver en beskeden forøgelse i omkostningerne
at undlade at bruge differentierede kvælstofnormer som
virkemiddel, selv når der ses bort fra muligheder for omgåelse.
Også målrettet
regulering ved
usikkerhed om
retention
Målretning af reguleringen er baseret på opgørelser af retentionen, som er behæftet med usikkerhed. Selv om der snart
er mere geografisk detaljerede opgørelser af retentionen til
rådighed for fremtidig regulering, så vil der – næsten lige
95
meget hvor geografisk detaljeret retentionsopgørelserne
bliver – stadig være usikkerhed knyttet til beregninger af
retentionen. En række følsomhedsanalyser tyder imidlertid
ikke på, at usikkerhed om retentionen har stor effekt på,
hvilke virkemidler der skal tages i anvendelse på de enkelte
marker. Dette tilsiger, at der vil være en væsentlig gevinst
ved målretning, selv om der er noget usikkerhed om retentionen.
I.6
En skitse til ny kvælstofregulering
Reduceret
udledning med få
omkostninger
En reduktion i udledningen af kvælstof til vandmiljøet udgør en stor udfordring for dansk landbrug. Derfor er det
vigtigt, at reguleringen af kvælstof bliver udformet på en
måde, så de samfundsøkonomiske omkostninger ved at
opnå den givne reduktion i kvælstofudledningen ikke bliver
større end nødvendigt.
Hvordan kan
regulering
udformes i
praksis?
Modelberegningerne for Limfjorden præsenteret i afsnit I.5
viser i lighed med tidligere analyser, at der er betydelige
gevinster ved at lave en regulering, som er målrettet, dvs.
hvor der især er en tilskyndelse til at mindske kvælstofoverskuddet på marker, hvorfra der er en stor udledning til følsomme kystvande. Beregningerne i afsnit I.5 er baseret på
en model, hvor det beregningsteknisk er antaget, at man –
markblok for markblok – kan pålægge forskellige virkemidler, således at de samfundsøkonomiske omkostninger ved
reduktion af udledningen af kvælstof minimeres. Det er
imidlertid hverken realistisk eller hensigtsmæssigt, at staten
centralt bestemmer, hvilke virkemidler der skal anvendes på
hver enkelt markblok. Analysen giver således ikke noget
svar på, hvordan en regulering kan udformes i praksis.
Bygge oven på
nuværende
regulering eller
starte forfra?
I dette afsnit skitseres derfor en model for fremtidig regulering af udledningen af kvælstof. I modellen inddrages også
betydningen af afgrødevalg, som ikke indgik i modellen for
Limfjorden. Den foreslåede model indebærer, at den nuværende normregulering afskaffes, og derfor indledes afsnittet med en kort vurdering af problemerne med den nuværende regulering.
96
Den nuværende regulering
Nuværende
regulering ved
normer og
direkte styring
Den nuværende regulering af kvælstof foregår, som beskrevet i afsnit I.4, dels ved kvælstofnormer for den enkelte
bedrift, og dels ved direkte styring, hvor marker pålægges
restriktioner som f.eks. efterafgrøder. Den direkte styring er
imidlertid ikke fleksibel for landmændene, hvilket giver en
risiko for højere samfundsøkonomiske omkostninger end
nødvendigt.
Normer giver
ikke gode
incitamenter og
kræver meget
administration
Kvælstofnormerne indebærer en reduktion af kvælstofforbruget og bidrager dermed til at reducere kvælstofbelastningen af vandmiljøet, men normsystemet er ikke særligt
målrettet. Systemet tager således ikke hensyn til geografiske
forskelle i jordens retention eller til de forskelige afgrøders
belastning af vandmiljøet. Normsystemet indebærer endvidere en administrativ omfattende regulering, hvor landmændene skal føre et detaljeret regnskab for deres anvendelse af gødning.
Manglende
incitamenter til
ændringer i
afgrødevalg
Normsystemet giver ikke noget incitament til at vælge afgrøder, der bruger relativt lidt kvælstof. Sammenlignet med
en generel afgift på kvælstof betyder det, at de samfundsøkonomiske omkostninger ved at opnå en given reduktion
bliver forøget. Det skyldes, at en afgift både vil give en
tilskyndelse til at vælge afgrøder, hvor der ikke bruges så
meget kvælstof, og bidrage til at mindske forbruget af kvælstof givet valget af afgrøder. En generel afgift er samtidig
langt enklere at administrere end de nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau.
Differentierede
normer svære at
håndhæve
Normsystemet inddrager ikke hensynet til den lokale miljøbelastning og de varierende reduktionsbehov i de forskellige
vandoplande. I princippet kunne kvælstofnormerne målrettes ved at differentiere dem i forhold til retentionen og
indsatsbehov i de enkelte vandoplande. Differentierede
normer ville imidlertid medføre, at forskellene i privatøkonomisk afkast af at gøde mere ville blive betydelige.
Sådanne forskelle i det privatøkonomiske afkast ville give
landmændene et incitament til at omgå reguleringen ved at
overføre gødning fra bedrifter med høje kvælstofkvoter til
bedrifter med lave kvælstofkvoter, jf. afsnit I.3. En sådan
97
målrettet regulering vil derfor være meget vanskelig at
håndhæve, og den er samtidig ufleksibel for landmændene.
En skitse til regulering af kvælstofudledning
Skitse til ny
model for
regulering
I dette afsnit skitseres en model til opnåelse af den nødvendige reduktion i udledningen af kvælstof. Der er lagt vægt
på, at reguleringen af udledningen af kvælstof er så målrettet som mulig, at den giver en høj grad af fleksibilitet for
landbruget, og at den er mulig at kontrollere. Hovedelementerne i den skitserede model er: 27



Normsystemet for anvendelsen af gødning og de generelle krav til eksempelvis efterafgrøder fjernes
Afgift på kvælstof indføres
Der etableres et marked for kvoter for beregnet udledning af kvælstof for hvert vandopland
Nuværende
regulering
afskaffes
Udgangspunktet for en ny regulering er, at den eksisterende
normregulering fjernes. Det samme er tilfældet for krav om
efterafgrøder. Som beskrevet ovenfor er den nuværende
regulering på flere måder uhensigtsmæssig, og behovet for
at målrette reguleringen er vanskeligt at opnå med de nuværende kvælstofnormer. En afskaffelse af den nuværende
regulering betyder, at den nye regulering både skal erstatte
effekten af den nuværende regulering og dække behovet for
de yderligere reduktioner af kvælstofudledningen, som de
seneste vandområdeplaner har vist, jf. Naturstyrelsen
(2014a).
Element 1:
Afgift på brug
af kvælstof
Første element i skitsen til ny regulering er en national afgift på kvælstof i handelsgødning og foder. Formålet med en
fælles afgift på anvendt kvælstof er at sikre en generel reduktion i anvendelsen af kvælstof. Afgiften kan betragtes
som en erstatning for den eksisterende normregulering.
Afgiften er at foretrække frem for normreguleringen, blandt
andet fordi den – i modsætning til normen – giver en tilskyndelse til at vælge afgrøder, der har et mindre gødningsbehov.
27)
98
Den foreslåede regulering er inspireret af Hansen mfl. (2008).
Landmænd kan
kompenseres for
afgift
Afgiften for anvendelsen af kvælstof indebærer en omkostning for landmændene. Det er et politisk valg, hvorvidt
landmændene skal kompenseres helt eller delvist for denne
ekstra omkostning. En mulighed kunne være at tilbageføre
afgiftsprovenuet i forhold til størrelsen af bedrifternes areal.
Element 2:
Kvoter for
beregnet
udledning
Det andet element i en ny regulering er, at landmændene
skal have kvoter til at dække deres beregnede udledning af
kvælstof i vandoplandet, jf. boks I.9. Kvoterne kan opfattes
som dyrkningstilladelser med ret til at dyrke en given afgrøde på en bestemt mark.
Udledning
beregnes ud fra
afgrøde og
jordbund
Kvotebehovet afhænger af valget af afgrøde og jordens
retention. Landmandens behov for kvoter vurderes ud fra, at
han anvender en driftsøkonomisk optimal mængde af gødning (givet den fastsatte kvælstofafgift).
Kvoterne skal
være omsættelige
Staten fastlægger antallet af kvoter for hvert af de 23 vandoplande. For hvert vandopland skal det samlede antal af
kvoter svare til den udledning, der modsvarer målsætningen
om god økologisk tilstand. Det fastlagte antal kvoter for
hvert vandopland kan enten sælges eller blive uddelt til
landmændene, hvorefter de skal kunne handles (indenfor det
pågældende vandopland). Prisen på kvoterne vil komme til
at afspejle reduktionsomkostningen ved at mindske den
(beregnede) udledning af kvælstof. Handlen med kvoter
tillader fleksibilitet mellem bedrifterne.
Et simpelt
eksempel
Der vil være meget stor forskel i behovet for kvoter afhængig af retentionen. Lidt forenklet kan dette beskrives for
to lige store marker, hvor retentionen er hhv. 0,8 (mark A)
og 0,2 (mark B). På mark A vil 20 pct. af kvælstoffet fra
rodzonen havne i kystvandet. På mark B vil 80 pct. af kvælstoffet fra rodzonen havne i kystvandet. For at dyrke en
given afgrøde skal ejeren af mark B derfor tilvejebringe og
aflevere fire gange så mange beregnede udledningskvoter,
som ejeren af mark A. Forskelle i kvælstofoverskuddet mellem forskellige afgrøder skal også indgå i beregningen af,
hvor mange kvoter en bedrift skal erhverve for at dyrke
jorden med en given afgrøde.
99
Boks I.9
Opgørelse af landmændenes behov for kvoter for beregnet udledning
Landmændene ( ) skal aflevere kvoter svarende til deres beregnede udledning af
kvælstof ( ) til et kystvand. De fastlægger deres behov for kvoter til deres marker ( ) ud fra oplysninger om størrelsen af hver mark (ℎ ), retentionen for den
pågældende mark ( ),den driftsøkonomisk optimale mængde af gødning for den
valgte afgrøde ( ) samt den forventede udvaskning (1 − ) givet afgrødens
( ) evne til at optage kvælstof og markens jordtype.
=∑
ℎ (1 −
)
(1 −
)
Information om markernes retention, afgrødernes evne til at udnytte gødning mv.
gives af staten til landmændene, så landmændene kan opgøre behovet for kvoter
ved forskellige afgrødevalg. Et illustrativt eksempel på beregning af kvoter kunne
være en landmand, der skal købe kvoter til en mark på 10 ha med en retention på
0,2 og en afgrøde, der medfører en udvaskning af halvdelen af de 100 kg kvælstof
pr. ha, der er den driftsøkonomisk optimale gødningsmængde. Det giver et behov
for kvoter svarende til 10ℎ ∙ (1 − 0,2) ∙ 100 ∙ (1 − 0,5) = 400
beregnet
udledt kvælstof.
Hvis retentionen havde været 0,8 i stedet for 0,2, ville den udledte mængde kvælstof være 100 kg, og landmanden skulle købe kvoter svarende til udledning af 100
kg kvælstof. Hvis afgrøden dyrkes med en efterafgrøde, der holder på halvdelen
af den resterende mængde kvælstof, ville behovet for kvælstofkvoter kun være 50
kg udledt kvælstof, i stedet for de 100 kg. Dette viser betydningen af retentionen
og valget af afgrøde for størrelsen af udledningen.
For hver mark kan landmanden beregne afkastet af at vælge forskellige afgrøder
under hensyn til priser på afgrøder, input og kvoter for beregnet udledning af
kvælstof. Da landmanden inddrager både afgift, anvendelse af kvælstof og værdien af kvoter for at udlede kvælstof i den privatøkonomiske beregning, indgår miljøeksternaliteten, udledning af kvælstof til kystvandene, nu i beslutningsprocessen.
Kvoterne udstedes separat for de 23 vandoplande, hvor der er fastsat et loft for
den samlede udledning kvælstof ( ), jf. Naturstyrelsen (2014a). Udledningen kan
komme fra alle landmænd i vandoplandet.
100
Incitamenter ved
omsættelige
udledningskvoter
Sådanne omsættelige beregnede udledningskvoter vil gøre
det relativt dyrere at dyrke afgrøder med høj udvaskning af
kvælstof fra rodzonen, især på marker hvor meget af kvælstoffet havner i vandmiljøet. Det betyder, at den samfundsøkonomiske omkostning ved udledningen af kvælstof indgår i landmandens valg af afgrøder for alle marker. Hvis det
forventede afkast ved at dyrke en mark med lav retention er
mindre end værdien af de nødvendige kvoter uanset afgrødevalg, vil det bedst kunne betale sig, at undlade at dyrke
marken. Således indgår omkostningen ved at udlede kvælstof til kystvandene i landmandens driftsøkonomiske optimering.
Myndigheder
skal tilvejebringe
information
Det er en forudsætning for, at kvoterne virker, at myndighederne tilvejebringer og offentliggør information om retentionen på alle marker, og hvor meget kvælstofudvaskningen
typisk er ved forskellige afgrøder på forskellige jordtype.
Landmanden kan herefter vælge, hvilke afgrøder han ønsker
at dyrke på de forskellige marker, herunder om det er rentabelt overhovedet at dyrke marker, hvorfra der kommer en
høj udledning af kvælstof.
Andre arealtiltag
kan også indgå
I beskrivelsen af de omsættelige beregnede udledningskvoter er der lagt vægt på forskelle mellem forskellige afgrøder.
Andre kontrollerbare arealtiltag, som f.eks. efterafgrøder
eller konstruerede minivådområder, som påvirker udledningen af kvælstof, kan imidlertid også indgå i kvotesystemet,
således at kvotekravet reduceres som følge af sådanne tiltag.
Kun synlige tiltag
skal indgå
Det beregnede antal af kvoter kan kun afhænge af synlige
tiltag som afgrøder, udtagning eller efterafgrøder, da indsatsen skal være kontrollerbar. Mindre brug af kvælstof end
det driftsøkonomisk optimale vil dermed ikke være en mulighed for at begrænse kvotebehovet.28 At der kun kan medtages kontrollerbare arealtiltag, er en begrænsning i valget
af tiltag, men beregningerne for vandoplandet Limfjorden
tyder på, at det er et mindre problem, da omkostningen ved
28)
Den nuværende normregulering, der foreslås ophævet, begrænser
gødningen i forhold til det driftsøkonomiske optimale. I den foreslåede skitse til ny regulering spiller den generelle afgift på kvælstof den samme rolle.
101
at vælge synlige tiltag kun er lidt højere, end hvis der kan
vælges mellem endnu flere tiltag, jf. afsnit I.5.
Kvoter kan
uddeles eller
bortauktioneres
Kvoterne for udledning af kvælstof kan bortauktioneres,
eller de kan uddeles gratis til landmændene. Hvorvidt kvoterne skal sælges eller uddeles gratis, har fordelingsmæssige
konsekvenser for landmændene, men påvirker i princippet
ikke effekten af reguleringen. Hvis kvoterne fordeles gratis
kan det ske på forskellige måder, f.eks. proportionalt med
areal eller således, at de mest miljøbelastende arealer tildeles flest kvoter. En bedrift, hvor det ikke fortsat er rentabelt at dyrke jorden, fordi miljøbelastningen er for høj, kan
således sælge sine kvoter til en anden bedrift. Spørgsmålet
om salg eller gratis uddeling af kvoter – herunder kriteriet
for uddeling – er en politisk afgørelse.
Administrativ
indsats
Den samlede regulering er mulig at håndhæve med en formodentlig mindre administrativ indsats end ved den nuværende regulering, da afgrøder i forvejen indrapporteres.
Ændringerne består i, at gødningsregnskabet kan udelades,
men det erstattes af et kvoteregnskab.
God kombination
af to tiltag
Den fremlagte skitse til ny regulering indebærer en kombination af to instrumenter, nemlig en afgift på anvendelsen af
kvælstof og et krav om kvoter for beregnet udledning af
kvælstof. Ved at kombinere et generelt og en målrettet instrument opnås en bedre regulering end den nuværende
normstyring.
Kompenserer for
hinanden
Kombinationen af de to instrumenter skal ses som en samlet
pakke. Grundlæggende er ingen af de to instrumenter hver
for sig ideelle, men hvert instrument kompenserer (delvist)
for det andet instruments svaghed. Kvotemarkedet for de
beregnede udledningskvoter giver tilskyndelse til at mindske kvælstofoverskuddet særligt på marker med lav retention i kraft af afgrødevalg mv. De beregnede udledningskvoter giver imidlertid ikke noget incitament til at mindske
brugen af kvælstof, givet man har valgt en bestemt afgrøde
på en bestemt mark. Hvis det havde været muligt at indføre
kvoter på den faktiske udledning, ville nogle landmænd
formentlig have valgt at reducere deres brug af kvælstof
102
(udover kun at ændre afgrødesammensætning).29 Afgiften
på kvælstof giver således den tilskyndelse til mindre brug af
kvælstof, som “mangler” ved kvoterne for beregnet udledning. Selv om afgiften ikke tager højde for, at der er forskel
i retentionen mellem forskellige marker, vil kombinationen
af to tiltag være bedre end kun at bruge et af tiltagene.30
Kvoter sikrer
stabil udledning
En fordel ved kvoter er desuden, at det er muligt at sikre en
stabil udledning af kvælstof uanset svingninger i input- eller
afgrødepriser. Det er dog en ulempe, at prisen på kvoterne
kan svinge i pris, hvilket betyder, at landmanden får en ekstra økonomisk risiko.
Fast afgift giver
mindre risiko for
landbruget
En alternativ mulighed kunne være, at staten simpelthen
fastlægger en fast afgift på beregnede udledninger, igen
med mulighed for kompensation til landmændene. Herved
ville den økonomiske risiko for landmændene begrænses,
men til gengæld vil de udledte mængder af kvælstof kunne
variere i takt med eksempelvis prisen på afgrøder. Det vil
medføre, at udledningen i nogle år vil være højere eller
lavere end det ønskede, jf. afsnit I.3.
Alternative forslag til regulering af kvælstof
Flere forslag til
regulering af
kvælstof
Der er allerede foreslået to modeller til at regulere udledningen af kvælstof, hvor den ene, virkemiddelmodellen,
bygger videre på den eksisterende normregulering, mens
den anden model, udledningsmodellen, anvender en regulering ved brug af kvoter for udledning af kvælstof, jf. boks
I.10.
29)
Det vil sige, hvis man hypotetisk forestillede sig, at man præcist
kunne måle den faktiske udledning fra hver bedrift til kystvandene.
30)
Da udledningen fra den enkelte landmand ikke direkte kan observeres, er det ikke i praksis muligt at lave en regulering, som er
fuldstændig optimal (ved afgifter på eller kvoter for den faktiske
udledning). Den skitserede model vurderes imidlertid, at være det
bedst opnåelige alternativ.
103
Boks I.10
Foreslåede modeller til regulering af kvælstofudledningen
Miljøstyrelsen og NaturErhvervstyrelsen har allerede arbejdet med en model for
den fremtidige regulering af kvælstof, virkemiddelmodellen, og landbrugserhvervets interesseorganisation, Landbrug & Fødevarer, har udarbejdet den såkaldte
udledningsmodel til regulering af kvælstof, jf. Miljøstyrelsen (2014) og Miljøstyrelsen (2015). I begge modeller har landmanden mulighed for at anvende kvælstofreducerende virkemidler for at øge kvælstofgødningen til sine marker, alt efter, hvilket virkemiddel der vælges, hvor det placeres, og hvor den ekstra gødning
efterfølgende anvendes.
I virkemiddelmodellen beholdes det nuværende normsystem med en basisnorm på
for eksempel 10 pct. under driftsøkonomisk optimum. Denne norm differentieres
på bedriftsniveau, så den kan blive op til en tredjedel mindre afhængig af, hvor
lav retention der er på bedriften, og hvor følsomt et vandområde der udledes til.
Bedriftens norm kan øges igen, hvis landmanden implementerer forskellige virkemidler som eksempelvis efterafgrøder eller udtagning. Hvor meget normen
øges med, afhænger af hvilket virkemiddel, der anvendes, og hvor det placeres.
Afgrødevalg indgår ikke som et virkemiddel på nær enkelte afgrøder, såsom energiafgrøder og foderroer, der har et særligt højt kvælstofoptag.
I udledningsmodellen beregnes en samlet kvælstofudledningskvote for et vandopland afhængig af indsatsbehovet, og staten uddeler den samlede kvote til landmændene efter størrelsen af deres marker i det pågældende vandopland uanset bedriftstype, afgrødevalg, retention mv. For hver bedrift beregnes, om bedriftens
aktuelle udledning overholder udledningskvoten. Denne beregning baseres på viden om jordbundstype, retention mv. og tager også hensyn til afgrødevalg og
sædskifte. Overholder bedriften ikke sin kvote, må landmanden enten købe flere
kvoter eller ændre afgrødevalg eller f.eks. tage jord ud af drift.
Der er lagt op til fleksibilitet i de to modeller på forskellig vis. I virkemiddelmodellen kan landmænd forpagte jord af hinanden til f.eks. at oprette et vådområde på for at overholde bedriftens norm. I udledningsmodellen kan bedrifter, som
reducerer deres udledning mere end nødvendigt, sælge overskydende udledningstilladelser til andre bedrifter, som har svært ved at overholde deres udledningskvote.
104
Begge modeller
ønsker at være
mere målrettede
Begge modeller tilstræber i udgangspunktet at være mere
målrettede i indsatsen for at reducere udledningen af kvælstof end den nuværende regulering. En konsekvens heraf er,
at indsatsen skal være større på arealer med lav retention for
at reducere udledningen væsentligt.
Skitsen her ligner
udledningsmodel
Den her fremlagte skitse til regulering af udledningen af
kvælstof har mange fælles træk med den såkaldte udledningsmodel. Det er dog en vigtig forskel, at udledningsmodellen ikke indeholder en afgift på kvælstof, som reducerer
den generelle anvendelse af kvælstof.
Virkemiddelmodellen
indebærer risiko
for omgåelse
Virkemiddelmodellen er derimod baseret på regulering af
den tilladte norm for anvendelse af kvælstof. I forslaget til
virkemiddelmodellen er der tanker om en differentieret
norm, der kan afhænge af retention og evt. andre tiltag.
Dette vil give problemer med omgåelse af de tildelte gødningsmængder, da landmændene kan forøge det privatøkonomiske afkast ved at handle gødning internt.
I.7
Sammenfatning og anbefalinger
Landbruget
påvirker det
marine miljø
Når landmænd anvender gødning ved dyrkningen af deres
marker, udledes en del af kvælstoffet i gødningen til vandmiljøet, hvor det har en negativ miljøeffekt specielt i fjorde
og kystvande. Denne miljøeffekt tager landmænd ikke automatisk hensyn til, når de optimerer gødningsanvendelsen
ud fra driftsøkonomiske hensyn. Denne problemstilling er
omdrejningspunktet i dette kapitel.
Fælles mål i EU
for søer, vandløb
og kystvande
EU's vandrammedirektiv satte i 2000 et fælles mål om god
økologisk tilstand i søer, vandløb og kystvande i alle medlemslande i 2015 med mulighed for at udskyde opfyldelsen
af målet til 2021 eller 2027. I Danmark såvel som i andre
lande er der stadig en væsentlig andel af vandområderne,
som ikke opfylder målsætningen om god økologisk tilstand.
Fokus på
regulering af
kvælstofudledning
I kapitlet er der gjort status på opfyldelsen af målene i vandrammedirektivet og på de kvælstofreduktionsmål, der har
været opstillet for at nå målet for kystvandene. Derudover
vurderes det, hvorledes udledningen af kvælstof kan regule105
res, så de samfundsøkonomiske omkostninger ved at nå de
nødvendige reduktioner i udledningen bliver så lave som
muligt. Dette sker dels på baggrund af en gennemgang af
tidligere analyser og ud fra beregninger for Limfjorden udført i samarbejde med Institut for Miljøvidenskab/Nationalt
Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet. Gennemgangen i kapitlet leder frem til følgende hovedkonklusioner
og anbefalinger:



Der er stadig behov for en væsentlig indsats for at
reducere udledningen af kvælstof for at opfylde målet om god økologisk tilstand i kystvandene i Danmark
Det er relativt dyrt at nå målet om god økologisk tilstand for kystvandene i Danmark i forhold til sammenlignelige lande, fordi de indre danske farvande
er følsomme og pga. den intensive landbrugsproduktion. Der bør derfor lægges større vægt på at undersøge forholdet mellem de samfundsøkonomiske
gevinster og omkostninger ved at nå målet
Den nødvendige reduktion af udledningen til kystvandene kan opnås væsentlig billigere ved målrettet
regulering end ved generel regulering. Ved målrettet
regulering gives i særlig grad en tilskyndelse til at
mindske forbruget af kvælstof på marker, hvor der
er stor udledning til kystvandene
Der foreslås derfor en model for fremtidig regulering af
udledningen af kvælstof med følgende elementer:



De nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau afskaffes
Der indføres en afgift på kvælstof (til erstatning af
kvælstofnormen)
Der indføres omsættelige kvoter for beregnet udledning af kvælstof afhængig af retention og afgrødevalg mv.
Hvis man politisk ønsker at lade denne omlægning være
udgiftsneutral for landbruget, kan kvoterne uddeles gratis og
provenuet fra afgiften tilbageføres til erhvervet.
106
Tilstand og mål
Langt fra mål om
god økologisk
tilstand i alle
vandområder
Trods en vis fremgang i vandområdernes tilstand er målet
om god økologisk tilstand i dag kun opnået i 2 pct. af kystvandene, mens målet er opnået i 28 pct. af vandløbene og
22 pct. af søerne. Fremadrettet forventes, at kun omkring 40
pct. af kystvandene og vandløbene samt ca. 25 pct. af søerne opnår målet i 2021 med de indsatser, som indgår i de
nuværende vandplaner og tidligere vedtagne indsatser. Der
er altså stadig behov for en større indsats for at nå målet om
god økologisk tilstand i alle vandområder.
Indsatser
udskudt
For at opfylde målet om god økologisk tilstand i kystvandene blev det vedtaget i Grøn Vækst-aftalen fra 2009, at den
årlige kvælstofudledning til kystvandene skulle reduceres
med 19.000 ton i 2015.31 Store dele af denne indsats blev
dog udskudt til efter 2015 ad to omgange, således at indsatsen frem til udgangen af 2015 nu kun er en reduktion på
6.600 ton. Derved er en del af omkostningerne ved at nå
målet om god økologisk tilstand udskudt, men samtidig er
de samfundsmæssige gevinster ved at opnå en god økologisk tilstand i vandområderne også udskudt. Vandmiljøet i
kystvande er karakteriseret ved hysterese, som betyder, at
det kan være sværere at genoprette god økologisk tilstand,
jo længere tid kystvandene ikke er i en god tilstand. Det kan
dermed kræve en større og dyrere indsats for at opnå god
tilstand, hvis man udskyder indsatsen.
Større pres på
landbrug i
Danmark end i
nabolande
Dansk landbrug bliver tilsyneladende hårdere ramt af vandrammedirektivets fælles målsætning om god økologisk tilstand i kystvandene end andre landes landbrug. Dette skyldes dels, at Danmark er et af de mest intensivt dyrkede lande og dels, at kvælstoffets vej fra mark til kyst ikke er så
lang, som i andre lande. Det bevirker, at der samlet set anvendes meget kvælstof, og at en stor del af den anvendte
mængde kvælstof udledes til kystvandene sammenlignet
med andre lande omkring os. Samtidig er de danske kystvande og fjorde mere følsomme end de mere åbne farvande,
31)
Målt i forhold til udledningen i 2001-05 fratrukket den forventede
baselinereduktion.
107
som for eksempel Holland, Storbritannien og store dele af
Tyskland udleder til.
Analyse af
gevinster i
forhold til
omkostninger
I henhold til vandrammedirektivet må målet for et vandområde udskydes eller endda nedsættes, hvis det er forbundet med uforholdsmæssigt store omkostninger at nå målet
(det såkaldte disproportionalitetsprincip). I de seneste vandplaner, der nu er i høring, er en del af reduktionsmålene
udskudt med henvisning til, at omkostningerne er uforholdsmæssigt store. Det er imidlertid ikke klart, hvilket
kriterium der har været anvendt for at vurdere, om omkostningerne er uforholdsmæssigt store. I samfundsøkonomisk
forstand er omkostningerne uforholdsmæssigt store, hvis de
samfundsøkonomiske gevinster ved at nå et mål er klart
mindre end de samfundsøkonomiske omkostninger. Dette
taler for at anvende cost-benefit-analyser til at belyse, om
omkostningerne ved at nå målet om god økologisk tilstand i
kystvandene klart overstiger gevinsterne.
Særlig relevant
for Danmark at
belyse gevinster i
forhold til
omkostninger
Det krævede høje indsatsbehov i det danske landbrug for at
nå målene i vandrammedirektivet tilsiger, at det særligt for
Danmark er relevant at vurdere, om omkostningerne er
uforholdsmæssigt store i forhold til gevinsterne. Derfor
burde myndighederne have lagt vægt på at få opgjort gevinsterne ved at opfylde vandrammedirektivet. Når det er særlig dyrt at nå målet for Danmark, bør man også gøre en
særlig indsats for at sikre sig, at indsatsen står i rimeligt
forhold til de forventede gevinster.32
Regulering af kvælstofudledning
Kvælstofudledning er en
markedsfejl
Kvælstofudledningen til kystvandene er en markedsfejl,
fordi landmændene ikke kan forventes, at medregne miljøeffekten af kvælstofudledningen i deres afgrødevalg og
gødningspraksis. Landmændene vil derfor typisk ikke vælge
afgrøder og gøde ud fra, hvad der er samfundsøkonomisk
optimalt.
32)
108
I resten af sammenfatningen tages målsætningen om god økologisk tilstand i kystvande for givet, således at fokus er på, hvordan
målsætningen kan opnås billigst muligt.
Målrettet
regulering
billigere
Der er geografiske forskelle i, hvor meget af kvælstofoverskuddet på marken, der ender op i kystvandene afhængig af
retentionen, dvs. jordens evne til at tilbageholde kvælstof.
En reduktion i kvælstoftilførslen på marker med lav retention har større effekt på mængden af kvælstof i kystvandene
end en tilsvarende reduktion på marker med høj retention.
En målrettet regulering, der netop sørger for at reducere
kvælstofanvendelsen der, hvor det giver den største miljøgevinst, vil kunne opfylde målet om god økologisk tilstand
billigere end ved en generel regulering.
Opgørelser af
gevinsten ved
målrettet
regulering
I kapitlet er der i samarbejde med Institut for Miljøvidenskab/Nationalt Center for Miljø og Energi ved Aarhus Universitet udført en analyse af omkostningerne ved at reducere
kvælstofudledningen til Limfjorden. Denne analyse og tidligere danske undersøgelser (Jacobsen (2012) og (2014))
viser, at det er væsentligt billigere at mindske udledningen
af kvælstof til fjorde og kystvande ved målrettet regulering
end ved en generel regulering, som ikke tager højde for, at
der er forskelle i miljøbelastningen ved brug af kvælstof på
forskellige marker. Alt i alt tyder undersøgelserne således
på, at det er 20-30 pct. dyrere at nå målet ved generel regulering frem for målrettet regulering.
Sideeffekter kan
gøre indsats mere
fordelagtig
I ovenstående analyser og tidligere undersøgelser ses alene
på omkostningerne ved de forskellige virkemidler. En række tiltag har imidlertid supplerende positive miljøgevinster,
som reelt sænker de samlede samfundsøkonomiske omkostninger ved tiltagene. Således kan der være en samfundsøkonomisk gevinst ved at udtage lavbundsjorde og etablere
vådområder, da disse tiltag kan reducere drivhusgasudledningen væsentligt. Nogle tiltag kan også forøge de rekreative muligheder, hvilket kan give så høje samfundsøkonomiske gevinster, at det overstiger udgifterne ved udtagning af
jorde til åben natur eller skovrejsning, især hvis dette sker
nær større byer. Eksempler på dette gives i kapitel II.
Nuværende
generelle normer
uhensigtsmæssige
I den nuværende regulering begrænser det offentlige kvælstofudledningen gennem et normsystem, som pålægger alle
landmænd at gøde en bestemt procentandel under det driftsøkonomisk optimale. For at gøre dette laves detaljerede
kvælstofregnskaber for hver enkelt bedrift, som er admini-
109
strativt arbejdskrævende både for landmænd og myndigheder. De nuværende kvælstofnormer er ikke geografisk differentierede og dermed ikke målrettede, dvs., at de i deres
nuværende udformning primært sigter mod en generel national reduktion i udledningen af kvælstof. Dette rejser to
spørgsmål, som vil blive belyst nedenfor:


Er de nuværende kvælstofnormer et omkostningseffektivt instrument til at opnå en generel (national)
reduktion af udledningen af kvælstof?
Kan man gennemføre en (lokal) målrettet regulering
ved at differentiere de nuværende kvælstofnormer
geografisk?
Nuværende
kvælstofnormer
ikke hensigtsmæssige
De nuværende kvælstofnormer er udformet, så hver bedrift
får tildelt en given procentandel under det driftsøkonomisk
optimale uafhængigt af, hvilken afgrøde der dyrkes. Eksempelvis får en landmand, som dyrker en afgrøde, hvor det
driftsøkonomisk optimale er 300 kg kvælstof, lov til at bruge godt 250 kg kvælstof (ved en normreduktion på 15 pct.).
En anden landmand, som dyrker en anden afgrøde, hvor det
driftsøkonomisk optimale er 100 kg kvælstof på en mark af
samme størrelse, får tilsvarende lov til at bruge 85 kg kvælstof. Det betyder, at den enkelte landmand ikke har noget
incitament til at vælge afgrøder, hvor der kun anvendes lidt
kvælstof. Det er ikke hensigtsmæssigt, og det gør det i sidste ende samfundsøkonomisk dyrere at nå en given generel
reduktion i mængden af kvælstof sammenlignet f.eks. med
en generel afgift på kvælstofinput til landbruget. En afgift
vil således både give en tilskyndelse til at vælge afgrøder,
hvor der ikke bruges så meget kvælstof, og til at mindske
forbruget af kvælstof givet valget af afgrøder. En generel
afgift er også langt enklere at administrere end de nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau.
Differentierede
kvælstofnormer
vanskelige at
håndhæve
De nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau giver ikke
noget særligt incitament til at mindske forbruget af kvælstof
på de marker, hvorfra meget af kvælstoffet udledes til
vandmiljøet. I princippet kunne det være en mulighed at
have differentierede kvælstofnormer på bedriftsniveau, som
tager højde for forskelle i retentionen mellem bedrifter.
Givet de store forskelle, der er i retentionen og i vandmiljø-
110
ets følsomhed, skal der også være store forskelle i størrelsen
af de differentierede kvælstofnormer. I så fald vil der være
en stor gevinst ved efterfølgende at omgå reguleringen, så
kvælstof på bedrifter, hvor der må bruges meget kvælstof,
overføres til bedrifter, hvor der kun må bruges lidt kvælstof.
Det vil være vanskeligt at kontrollere, om der sker en sådan
omgåelse, og dermed vil det være vanskeligt at håndhæve
differentierede kvælstofnormer.
Arealtiltag ikke
(væsentligt)
dyrere
I modelberegningerne for Limfjorden indgår en række forskellige tiltag, som f.eks. målrettet udtagning og etablering
af vådområder samt en stramning af den eksisterende kvælstofnorm på nogle marker, dvs. et tiltag som svarer til differentierede kvælstofnormer. I modellen er det analyseret,
hvad den øgede omkostning for at opnå målet om god økologisk tilstand i Limfjorden ville være, hvis der ikke tillades
differentierede kvælstofnormer, men i stedet udelukkende
anvendes forskellige former for arealtiltag, som er lettere at
observere. Arealtiltag er f.eks. udtagning og bestemte dyrkningsformer. Disse beregninger viser, at det kun giver en
meget beskeden stigning (ca. 2 pct.) i de samfundsøkonomiske omkostninger ikke at medtage differentierede kvælstofnormer. I denne beregning er der ikke taget højde for f.eks.
højere kontrolomkostninger ved omgåelse af differentierede
normer. Beregningerne tyder således på, at der ikke er den
store omkostning ved at undvære differentierede kvælstofnormer til fordel for forskellige former for arealtiltag, som
er lettere at kontrollere.
I det følgende beskrives et forslag til, hvordan regulering af
udledningen af kvælstof kan foretages fremover. Med forslaget lægges vægt på målrettethed, høj grad af fleksibilitet
for bedrifterne, og at reguleringen kan håndhæves.
Forslag til fremtidig regulering
Afgift på kvælstof
skal erstatte de
nuværende
kvælstofnormer
De nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau er uhensigtsmæssige. De giver ikke et ensartet incitament til at
mindske forbruget af kvælstof, fordi de ikke giver tilskyndelse til at skifte til afgrøder, som kræver mindre kvælstof.
Kvælstofnormerne er også administrativt besværlige både
for landmænd og myndigheder. De er heller ikke velegnede
111
til at lave geografisk differentieret regulering. De nuværende kvælstofnormer bør derfor afskaffes. I stedet bør der
indføres en generel national afgift på kvælstof i gødning og
foder, som giver et generelt incitament til at mindske forbruget af kvælstof.
Provenu af afgift
kan tilbageføres
Når de nuværende kvælstofnormer erstattes af en generel
afgift på kvælstof, opnår staten et provenu. Hvis man politisk ønsker at lade omlægningen være omkostningsneutral
for landbruget, kan dette provenu tilbageføres til erhvervet.
Udledningskvoter
sætter loft over
udledningen
For at nå det resterende behov for reduktion i udledningen
til fjorde og kystvande fastlægges kvoter for, hvor meget
kvælstof der må udledes fra hvert vandopland. Hver bedrift
skal købe et (beregnet) antal udledningskvoter for at kunne
dyrke en given afgrøde på en given mark.
Afhænger af
retention og
afgrøde
Det krævede antal udledningskvoter beregnes ud fra viden
om retention og viden om kvælstofoverskud og -udvaskning
ved forskellige afgrøder, jordtyper mv. Således vil omkostningen ved at dyrke en bestemt afgrøde på en bestemt mark
afhænge af, hvor meget kvælstof der må forventes at blive
udledt til fjorden eller kystvandet.
Et simpelt
eksempel
Lidt forenklet kan dette beskrives for to marker, hvor retentionen er hhv. 0,8 (mark A) og 0,2 (mark B). På mark A vil
20 pct. af kvælstoffet fra rodzonen havne i kystvandet. På
mark B vil 80 pct. af kvælstoffet fra rodzonen havne i kystvandet. For at dyrke en given afgrøde skal ejeren af mark B
derfor købe fire gange så mange beregnede udledningskvoter, som ejeren af mark A. Forskelle i kvælstofudvaskningen fra rodzonen mellem forskellige afgrøder ved den
driftsøkonomisk optimale kvælstoftildeling (givet den generelle kvælstofafgift) skal også indgå i beregningen af, hvor
mange kvoter en bedrift skal købe for at dyrke jorden med
en given afgrøde.
Kvoter lægger
loft på udledning
Det samlede antal kvoter for beregnet udledning for hvert
vandopland er fastlagt ud fra, hvor meget kvælstof der må
udledes i kystvandet for at opnå målsætningen om god økologisk tilstand. Kvoterne skal være omsættelige (inden for
hvert vandopland), således at prisen på kvoterne afspejler
112
reduktionsomkostningen ved at mindske udledningen af
kvælstof ved afgrødevalg, udtagninger og andre observerbare arealtiltag.
Incitamenter ved
omsættelige
udledningskvoter
Sådanne omsættelige udledningskvoter vil gøre det væsentlig dyrere at dyrke afgrøder med et stort kvælstofoverskud
på marker, hvor meget af kvælstoffet havner i kystvandet.
Dette giver et incitament til en geografisk omfordeling af
afgrøderne, således at dyrkning af afgrøder med stort kvælstofoverskud foregår på marker med høj retention. På marker med lav retention vil det give et incitament til at dyrke
afgrøder med et lille kvælstofoverskud eller til helt at undlade at dyrke jorden.
Udledningskvoter
svarer til
dyrkningstilladelser
De omsættelige udledningskvoter kan også opfattes som
omsættelige dyrkningstilladelser, der afspejler kvælstofbelastningen ved dyrkning. For at en landmand kan dyrke en
bestemt afgrøde, skal han tilvejebringe udledningskvoter
svarende til den forventede udledning til kystvandet.
Myndigheder
skal tilvejebringe
information
Forudsætningen for et sådant system er, at myndighederne
tilvejebringer og offentliggør information om retentionen på
alle marker og den beregnede kvælstofudvaskning fra rodzonen ved forskellige afgrøder og jordtyper. Forbruget af
kvælstof ved forskellige afgrøder må forventes at svare til
det driftsøkonomisk optimale givet niveauet for den generelle afgift på kvælstof. Hver bedrift kan herefter selv vurdere, hvilken afgrøde der skal dyrkes givet prisen på udledningskvoten. Dette sikrer fleksibilitet på bedriftsniveau.
Andre arealtiltag
kan også indgå
De omsættelige udledningskvoter kan også udvides til at
omfatte andre observerbare tiltag som f.eks. efterafgrøder,
således at man skal have færre udledningskvoter, hvis der
plantes efterafgrøder. Andre arealtiltag som f.eks. energiafgrøder, vådområder og konstruerede minivådområder kan
også medtages, hvis der er rimelig sikkerhed om effekten af
disse tiltag.
113
Næppe
administrativt
vanskeligere end
nuværende
regulering
Det er oplagt, at et system med omsættelige udledningskvoter (eller dyrkningstilladelser) ikke administrativt er helt
enkelt, da det kræver indberetning af hvilke afgrøder, som
dyrkes på forskellige marker. De administrative udfordringer er dog formentlig mindre end ved de nuværende kvælstofnormer på bedriftsniveau, som samtidig foreslås afskaffet. De nuværende kvælstofnormer kræver, at der holdes
“regnskab” med både gødning og afgrøder, mens der i den
her foreslåede regulering kun skal holdes regnskab med
afgrøderne. Kontrol af afgrøde kan langt hen ad vejen foregå ved, at bedrifterne laver selvrapportering, som bliver
suppleret med kontrol af nogle bedrifter på samme måde,
som det kendes i dag i forbindelse med kontrol af krav til
udbetaling af arealstøtte fra EU.
Gevinst selv om
der er usikkerhed
Et potentielt argument mod de beregnede udledningskvoter
er, at de skal baseres på opgørelser af retentionen, som er
behæftet med usikkerhed. Selv om der er nye væsentligt
mere geografisk detaljerede retentionsopgørelser på vej, er
disse stadig baseret på beregninger, som er behæftet med
usikkerhed. Alle former for målrettet regulering af udledningen af kvælstof er baseret på opgørelser af retentionen
for forskellige marker. I kapitlet er udført en række følsomhedsanalyser for Limfjorden, som tyder på, at der stadig vil
være gevinster ved målrettet regulering, selv om der er
usikkerhed om retentionen. Der kan dog formentlig opnås
større gevinster ved at målrette reguleringen med de beskrevne omsættelige udledningskvoter, hvis der kan udarbejdes endnu mere præcise og geografisk detaljeret opgørelse af retentionen i fremtiden.
Muligt at erstatte
beregnede
udledningskvoter
med afgifter
I forslaget til omlægning af reguleringen af kvælstof er der
taget udgangspunkt i beregnede omsættelige kvoter som
reguleringsinstrument. I princippet kunne de beregnede
omsættelige udledningskvoter i stedet implementeres ved en
afgift på beregnet udledning, hvor den afgiftspålagte beregnede udledning opgøres på præcist samme måde som det
krævede antal udledningskvoter. I så fald skal der være
forskellige afgifter for hvert vandopland, som afspejler den
forventede ligevægtspris på udledningskvoterne i de forskellige vandoplande.
114
Kompensation
kan ske ved gratis
uddeling af
udledningskvoter
Den givne mængde af omsættelige udledningskvoter kan
enten bortauktioneres af staten eller blive gratis uddelt til
forskellige bedrifter. Gratis uddeling kan f.eks. ske proportionalt med areal, men kan også ske sådan, at de mest miljøbelastede arealer tildeles flere kvoter. Gratis uddeling (eller
delvis gratis uddeling) til alle bedrifter kan hermed være en
måde, hvorpå de mest miljøbelastende bedrifter kan blive
(delvist) kompenseret for omkostningerne ved regulering,
uden at det gør reguleringen mindre målrettet. En bedrift,
hvor det ikke fortsat er rentabelt at dyrke jorden, fordi dens
miljøbelastning er høj, kan således sælge sine kvoter til en
anden bedrift. Uddelingen af kvoter kan udformes på forskellige måder, således at det i højere eller mindre grad er
de mest miljøbelastende landbrug, som tilgodeses ved den
gratis uddeling.
115
Litteratur
Andersen, H.E., R. Grant, G. Blicher-Mathiesen, P.N. Jensen, F.P. Vinther, P. Sørensen, E.M. Hansen, I.K. Thomsen,
U. Jørgensen og B. Jacobsen (2012): Virkemidler til Nreduktion – potentialer og effekter. 27. februar 2012. DCE –
Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet.
Arrow, K.J. og A.C. Fisher (1974): Environmental
Preservation, Uncertainty, and Irreversibility. The Quarterly
Journal of Economics, 88 (2), s. 312-319.
Central Intelligence Agency (2013): The World Factbook
2013-14.
Birkmose, T. og A.M. Zinck (2008): Status på afbrænding
af husdyrgødning i Danmark – juni 2008. Dansk Landbrugsrådgivning Landscentret.
Det Europæiske Miljøagentur (2012): WISE WFD Database, www.eea.europa.eu.
De Økonomiske Råd (2009): Økonomi og Miljø 2009.
Ellermann, T., J. Brandt, O. Hertel, S. Loft, Z.J. Andersen,
O. Raaschou-Nielsen, J. Bønløkke og T. Sigsgaard (2014):
Luftforureningens indvirkning på sundheden i Danmark.
Videnskabelig rapport nr. 96. DCE – Nationalt Center for
Miljø og Energi, Aarhus Universitet.
Eriksen, J., P.N. Jensen, B.H. Jacobsen, I.K. Thomsen, K.
Schelde, G. Blicher-Mathiesen, B. Kronvang, E.M. Hansen,
U. Jørgensen, H.E. Andersen, C.C. Hoffman, C. Børgesen,
A. Baatrup-Petersen, J. Rasmussen, J.E. Olesen, C. Kjærgaard, P. Sørensen, B. Hasler, J.M. Eberhardt, G.H. Rubæk,
M.T. Strandberg, P. Kudsk, L.N. Jørgensen, S.O. Petersen,
116
I Litteratur
L.J. Munkholm, L. Elsgaard, L. Martinsen, F. Møller, A.
Bruhn, B.V. Iversen, K. Timmermann, H. Fossing, B. Boelt
og R. Gislum (2014): Virkemidler til realisering af 2. generations vandplaner og målrettet arealregulering. DCA rapport nr. 052. DCA – Nationalt Center for Fødevarer og
Jordbrug, Aarhus Universitet.
EU-Kommissionen (2009): Guidance document on Exemptions to the Environmental Objectives. CIS Guidance Document No. 20. Technical report 2009-027. Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive
(2000/60/EC).
EU-Kommissionen (2012): Commission Staff Working
Document, SWD (2012), 379 final (9/30)
EU-Kommissionen (2014): Vigtigste afgørelser på traktatbrudsområdet (juli). Memo/14/470.
Galioto, F., V. Marconi, M. Raggi og D. Viaggi (2013): An
Assessment of Disproportionate Costs in WFD: The Experience of Emilia-Romagna. Water, 5 (4), s. 1967-1995.
Hanley, N., J.F. Shogren og B. White (1997): Environmental Economics: in Theory and Practice. Oxford University
Press.
Hansen, J.W. og D.L.J. Petersen (2011): Marine områder
2010. NOVANA. Tilstand og udvikling i miljø- og naturkvaliteten. Videnskabelig rapport nr. 6. DCE – Nationalt Center
for Miljø og Energi, Aarhus Universitet.
Hansen, J.W. (2013): Marine områder 2012. NOVANA.
Videnskabelig rapport nr. 77. DCE – Nationalt Center for
Miljø og Energi, Aarhus Universitet.
Hansen, L.G., B. Hasler og L.B. Hansen (2008): Reguleres
landbrugets kvælstoftab effektivt? Samfundsøkonomen, no.
4, s. 15-20.
Hasler, B., S.L. Brodersen, L.P. Christensen, T. Christensen, A. Dubgaard, , H.E. Hansen, M. Kataria, L. Martinsen,
117
C.J. Nissen og A.F. Wulf (2009): Assessing Economic
Benefits of Good Ecological Status under the EU Water
Framework Directive. Testing Practical Guidelines in
Odense River Basin. Case study report. Aquamoney
Hasler, B., L.B. Hansen, M. Konrad og H.E. Andersen.
(2015): Modellering af omkostningseffektive reduktioner af
kvælstoftilførslerne til Limfjorden. DCE – Nationalt Center
Henriksen, P. (2012): Hvorfor er kvælstofudledning et problem i vandmiljøet? Kort beskrivelse af sammenhængen
mellem kvælstofudledning til vandmiljøet og naturog miljøeffekter. DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi,
Aarhus Universitet.
Jacobsen, B.H., (2012): Analyse af omkostningerne ved en
yderligere reduktion af N-tabet fra landbruget med 10.000
tons N. FOI Udredning 2012/26. Københavns Universitet.
Jacobsen, B.H., (2013): Skønnet økonomisk vurdering af
sårbarhedsdifferentieret N-regulering: med udgangspunkt i
analyse for Natur og Landbrugskommissionen. IFRO Udredning 2013/22. Københavns Universitet.
Jacobsen, B.H. (2014): Analyse af omkostningerne ved
scenarier for en yderligere reduktion af N-tabet fra landbruget i relation til Vandplan 2.0. Fødevareøkonomisk Institut,
Københavns Universitet.
Jacobsen, B.H., P.N. Jensen og F. Vinther (2013): Økonomisk og effektmæssig vurdering af natur-, klima- og vandmiljøvirkemidler. IFRO Udredning 2013/3. Københavns
Universitet.
Jensen, P.N. og J.H. Andersen (2012): Notat om særlige
danske udfordringer i forbindelse med de danske vandplaner. DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus
Universitet.
118
I Litteratur
Jensen, P.N. (2013): Sammenfatning vedr. potentielle effekter m.m. af alternative virkemidler. DCE – Nationalt Center
Jensen, P.N., S. Boutrup, L.M. Svendsen, G. BlicherMathiesen, P. Wiberg-Larsen, R. Bjerring, J.W. Hansen, T.
Ellermann, L. Thorling og A.G. Holm (2013a): Vandmiljø
og natur 2012. NOVANA. Tilstand og udvikling – faglig
sammenfatning. Videnskabelig rapport nr. 78. DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet.
Jensen, C.L., B.H. Jacobsen, S.B. Olsen, A. Dubgaard og B.
Hasler (2013b): A Practical CBA-based Screening Procedure for Identification of River Basins where the Costs of
Fulfilling the WFD Requirements may be Disproportionate
– Applied to the Case of Denmark. Journal of Environmental Economics and Policy, 2 (2), s. 164-200.
Jensen, P.N., G. Blicher-Mathiesen, A. Rasmussen, F.P.
Vinther, C.D. Børgesen, K. Schelde, G. Rubæk, P. Sørensen, J.E. Olesen og L. Knudsen (2014): Fastsættelse af
baseline 2021. Effektvurdering af planlagte virkemidler og
ændrede betingelser for landbrugsproduktionen i forhold til
kvælstofudvaskning fra rodzonen for perioden 2013-2021.
Teknisk rapport nr. 43. DCE – Nationalt Center for Miljø og
Energi, Aarhus Universitet.
Kjærgaard, C. og C.C. Hoffmann (2013): Konstruerede
vådområder til målrettet reduktion af næringsstoffer i
drænvand. DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi,
Aarhus Universitet og DCA – Nationalt Center for
Fødevarer og Landbrug, Aarhus Universitet.
Kolstad, C.D. (1996): Fundamental Irreversibilities in Stock
Externalities. Journal of Public Economics, 60 (2), s. 221233.
Konrad, M.T., H.E. Andersen, H. Thodsen, M. Termansen,
B. Hasler (2014): Cost-Efficient Reductions in Nutrient
Loads; Identifying Optimal Spatially Specific Policy
Measures. Water Resources and Economics, 7, s. 39-54.
119
Markager, S., M. Bassompierre og D.J. Petersen (2010):
Analyse af miljøtilstanden i Horsens Fjord fra 1985 til
2006. Empirisk modellering. Faglig rapport nr. 733. DMU,
Aarhus Universitet.
Miljøministeriet (2014): MIU, Alm. del – 2013-14 - Endeligt svar på spørgsmål 624.
Miljøministeriet og Fødevareministeriet (2011): Ålegræsværktøjet i vandplanerne. Arbejdspapir fra Miljøministeriets
og Fødevareministeriets arbejdsgruppe om ålegræsværktøjet.
Miljøstyrelsen (2014): Beskrivelse af de to modeller, som
afprøves i pilotprojekt. Notat 27. maj 2014.
Miljøstyrelsen (2015): Pilotprojekt for ny målrettet arealregulering.
Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri og Miljøministeriet (2011): Implementering af vandrammedirektivet og
nitratdirektivet i Nederlandene, Slesvig-Holsten og Danmark.
Natur- og Landbrugskommissionen (2012a): Kvælstofarbejdsgruppen. Rapport 29. juni 2012.
Natur- og Landbrugskommissionen (2012b): Natur- og
Landbrugskommissionens statusrapport. September 2012.
Natur- og Landbrugskommissionen (2013): Natur og landbrug ‒ en ny start.
NaturErhvervstyrelsen (2014a): Høringssvar – Udkast til
bekendtgørelse om jordbrugets anvendelse af planperioden
2014/2015 og om plantedække. Notat 29. juli 2014. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri.
NaturErhvervstyrelsen (2014b): Grønne krav – 5 pct. miljøfokusområder. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri.
120
I Litteratur
Naturstyrelsen (2013): Punktkilder 2012.
Naturstyrelsen (2014a): Udkast til Vandområdeplan 20152021 for Vandområdedistrikt Jylland og Fyn. December
2014. Miljøministeriet.
Naturstyrelsen (2014b): Udkast til Vandområdeplan 20152021 for Vandområdedistrikt Sjælland. December 2014.
Miljøministeriet.
Naturstyrelsen (2014c): Udkast til Vandområdeplan 20152021 for Vandområdedistrikt Bornholm. December 2014.
Miljøministeriet.
Naturstyrelsen (2014d): Udkast til Vandområdeplan 20152021 for Internationalt Vandområdedistrikt. December
Naturstyrelsen (2014e): Basisanalyse for Vandområdeplaner 2015-2021. Miljøministeriet.
Naturstyrelsen (2014f): Redegørelse for forskellen mellem
Miljøministeriets og Videncentret for Landbrugs beregninger om tilførsel af kvælstof (N) til vandmiljøet. Notat af 5.
maj 2014. Udvalget for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri
2013-14. Miljøministeriet.
OECD (2013): Compendium of Agri-Environmental Indicators.
Pindyck, R.S. (2007): Uncertainty in Environmental
Economics. Review of Environmental Economics and
Policy, 1 (1), s. 45-65.
Refsgaard, J.C. og B.H. Jacobsen (2014): Ny, målrettet
regulering af landbruget. Kronik i Morgenavisen JyllandsPosten d. 9. oktober 2014.
Refsgaard, J.C., A.L. Hansen, X. He, B.H. Jacobsen og F.
Gertz (2014): NiCA grundlag for differentieret regulering af
nitratudledning. NiCA Technical Note. Oktober 2014.
121
Riemann, B., J. Carstensen, K. Dahl, H. Fossing, J.W. Hansen, H.H. Jakobsen, A.B. Josefson, D. Krause-Jensen, S.
Markager, P.A. Stæhr, K. Timmermann og J. Windolf
(2015): Recovery of Danish Coastal Ecosystems after Reductions in Nutrient Loading: A Holistic Ecosystem Approach. Estuaries and Coasts. Under udgivelse.
Statsrevisorerne (2013): Statsrevisorernes bemærkning til
beretning nr. 13/2013 om vandplaner.19. marts 2013.
Weitzman, M.L. (1974): Prices vs. Quantities. The Review
of Economic Studies, 4 (41), s. 477-491.
Wiberg-Larsen, P., J. Windolf, J. Bøgestrand, A. BaatrupPedersen, S.E. Larsen, H. Thodsen, N.B. Ovesen, R. Bjerring, B. Kronvang og A. Kjeldgaard (2013): Vandløb 2012.
NOVANA. Videnskabelig rapport nr. 75. DCE – Nationalt
Center for Miljø og Energi, Aarhus Universitet.
Windolf, J. og H. Tornbjerg (2009): Kvælstofreduktion.
Vand og Jord, 16 (2), s. 74-77.
Ørum, J.E. og B.H. Jacobsen (2012): Økonomisk adfærd
ved udvaskningskorrigerede kvælstofnormer. Notat udarbejdet til kvælstofudvalget, 13. marts 2012.
Ørum, J.E. og B.H. Jacobsen (2013): Økonomisk konsekvens ved ændret kvælstofregulering – med udgangspunkt i
Limfjorden. IFRO Udredning 2013/6. Københavns Universitet.
122
KAPITEL II
GRUNDVAND, DRIKKEVAND OG
PESTICIDER
II.1 Indledning
Vi drikker
grundvand
Rent vand er vigtigt for mennesket og naturen. Næsten alle
steder i Danmark kan man indvinde grundvand, der er egnet
til fremstilling af drikkevand, og Danmark adskiller sig fra
de fleste andre lande ved, at forsyningen af drikkevand næsten udelukkende er baseret på grundvand, som kun undergår en simpel behandling (filtrering og iltning).
Konsensus om at
beskytte
grundvandet
Der lægges i Danmark stor vægt på, at man skal beskytte
grundvandet, og princippet om forebyggelse mod forurening af grundvandet står centralt i den danske miljøpolitik,
jf. Regeringen (2000), Regeringen (2004) og Regeringen
(2013). Beskyttelse af grundvandet indgår også i EU’s
vandrammedirektiv, jf. kapitel I.
Vandets kredsløb
Grundvand indgår i et kredsløb med vandet i vandløb og
søer. Beskyttelse af grundvand mod forurening er dermed
også med til at sikre god vandkvalitet andre steder til gavn
for mennesker, dyr og planter. Vandets kredsløb betyder
imidlertid også, at indvinding af grundvand kan have negative effekter på den våde natur, hvilket giver en negativ
påvirkning på dyr og planter.
Omkostninger for
producenter og
forbrugere
Beskyttelse mod forurening og for stor indvinding er dog
ikke uden omkostninger for producenter og forbrugere, og
det er vigtigt at identificere de virkemidler, der er billigst ud
fra en samfundsøkonomisk betragtning.
Fokus på
pesticider
gennem 30 år
I den forebyggende indsats er der lagt stor vægt på at begrænse risikoen ved pesticider. Dette kommer til udtryk i en
række handlingsplaner og strategier siden den første pestiKapitlet er færdigredigeret den 2. februar 2015.
123
Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015
cidhandlingsplan blev vedtaget for næsten 30 år siden.
Nogle områder er
særlig følsomme
over for
pesticider
Der er geografiske forskelle i risikoen for grundog drikkevand ved at bruge pesticider. På følsomme arealer, hvor der
er særlig høj risiko ved at bruge pesticider, pålægges ofte
begrænsninger i arealanvendelsen for helt at fjerne risikoen
ved pesticider.
Udpegning af
følsomme
områder
Stat og kommuner er i gang med at kortlægge de områder af
Danmark, hvor der er behov for at beskytte grundog drikkevand, og hvor bl.a. pesticider kan udgøre en særlig risiko,
men denne kortlægning er langt fra tilendebragt. Det er for
nyligt blevet foreslået at styrke kortlægningen af områder i
Danmark, hvor brugen af pesticider kan udgøre en særlig
risiko for grundog drikkevand, jf. Natur- og
Landbrugskommis-sionen (2013).
Beskyttelse af
grundog
drikkevand ved
arealtiltag
Der er i Danmark en række nationale målsætninger for arealanvendelsen i form af skovrejsning og øget økologisk
jordbrug, som bl.a. er motiveret af hensynet til at beskytte
grundog drikkevand. Det er derfor relevant at undersøge,
om arealbaserede tiltag ud fra en bredere samfundsøkonomisk betragtning kan ses som hensigtsmæssige virkemidler
til beskyttelse af grundog drikkevand og hvilke, der er de
bedste.
Samfundsøkonomiske
omkostninger ved
arealtiltag
I kapitlet præsenteres en analyse af de samfundsøkonomiske
omkostninger ved forskellige restriktioner på arealanvendelsen til beskyttelse af grundog drikkevand i forskellige
områder i Danmark, som er særlig følsomme over for pesticider. Formålet med analysen er at undersøge hvilke arealtiltag, som er billigst samfundsøkonomisk set, og om der er
geografiske forskelle i de billigste tiltag. Konkret ses på
følgende arealtiltag:




Elementer i
analysen
124
Skovrejsning
Åbne naturområder
Økologisk landbrug
Sprøjtefri landbrugsdrift
I analysen opgøres de samfundsøkonomiske omkostninger
ved disse arealtiltag i forskellige følsomme områder i Dan-
II.1 Indledning
mark. I opgørelsen af de samfundsøkonomiske omkostninger indgår bl.a. indtjeningstab i landbruget, men der medtages også en række positive afledte effekter i form af mindre
forurening og rekreative gevinster ved ny skov og åben
natur. Opgørelsen af indtjeningstabet i landbruget er foretaget i samarbejde med Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi ved Københavns Universitet.
Andre emner i
kapitlet
Ud over analysen af arealtiltag foretages der i kapitlet en
vurdering af andre dele af den danske indsats til beskyttelse
af grundog drikkevand. Blandt andet vil følgende spørgsmål blive belyst:





Tidligere
analyser fra De
Økonomiske
Råds
formandskab
Siden 1986 er der vedtaget en række handlingsplaner for at beskytte grundog drikkevand. Hvordan
er det gået med målopfyldelsen for disse planer?
Der bruges en lang række forskellige virkemidler til
beskyttelse af grundog drikkevand mod pesticider
såsom afgifter, forbud og arealtiltag. Hvad er fordele
og ulemper ved de forskellige virkemidler?
Der er en afgift på forbruget af pesticider, som for
nyligt er blevet revideret. Er denne afgift hensigtsmæssigt indrettet og overflødiggør den anden regulering?
Inden for miljøbeskyttelse anvendes ofte et såkaldt
“forsigtighedsprincip”. Hvilke konsekvenser har
dette princip i forhold til at beskytte grundog drikkevand?
Der er afgifter på forbruget af vand. Er disse afgifter
hensigtsmæssigt indrettet?
Det er godt 10 år siden, at De Økonomiske Råd sidst havde
fokus på beskyttelse af grundog drikkevand. Analysen
dengang sammenlignede omkostninger og gevinster ved
f.eks. generelle afgifter og målrettede arealtiltag til beskyttelse af grundog drikkevand. Analysen viste, at målrettede
arealtiltag (sprøjtefri zoner omkring vandboringer og markskel) var et mere hensigtsmæssigt virkemiddel end generelle
afgifter på pesticider, jf. Det Økonomiske Råd (2004). Analysen indeholdt imidlertid ikke en sammenligning af forskellige typer af målrettede arealtiltag, hvilket til gengæld er
et centralt element i nærværende kapitel. I analysen af for125
skellige arealtiltag i dette kapitel indgår endvidere en opgørelse af værdien af rekreative gevinster ved ny natur. Opgørelsen af de rekreative gevinster er baseret på en model præsenteret i De Økonomiske Råd (2014).
Indhold i kapitlet
I det næste afsnit beskrives udviklingen i brugen af pesticider og fund af pesticider i grundvand. I afsnit II.3 gennemgås fordele og ulemper ved forskellige typer af regulering
over for pesticider. I afsnit II.4 beskrives målsætninger og
tiltag i den danske pesticidpolitik. Analysen af de samfundsøkonomiske omkostninger ved forskellige arealtiltag
er præsenteret i afsnit II.5, og i afsnit II.6 vurderes det, om
beskatningen af vand er hensigtsmæssigt indrettet. Sammenfatning og anbefalinger følger i det sidste afsnit.
Vandforsyningen
i Danmark er
baseret på
grundvand
I modsætning til i de fleste andre lande anvendes i Danmark
kun grundvand i vandforsyningen. Grundvand er generelt fri
for sygdomsfremkaldende mikroorganismer og smitstoffer
og dermed af bedre hygiejnisk kvalitet end overfladevand.
Derfor kan behandlingen af grundvand til drikkevand på
vandværker i Danmark oftest begrænses til en relativt simpel behandling i form af iltning og filtrering.
Grundvandet
påvirker
overfladevandet
Grundvand dannes af nedbør, som siver ned gennem jordlagene og langsomt videre mod vandløb og kyst, jf. boks II.1.
Denne forbindelse mellem grundvand og overfladevand
betyder, at kvaliteten og mængden af grundvand påvirker
hele vandmiljøet. Der er endvidere store geografiske forskelle på grundvandsdannelsen som følge af især forskelle i
nedbørsmængder og jordtyper.
126
Boks II.1
Dannelse af grundvand
Grundvand dannes af nedbør, der siver ned gennem jordlagene, og som ikke afstrømmer via drænrør. Hastigheden på vandets bevægelse nedad afhænger af jordtypen, hvor vandets bevægelse nedad i sandjord er cirka fire meter om året, mens den er
cirka en halv meter om året i lerjord. I den øverste del af jorden er der både luft og
vand tilstede (den umættede zone). Et stykke nede i jorden ligger grundvandszonen,
hvor alle hulrum er fyldt med fersk grundvand (den mættede zone), som fortsætter
ned til det gradvist bliver mere salt ved forskellige dybder fra 30 til 2-300 meter. Toppen af grundvandszonen kaldes grundvandsspejlet. I grundvandszonen bevæger vandet sig nedad i jorden og samtidigt mere eller mindre vandret mod områder, hvor
grundvandsspejlet ligger lavere og langsomt mod vandløb og kyst, jf. figur A. Grundvandets kvalitet og mængde har således betydning for hele vandmiljøet. For eksempel
består vandføringen i vandløb grundlæggende af grundvand, og for stor vandindvinding vil derfor kunne tørlægge vandløb. Afhængigt af, hvor dybt vandet når at trænge
ned, inden det når et vandløb eller havet, kan det være op til flere tusinde år om at nå
disse overfladevande. Meget af det grundvand, der anvendes til drikkevand, har en
alder på mellem 5 og 50 år og hentes fra dybder på 20 til 150 meter.
Figur A
Anm.:
Kilde:
Grundvandets kredsløb og alder
Tallene angiver den tid vand befinder sig i de enkelte stadier.
www.geus.dk.
Der er store geografiske forskelle på grundvandsdannelsen, som følge af forskelle i
nedbørsmængder og jordtyper. For eksempel falder der relativt lidt nedbør på Sjælland, hvor den mest udbredte jordtype er ler, som medfører langsom og mindre nedstrømning til grundvandet. Mange steder i Jylland er grundvandsdannelsen til gengæld stor som følge af relativt meget nedbør og sandjord, der medfører større og hurtigere nedstrømning til grundvandet.
127
Grundvandspåvirkninger
Der sker en menneskeskabt påvirkning af grundvandet i
form af forurening og vandindvinding. Forureningen skyldes udvaskning eller udsivninger af forurenende stoffer i
form af bl.a. pesticider og nitrat, der anvendes på landbrugsarealer og andre private arealer (villahaver, veje, mv.)
samt kemiske stoffer fra gamle lossepladser og industrigrunde mv. Der er dog også naturskabte forureninger af
grundvandet i form af udvaskning af naturligt forekommende stoffer i jorden. Vandindvindingen kan påvirke den omgivende natur, særlig hvis indvindingen er større end grundvandsdannelsen.
Pesticider udgør
væsentlig årsag til
lukning af
drikkevandsboringer …
Forurening af grundog drikkevand kan både skyldes menneskeskabt forurening og naturlig forurening. En opgørelse
af årsagerne til lukkede drikkevandsboringer viser, at pesticider står for den største andel af de lukkede vandforsyningsboringer sammenlignet med andre typer forurening, jf.
figur II.1. Omkring en fjerdedel af lukningerne skyldes
menneskeskabt forurening (pesticider, nitrat, mikrobiologiske og andre stoffer).
… men en stor
del af årsagerne
er ukendte
De naturskabte kvalitetsproblemer står for ca. 11 pct. af
årsagerne til lukninger af boringer. De naturskabte kvalitetsproblemer består ofte af uorganiske sporstoffer, der er
naturligt forekommende i grundvand (f.eks. aluminium og
arsen). Derudover udgør “tekniske årsager mv.” samt
“ukendte årsager” hver ca. ⅓ af årsagerne til lukning. Eksempler på tekniske årsager mv. kan være utætte samlinger,
sammenstyrtet boring, tab af pumpe eller, at et vandværk
har lukket boringen og tilsluttet sig et andet vandværk. Naturstyrelsen har styrket kravene til indberetningerne, så
“ukendte årsager” kan præciseres, jf. Naturstyrelsen
(2014c).
128
Figur II.1
Årsager til lukkede boringer ved almene
vandværker i 2012
Nitrat
2%
Pesticider
20%
35%
3%
Mikrobiologiske/andre
stoffer
10%
Naturskabt forurening
Tekniske årsager mv.
30%
Ukendte årsager
Anm.:
Kilde:
Vandindvinding
påvirker såvel
vandmiljø som
grundvand
De angivne årsager til lukning er de primære årsager for de
enkelte boringer. Dermed kan en boring, der er lukket pga. tekniske årsager som primær årsag, godt have været forurenet med
pesticider også. Et alment vandværk er et vandværk, der leverer
vand til mindst 10 husstande. Data er for 111 lukkede vandforsyningsboringer i 2012. I perioden 1988-2009 blev der i alt
lukket ca. 2.400 drikkevandsboringer med omtrent samme årsagsfordeling som for 2012, jf. Miljøstyrelsen (2011).
Naturstyrelsen (2014c).
Intensiv indvinding af vand kan påvirke grundvandsspejlet
og dermed også mængden af vand i vandløbene, samt øge
risikoen for forurening af grundvandet med naturligt forekommende stoffer i jorden. Faldende vandstand og mindre
tilførsel af rent grundvand til vandløb og søer kan påvirke
dyre- og plantelivet, bl.a. gennem forringet vandkvalitet,
reduceret iltindhold og øget næringsstofkoncentration.
Sænkning af grundvandsspejlet kan også øge risikoen for
forurening af grundvandet, da der tilføres ilt i tidligere iltfrie
zoner. Herved kan jordens mineraler iltes, hvilket kan medføre, at der frigives forbindelser, som kan forurene grundvandet. For kraftig vandindvinding kan også føre til, at det
dybereliggende salte grundvand trænger op og forurener det
ferske vand. Det sker ofte ved kysterne, hvor det salte
grundvand ligger tættere på overfladen. Endelig kan (kraf129
tig) vandindvinding medføre, at yngre grundvand trækkes
ned og forurener magasinet med eksempelvis pesticidrester.
Fald i indvinding
af grundvand
Indvindingen af grundvand er faldet siden 1990, hvilket
indikerer et reduceret pres på vandressourcen. Vandindvindingen har været relativt uændret de seneste år og ligger på
600-700 mio. m3 om året inkl. markvanding (omkring 500
mio. m3 om året ekskl. markvanding), jf. figur II.2. Indvinding af grundvand til markvanding varierer markant fra år
til år, og er især afhængig af mængden af nedbør i de pågældende år. Denne del af indvindingen har i gennemsnit
udgjort ca. 20 pct. af den samlede grundvandsindvinding i
perioden 1989-2013.
Figur II.2
Total årlig grundvandsindvinding
Mio. m3 pr. år
1000
Almene vandværker
Anden indvinding
Markvanding
800
600
400
200
0
Anm.:
Kilde:
Den bæredygtige
grundvandsressource
130
1990
1995
2000
2005
2010
“Anden indvinding” indeholder andre kategorier med egen
indvinding bl.a. industri, erhverv, institutioner og enkeltindvindinger til husholdninger.
Thorling mfl. (2013).
Den såkaldte bæredygtige udnyttelige grundvandsressource
er den vandmængde, der: “… med bibeholdelse af en god
vandkvalitet og opretholdelse af recipient hensyn, maksimalt kan indvindes fra et grundvandsmagasin, og som gendannes naturligt uden uønskede følger”, jf. Miljø- og
Energiministeriet (1995). Uønskede følger er kvalitetsforringelser af grundvandsmagasiner eller uønsket påvirkning
af vådområder (f.eks. tørlægning). Den bæredygtige udnyttelige grundvandsressource for hele landet er opgjort til ca.
1 mia. m3 pr. år.
Regionale
forskelle i den
bæredygtige
grundvandsressource
Presset på grundvandsressourcen er således ikke et problem
på nationalt niveau, men i visse dele af landet er der problemer med især mængden af indvindingsbart grundvand.
Dette er især tilfældet i områder med lille grundvandsdannelse og stor efterspørgsel på drikkevand (ofte områder tæt
på store byer). For eksempel anvendes væsentlig mere vand
i hovedstadsområdet, end hvad der er optimalt for såvel
naturen som kvaliteten af grundvandsressourcen. Den store
udnyttelse har bl.a. medført, at grundvandsspejlet i Nordsjælland og hovedstadsområdet er sunket flere meter (10-15
meter i nogle områder), og at nogle vandløb tørlægges i
sommerperioden, jf. GEUS (2014).
Vandområdeplaner opgør
grundvandets
kvantitative
tilstand
Den geografiske forskel kommer f.eks. til udtryk i udkast til
vandområdeplaner og baggrundsmaterialet for disse.1 I udkast til vandområdeplaner er grundvandets kvantitative tilstand opgjort som enten god eller ringe med hensyn til indvindingens påvirkning af vandløb og vandkvalitet, jf.
Miljøministeriet (2014). Grundvandsforekomster i ringe
tilstand i udkast til vandområdeplaner svarer til de røde
områder i figur II.3 og II.4. Figuren viser endvidere, at nogle områder som følge af vandindvinding er i risiko for at gå
fra god til ringe tilstand mht. grundvandets kvalitet, jf. de
orange områder i figur II.3. I udkast til vandområdeplaner
vurderes en grundvandsforekomst også som ringe, hvis der
er mere end 80 pct. sandsynlighed for, at vandindvindingen
medfører en tilstandsændring fra god til ikke god i de tilknyttede vandløb, jf. de røde områder i figur II.4. Figuren
viser endvidere intervaller med 50-80 pct. og 20-50 pct.
sandsynlighed for tilstandsændringer i vandløb.
1)
Vandområdeplaner er anden generation af de danske vandplaner
for perioden 2015-2021. Udkast til vandområdeplaner blev sendt
i seks måneders offentlig høring den 22. december 2014.
131
Figur II.3
Grundvandskvalitet i
intensivt udnyttede
grundvandsforekomster
Figur II.4
God tilstand
Ringe tilstand
Risiko for ringe tilstand
Anm.:
Kilde:
Risiko for tilstands
ændring i vandløb
som følge af indvinding
>80 pct. risiko
50-80 pct. risiko
20-50 pct. risiko
Figur II.3 viser vurderingen af 17 intensivt udnyttede grundvandsforekomster fordelt på ringe
tilstand, god tilstand og i risiko for at gå fra god til ringe tilstand. Der er 402 grundvandsforekomster i alt i Danmark, men de resterende forekomster vurderes ikke at være intensivt udnyttet. Figur II.4 viser grundvandsforekomster relateret til områder med > 80 pct., 50-80 pct.
og 20-50 pct. sandsynlighed for reduceret tilstand i vandløb (fra god til ikke god) som følge
af vandindvinding.
Henriksen mfl. (2014).
Effekter af pesticider
Fokus på
pesticider
132
Sammenlignet med andre menneskeskabte forureninger er
pesticider den største årsag til lukning af drikkevandsboringer, og i resten af dette afsnit fokuseres derfor på pesticider.
Først beskrives effekter på naturen og potentielle sundhedsrisici ved brug af pesticider. Derefter følger en beskrivelse
af udviklingen i forbruget af pesticider i landbruget og udviklingen i fund af pesticidrester i grundog drikkevand.
Pesticider kan
ende i naturen og
fødevarer
Pesticider er grundlæggende udviklet til at slå skadevoldere
ihjel, og er som regel kunstigt fremstillede stoffer, der ikke
forekommer naturligt i miljøet. Pesticiderne rammer ikke
kun skadevolderne, men kan skade naturen i almindelighed
og udgøre en sundhedsrisiko for mennesker. Pesticiderne
kan for eksempel sive ned til grundvandet med regnvand, og
dermed forurene drikkevandet. Derudover er der også sprøjterester på afgrøder, som bruges til fødevarer, jf. Hedemand
og Strandberg (2009).
Pesticider
påvirker
biodiversiteten
negativt
Pesticider har en række uhensigtsmæssige effekter på natur
og menneskers sundhed, jf. tabel II.1. Pesticider har således
bidraget til tilbagegangen i diversiteten af planter og dyr i
Danmark. Tilbagegangen i biodiversiteten er med til at
mindske en række økosystemydelser fra naturen. Således er
biodiversitet med til at sikre naturens stabiliserende funktioner, da økosystemer med høj diversitet anses for mere
stabile end økosystemer med lav diversitet. Pesticider er
dog ikke den eneste årsag til tilbagegangen i biodiversiteten,
som også er forårsaget af blandt andet intensivering af landbrugsproduktionen, reduktion i naturområder og småbiotoper samt klimaforandringer, jf. Ejrnæs mfl. (2011) og
Teknologirådet (2008).
Pesticider har
forskellig
nedbrydelighed
Giftigheden af et pesticid er oftest knyttet til aktivstoffet i
pesticidet, men nedbrydningsprodukterne heraf kan i nogle
tilfælde også være skadelige.2 Der er dog også pesticider,
som er svært nedbrydelige. Der findes således pesticider i
naturen og grundvandet, som det i mange år har været forbudt at anvende i Danmark. Pesticider nedbrydes især i
rodzonen, men hvis der f.eks. er sprækker i jorden, kan de
relativt hurtigt nå grundvandet. Når pesticider først er
kommet i grundvandet, vil de ofte nedbrydes meget langsomt eller i værste fald slet ikke blive nedbrudt.
2)
Nedbrydningsprodukter (også kaldet metabolitter) opstår, når
aktivstofferne i pesticider nedbrydes til andre forbindelser af mikroorganismer i jorden, vandløb og søer.
133
Tabel II.1
Væsentlige utilsigtede effekter af pesticider på natur og mennesker
Område
Planteliv
Påvirkning
Sprøjtning med ukrudtsmidler
Dyreliv
Sprøjtning med insektmidler
Mennesker
Arbejde med sprøjtning
Pesticidrester på fødevarer
og i grundvandet
Kilde:
Effekt
Mindsket artsrigdom af planter på marker og naboarealer som skel, hegn og
grøfter
Afledte effekter på dyreliv
Færre insekter på land
Færre insekter/krebsdyr i ferskvand
Reduceret fødegrundlag for bl.a. fugle
og fisk
Forstyrrelse i fødekæder og balancer i
økosystemer
Risiko for akutte helbredseffekter
(f.eks. akut forgiftning)
Påvirker nervesystemets udvikling, nedsat indlæringsevne/intelligens, nedsat
fertilitet og formentlig forhøjet risiko
for kræft
Boks II.2, Hedemand og Strandberg (2009) samt Bichel-Udvalget (1999).
Pesticider og sundhed
Pesticider udgør
en risiko for
menneskers
sundhed
134
Pesticider udgør også en risiko for menneskers sundhed. For
eksempel er der påvist en sammenhæng mellem nogle typer
af pesticider og nervesystemets udvikling, hvilket kan påvirke indlæringsevne/intelligens og øge risikoen for bl.a.
Parkinsons syge. Derudover kan pesticider lede til problemer i forbindelse med graviditet, mindsket fødselsvægt og
påvirke udviklingen af kønsorganer. Endelig menes nogle
typer af pesticider at give en forhøjet risiko for kræft. Sundhedseffekter i forbindelse med pesticider er grundigere beskrevet i boks II.2.
Boks II.2
Sundhedseffekter ved pesticider
Forskellige typer af pesticider har forskellige helbredseffekter. Der skelnes mellem akutte helbredseffekter ved eksponering med høje koncentrationer af pesticider og mere langvarige helbredseffekter relateret til eksponering med mindre doser over en længere perioder. De akutte helbredseffekter er primært relevante ved
uheld for personer, som arbejder med pesticiderne. Typisk fremhæves følgende
helbredseffekter, jf. f.eks. Mascarelli (2013), Gilden mfl. (2010) og Hanke (2008):
Akutte effekter
 Irritation af hud og øjne
 Svimmelhed, hovedpine og kvalme
 Dødsfald i forbindelse med akut forgiftning
Langvarige effekter
 Øget risiko for Parkinsons syge
 Nedsat indlæringsevne og intelligens
 Øget risiko for abort, for tidlig fødsel, misdannelser og lav fødselsvægt
 Hormonforstyrrelser og nedsat fertilitet
 Øget kræftrisiko
Ovenstående helbredseffekter gælder ikke for alle pesticider. Der er således pesticider, hvor der er tegn på øget risiko for kræft, mens der for andre pesticider ikke
har kunnet påvises en sammenhæng. Det kan være vanskeligt at fastslå, om der er
en tærskelværdi, hvor pesticider slet ikke har nogen sundhedseffekt eller om effekten ved lav koncentration er så lille, at den ikke kan måles. Der er således
usikkerhed om størrelsen af sundhedseffekten ved lavere eksponeringer svarende
til niveauet for en almindelig dansker.
Der foretages i sagens natur ingen kontrollerede eksperimenter på mennesker, så
viden om langvarige sundhedseffekter er typisk baseret på epidemiologiske undersøgelser og dyreforsøg. Epidemiologiske undersøgelser kan være foretaget ved
koncentrationer, som er relativt høje i forhold til de koncentrationer en normal
person eksponeres for. Det gælder f.eks. undersøgelser baseret på personer, som
arbejder med pesticider i dagligdagen eller personer, som er vokset op i egne med
afgrøder, som ofte sprøjtes. Epidemiologiske studier kan vise, at der er en sammenhæng mellem f.eks. personer, som formodes at være relativt højt eksponeret,
og forskellige typer af sygdomme. Epidemiologiske undersøgelser har dog vanskeligere ved direkte at påvise årsag-virkningssammenhænge.
Fortsættes
135
Boks II.2
Sundhedseffekter ved pesticider, fortsat
Et pesticid kan potentielt påvirke mennesker selv mange år efter brug. Således viser undersøgelser baseret på data fra 2005, at de fleste indbyggere i USA har målbare niveauer af insektbekæmpelsesmidlet dichlordiphenyltrichlorethan (DDT) i
kroppen, selv om DDT blev forbudt i USA i 1972, jf. Gilden mfl. (2010).
I de senere år er der kommet øget fokus på såkaldte kombinationseffekter, som
betyder, at effekten af kombinationer af eksponering af forskellige typer af pesticider er højere end summen af effekterne ved eksponering af hver enkelt type pesticid. Tidligere undersøgelser for dyreforsøg har typisk undersøgt hvert enkelt
stof isoleret. Kombinationseffekter betyder, at risikoen ved pesticider undervurderes ved undersøgelser, som ser isoleret på enkelte pesticider. Kombinationseffekter kan også gøre det vanskeligere at afdække sundhedsrisikoen ved forskellige
pesticider, da det i praksis ikke kan lade sig gøre at afdække alle kombinationer af
pesticider og andre kemiske stoffer.
Eksempler på forskning i Danmark
I Danmark udføres forskning i effekten af pesticider både ved epidemiologiske
undersøgelser og ved dyreforsøg.
Der er foretaget undersøgelser af effekten på børn, hvis mødre i starten af graviditeten var eksponeret for pesticider i kraft af arbejde på gartnerier. Disse undersøgelser viser, at drenge eksponeret for pesticider før fødslen i højere grad har misdannelser af kønsorganer ved fødslen og mindre kønsorganer nogle år efter, mens
eksponerede piger kommer tidligere i puberteten. Børnene klarer sig generelt dårligere i tidlige sprogtest, har lavere fødselsvægt, men mere kropsfedt, når de er
kommet i skolealderen. Når kvinder, der arbejder i væksthuse i gartnerier, konstateres at være gravide, får de typisk andre arbejdsopgaver, for at undgå eksponering. De beskrevne effekter formodes derfor at stamme fra eksponering tidligt i
graviditeten, jf. Andersen mfl. (2012), Wohlfahrt-Veje mfl. (2011) og Andersen
mfl. (2008).
Der er gennemført en række forsøg med eksponering af rotter ved relativt lave doser. For eksempel blev der givet kombinationer af pesticider til drægtige hunrotter
for at undersøge effekterne på afkommet. Disse forsøg viste bl.a., at der er en effekt på rotternes indlæringsevne og fertilitet. Rotteforsøg gør det muligt under
kontrollerede forhold at undersøge for kombinationseffekter for pesticider, jf.
Hass mfl. (2012) og Jacobsen mfl. (2012).
136
Omkostninger
ved
sundhedseffekter
Epidemiologiske undersøgelser finder, at pesticider hæmmer udviklingen af forstres hjerne, hvilket i sidste ende kan
påvirke intelligens og adfærd.3 Kontrollerede dyreforsøg
finder lignende effekter på hjernens udvikling, jf. boks II.2.
En helt ny undersøgelse har opgjort effekten af eksponering
for pesticider før fødslen (prænatal) i EU, og hvad den lavere intelligenskvotient (IQ) i sidste ende betyder for produktiviteten, jf. Bellanger mfl. (2015). I undersøgelsen anvendtes eksisterende data for eksponeringen for pesticider ud fra
målinger af pesticidrester i urinen. Effekternes sammenhæng med eksponeringen blev vurderet ud fra 3 primære
epidemiologiske undersøgelser, jf. Engel mfl. (2011),
Bouchard mfl. (2011) og Rauh mfl. (2006). Blandt de højest
eksponerede i hver fødselsårgang blev fundet tab på 0,4-5,3
IQ point.
Indtaget af
pesticider via
drikkevand
beskedent
Der findes ikke nylige opgørelser over befolkningens indtag
af pesticider via drikkevand. En tidligere undersøgelse tyder
imidlertid på, at indtaget af pesticider via drikkevand udgør
en meget beskeden andel af den samlede eksponering for
pesticider via mad og drikke, jf. Bichel-Udvalget (1999).
Det er primært pesticidrester på frugt og grønt (især udenlandsk frugt), som tegner sig for eksponering af pesticider,
jf. tabel II.2. Nyere opgørelser af pesticidrester i fødevarer
viser, at der fortsat er flere pesticidrester i udenlandske fødevarer end i danske, jf. Jensen mfl. (2014a). Fødevarestyrelsen vurderer, at niveauet af pesticidrester i fødevarer i
Danmark ikke er et sundhedsmæssigt problem, da de ligger
under de acceptable niveauer for indtagelse, jf. Jensen mfl.
(2014a).
3)
Disse undersøgelser er for organofosfater, som findes i visse
insektmidler. Mens organofosfaterne er udfaset i Danmark, findes
de i importeret frugt og grønt, og nogle af de i dag tilladte midler
mistænkes for at kunne skade hjernens udvikling.
137
Tabel II.2
Estimeret gennemsnitlig pesticidindtagelse
for en voksen person
Fødevaretype
Frugt og grønt
Korn og kornprodukter
Animalske fødevarer
Fisk og fiskeprodukter
Drikkevand
Samlet pesticidindtagelse
a)
Anm.:
Kilde:
Grænseværdier i
drikkevand ikke
fastsat ud fra
toksikologiske
vurderinger
138
Indtagelse hidrørende fraa
Udland
DK
I alt
---------- μg/dag ---------104
58
162
5
21
27
<1
<1
<1
<1
<1
<1
<1
<1
<1
110
80
190
Indtagelsen af pesticider fra fødevarer er opgjort som hidrørende fra enten dansk eller udenlandsk producerede varer.
For drikkevand er antaget et dagligt drikkevandsforbrug på 2
liter med et pesticidindhold på op til grænseværdien, dvs. på 0,5
μg/l for summen af pesticider.
Bichel-Udvalget (1999).
Grænseværdien for pesticider i Danmark er fastsat ud fra en
målsætning om, at der slet ikke må være pesticider i drikkevandet. Den nuværende grænseværdi for pesticider tager
således udgangspunkt i den laveste koncentration, der kunne
måles i slutningen af 1970’erne, da målsætningen oprindelig
blev formuleret. For pesticider er grænseværdien på 0,1 μg/l
for enkeltstoffer og 0,5 μg/l for summen af pesticider. I
USA er der for forurenende stoffer i drikkevand fastsat
grænseværdier ud fra kendte eller forventede sundhedsrisici
ved de enkelte stoffer, jf. EPA (2015). For eksempel er
grænseværdien for glyphosat (aktivstoffet i roundup) 700
μg/l og for Diquat (nedvisningsmiddel) 20 μg/l, dvs. væsentlig højere end grænseværdien på 0,1 μg/l som anvendes
i Danmark og EU. Grænseværdien for pesticider i drikkevandet i Danmark er således væsentlig lavere end grænseværdien fastsat ud fra de toksikologiske vurderinger, som
ligger til grund for grænseværdierne i USA.
Forbrug af pesticider
Forbrug af
pesticider størst i
landbruget
Pesticider bruges især i landbruget til at øge produktiviteten
ved at bekæmpe ukrudt, insekter og svampeangreb. Derudover bruges pesticider også til at bekæmpe ukrudt mv. i
private haver, på golfbaner og på offentlige arealer. Det er
dog landbruget, som med ca. 93 pct. af det samlede forbrug
af pesticider står for hovedparten af forbruget i Danmark, jf.
Regeringen (2013).
Landbrugets
anvendelse af
pesticider er ikke
faldet …
Der har gennem en længere årrække været en målsætning
om at reducere forbruget og farligheden af pesticider. Som
mål for forbruget af pesticider i landbruget er behandlingshyppighedsindikatoren traditionelt blevet anvendt.4 Udviklingen i behandlingshyppigheden har samlet set over perioden 1981-2012 ikke udvist et fald, jf. figur II.5.
… hverken målt
ved behandlingshyppighed eller
pesticidbelastning
Behandlingshyppigheden er i de senere år blevet suppleret
med et nyt mål (pesticidbelastningsindikatoren), der bl.a.
tager højde for forskelle i de anvendte pesticiders belastning
af miljøet.5 Udviklingen i pesticidbelastningsindikatoren
følger nogenlunde udviklingen i behandlingshyppighed,
men det er vanskeligt at tolke på det seneste års udvikling,
da noget af stigningen skyldes en hamstringseffekt som
følge af en ændring i pesticidafgifterne, som trådte i kraft i
løbet af 2013, jf. afsnit II.4.
4)
Behandlingshyppigheden er en indikator for forbruget af pesticider, og opgøres som det antal gange, det konventionelt dyrkede
landbrugsareal i gennemsnit kan sprøjtes med den solgte mængde
pesticider udbragt i standarddoseringer.
5)
Pesticidbelastningsindikatoren beregnes på grundlag af oplysninger om aktivstoffernes miljøegenskaber og midlernes sundhedsmæssige egenskaber samt salgsdata. Pesticidbelastningsindikatoren vil således stige, hvis der f.eks. anvendes flere relativt mere
giftige pesticider end året før.
139
Figur II.5
Indeks
5
Udviklingen i behandlingshyppighed og pesticidbelastningsindikator
Pesticidbelastningsindikator
Behandlingshyppighed
4
3
2
1
0
Kilde:
1985
1990
1995
2000
2005
2010
Miljøstyrelsen (2014) og egne beregninger.
Pesticider og grundvand
Overvågning af
pesticider i
grundog
drikkevand
Som en konsekvens af vandmiljøplan I fra 1987 blev der
iværksat en overvågning af grundvandet i Danmark. Der
sker endvidere en overvågning af kvaliteten af det grundvand, som vandværkerne indvinder til drikkevand (boringskontrollen). Grundvandsovervågningen giver et datamateriale, der er uafhængig af udviklingen i vandindvindingsstrukturen, mens analyserne fra vandværkernes boringskontrol giver et billede af omfanget af pesticider i det vand,
vandværkerne indvinder fra deres boringer. Derfor giver
grundvandsovervågningen et mere repræsentativt billede af
omfanget af pesticider i grundvandet, fordi overvågningsboringer i modsætning til vandværksboringer ikke lukkes, hvis
der konstateres pesticider.
I 2012 var der
pesticidrester i 42
pct. af de
undersøgte
prøveindtag
I 2012 blev der fundet pesticider eller nedbrydningsprodukter i 42 pct. af de undersøgte prøveindtag, hvoraf 12 pct. var
over grænseværdien, jf. figur II.6. Figuren viser, at der over
tid er registreret flere pesticider i grundvandet. Man skal
dog være forsigtig med at bruge figuren til at beskrive en
udviklingstendens, da der gennem perioden er testet for
flere og flere pesticider, og fordi andelen af prøveindtag i
140
højtliggende og mere belastet grundvand er forøget relativt
til andre prøveindtag.
Figur II.6
Fund af pesticider og nedbrydningsprodukter
i grundvand
Pct.
60
>0,1 ug/l
0,01-0,1 ug/l
50
40
30
20
10
0
1990
Anm.:
Kilde:
Mange fund i
grundvandet er
fra regulerede
eller forbudte
pesticider
1995
2000
2005
2010
Data i figuren er fra Grundvandsovervågningen. Det hyppigst
fundne stof i grundvand er BAM, som er et nedbrydningsprodukt af ukrudtsmidlet dichlobenil, som blev forbudt i 1996.
Pesticider kan inddeles i tre grupper: Godkendte, regulerede
og forbudte.6 Hovedparten af de pesticider, der er fundet i
grundvandet er fra pesticider, som i dag er forbudte. I 2012
blev der fundet godkendte stoffer i ca. 1 pct. af prøveindtagene, mens regulerede stoffer blev fundet i 6 pct. og forbudte stoffer i 39 pct. At der kun sjældent findes godkendte
pesticider i grundvandet kan dog delvist skyldes, at der ikke
6)
Inden pesticider kan forhandles på markedet skal de godkendes i
den såkaldte Godkendelsesordning, hvor det bl.a. ved modelberegninger vurderes, om der er en risiko for grundvandet ved pesticidanvendelsen. Regulerede midler er i denne sammenhæng
stoffer, hvor der efter den oprindelige godkendelse er indført begrænsninger for anvendelsen af hensyn til en beskyttelse af
grundvandet (f.eks. reduceret dosis eller hvilke afgrøder de må
anvendes på).
141
analyseres for alle de pesticider, der anvendes i dag.7 Det
kan heller ikke udelukkes, at de pesticider, som har erstattet
de forbudte midler, endnu ikke har nået grundvandet. Dette
medfører en risiko for at undervurdere forureningsrisikoen
ved nutidigt pesticidforbrug, og forbud mod brug af de pesticider, der i dag findes i grundvandet, er således ikke en
garanti for, at der ikke findes pesticider i grundvandet fremover.
Pesticidrester
findes i alle
dybder
Analyser af pesticider i grundvandet opgøres også i forskellige dybdeintervaller, jf. figur II.7, der viser udviklingen af
fundandele for pesticider og nedbrydningsprodukter over
grænseværdien på 0,1 μg/l i forskellige dybder. Det fremgår, at andelen af fund over grænseværdien fra omkring
2003 er faldet i det øverste dybdeinterval, mens faldet indtræffer noget senere i intervallet 10-20 meters dybde. I det
dybere liggende interval 20-30 meters dybde stiger andelen
af fund over grænseværdien derimod gennem det meste af
perioden.
Mulig forbedring
af det øverste
grundvand
I de senere år er der således en svag tendens til fald i andelen af fund over grænseværdien i det øverste grundvand,
hvilket kan betyde, at den samlede udvaskning er ved at
blive mindre, målt i koncentrationer. Dette kan ifølge GEUS
være en indikation af, at den strammere regulering i anvendelsen af pesticider har medført en målbar effekt i det øvre
og yngste grundvand, jf. Thorling mfl. (2013).
7)
142
Der indgår i alt 31 stoffer (både aktivstoffer og nedbrydningsprodukter) i grundvandsanalyserne for 2012, hvoraf kun 5 stoffer er
tilladte pesticider. De resterende stoffer er fordelt på 21 stoffer fra
forbudte pesticider og 5 stoffer fra regulerede pesticider. Der er i
dag 150 godkendte aktivstoffer i Danmark, og der kan være mange nedbrydningsprodukter fra hvert aktivstof.
Figur II.7
Pesticidfund over grænseværdi i grundvand i
forskellige dybder
Andel fund, pct.
20
0-10 meter
20-30 meter
40-50 meter
15
10-20 meter
30-40 meter
10
5
0
1998
Anm.:
Kilde:
2000
2002
2004
2006
2008
2010
2012
Figuren viser udviklingen i koncentrationer over grænseværdien (over 0,1 μg/l) i grundvandet for 5 forskellige dybder (meter
under terræn). Opgjort som 3 års glidende gennemsnit. Data er
fra grundvandsovervågningen.
Mindre nitrat i
grundvand
Det kan bemærkes, at der er en positiv udviklingstendens
for nitrat i grundvandet, da overskridelser af grænseværdien
for nitrat især i det øverste grundvand nu er mindre hyppige
end tidligere, hvilket tilskrives det faldende kvælstofforbrug
i landbruget. Der er dog visse steder i landet konstateret
stigninger i antallet af fund med nitrat over grænseværdien
også i det helt unge grundvand, jf. Thorling mfl. (2013).
Kontrol af
drikkevandsboringer
I boringskontrollen analyseres drikkevand fra vandværksboringer. Da vandværkerne løbende nedlægger og etablerer
boringer, afspejler udviklingen i antallet af fund ikke primært situationen i grundvandsmagasinerne, men i højere
grad hvordan vandværkerne håndterer problemerne med
pesticider i indvindingsboringer, jf. Thorling mfl. (2013).8
Gennem de seneste 10 år har andelen af fund af pesticider
været relativt konstant, jf. figur II.8. Den stigende andel af
pesticidpåvirkede boringer op gennem 90'erne kan til dels
8)
Vandværker tager ofte indvindingsboringer med indhold af pesticider ud af drift.
143
skyldes, at der er analyseret for et stigende antal pesticider
og nedbrydningsprodukter gennem perioden.
Sandsynligvis
oftere pesticidrester i private
boringer
For små private boringer (små vandforsyningsanlæg) er der
ikke noget krav om at analysere for pesticider, og udviklingstendensen for pesticidfund i små private boringer kendes ikke.9 I en undersøgelse af små private boringer fra
2004 blev der påvist pesticider i 58 pct. af de analyserede
boringer, og i ca. 36 pct. af boringerne var grænseværdien
overskredet, jf. Brüsch mfl. (2004). Årsagerne til den højere
andel af fund med pesticider i forhold til fund i grundvandsovervågningen kan være, at mange små vandforsyningsanlæg indvinder fra højtliggende grundvandsmagasiner, der er
mere sårbare overfor forureninger, og at indvindingerne ofte
ligger i nærhed til bygninger og arealer, hvor der håndteres
pesticider.
Figur II.8
Fund af pesticider i vandværksboringer
Pct.
60
>0,1 ug/l
0,01-0,1 ug/l
50
40
30
20
10
0
Anm.:
Kilde:
9)
144
1995
2000
2005
2010
Figuren viser status for de vandværker, der var aktive de viste
år. Indikatoren indeholder ikke de samme boringer fra år til år,
da disse analyseres i en turnus på op til fem år.
Der findes ca. 50.000 små vandforsyninger, der hver forsyner
mindre end 10 ejendomme. Langt de fleste forsyner kun en enkelt
husstand, jf. www.naturstyrelsen.dk.
II.3 Fordele og begrænsninger ved forskellige tiltag og instrumenter
II.3 Fordele og begrænsninger ved forskellige
tiltag og instrumenter
Formål med
afsnit
I dette afsnit beskrives fordele og begrænsninger ved forskellige mulige tiltag til at beskytte grundog drikkevand
mod risikoen for pesticider. Udgangspunktet for afsnittet er,
at der er mulighed for at afveje gevinster ved at beskytte
grundog drikkevand mod pesticider med omkostningen
ved at begrænse brugen af pesticider. En beskrivelse af målsætninger og den faktiske regulering i Danmark følger i
afsnit II.4.
Effekt af
pesticider på
natur og
grundvand
Brug af pesticider har en række negative effekter på natur
og sundhed, og medfører en risiko for, at der kommer pesticider i grundog drikkevand, jf. afsnit II.2. Der er imidlertid
ikke en simpel sammenhæng mellem brugen af pesticider
og risikoen for, at pesticider havner i grundvandet. Således
er der geografisk variation i risikoen afhængig af f.eks.
jordbundsforhold, placeringen af grundvandsmagasiner og
drikkevandsboringer. Risikoen for at pesticider spredes,
afhænger også af nedbør og blæst, hvilket betyder, at risikoen også varierer over tid. Til at imødegå de forskellige risici
findes overordnet set tre forskellige instrumenter; afgifter,
generelle forbud og arealafgrænsede forbud.
Afgift sikrer ikke
reduktion, hvor
risiko er højest
At der er geografiske og tidsmæssige forskelle i risikoen
ved at bruge pesticider betyder, at et generelt virkemiddel
som en afgift på pesticider ikke er et ideelt instrument til at
opnå lighed mellem den marginale reduktionsomkostning
og den marginale skadesvirkning ved pesticidanvendelse, jf.
Olmstead (2010) og Boyd (2003). Fordelen ved en afgift er,
at den mindsker incitamentet til at bruge pesticider samtidig
med, at den sikrer brugeren af pesticider fleksibilitet. Nogle
brugere vil lade være med at bruge pesticider, hvis afgiften
er højere end gevinsten ved at bruge pesticider. Andre kan –
afhængig af afgiftens størrelse – forventes fortsat at bruge
en vis mængde pesticider. En generel afgift sikrer imidlertid
ikke, at reduktionen i brugen af pesticider sker de steder og
på de tidspunkter, hvor de udgør den største risiko for natur,
grundog drikkevand.
145
Forbud heller
ikke ideelt
instrument
Som alternativ til afgifter kan f.eks. bruges generelle forbud
mod (nogle typer af) pesticider eller arealbegrænsninger,
hvor der ikke må bruges (nogle typer af) pesticider i særligt
følsomme områder. Et generelt forbud mod pesticider er et
hensigtsmæssigt instrument, hvis risikoen ved at bruge selv
en mindre mængde pesticid er så høj, at gevinsten ved at
bruge pesticider altid er mindre end de miljømæssige omkostninger. Et eksempel på dette er forbuddet mod anvendelsen af DDT (dichlordiphenyltrichlorethan).
Arealbegrænsning har
også sine
begrænsninger
Arealafgrænsede forbud kan heller ikke generelt betragtes
som et ideelt målrettet instrument, som sikrer en passende
tilskyndelse til at begrænse brugen af pesticider i forhold til
gevinsten ved at bruge pesticider. En arealbegrænsning er
således kun et hensigtsmæssigt instrument i det ekstreme
tilfælde, hvor der ikke er nogen som helst risiko ved pesticidbrug uden for det pågældende areal (hvor der er fri brug
af pesticider), mens der er en meget høj risiko ved at bruge
selv en mindre mængde pesticider i det valgte areal (hvor
pesticider slet ikke må anvendes).10 Når dette ikke er opfyldt vil et arealbegrænset forbud – i fravær af anden regulering – give et for lille incitament til at begrænse forbruget af
pesticidet uden for det pågældende areal, mens der er en
risiko for, at der laves en for restriktiv regulering på arealet.
Sammenligning
af forskellige
instrumenter
I tabel II.3 er lavet en sammenligning af forskellige egenskaber ved enten en afgift på pesticider, et generelt forbud
mod brug af pesticider eller et arealbegrænset forbud på
særlig udsatte arealer. Som beskrevet ovenfor er der ingen
af de tre instrumenter, der sikrer en hensigtsmæssig målrettet reduktion af pesticider i forhold til geografiske forskelle
i risikoen ved at bruge pesticider. En afgift kan sikre en
ensartet (marginal) reduktionsomkostning i forhold til brugen af pesticider, men reduktionsomkostningen vil ikke
afspejle den faktiske marginale skadesomkostning, som
varierer afhængig af lokalitet og tidspunkt. Generelle forbud
eller arealbegrænsede forbud sikrer imidlertid heller ikke en
10)
146
Eller mere præcist: Hvis de samfundsøkonomiske marginale
omkostninger ved at bruge pesticider i det pågældende areal altid
er højere end den marginale gevinst ved at bruge pesticider.
marginal reduktionsomkostning, som afspejler den faktiske
marginale skadesomkostning.
Forbud giver stor
sikkerhed, men
omkostning kan
være høj
Tabel II.3
Generelle eller arealafgrænsede forbud har den fordel sammenlignet med en afgift, at de yder en stor grad af sikkerhed
for at undgå, at pesticider påvirker natur og grundvand.
Denne sikkerhed sker imidlertid på bekostning af fleksibilitet for brugerne af pesticider, hvilket giver en risiko for, at
omkostningen bliver meget høj. For en yderligere diskussion af de forskellige virkemidler, se boks II.3.
Egenskaber ved instrumenter til at mindske risikoen for pesticider i
grundog drikkevand
Afgift
Målrettethed
Fleksibilitet (for udleder)
Sikkerhed (undgå risiko)
Anm.:
Kilde:
÷
+
÷
Generelt
forbud
÷
÷
+
Arealafgrænset
forbud
(+)
÷
+
Et “+” angiver, at instrumentet er velegnet (“(+)” angiver delvist velegnet), mens et “÷”
angiver at instrumentet er mindre velegnet. Hvor hensigtsmæssigt/uhensigtsmæssigt et instrument er, vil naturligvis afhænge af den konkrete anvendelse af instrumentet.
Egen opstilling.
147
Boks II.3
Hvornår er hvilke virkemidler bedst
Miljøeffekten ved brug af pesticider er karakteriseret ved, at forureningen varierer
dels geografisk og dels med typen af pesticidet. Det er derfor nødvendigt at anvende flere virkemidler i reguleringen af brug af pesticider; forbud (godkendelsesordningen), afgifter og arealtiltag.
Valg af virkemiddel afhænger overordnet set af to parametre; skadesvirkningen af
et givet pesticid og arealfølsomheden i forhold til brugen af pesticider, som illustreret i figur A. I udgangspunktet vil man søge at benytte afgifter til regulering af
pesticidforurening, idet afgifter mindsker incitamentet til at bruge pesticider samtidig med, at den sikrer brugeren af pesticider fleksibilitet. Skadesvirkningen af et
pesticid kan dog være så høj, at den overstiger den dyrkningsmæssige gevinst (i
form af bedre høst). I dette tilfælde vil et generelt forbud mod pesticidet være mere hensigtsmæssigt. Ligeledes kan et areals følsomhed være så høj, eksempelvis
omkring drikkevandsboringer, at enhver form for brug af pesticider vil udgøre en
risiko, som ikke står mål med gevinsten ved brugen af pesticider. På sådanne
arealer vil arealtiltag, der fungerer som lokale forbud, være et fornuftigt virkemiddel til beskyttelse mod pesticider i grundog drikkevandet. Afgifter er således
det mest optimale virkemiddel til at regulere brugen af mindre skadelige pesticider, anvendt på mindre følsomme arealer.
Figur A
Anvendelse af virkemidler
Skadesvirkning
af pesticid
Generelt forbud
Afgifter
Arealtiltag
(Lokalt forbud)
Areal følsomhed
148
Forskellige
pesticider
Beskrivelsen af fordele og ulemper har lidt forenklet fokuseret på en situation, hvor der ikke skelnes mellem forskellige typer af pesticider. Overvejelserne om fordele og ulemper vil også være relevante, når der er flere forskellige typer
af pesticider med forskellige grader af risiko for natur og
sundhed. Således bør afgifter være differentieret mellem
forskellige typer af pesticider afhængigt af risikoen for natur
og sundhed af de forskellige pesticider. En således differentieret afgift kan dog ikke tage højde for, at risikoen afhænger af, hvor og hvornår pesticidet anvendes. Med hensyn til
generelle eller arealspecifikke forbud kan disse gælde for en
del af pesticiderne, således at kun de farligste pesticider
forbydes. Omkostningen ved at forbyde de farligste pesticider vil være lille, hvis de mindre farlige pesticider er (næsten) ligeså effektive over for skadevoldere.
Kombination af
instrumenter i
Danmark
I Danmark bruges alle tre typer af reguleringsinstrumenter,
jf. beskrivelsen i afsnit II.4. Dette harmonerer med, at ingen
af de tre instrumenter isoleret set er målrettede. Det er dog
vanskeligt at vurdere om doseringen af de forskellige instrumenter er optimal.
Samspil mellem
brug af
instrumenter
Doseringen af et instrument har betydning for, hvad der er
den rette dosering af de øvrige instrumenter. Hvis der er en
meget skrap politik, som forbyder alle pesticider, som vurderes at udgøre en risiko for natur og grundvand, vil det
mindske behovet for arealtiltag, hvor der ikke bruges pesticider i bestemte områder, og det vil også mindske behovet
for pesticidafgifter. Tilsvarende vil en øget udbredelse af
arealtiltag, som forbyder brugen af pesticider på alle følsomme arealer, mindske behovet for generel regulering i
form af afgifter eller forbud mod de farligste pesticider.
Forsigtighedsprincippet og vand
Forsigtighedsprincippet gælder
for nogle
miljøproblemer
Inden for miljøregulering og naturbeskyttelse anvendes ofte
et forsigtighedsprincip, som lægger op til en relativ stram
miljøregulering for at beskytte naturen. Hvorvidt det er
relevant at anvende dette princip, afhænger af, om der er
usikkerhed om størrelsen af miljøpåvirkningen og af miljøpåvirkningens karakter. Nogle typer af miljøpåvirkninger er
af forbigående karakter, så påvirkningen er væk i det øjeblik
149
den forurenende aktivitet stopper. Det gælder f.eks. ved støj,
hvor den almindelige irritation over støj forsvinder, når
støjen ophører. Andre typer forurening kan ophobes i omgivelserne og vil kun nedbrydes langsomt over tid, eller slet
ikke nedbrydes (irreversible effekter). Når effekter på miljøet af forurening er karakteriseret ved både at være irreversible og der er usikkerhed om miljøeffekten, er det relevant
at tage forsigtighedsprincippet i anvendelse, jf. f.eks. Arrow
og Fisher (1974) og Dasgupta (1982).
Irreversible
effekter ved brug
af pesticider
Det kan tage lang tid for pesticider at nå ned til dybere liggende grundvand, og kommer pesticider først ned i grundvandet, vil de ofte kun nedbrydes meget langsomt eller i
værste fald slet ikke. Pesticiders tilstedeværelse i grundvandet er således meget langvarig og måske ligefrem irreversibel. Brugen af pesticider regnes for en medvirkende faktor
bag tilbagegangen i biodiversiteten. Hvis en bestemt naturtype forsvinder, vil det være meget vanskeligt at reetablere
den, og det vil under alle omstændigheder tage meget lang
tid. Hvis en art uddør, er det også umuligt at genskabe arten.
Pesticiders effekter på naturen har således også karakter af
at være langvarige og irreversible.
Usikkerhed om
effekter på miljø
Selv om anvendelsen af pesticider regnes for en medvirkende årsag til tilbagegangen i biodiversiteten, så er der ikke
klarhed over, hvor stor en rolle pesticider præcist har spillet.
Endvidere er det også vanskeligt præcist at opgøre effekten
af ændringer i biodiversiteten på økosystemers funktioner
og stabilitet. Blandt andet er der usikkerhed om, hvordan
ændringer i biodiversiteten påvirker naturens funktionsmåde, f.eks. hvorvidt (eller hvornår) der er “tipping points”,
hvor en lille ændring i biodiversiteten vil have stor betydning for et økosystem og i sidste ende for de økosystemydelser, som er til gavn for mennesket, jf. Bateman mfl.
(2013), Bateman mfl. (2011) og Pearce (2007).
Usikkerhed om
størrelse af
sundhedseffekt
Endelig er der også usikkerhed om størrelsen af helbredseffekter af pesticider på de niveauer, den gennemsnitlige dansker er eksponeret for. Det gælder ikke mindst for pesticider
i drikkevand, som udgør en meget lille del af det samlede
indtag af pesticider via mad og drikke, jf. afsnit II.2.
150
Pesticider og
brug af
forsigtighedsprincippet
Da effekter på miljø og sundhed af pesticider både har karakter af at være usikre og irreversible, er det relevant at
bruge forsigtighedsprincippet, som tilsiger en relativt stram
regulering for at sikre sig mod, at der sker stor uoprettelig
skade på miljø og mennesker. Dette kommer også til udtryk
i den danske pesticidpolitik, jf. f.eks. Regeringen (2013).11
Grænser for brug
af forsigtighedsprincippet
Man skal dog være opmærksom på, at forsikringen mod
fremtidige skader i form af en restriktiv pesticidpolitik ikke
er uden omkostninger for samfundet. Det vil være forbundet
med meget store omkostninger at søge at gardere sig mod
alle fremtidige usikkerheder for miljø og sundhed. Der må
nødvendigvis være en afvejning mellem omkostningen ved
beskyttelse og en vurdering af størrelsen af fremtidige risici.
Forsigtighedsprincippet og
rensning af
drikkevand
Specifikt i forhold til pesticider skal man være opmærksom
på, at forekomsten af pesticider i grundvandet ikke er ensbetydende med, at der også vil være pesticider i den fremtidige drikkevandsforsyning, da der er mulighed for at rense det
indvundne drikkevand for pesticider. Dette gøres enkelte
steder i Danmark og i mange andre lande, især når vandforsyningen er baseret på overfladevand. Isoleret set mindsker
dette rationalet for at bruge forsigtighedsprincippet ud fra
sundhedshensyn. Anvendelse af forsigtighedsprincippet ud
fra hensyn til usikkerheden på påvirkningen af naturen er
dog fortsat gældende.
Regulering nationalt og lokalt
Arealtiltag
besluttes på lokalt
niveau
Nogle tiltag til beskyttelse af grundvand besluttes på nationalt niveau. Det gælder for afgifter og tilladelse/forbud mod
bestemte typer af pesticider. Andre tiltag besluttes på kommunalt niveau. Det gælder for arealtiltag til beskyttelse af
særligt pesticidfølsomme områder. Et eksempel er de såkaldte boringsnære beskyttelsesområder, som er områder
nær vandboringer, hvor der er øget behov for beskyttelse
mod forurening, jf. afsnit II.4 og II.5. Det er også kommu11)
I forordet til sprøjtemiddelstrategien fra 2013 skriver de daværende miljø- og fødevareministre således følgende: “Er vi det
mindste i tvivl, skal naturen, miljøet og det rene drikkevand i den
danske undergrund komme først. Grundvandet er en ressource, vi
skal sikre for de fremtidige generationer”, jf. Regeringen (2013).
151
nerne, som giver tilladelse til indvinding af vand til forskellige formål.
For lav indsats
ved lokale
beslutninger?
Hvorvidt beslutningen om reguleringen skal fortages på
lokalt (kommunalt) niveau eller regionalt/nationalt niveau
afhænger bl.a. af, hvorvidt gevinsterne ved beskyttelse af
grundog drikkevand tilfalder borgerne i de respektive
kommuner eller kommer borgere i andre kommuner til
gavn. I sidstnævnte tilfælde vil den enkelte kommune have
et incitament til ikke at lave en tilstrækkelig indsats, og
“free-ride” på de andres indsats. Da dette gælder for alle,
kan indsatsen generelt blive for lav.
Grundvand
kender ikke
kommunegrænserne
I Danmark er der omkring 400 forskellige større grundvandsforekomster, jf. Naturstyrelsen (2014a).12 Mange af
disse forekomster har en lille geografisk udstrækning, og
ligger inden for en enkelt kommune. Der er dog også en del
store grundvandsforekomster, som strækker sig over mange
kommuner. For de store grundvandsforekomster er der potentielt en risiko for, at de enkelte kommuner ikke gør tilstrækkeligt for at beskytte grundvandsforekomsterne, da
kommunen ikke selv får det fulde udbytte af indsatsen. Ligeledes kan der være en risiko for, at kommuner, som deles
om store grundvandsforekomster, tillader et for højt niveau
for indvinding af grundvand i forhold til et bæredygtigt
niveau, da generne ved den for høje indvinding i realiteten
deles med andre kommuner.
Nogle
bykommuner
indvinder vand i
andre kommuner
I hovedstadsområdet og i nogle større byer er der ikke tilstrækkelige (ikke-forurenede) grundvandsforekomster til at
dække befolkningens vandforbrug. Derfor indvindes vand
fra andre kommuner. Dette kan i princippet også give anledning til uhensigtsmæssig lav beskyttelse eller manglende
vilje til at give tilladelse til indvinding.
12)
152
Antallet på 400 forskellige grundvandsforekomster sammenholdt
med antallet af kommuner giver umiddelbart det indtryk, at
grundvandsforekomsterne er meget små i forhold til kommunerne. Grundvandsforekomsterne ligger imidlertid i forskellige dybder, og kan derfor geografisk sprede sig ud over flere kommuner
end antallet af forekomster umiddelbart giver udtryk for.
Free-riding i
udenlandske
undersøgelser
Der findes ikke nogen undersøgelser, som vurderer, hvorvidt danske kommuner, som deler større grundvandsforekomster, eller kommuner, hvor der foretages indvinding til
borgere i andre kommuner, rent faktisk gør for lidt for at
beskytte grundog drikkevand. Udenlandske undersøgelser
af lignende problemstillinger finder imidlertid tegn på freeriding. For eksempel viser undersøgelser, at der er højere
forurening af floder tæt ved grænseovergange sammenlignet
med floder, som ikke krydser en grænse, eller hvor der er
langt til en grænseovergang. Dette er fundet både for grænser mellem stater i USA og for grænser mellem forskellige
selvstændige lande, jf. henholdsvis Sigman (2005) og
Sigman (2002). Resultatet af disse undersøgelser tyder på,
at man bør tage potentielle problemer med free-riding alvorligt.
Mål om “urenset
drikkevand”
I Danmark synes der at være en generel enighed om, at
grundvandet ikke må forurenes, og at det skal kunne bruges
til drikkevand uden at rense for pesticider mv., dvs. et princip om forebyggelse frem for rensning. Som følge af forureningsrisikoen for grundvandet og fund af pesticider og
nitrat i grundog drikkevand er der løbende reguleret overfor disse forureninger. I dette afsnit beskrives den væsentligste regulering til at opnå de fastsatte mål for mindre anvendelse af og belastning fra pesticider. I afsnit II.6 beskrives og diskuteres forhold vedrørende regulering af vandressourcen og vandanvendelsen.
Målsætninger for brug af pesticider
Fokus på at
nedbringe brug
af pesticider
I begyndelsen af 1980’erne kom der et øget fokus på pesticidanvendelsen i landbruget og dets følgeeffekter for miljøet. Dette ledte til den første pesticidhandlingsplan i 1986,
der opstillede konkrete mål for pesticidanvendelse, og som
siden er blevet efterfulgt af yderligere fire handlingsplaner,
jf. boks II.4.
153
Boks II.4
Oversigt over pesticidhandlingsplaner i Danmark
I denne boks gennemgås kort indholdet i de fire pesticidhandlingsplaner, der er
vedtaget siden midten af 1980’erne.
Pesticidhandlingsplan I (1986)
Planen havde til formål at nedbringe forbruget af bekæmpelsesmidler samt at lede
forbruget over mod midler, der er mindre farlige for sundhed og miljø. Målsætningen var, at forbruget (målt ved behandlingshyppigheden) skulle reduceres med
50 pct. inden 1997 målt i forhold til forbruget i perioden 1981-85 svarende til en
behandlingshyppighed på 1,3. Da der var problemer med at nå målet for behandlingshyppigheden, blev der i 1995 indført en pesticidafgift på detailværdien af bekæmpelsesmidler, jf. Skatteministeriet mfl. (2001). Afgiften blev forhøjet i 1998,
da målet fortsat ikke så ud til at kunne blive nået.
Pesticidhandlingsplan II (2000)
Planen fokuserede på en generel nedsættelse af brugen af pesticider, nedsættelse
af eksponeringen af biotoper, samt en øget økologisk omlægning. De væsentligste
målsætninger var:
 Behandlingshyppigheden på de konventionelt dyrkede arealer skulle være
reduceret til under 2,0 inden udgangen af 2002. Virkemidler var bl.a. rådgivning, efteruddannelse og beslutningsstøttesystemer. Målet blev beregnet
ud fra den for landbruget driftsøkonomisk optimale pesticidanvendelse.
Målet blev næsten nået i 2002. Siden er behandlingshyppigheden dog steget
 Etablering af 20.000 ha randzoner på agerjord langs målsatte vandløb og
søer over 100 m2 ved udgangen af år 2002. I 2003 skønnedes der at mangle
omkring 12.000 ha for at opfylde målet på de 20.000 ha
 Fremme det økologiske areal (via forskning og udviklingsaktiviteter)
Pesticidplan 2004-2009 (2003)
Det overordnede mål var, at anvendelsen af pesticider skulle minimeres i størst
muligt omfang. De vigtigste hovedpunkter i planen var:
 Behandlingshyppigheden nedsættes (fra 2,0) til 1,7 ved udgangen af 2009
 Udlægning af 25.000 hektar sprøjtefri randzoner langs målsatte vandløb og
søer over 100 m2
 Fremme af økologisk og anden pesticidfri dyrkning
154
Boks II.4
Oversigt over pesticidhandlingsplaner i Danmark, fortsat
I 2008 blev pesticidplanen evalueret, og konklusionen var, at på de to områder,
hvor der er opstillet klare mål for udviklingen (omfanget af sprøjtefri randzoner
og behandlingshyppigheden), var der ikke registreret nogen fremgang. Behandlingshyppigheden var endog steget betydeligt i perioden. På de øvrige områder
var der ikke konstateret nogen klar fremgang.
Grøn Vækst Plan (2009)
Det overordnede mål i planen var “en markant reduktion af pesticiders skadevirkninger på mennesker, dyr og natur”. Dette kom bl.a. til udtryk gennem mål for
behandlingshyppighed/belastningsomfang. På pesticidområdet indeholdt planen
en række indsatser, som bl.a. inkluderede:
 Belastningsomfanget reduceres til 1,4 svarende til en behandlingshyppighed på 1,7 inden udgangen af 2013 (målet blev ikke nået)
 Tilskyndelse til omlægning til økologisk jordbrug (fordobling af arealet inden 2020)
 Fremme af pesticidfri dyrkningsformer
 50.000 hektar sprøjte-, gødnings- og dyrkningsfrie randzoner langs vandløb
og søer (krav til randzoner er halveret til 25.000 ha)
 Pesticidafgiften ændres, så den afspejler pesticidernes risiko for miljøet
 Indberetning af jordbrugerens sprøjtejournaler
 Øget forskning i bl.a. integreret plantebeskyttelse og pesticiders skadevirkninger
Sprøjtemiddelstrategi 2013-15
Planens overordnede mål er at reducere belastningen fra sprøjtemidler med 40 pct.
ved udgangen af 2015 (i forhold til 2011). Målsætningen er baseret på pesticidbelastningsindikatoren. Endvidere nævnes det, at Sprøjtemiddelstrategien skal sikre,
at Danmark kan leve op til sin forpligtelse i forhold til EU’s rammedirektiv for
bæredygtig anvendelse af pesticider. Af andre indsatser kan nævnes:
 Omlægning af pesticidafgiften
 Mere skrap godkendelsesordning
 Alle jordbrug skal dyrkes efter principperne om integreret plantebeskyttelse, der sikrer forebyggelse gennem sædskifte, ændrede dyrkningsmetoder
og reducerede pesticiddoser
 Skærpet kontrol med ulovlig import og ulovlig anvendelse af pesticider
 “Varslingssystemet for udvaskning af pesticider til grundvand” skal styrkes
155
Mål om reduceret
pesticidforbrug
aldrig opnået
156
Det har generelt gennem perioden været hensigten at reducere landbrugets anvendelse af pesticider. Tidligere er dette
kommet til udtryk ved en målsætning om at reducere behandlingshyppigheden.13 I den første pesticidhandlingsplan
fra 1986 var målet, at behandlingshyppigheden skulle reduceres med 50 pct. til 1,3. Dette mål er dog aldrig blevet nået.
Med “Pesticidhandlingsplan II” fra 2000 blev der fastsat en
mindre ambitiøs målsætning om en reduktion til en behandlingshyppighed på 2,0 inden 2003. Dette mål var meget tæt
på at blive realiseret i 2002. Med “Pesticidplan 2004-2009”
fra 2003 blev målsætningen for behandlingshyppigheden
reduceret til 1,7, men siden 2002 er behandlingshyppigheden steget, jf. figur II.9. 14 Overordnet set må det konstateres, at tidligere mål om mindre brug af pesticider i landbruget ikke er blevet realiseret.
13)
Se beskrivelse af behandlingshyppigheden i afsnit II.2.
14)
Målsætningen for en behandlingshyppighed på 2,0 blev fastsat ud
fra, hvad det på daværende tidspunkt blev vurderet at være muligt
at reducere behandlingshyppigheden til uden væsentlige drifts- og
samfundsøkonomiske tab. Målet for en behandlingshyppighed på
1,7 blev fastsat efter en opdatering af beregningsforudsætningerne for behandlingshyppigheds-målet på 2,0, jf. f.eks. Rambøll
Management A/S (2008).
Fra behandlingshyppighed til
indikator for
pesticidbelastning
Fra 2012 er de anvendte pesticiders belastning af miljø og
sundhed blevet opgjort i form af en pesticidbelastningsindikator, jf. Miljøstyrelsen (2012). I modsætning til behandlingshyppigheden tager pesticidbelastningsindikatoren højde for, om der anvendes mere eller mindre miljø- og sundhedsbelastende pesticider og for ændringer i arealanvendelse. For eksempel vil omlægning af arealer til økologi reducere pesticidbelastningsindikatoren, men ikke behandlingshyppigheden.15 Pesticidbelastningen beregnes på baggrund
af følgende tre hovedindikatorer:



15)
Miljøadfærd: Pesticidernes nedbrydningstid i jord,
samt deres potentiale for at ophobes i fødekæder, og
for transport gennem jord til grundvandet
Miljøeffekt: Giftighed for dyr i marken og den omgivende natur
Sundhed: Den belastning, sprøjteføreren udsættes
for ved håndtering og udbringning af pesticiderne
(dvs. ikke sundhedsbelastning for befolkningen)
Pesticidbelastningsindikatoren beregnes ved at dividere den
samlede miljø- og sundhedsbelastning med størrelsen af det samlede konventionelt dyrkede landbrugsareal i referenceåret 2007.
Dermed giver pesticidbelastningsindikatoren et mål for det samlede resultat af såvel ændring i arealanvendelse (f.eks. omlægning
af arealer til økologi eller udtagning) og af ændret pesticidanvendelse. Modsvarende forholder behandlingshyppigheden sig udelukkende til det enkelte års konventionelt dyrkede areal, og tager
dermed ikke højde for ændringer i arealanvendelse.
157
Hamstringseffekt
Målsætningen for pesticidbelastningsindikatoren er fastsat i
“Sprøjtemiddelstrategi 2013-15” som en 40 pct. reduktion i
belastningen i 2015 set i forhold til 2011. Pesticidbelastningsindikatoren udviste en stor stigning i 2012 og 2013, jf.
figur II.9. Dette skyldes antageligt en hamstringseffekt som
følge af en varskoet ændring i pesticidafgiften midt i 2013
for de mest belastende pesticider. Behandlingshyppigheden
steg også meget i 2012, men med en mindre stigning end for
pesticidbelastningsindikatoren, hvilket understøtter antagelsen om en hamstringseffekt, hvor indkøbet af de mest belastende midler steg mest, som følge af en fremtidig høj afgift
på disse.16
Figur II.9
Indeks
5
4
Mål og udvikling i behandlingshyppighed og
pesticidbelastning
Pesticidbelastningsindikator (PBI)
PBI, mål
Behandlingshyppighed (BH)
BH, mål
3
9
.
1
0
.
2
2
0
Anm.:
Kilde:
16)
158
7
.
1
7
.
1
3
.
1
1
1985
1990
1995
2000
2005
2010
2015
Figuren viser udviklingen i behandlingshyppighed og pesticidbelastningsindikator samt målsætningerne for disse (19812013).
Miljøstyrelsen (2014) og egne beregninger.
Som supplement til de ovenfor nævnte indikatorer, der er baseret
på salgstal pr. kalenderår, opgøres (siden 2011) en forbrugsstatistik baseret på landbrugeres indberettede oplysninger om pesticidanvendelsen over høstsæsonen (de såkaldte sprøjtejournaler).
Hvis pesticidbelastningsindikatoren opgøres på baggrund sprøjtejournaler, udviser den et fald fra 2,97 i 2011 til 2,27 i 2013, og
ligger dermed 36 pct. lavere i 2013 end opgørelsen ud fra salgstal, jf. Miljøstyrelsen (2014).
Rigsrevisionen
kritiserer
forvaltning af
grundvandet
overfor pesticider
I 2011 kom Rigsrevisionen med en vurdering af Fødevareministeriets og Miljøministeriets forvaltning af grundvandssikringen overfor pesticider og benævnte den som værende
utilfredsstillende. Hovedkritikken fra Rigsrevisionen var, at
ministerierne ikke havde gennemført væsentlige nye initiativer, til trods for at der var udsigt til, at målet om at reducere pesticidforbruget ikke ville blive nået. Derudover kritiseredes forvaltningen for at have været mangelfuld, bl.a. med
hensyn til administration af godkendelsen af pesticider til
det danske marked (godkendelsesordningen), og kravet om
årligt at vurdere behovet for at ændre listen over pesticider,
som vandværkerne skal teste for, jf. boks II.5.
Vandrammedirektivet og
grundvand
Med EU’s vandrammedirektiv fra 2000 kom der bindende
mål for vandkvaliteten i overfladevand, grundvand og kystvande, som alle skal opnå det overordnede tilstandsmål om
“god tilstand”, jf. kapitel I om regulering af kvælstof i forhold til vandrammedirektivet. Vandrammedirektivets krav
om “god tilstand” betyder for grundvands vedkommende, at
vandindvinding på længere sigt ikke må overstige grundvandsdannelsen (kvantitativ tilstand), og at grundvandet
skal have en god kemisk tilstand. Med hensyn til kemisk
tilstand suppleres vandrammedirektivet af grundvandsdirektivet (2006), der fastsætter mere specifikke kriterier for
vurdering af grundvandets kemiske tilstand, herunder grænseværdier for indhold af forskellige forurenende stoffer i
grundog drikkevand (både menneskeskabte og naturlige).
På EU-niveau er der for pesticider i drikke- og grundvand
fastsat en grænseværdi på 0,1 μg/l for enkeltstoffer og på
0,5 μg/l for summen af pesticider, og for nitrat er grænseværdien fastsat til 50 mg nitrat/l.17 For at opnå målene i
vandrammedirektivet udarbejder staten vandplaner, hvor
vandplaner 2009-2015 er første generation, og vandområdeplaner 2015-2021 er anden generation af de danske vandplaner.
17)
Jævnfør afsnit II.2 er grænseværdien for pesticider politisk fastsat
ud fra den laveste koncentration, som det på det pågældende tidspunkt var muligt at måle, og er således ikke fastsat ud fra en
sundhedsmæssig vurdering. Til sammenligning er grænseværdien
for nitrat i grundvandet på 50 mg/liter baseret på en sundhedsfaglig vurdering.
159
Boks II.5
Rigsrevisionens kritik af forvaltningen af grundvandssikringen
Rigsrevisionens kritik er rettet mod Miljøministeriets og Fødevareministeriets
forvaltning og er kort opridset nedenfor, jf. Rigsrevisionen (2011):






Selv om der var udsigt til, at målet om at reducere pesticidforbruget i landbruget ikke ville blive nået, gennemførte de to ministerier ikke væsentlige
nye initiativer inden for planperioden (Pesticidplan 2004-2009)
Miljøministeriets administration af godkendelsen af pesticider til det danske marked har været mangelfuld. Forsinkelser på fornyet godkendelse af
pesticider har betydet, at ni stoffer, der har vist en risiko for nedsivning til
grundvandet har været på markedet på lempeligere vilkår i en periode på
mellem et halvt år til fem år
Miljøministeriet har ikke tilvejebragt et grundlag for udpegningen af særligt pesticidfølsomme områder
Miljøministeriet har ikke orienteret kommunerne om muligheden for at udstede påbud om ikke at anvende pesticider
Miljøministeriet har ikke efterlevet kravet om årligt at vurdere behovet for
at ændre listen over pesticider, der skal kontrolleres i drikkevandet
Der er ikke fulgt op i forhold til om vandværkerne efterlever kravene om
test af pesticider i boringskontrollen
Ministerierne har fulgt op på Rigsrevisionens kritik, og Rigsrevisionen har efterfølgende fundet opfølgningen tilfredsstillende. Dog vil Rigsrevisionen fortsat følge udviklingen for pesticidfølsomme arealer, jf. Rigsrevisionen (2012).
Indvinding må
ikke forhindre
målopfyldelse i
overfladevand
Vandrammedirektivets kvantitative tilstandsmål betyder, at
der kun må indvindes så meget vand, at påvirkningerne af
overfladevand og grundvandsafhængige økosystemer i vådområder mv. ikke hindrer opfyldelse af miljømålsætningerne i disse områder, jf. også beskrivelsen af “bæredygtig
udnyttelig grundvandsressource” i afsnit II.2. Der skal med
andre ord stadig være vand nok til, at vandløb og våd natur
ikke lider under indvindingen.
Undtagelsesbestemmelser i
vandrammedirektivet
Vandrammedirektivet indeholder undtagelsesbestemmelser,
der under bestemte forudsætninger giver medlemsstaterne
mulighed for at udskyde tidsfristen for målopfyldelse eller
fravige selve målopfyldelsen (mindre strenge miljømål).
Undtagelsesbestemmelsen med hensyn til forlængelse af
160
tidsfristen for målopfyldelse er i Danmark anvendt i forhold
til god tilstand af grundvand (forlænget til 2021). Undtagelsesbestemmelsen med hensyn til mindre strenge miljømål er
ikke anvendt i Danmark endnu, men bestemmelsen giver
mulighed for fravigelse, hvis opfyldelse af disse mål er
uopnåelig eller forbundet med uforholdsmæssigt store omkostninger, samt en række yderligere betingelser er opfyldt.
Drikkevandsforsyning har høj
prioritet
I retningslinjerne til vandplaner 2009-2015 fremgik det, at i
områder, hvor vandressourcen ikke er tilstrækkelig til at
tilgodese alle behov for vandindvinding og alle behov for
vand i vandløb, søer og vandafhængige naturtyper på landjorden, bør følgende prioritering følges, jf. Naturstyrelsen
(2012):
1. Befolkningens forsyning med drikkevand
2. Sikring af god tilstand for vandområder og tilknyttede økosystemer på landjorden
3. Øvrige behov for vand (f.eks. industri og vanding)
Halvdelen af
grundvandsforekomsterne
har god samlet
tilstand
I forbindelse med udarbejdelse af udkast til vandområdeplaner 2015-2021 er der foretaget en revideret afgrænsning
af grundvandsforekomster på baggrund af ny viden. Med
denne nye afgrænsning som grundlag er grundvandsforekomsternes kvantitative og kemiske tilstand nærmere beskrevet i udkastene til vandområdeplanerne for anden planperiode. Her vurderes den kemiske tilstand opgjort for de
402 danske grundvandsforekomster at være ringe for omkring 20 procents vedkommende, mens halvdelen er i god
tilstand og resten er ukendt, jf. tabel II.4.
Tabel II.4
Tilstandsvurdering af 402 grundvandsforekomster
Kemisk tilstand
Kvantitativ tilstand
Samlet tilstanda)
a)
Anm.:
Kilde:
God tilstand
Ringe tilstand
Ukendt tilstand
--------------------------- Pct. --------------------------50
19
31
99
1
0
49
20
31
“Samlet tilstand” angiver om miljømålet er opfyldt. Miljømålet for grundvand er “god tilstand”, og dette mål er nået, når både den kvantitative tilstand og den kemiske tilstand er god.
Der indgår sammenlagt 402 grundvandsforekomster i vandområdeplanerne.
Naturstyrelsen (2015).
161
Den kvantitative tilstand vurderes at være ringe i tre grundvandsforekomster (en pct. af grundvandsforekomsterne),
mens de resterende angives at være i god tilstand. 18 De tre
grundvandsforekomster i ringe tilstand er illustreret ved de
røde områder i figur II.3. Som det fremgår af figuren, er der
stor forskel på grundvandsforekomsternes størrelse. Grundvandsforekomsterne i ringe tilstand udgør i antal en pct. af
alle grundvandsforekomster i Danmark, men arealmæssigt
repræsenterer de en langt større andel. Fra den største af de
tre grundvandsforekomster i ringe tilstand indvindes ca. 18
pct. af den samlede indvinding på almene vandværker i
Danmark.
Indsatser
Indsatser overfor
pesticider i
grundvandet
De væsentligste indsatser overfor pesticidbelastningen af
grundvandet har været en godkendelsesordning for pesticider, pesticidafgift, arealtiltag (sprøjtefrie randzoner, dyrkningsfrie zoner omkring boringer (25m), økologisk dyrket
areal og skovrejsning), uddannelse og informationskampagner. Nedenfor beskrives disse tiltag kort.
Europæisk og
dansk
godkendelsesordning
EU’s Pesticidforordning bestemmer de overordnede regler
for godkendelse og anvendelse af pesticider i EU. Forordningen indebærer, at pesticider godkendes i to trin, hvor
første trin er den europæiske godkendelsesordning, og andet
trin er nationale godkendelsesordninger. Forordningen medfører, at medlemslandene på baggrund af særlige nationale
forhold kan have strengere krav til godkendelse af pesticider
end den europæiske godkendelsesordning. I den danske
godkendelsesordning godkendes kun pesticider, som ved
regelret brug vurderes ikke at medføre overskridelse af
18)
162
Grundvandets tilstand kan være enten ringe, god eller ukendt.
Ringe kemisk tilstand betyder, at grundvandet indeholder forurenende stoffer over grænseværdien. Ringe kvantitativ tilstand betyder, at grundvandsindvindingen overskrider den langsigtede
grundvandsdannelse og/eller påvirker tilstanden i vandløb, som
derved ikke kan opfylde miljømålene, jf. f.eks. Naturstyrelsen
(2014b). De tre grundvandsforekomster i ringe kvantitativ tilstand
er beliggende i hovedstadsområdet, Vestsjælland og Lolland.
Visse andre forekomster har en høj udnyttelsesprocent og risiko
for at påvirke vandløbstilstanden, selvom dette ikke betyder, at
deres tilstand vurderes som ringe, jf. figur II.3 og II.4 i afsnit II.2.
grænseværdien for grundvand. Derfor pålægges visse pesticider yderligere anvendelsesbegrænsninger i forhold til
producentens oprindelige retningslinjer for anvendelse, hvis
pesticiderne vurderes at medføre en risiko for grundvand
mv. Vurderingen bygger bl.a. på modelberegninger af stoffernes egenskaber. Danmark synes overordnet set at have en
mere restriktiv godkendelsesordning end flere af vores nabolande, jf. figur II.10 og Kjær og Juhl (2013).
Varslingssystemet
supplerer
godkendelsesordningen
Som supplement til godkendelsesordningens modelberegninger af stoffernes egenskaber testes visse af midlerne i
Danmark i det såkaldte Varslingssystem for Pesticider.
Varslingssystemet er et moniteringsprogram, der undersøger
udvaskning af pesticider anvendt i landbrug under reelle
markforhold.19 Formålet er at undersøge, om godkendte
pesticider eller deres nedbrydningsprodukter udvaskes til
grundvandet i koncentrationer over grænseværdien. Resultaterne danner supplerende grundlag for Miljøstyrelsens regulering af godkendte sprøjtemidler.20
19)
Varslingssystemet består af fem testmarker, der repræsenterer
forskellige landbrugsarealer i Danmark med hensyn til geologi,
jordbundsforhold, hydrologi og nedbør. Projektet blev vedtaget i
1998, og alle forsøgsmarker var i drift fra år 2000.
20)
I den seneste opgørelse fra Varslingssystemet blev 16 af i alt 50
testede stoffer ikke fundet udvasket, mens de resterende 34 stoffer blev udvasket i større eller mindre grad, jf. Brüsch mfl.
(2013). Om et udvasket stof giver anledning til, at Miljøstyrelsen
indfører anvendelsesbegrænsninger eller forbud, afhænger af udvaskningens hyppighed og koncentration.
163
Figur II.10 Antal godkendte aktivstoffer i udvalgte EUlande
Antal aktivstoffer
300
253
250
200
150
150
164
165
Finland
Sverige
263
270
Tyskland
UK
100
50
0
Anm.:
Kilde:
Pesticidafgifter
differentieret
efter deres
miljøbelastning
…
164
Danmark
Holland
Forskellen mellem landene i antal af godkendte aktivstoffer kan
udover forskellige krav i de nationale godkendelsesordninger
også skyldes forskelle i afgrøder og klimaforhold (forskellige
typer skadevoldere).
EU Pesticides database (opgjort pr. 15. januar 2015).
Den 1. juli 2013 trådte en lov om nye, differentierede afgifter for pesticider i kraft. Tidligere var afgiften pålagt pesticidernes detailværdi og var således hovedsageligt differentieret efter midlernes pris, jf. Skatteministeriet mfl. (2001).
Den nye differentierede afgift fra 2013 er i højere grad baseret på midlernes miljø- og sundhedsmæssige egenskaber ud
fra en tankegang om, at de mest miljø- og sundhedsbelastende sprøjtemidler bør pålægges den højeste afgift, mens
de mindst miljø- og sundhedsbelastende sprøjtemidler pålægges en relativt lavere afgift. Dette skal give jordbrugerne
et økonomisk incitament til at anvende de pesticider, der
belaster miljø og sundhed mindst. Den tidligere omtalte
pesticidbelastningsindikator og beregningsforudsætningerne
for denne (pesticidbelastningen) ligger til grund for fastsættelsen af afgiften. Som beskrevet beregnes pesticidbelastningen på baggrund af de tre hovedindikatorer: Miljøadfærd, miljøeffekt og sprøjteførerens sundhed.
… men ikke efter
faktiske skadesomkostninger
Man skal være opmærksom på, at ingen af de tre indikatorer
giver noget præcist økonomisk mål for de faktiske skadesomkostninger, der måtte opstå som følge af den konkrete
anvendelse af pesticider, jf. Miljøstyrelsen (2012). Endvidere har de tre hovedindikatorer lige stor vægt i udformningen
af afgiften, hvilket ikke nødvendigvis afspejler niveauet af
skadeseffekter. Pesticidafgiften repræsenterer således ikke
pesticidernes faktiske marginale eksterne omkostninger,
som formentlig også er vanskelige at opgøre. Det er derfor
uklart, om det overordnede niveau for afgifterne og forskelle mellem afgiften for forskellige pesticider er optimale. Da
der må antages at være en sammenhæng mellem pesticidernes giftighed (beregnet pesticidbelastning) og de faktiske
skadesomkostninger, er pesticidafgiften formentlig fastsat
på det bedst tilgængelige informationsgrundlag, der eksisterer i dag.
Ny pesticidafgift
skal reducere
belastningen med
40 pct.
Afgiften blev fastsat ud fra målet om en reduktion i belastningen med ca. 40 pct. i forhold til belastningen i 2011 svarende til, at den eksisterende pesticidafgift blev fordoblet, jf.
Skatteministeriet (2012). Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi udførte i det forberedende arbejde driftsøkonomiske konsekvensberegninger af afgifts-ændringen for gennemsnitlige bedriftstyper. Beregningerne viste, at meromkostningerne for de enkelte bedrifter ville være begrænsede,
hvis landmændene vælger de mindst belastende midler og i
øvrigt tilpasser produktionen efter de nye priser på pesticider, jf. Skatteministeriet (2012). Endvidere viste beregningerne, at afgiftsændringen ville medføre, at den samlede
belastning med de anvendte forudsætninger om prisfølsomhed ville falde med mere end 40 pct.
Merprovenu
tilbageført til
landbruget
Det blev skønnet, at afgiften ville indbringe et varigt merprovenu på 150 mio. kr. årligt i forhold til den tidligere
værdiafgift på pesticider, der i gennemsnit indbragte et provenu på ca. 500 mio. kr. om året. Merprovenuet fra omlægningen af pesticidafgiften bliver tilbageført ved en reduktion
i grundskylden på produktionsjord. Kompensationen indgik
derfor som en del af de jordskattelettelser på i alt 500 mio.
kr. om året, som fik virkning fra 2011. Afgiftsordningen
skal evalueres i 2017.
165
Afgifter på
ledningsført vand
skal tilskynde til
reduceret forbrug
Udover pesticidafgifter, som er rettet mod risikoen for forurening af grundvandet, er der afgifter på drikkevand (ledningsført vand), som har til formål at tilskynde borgere til at
spare på vandet og dermed reducere presset på grundvandsressourcen. Momsregistrerede virksomheder, der anvender
ledningsført vand, kan få godtgjort drikkevandsafgiften.
Ligeledes betales heller ikke afgifter af vand til markvanding, som landbrugerne selv indvinder. Det er således kun
vand til privat forbrug, der betales vandafgift af. Vandværker betaler dog også afgift af differencen mellem kundernes
forbrug og den oppumpede mængde, hvis differencen er
større end 10 pct., hvilket tilskynder vandværker til at undgå
vandspild i ledningsnettet. Afgiftssatsen på drikkevand er
for 2013-14 på godt 6 kr. pr. m3 vand og provenuet var på
ca. 1,6 mia. kr. i 2013.21 Den gennemsnitlige pris på drikkevand inkl. moms og afgifter var i 2012 på ca. 21 kr. pr. m3,
jf. også afsnit II.6.
Rådgivning og
information
Af andre mere generelle tiltag kan nævnes rådgivning og
informationskampagner om risici ved at bruge sprøjtemidler. Rådgivningen indbefatter for eksempel undervisning af
landmænd og deres rådgivere om at minimere brugen af
sprøjtemidler, om at vælge de mindst belastende midler og
om integreret plantebeskyttelse.
Arealtiltag og kortlægning
Arealtiltag
overfor
landbrugets
anvendelse af
pesticider
Forskellige generelle arealrelaterede tiltag er blevet anvendt
til at reducere risikoen ved pesticider. Det gælder for eksempel 25 meters zoner rundt om alle indvindingsboringer
til almene vandforsyninger, hvor der ikke må anvendes
pesticider, dyrkes eller gødes. Af andre tiltag kan nævnes
økologisk landbrug, skovrejsning og sprøjte-/dyrkningsfrie
randzoner, jf. blandt andet boks II.4. En del af tiltagene
anvendes dog som udgangspunkt også overfor anden forurening som f.eks. kvælstof og klimagasser.
21)
166
Afgiftssatsen er inklusiv det såkaldte drikkevandsbidrag (0,67 kr.
pr. m3), som skal finansiere den statslige grundvandskortlægning
og den kommunale indsatsplanlægning, jf. Skatteministeriet
(2015) og Skatteministeriet (2014).
Beskyttelse af
særligt følsomme
områder …
Der er en igangværende indsats med hensyn til beskyttelse
af grundvandet inden for de såkaldte områder med særlige
drikkevandsinteresser (OSD) og i indvindingsoplande til
almene vandforsyninger uden for OSD.22 OSD og indvindingsoplande blev påbegyndt kortlagt af amterne i 1999
med det formål at afgrænse følsomme indvindingsområder
og indsatsområder, hvor der er behov for en særlig indsats
til sikring af drikkevandsinteresserne. Efterfølgende har
staten (Naturstyrelsen) siden 2007 videreført kortlægningen,
som forventes afsluttet i 2015. Den statslige grundvandskortlægning er finansieret via det såkaldte drikkevandsbidrag på 0,67 kr. pr. m3 (svarende til ca. 185 mio. kr. om
året), som tillægges vandafgiften frem til 2018.
… tager
udgangspunkt i
en kortlægning
I statens kortlægning udpeges følsomme indvindingsområder som en delmængde af OSD og indvindingsoplande.
Følsomme indvindingsområder er områder, der er særlig
sårbare over for en eller flere typer af forurening (det kan
f.eks. være pesticid- og/eller nitratfølsomme indvindingsområder). Inden for de følsomme indvindingsområder udpeges indsatsområder overfor drikkevandsressourcer, hvor
en særlig indsats til beskyttelse af vandressourcerne er nødvendig til sikring af drikkevandsinteresserne. I indsatsområder er det efterfølgende kommunerne, der skal udarbejde
indsatsplaner, som indeholder foranstaltninger, der skal
gennemføres overfor forureningskilder i indsatsområdet.23
Indsatsplanernes foranstaltninger kan gennemføres ved
frivillige aftaler eller ved påbud om forskellige arealrestriktioner.
Manglende
udpegning af
pesticidfølsomme
indvindingsområder
Som en følge af den ovenfor beskrevne kortlægning er omkring 15 pct. af det danske areal udpeget som nitratfølsomme indvindingsområder, og i en del af disse områder er der
udpeget indsatsområder. For pesticidfølsomme indvindingsområder er der ikke som for nitrat blevet færdigudviklet et koncept for udpegning af områderne, hvilket bl.a. har
22)
Arealet af OSD og indvindingsoplande udgør ca. 40 pct. af Danmarks areal.
23)
Kommunerne har også mulighed for at lave indsatsplaner udenfor
de af staten kortlagte områder (dog skal kommunen selv afholde
udgifterne til kortlægning af indsatsområderne).
167
affødt kritik af Miljøministeriet fra Rigsrevisionen, jf. boks
II.5. I den statslige kortlægning er der således ikke på nuværende tidspunkt udpeget pesticidfølsomme indvindingsområder og dermed heller ikke indsatsområder. Naturstyrelsen
skal ved bekendtgørelse fra februar 2015 udpege pesticidfølsomme sandjorder. I en analyse, der har opgjort metoder
til at udpege pesticidfølsomme sandjorder, er disse sandjorder opdelt i “særligt følsomme” og “potentielt følsomme”
sandjorder, som vurderes at udgøre hhv. 2 pct. (20.000 ha)
og 4 pct. (godt 40.000 ha) af dyrkede sandjorder i Danmark,
jf. Iversen mfl. (2012).24 Tilsvarende metodik som for udpegning af pesticidfølsomme sandjorder er ikke mulig for
lerjorder, hvor grundvandets sårbarhed over for udvaskning
af pesticider er en funktion af andre forhold end for sand,
som er vanskeligere at opgøre (f.eks. sprækker, planterødder
mm.).
Boringsnære
beskyttelsesområder …
Udover de ovennævnte muligheder for regulering i indsatsområder kan kommunerne etablere såkaldte boringsnære
beskyttelsesområder (BNBO) omkring indvindingsboringer,
jf. miljøbeskyttelsesloven. BNBO udpeges på baggrund af,
at der omkring indvindingsboringer kan opstå en form for
tragteffekt, hvor for eksempel pesticider, der spredes på
overfladen rundt om en boring, kan blive suget ned mod det
grundvand, der pumpes op i boringen. BNBO varierer meget i størrelse afhængigt af geologiske forhold og afhængigt
af, hvor meget vand der indvindes. Således er de mindste
BNBO under 1 ha, men der er også store BNBO på over
100 ha. Den gennemsnitlige størrelse af et BNBO er ca. tre
ha. Det skønnes, at BNBO for alle indvindingsboringer til
almene vandforsyninger vil omfatte 10.000 – 20.000 ha, jf.
bl.a. Teknologirådet (2011).
… giver mulighed
for forbud mod
anvendelse af
pesticider
Cirka en tredjedel af kommunerne i Danmark har fået tilskud til arbejdet med at udpege BNBO og har dermed udpeget disse områder. Som for indsatsområderne kan der i
BNBO gives påbud eller nedlægges forbud, f.eks. overfor
anvendelse af pesticider i landbruget. Ejeren af det areal,
der udlægges som BNBO kan søge erstatning, hvis han eller
hun lider tab som følge af restriktionerne.
24)
168
Sandjorder udgør knap halvdelen af de danske landbrugsjorder.
Kommuner er
grundvandsmyndighed
Kommunerne er grundvandsmyndighed og kan udarbejde
indsatsplaner for grundvandsbeskyttelse. Det er også kommunerne, som har kompetence til at udpege boringsnære
beskyttelsesområder. Kommunerne forvalter endvidere
udstedelse af vandindvindingstilladelser til f.eks. vandværker og markvanding. I Danmark spiller vandforsyningerne
også en rolle i grundvandsbeskyttelsen, og kan efter vandforsyningsloven vedtage indsatsplaner. Flere vandforsyninger har f.eks. medvirket til skovrejsning i sårbare indvindingsområder og indgået frivillige aftaler med landmændene om pesticidfri dyrkning i sårbare indvindingsområder.
Finansiering af
den kommunale
indsats
Finansiering af de kommunale indsatser kan ske enten af
kommunen eller vandforsyningsselskaberne. Udgangspunktet i lovgivningen er, at omkostningerne afholdes af kommunen som myndighed. Kommunen kan dog beslutte, at en
erstatning skal afholdes af et vandforsyningsselskab, hvis
dette har fordel af restriktionerne.
50 mio. kr. til
beskyttelse af
grundvand
Grundvandsbeskyttelse kan ifølge Vandsektorloven finansieres over vandprisen, og dermed kan vandforsyningsselskabers udgifter til grundvandsbeskyttelse indregnes i vandprisen som tillæg til prisloftet.25 Kompensationer til grundejere for pålagte restriktioner kan således brugerfinansieres,
i det omfang konkrete vandforsyningsselskaber har fordel af
det. Ellers skal omkostningerne afholdes af kommunen, jf.
Naturstyrelsen (2013). Konkurrence- og Forbrugerstyrelsen
har godkendt tillæg til prisloftet i 2015 for kommunernes
budgetterede driftsomkostninger til grundvandsbeskyttelse
på godt 51 mio. kr., jf. Konkurrence og Forbrugerstyrelsen
(2014).
Rensning af
drikkevand i
Danmark
Kommunen kan ifølge bekendtgørelse om vandindvinding
og vandforsyning give vandværker tilladelse til videregående vandbehandling (rensning), hvis det ikke er tilstrækkeligt
med en normal behandling af drikkevandet. Vandværket
25)
Et prisloft er den samlede indtægtsramme af de forskellige indtægter selskabet må have i prisloftsåret. Prisloftet fastsættes og
tildeles af Forsyningssekretariatet under Konkurrence- og Forbrugerstyrelsen.
169
skal give en teknisk, økonomisk og miljømæssig begrundelse for, at valget af vandbehandling er den bedste løsning.
Overordnet set er hovedprincippet, at grundvandet skal beskyttes, så der ikke opstår forurening. Det gælder også for
de områder, hvor videregående vandbehandling tillades, jf.
Miljøministeriet (2010). I de tilfælde, hvor der er tale om
menneskeskabte forureninger, er praksis, at tilladelsen gives
midlertidigt (op til fem år), mens tilladelsen oftest er længerevarende eller permanent ved geologisk betingede forureninger, jf. også Cowi (2012a).
En pct. af det
samlede
drikkevand
renses for
pesticider
Videregående vandbehandling er aktuelt ved forskellige
forureninger som bl.a. aggressiv kuldioxid, jern, arsen, pesticider og bakterier. Behandlingerne kan for eksempel være
anvendelse af forskellige slags filtre, tilsætning af kemikalier eller desinfektion af vandet med UV-lys. I 2012 var der
således 74 vandforsyningsanlæg med tilladelse til at foretage videregående vandbehandling, jf. Cowi (2012a).26 Den
behandlede vandmængde på disse anlæg udgjorde godt 50
mio. m3 svarende til lidt over 10 pct. af den samlede vandindvinding fra almene vandværker i Danmark. Der renses
hovedsageligt for naturligt forekommende stoffer og mikrobiologiske forureninger. Fem vandværker havde i 2012
tilladelse til at rense for pesticider svarende til, at knap en
pct. af den samlede drikkevandsindvinding renses for pesticider.27
II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag
til beskyttelse af grundog drikkevand
Analyse af
arealtiltag
170
Der anvendes i Danmark en række forskellige virkemidler
til at begrænse belastningen med pesticider. Virkemidler
som pesticidafgifter og forbud mod farlige pesticider sigter
mod at mindske belastningen generelt. Andre tiltag fokuse26)
Der er ca. 2.500 almene vandforsyninger i Danmark.
27)
Tilladelserne er generelt givet til rensning for BAM, som er et
nedbrydningsprodukt af ukrudtsmidlet dichlobenil, som blev forbudt i 1996. BAM er det hyppigst fundne pesticid i grundvand.
II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grundog drikkevand
rer på at undgå pesticider på bestemte særligt følsomme
arealer. I dette afsnit præsenteres en analyse af omkostningerne ved forskellige arealtiltag.
Baggrund
Boringsnære
beskyttelsesområder
Der er i de senere år kommet øget fokus på arealtiltag, som
virkemiddel til at beskytte grundog drikkevand. For eksempel har kommunerne fået mulighed for at udpege såkaldte boringsnære beskyttelsesområder (BNBO), hvor brug
af pesticider vurderes at udgøre en særlig risiko. Når områderne er udpeget, skal kommunerne udarbejde indsatsplaner
med en vurdering af behov for tiltag. Tiltag kan være forbud, men ofte bliver der indgået aftaler med landmændene
om, at de ikke sprøjter på de relevante arealer mod at modtage en kompensation. Det er frivilligt for kommunerne, om
de vil udpege BNBO. Omkring en tredjedel af kommunerne
har eller er i gang med at udpege BNBO, jf. afsnit II.4. Det
har været foreslået at gøre udpegningen af BNBO obligatorisk, og Natur- og Landbrugskommissionen anbefalede at
styrke kortlægningen af BNBO og øvrige pesticidfølsomme
områder, jf. Natur- og Landbrugskommissionen (2013).
Skovrejsning og
økologi beskytter
drikke- og
grundvand
Der er også nationale målsætninger om, at der skal være
mere økologisk landbrugsdrift og rejses mere skov i Danmark. Disse målsætninger er bl.a. motiveret ud fra et ønske
om at mindske brugen af pesticider og beskytte grundog
drikkevand. Skovrejsning og økologisk landbrugsdrift kan
således også betragtes som arealtiltag til at beskytte grundog drikkevand.
Tidligere analyse
peger på
arealtiltag
En tidligere analyse fra Det Økonomiske Råds formandskab
fandt, at målrettede arealtiltag (sprøjtefrie randzoner omkring vandboringer og skel) var et mere hensigtsmæssigt
virkemiddel ud fra en samfundsøkonomisk betragtning end
en øget pesticidafgift, som ikke tager højde for, at der er
geografiske forskelle i miljøbelastningen, jf. Det
Økonomiske Råd (2004). I analysen indgik miljøgevinster
som beskyttelse af grundog drikkevand samt en indikator
for påvirkningen af biodiversiteten. Pågældende analyse
sammenlignede imidlertid ikke fordele og ulemper ved for-
171
skellige typer af arealtiltag. Det er til gengæld i fokus i dette
afsnit.
Tilgang
I afsnittet foretages en sammenligning af de samfundsøkonomiske omkostninger ved følgende arealtiltag:




Skovrejsning28 (med offentlig adgang)
Etablering af åbne naturområder (med offentlig adgang)
Økologisk landbrug
Sprøjtefri landbrugsdrift
Sammenligning
med konventionel
landbrugsdrift
Udgangspunktet for sammenligningen er, at tiltaget sker på
arealer, hvor der er almindelig konventionel landbrugsdrift.
Sammenligningen viser således den samfundsøkonomiske
omkostning set i forhold til almindelig landbrugsdrift.
Sammenligning
af omkostninger
og sidegevinster
Analysen af arealspecifikke tiltag har karakter af en omkostningseffektivitetsanalyse, dvs. en analyse af hvilket af
de medtagne arealtiltag, der er det billigste. Det antages, at
arealtiltagene giver den samme grad af beskyttelse af grundog drikkevand, men selve gevinsten ved at sikre grundog
drikkevand mod risikoen fra pesticider indgår ikke i analysen.29 Til gengæld indgår værdien af en række positive afledte effekter ved tiltagene i beregningen, som en negativ
omkostning (sidegevinst). Konkret indgår i opgørelsen værdien af rekreative gevinster ved nye rekreative områder med
offentlig adgang, mindsket udledning af drivhusgas og
mindsket udvaskning af kvælstof og ammoniakfordampning.
172
28)
Det er i beregningerne antaget, at skovrejsning også indeholder
åbne naturområder på en fjerdedel af arealet.
29)
Der er usikkerhed om, hvor høj risikoen er ved at bruge (tilladte)
pesticider. I princippet burde der kun være meget lille risiko for
forurening af grundvand ved tilladte pesticider, når de anvendes
på en korrekt måde. Der er dog eksempler på, at typer af pesticider, som man ud fra modelbaserede analyser mente kunne bruges
uden risiko, alligevel er havnet i grundvandet. Derudover er der
også en risiko for, at pesticider ikke anvendes korrekt, eller at der
sker uheld. Da det er svært at opgøre risikoen, er det også svært at
opgøre gevinsten ved at afbøde denne risiko.
Åbne naturområder og
rekreative
muligheder
Etablering af åbne naturområder med offentlig adgang kan
ses som en variant af tiltaget med skovrejsning. I begge
tilfælde etableres nye naturområder, men der vil typisk være
forskelle i omkostningen ved at etablere disse områder.
Etablering af åben natur adskiller sig fra de mindre vidtgående tiltag som braklægning eller ekstensiv landbrugsdrift,
idet etablering af ny åben natur her er antaget at medføre
offentlig adgang til arealet.
Nogle tiltag
beskytter
også mod
nitratforurening
I nogle områder af Danmark udgør nitratforurening af
grundvandet også en risiko. Skovrejsning og etablering af
åbne naturområder vil også reducere risikoen for nitratforurening. Disse to tiltag giver således en ekstra beskyttelse af
grundog drikkevand i forhold til de andre tiltag. Økologisk
dyrkning giver i et vist omfang også mindre risiko for nitratforurening af grundvandet, da der anvendes mindre kvælstof
end ved konventionel landbrugsdrift.
50 case-områder
Omkostningseffektivitetsanalysen udføres for 50 forskellige
“case-områder” rundt omkring i Danmark, hvor der er en
forøget risiko for forurening af grund- eller drikkevand ved
at bruge pesticider. Case-områderne består dels af BNBO
og dels af områder på særligt pesticidfølsomme sandjorde.
Beliggenheden af case-områderne er vist i figur II.11.
Udpegning af
case-områder
Det er så vidt muligt forsøgt at udpege case-områder, som
ligger i forskellige dele af Danmark, men det har ikke altid
været muligt. Således er der relativt få case-områder på
Sjælland, og disse ligger tæt på hovedstadsområdet. Denne
skævhed afspejler bl.a., at der ikke foreligger en samlet
national udpegning af alle BNBO og alle andre pesticidfølsomme arealer i Danmark, hvilket har lagt en begrænsning
på udvælgelsen af case-områder. Udpegningen af områder
er nærmere beskrevet i boks II.6.
Beregning skal
undersøge
geografiske
forskelle
Formålet med at opgøre omkostningen ved forskellige tiltag
i forskellige områder er at undersøge betydningen af geografiske forskelle i de samfundsøkonomiske omkostninger
og sidegevinster, mens det ikke har været et hovedsigte at
give anbefalinger til hvilke tiltag, der skal laves i et helt
konkret område. Der kan således være særlige lokale for-
173
hold eller allerede eksisterende arealtiltag på dele af arealet
i case-områderne, som har betydning for, hvad der helt konkret er mest hensigtsmæssigt.
174
Figur II.11 Geografisk placering af case-områder
Anm.:
Kilde:
Markeringerne på kortet er større end de faktiske case-områder. Derfor ser det ud som om, at
områderne overlapper hinanden, men alle case-områder er geografisk adskilte.
Egen udvælgelse af områder ud fra oplysninger leveret af en række kommuner og Iversen
mfl. (2012).
175
Boks II.6
Udvælgelse af case-områder
De 50 case-områder ligger på arealer, hvor pesticider udgør en særlig risiko for
grundvand og i områder op til (større) drikkevandsboringer, hvor pesticider også
kan udgøre en øget risiko. Der er lagt vægt på at udpege områder, som hovedsagelig består af landbrugsjord og som ikke overlapper med eksisterende større naturområder. De fleste af case-områderne er på 40 til 100 ha. Der er ikke udført analyser for mindre områder, fordi den anvendte model til beregning af brugsværdien
af ny natur med offentlig adgang ikke er velegnet til at opgøre værdien på mindre
arealer. Det ville derfor medføre større usikkerhed at sammenligne mindre arealer.
Der er primært anvendt områder bestående af/beliggende på:
 Boringsnære beskyttelsesområder (BNBO) udpeget i nogle kommuner
 Særlig pesticidfølsomme sandjorde
Boringsnære beskyttelsesområder er områder, som kommunerne kan udpege på
baggrund af retningslinjer udarbejdet af Naturstyrelsen. Omkring en tredjedel af
kommunerne har udpeget (eller er i gang med udpegning af) BNBO. Der er indhentet oplysninger om placeringen af de udpegede BNBO ved direkte kontakt til
de relevante kommuner. Det har dog ikke været muligt at få oplysninger fra alle
de pågældende kommuner, f.eks. fordi nogle kommuner ikke havde afsluttet udpegningen af områderne på tidspunktet for dataindsamlingen. I nogle kommuner
er der udelukkende relativt små BNBO (bl.a. i kommuner med sandjorde). Derfor
var det ikke muligt at medtage et BNBO for alle de kommuner, som leverede oplysninger om placeringen af deres BNBO.
Med hensyn til pesticidfølsomme sandjorde er udvalgt et antal case-områder på
arealer, som i Iversen mfl. (2012) karakteriseres som “særligt pesticidfølsomme”.
Der er som nævnt i afsnit II.4 ikke en metode til national udpegning af pesticidfølsomme arealer på lerjorde, jf. Gravesen mfl. (2014). Derfor har det ikke været
muligt at udpege case-områder på lerjorde (ud over de BNBO som ligger på lerjorde).
De 50 case-områder har tilsammen et areal på knap 4.000 ha, svarende til ca. 0,1
pct. af Danmarks samlede areal. Det skønnes, at BNBO på landsplan udgør ca.
10-20.000 ha, mens de særlig pesticidfølsomme sandjorde udgør ca. 20.000 ha,
dvs. tilsammen ca. 30-40.000 ha.
176
Opgørelse af omkostninger og sidegevinster
I det følgende beskrives omkostningerne ved de forskellige
tiltag. Overordnet opgøres omkostningerne som den samlede ændring i jordrenten ved at ændre produktionsform eller
tage jord ud af landbrugsdrift til andet formål (skov og natur). Værdien af en række positive afledte effekter ved tiltaget indgår som sidegevinster i beregningerne. Konkret indgår i opgørelsen værdien af rekreative gevinster ved nye
rekreative områder med offentlig adgang, mindsket udledning af drivhusgas og mindsket udvaskning af kvælstof.
Tiltag giver
lavere indtjening
i landbruget
I opgørelsen af omkostninger ved de forskellige arealtiltag
indgår mistet indtjening i landbruget ved ikke at måtte bruge pesticider, ved at skulle producere økologisk eller ved
slet ikke at have landbrugsproduktion, fordi der skal rejses
skov eller etableres nye åbne naturområder med offentlig
adgang.
Økonomisk
model for
landbruget
Opgørelsen af den ændrede indtjening ved pesticidfri dyrkning og økologisk drift er baseret på analyser med ESMERALDA, som er en økonomisk model for landbrugssektoren. Disse analyser er foretaget af Jørgen Dejgård Jensen,
Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi, København
Universitet. Mistet indtjening ved udtagning af landbrugsjord til skovrejsning og åben natur er baseret på en opgørelse af gennemsnitlige årlige forpagtningsafgifter på landbrugsjord, jf. boks II.7.
Udgangspunkt
for analyser
Udgangspunktet for analyserne er, at arealtiltagene skal
foregå på relativt små case-områder, men at beliggenheden
af disse case-områder ikke er sammenfaldende med en enkelt bedrift. Et case-område kan således bestå af arealer,
som udgør en del af en bedrift (eller flere bedrifter). I beregningerne med ESMERALDA er det konkret antaget, at
pesticidfri dyrkning kun skal implementeres på halvdelen af
en bedrifts areal.
177
Boks II.7
Beregning af tab af indtjening i landbruget ved arealtiltagene
Opgørelsen af tab af indtjening i landbruget ved pesticidfri dyrkning og økologisk
landbrug er baseret på analyser foretaget med ESMERALDA-modellen af Jørgen
Dejgård Jensen, Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi, Københavns Universitet, jf. Jensen (2014). Som mål for indtjeningstabet er anvendt beregnet fald i jordrenten. Jordrenten er aflønning af produktionsfaktoren jord. Denne opgøres som restindkomsten efter aflønning af alle øvrige produktionsfaktorer inklusive landmandens
egen arbejdskraft og forrentning af kapitalapparat (ud over jorden). På baggrund af
ESMERALDA beregnes således tab i jordrente for pesticidfri dyrkning og økologi.
Som indikator for tab af jordrente ved helt at ophøre med landbrugsproduktion er anvendt gennemsnitlige forpagtningsafgifter.
Modelgrundlag
ESMERALDA er en partiel ligevægtsmodel for den danske landbrugssektor. Modellen beskriver landbrugets produktion, anvendelse af forskellige produktionsfaktorer
(f.eks. arbejdskraft, maskiner, jord, gødning og pesticider), arealanvendelse og husdyrhold, samt hvordan disse variable påvirkes af ændringer i priser eller restriktioner
på anvendelsen af faktorer, som f.eks. anvendelsen af pesticider og arealanvendelsen.
Modellen er bygget op om bedrifter opdelt i 15 overordnede bedriftstyper (f.eks. stor
konventionel plantebedrift på sandjord, stor økologisk plantebedrift på sandjord, lille
konventionel svinebedrift, lille økologisk svinebedrift osv.). I disse bedriftstyper kan
indgå forskellige kombinationer af i alt 37 produktionsgrene/afgrøder (f.eks. vårbyg,
hvede, spisekartofler, græs, malkekøer, slagtekalve osv.). Således er der indenfor hver
af bedriftstyperne mulighed for at substituere mellem forskellige afgrøder.
Modellens parametre er estimeret ud fra paneldata på bedriftsniveau eller baseret på
jordbrugsvidenskabelig forskning (gælder f.eks. effekten af ændringer i brugen af
gødning og pesticider). Strukturelle og økonomiske data for de 15 bedriftstyper er baseret på oplysninger om ca. 2.000 bedrifter fra Danmarks Statistiks Regnskabsstatistik
for Jordbrug 2011. Omkostningerne ved tiltagene på kommuneniveau er estimeret på
basis af sammensætningen af bedriftstyper på kommuneniveau i Danmarks Statistiks
Landbrugstælling fra 2010 og mere detaljeret opdelte data om bedriftstyper på regionsniveau fra 2011.
Pesticidfri dyrkning og økologi
I beregningen af jordrentetabet er det antaget, at en bedrift ikke skifter bedriftstype
som resultat af tiltaget (bortset fra når tiltaget er økologisk jordbrug). Opgørelsen af
jordrentetabet har endvidere karakter af en statisk komparativ analyse, og tilpasningsomkostninger indgår således ikke. Når en bedrift ikke “må” skifte bedriftstype i analysen, kan det potentielt medføre, at tab af indtjening overvurderes. At tilpasningsomkostninger ikke indgår, vil til gengæld lede til en undervurdering af tab af indtjening.
Dette gælder formentlig især for overgang til økologisk drift for nogle bedriftstyper.
178
Boks II.7
Beregning af tab af indtjening i landbruget ved arealtiltagene, fortsat
Subsidier indgår ikke i opgørelsen af jordrentetab, men i den senere opgørelse i afsnittet er beregnet omkostninger ved tiltag både med og uden subsidier fra EU. De beregnede gennemsnitlige årlige jordrentetab pr. ha er beskrevet i tabel A. For pesticidfri
dyrkning er regnet på to scenarier, hvor det antages at hhv. 10 pct. og 50 pct. af en
bedrifts areal skal dyrkes pesticidfrit. Det fremgår, at omkostningen pr. berørt ha er
højere, når det er en stor andel af bedriftens areal, hvor der ikke må bruges pesticider.
Tabel A
Tab af jordrente ved pesticidfri og økologisk dyrkning
Pesticidfri
Pesticidfri
Økologi
10 pct. af bedrifts areal
50 pct. af bedrifts areal
------------------------------ Kr. pr. ha pr. år ---------------------------220
450
1.200
Kilde: Jensen (2014).
I de videre beregninger af omkostningerne ved pesticidfri dyrkning er anvendt jordrentetabet på 450 kr. pr. ha pr. år, svarende til at der ikke må bruge pesticider på halvdelen af en bedrifts areal. Dette beløb er lavere end andre opgørelser af jordrentetabet
ved pesticidfri dyrkning. Dette kan dog afspejle, at andre opgørelser har set på pesticidfri dyrkning på hele en bedrifts areal, hvilket giver den enkelte landmand mindre
fleksibilitet i forhold til allokering af forskellige afgrøder. Det beregnede jordrentetab
ved økologisk drift er i samme størrelsesorden som de gennemsnitlige årlige subsidier
til økologisk drift, jf. Jensen (2014). Ovenstående jordrentetab er gennemsnit for hele
landet. I opgørelsen af jordrentetab på kommuneniveau er jordrentetabet ved pesticidfri dyrkning generelt lavere på Sjælland og især på Østsjælland. Dette afspejler, at der
på Østsjælland er relativt mange mindre deltidslandbrug, hvor indtjeningen generelt
er lavere sammenlignet med større heltidslandbrug.
Udtagning af landbrugsjord til skov og natur
Jordrentetabet ved at undlade landbrugsdrift, så der i stedet kan rejses skov eller etableres åbne naturområder, er ikke opgjort på baggrund af ESMERALDA-beregninger.
Det skyldes, at en empirisk opgørelse af jordrenten på baggrund af regnskabsdata
(som i ESMERALDA) ikke er uproblematisk, jf. beskrivelsen i Jensen (2014). Som
mål for jordrenten på landbrugsjord (uden bygninger) er i stedet anvendt de gennemsnitlige årlige forpagtningsafgifter (fratrukket hektar støtte fra EU). Disse er på ca.
1.600 kr. pr. ha pr. år på landsplan, jf. Jensen (2014). Forpagtningsafgiften varierer
mellem 900 og 3.000 kr. pr. ha for forskellige regioner. De gennemsnitlige forpagtningsafgifter er opgjort ud fra Danmarks Statistiks regnskabsstatistik for landbruget
fra 2013.
179
Tiltag på del af
bedrift billigere
pr. ha end tiltag
på hele bedriften
Det har betydning for omkostningen pr. ha, at tiltaget kun
berører en del af en bedrifts areal. Hvis en landmand skal
undlade at sprøjte på halvdelen af sit dyrkede areal (i stedet
for hele arealet), giver det ham i en vis udstrækning mulighed for at placere afgrøder, som ikke er så afhængige af
pesticider, på de pesticidfri arealer, mens afgrøder, som i
højere grad afhænger af pesticider, kan placeres på de arealer, hvor der fortsat godt må bruges pesticider. Det må således forventes, at være billigere pr. ha ikke at skulle bruge
pesticider på en del af en bedrifts areal end på hele arealet.
Analyser af
økologisk drift
Ved opgørelse af omkostningen ved økologisk drift er det
antaget, at det er hele bedriftens areal, som skal dyrkes økologisk og ikke kun en andel af bedriften. Dette skyldes, at
det er svært at forestille sig en bedrift, som er “blandet” med
halvt økologisk og halvt konventionel landbrugsdrift. De
opgjorte ændringer i indtjeningen er pr. ha af omlagt areal.
Beregningen af opgørelsen af indtjeningstabet i landbruget
ved pesticidfri dyrkning og økologisk jordbrug er nærmere
beskrevet i boks II.7.
Omkostning ved
ikke at dyrke
jorden
Ved skovrejsning og etablering af åbne naturområder vil der
være et samfundsøkonomisk tab i forbindelse med ophør af
landbrugsproduktionen. Dette tab kan opgøres på forskellige måder. En måde er ud fra prisen på jord, som afspejler
det forventede fremtidige afkast af jorden (jordrenten). En
anden måde er ud fra beregninger af indtjeningen ved landbrugsdrift. En tredje måde er baseret på de årlige forpagtningsafgifter, som må forventes at afspejle jordrenten ved
landbrugsdrift.
180
Jordrente ikke
baseret på
jordprisen
Principielt set er prisen på jord den bedste metode til at
opgøre den samfundsøkonomiske værdi af jorden, da den
må ventes at afspejle den forventede fremtidige gevinst ved
jorden ved alle fremtidige anvendelser af jorden. En opgørelse af jordrenten baseret på jordprisen er dog ikke uden
opgørelsesmæssige udfordringer, fordi der i prisen for salg
af landbrugsejendomme også indgår bolig og bygninger
mv., og fordi der indgår den kapitaliserede værdi af forventede fremtidige landbrugssubsidier fra EU.30
Forpagtningsafgift på 1.600 kr.
pr. ha
Det er derfor valgt at basere opgørelsen af indtjeningstabet
ved ikke at dyrke jorden på data for de årlige forpagtningsafgifter. Den gennemsnitlige årlige forpagtningsafgift efter
korrektion for hektar-baseret støtte fra EU er på ca. 1.600
kr. pr. ha, jf. Jensen (2014). De gennemsnitlige årlige forpagtningsafgifter varierer fra ca. 900 til 3.000 kr. pr. ha for
de forskellige regioner, jf. boks II.7.
Sammenligning
af forskellige
opgørelser af
jordrenten
De årlige forpagtningsafgifter ligger overordnet i samme
størrelsesorden som opgørelser af jordrenten ud fra ejendomspriser og ud fra indtjening ved landbrugsdrift. Således
er det i Bjørner mfl. (2014) søgt at opgøre en jordrente ud
fra priser på landbrugsejendomme. Her findes en gennemsnitlig jordrente på 1.000 kr. pr. ha ved en diskonteringsrate
på 3 pct.. Jordrenten varierer fra ca. 400 til 2.000 kr. pr. ha
mellem forskellige landsdele. Anvendes i stedet en diskonteringsrate på 5 pct. fås jordrenter mellem 2.000 til 4.900 kr.
pr. ha. Til sammenligning præsenterer Dubgaard mfl.
(2013) opgørelser af indtjening ved landbrugsdrift svarende
til jordrenten på mellem 900 og 4.000 kr. pr. ha afhængig af
jordtype.
30)
For at opgøre den “rene” jordpris er det således nødvendigt at
trække værdien af boliger og bygninger fra den samlede ejendomspris. Da der kan være forskel på den regnskabsmæssige
værdi og den faktiske værdi af boliger og bygningskapitel giver
dette usikkerhed i opgørelsen. I jordprisen vil også indgå den kapitaliserede værdi af forventede fremtidige subsidier fra EU i
ejendomspriserne. For at trække denne værdi fra er det nødvendigt at kende aktørernes forventninger til den fremtidige EUstøtte. Endelig vil omregning til en årlig jordrente afhænge af
valget af diskonteringsrate.
181
Udgifter til
skovrejsning og
åbne naturområder
Ud over tab af jordrente ved landbrugsdriften vil der i forbindelse med skovrejsning og etablering af åbne naturområder med offentlig adgang være omkostninger til selve skovrejsningen og til pleje af arealerne. Udgifterne til skovrejsning vil i et vist omfang blive modregnet af, at der er driftsindtægter ved skovdriften. Ved skovrejsning går der imidlertid mange år, før der kommer driftsindtægter, og nutidsværdien af disse driftsindtægter er relativ beskeden. Opgørelsen af omkostningen ved skovrejsning er baseret på
Dubgaard mfl. (2013) og Damgaard mfl. (2001), mens omkostningerne ved pleje af åbne naturområder er baseret på
Dubgaard mfl. (2012).31 Det bemærkes, at der ikke indgår
etableringsomkostninger vedrørende etablering af åbne
naturområder.32 Arealændringer kan også have betydning
for indkomsten ved at drive jagt på arealet. Ændringer i
jagtlejen ved arealændringer er baseret på Lundhede mfl.
(2010).
Sidegevinster
Positive
sideeffekter
Der er en række positive sideeffekter ved nogle af arealtiltagene i form af mindre drivhusgaseffekt, mindsket udledning af kvælstof til vandmiljøet mv. Derudover vil skovrejsning og etablering af åbne naturområder (med offentlig
adgang) give øgede rekreative muligheder. Værdien af disse
sideeffekter indgår i sammenligningen af de forskellige
arealtiltag.
Opgørelse af
værdien af
sideeffekter
Opgørelsen af den rekreative gevinst er grundlæggende
baseret på et egentligt værdisætningsstudie ud fra den såkaldte rejseomkostningstilgang, som blev udviklet forbindelse med analyser præsenteret i De Økonomiske Råd
(2014). Til sammenligning er værdien af mindsket udledning af drivhusgas og mindsket udvaskning af kvælstof
baseret på opgørelser af reduktionsomkostningen ved at nå
182
31)
Omkostningerne ved skovrejsning er ikke helt identiske med de
omkostninger, der kan findes i Dubgaard mfl. (2013), fordi der
her er lavet en genberegning med en diskonteringsrate på 3 pct.
Dubgård mfl. anvender en diskonteringsrate på 4 pct.
32)
Den opgjorte omkostning for nye naturområder har dermed karakter af et underkantskøn.
politisk fastlagte målsætninger for udledningen af CO2 og
reduktioner i kvælstofbelastningen af vandmiljøet.
Geografiske
forskelle i
sideeffekter
I opgørelsen af gevinsterne tages højde for, at der er betydelig geografisk variation i især den rekreative værdi af nye
naturområder og også i et vist omfang i reduktionsomkostningen for udledningen af kvælstof. Sidstnævnte varierer
mellem forskellige dele af Danmark, fordi der er geografiske forskelle i behovet for at reducere kvælstof for at nå
målene i vandrammedirektivet, jf. kapitel I. Opgørelsen af
værdien af sideeffekter er nærmere beskrevet i boks II.8.
183
Boks II.8
Opgørelse af sideeffekter ved tiltag
I opgørelsen indgår sidegevinster i form af øgede rekreative muligheder i forbindelse med skovrejsning og etablering af nye åbne naturområder med offentlig adgang, CO2-binding og mindsket udledning af drivhusgasser, mindsket kvælstofudvaskning og mindsket ammoniakfordampning.
Opgørelse af den rekreative brugsværdi af hvert område
Den årlige rekreative brugsværdi af hvert af case-områderne beregnes ved hjælp
af en (multiple-site) rejseomkostningsmodel udviklet af DØRS i samarbejde med
Mette Termansen, Institut for Miljøvidenskab, Aarhus Universitet, jf. De
Økonomiske Råd (2014) og Bjørner mfl. (2014). I forbindelse med den konkrete
analyse i herværende kapitel har Toke Emil Panduro, Institut for Fødevare- og
Ressourceøkonomi bistået med beregninger af transportafstande mellem hvert case-område og alle nærliggende beboede områder i nærheden af hvert caseområde.
Rejseomkostningsmodellen bruges til at beregne den forventede rekreative værdi
af nye naturområder, som i modellen afhænger af (især) nærhed til potentielle
brugere (befolkningstæthed), hvorvidt der er andre rekreative områder i nærheden
(substitution) og endelig karakteristika ved de forskellige områder (indikatorer for
kvalitet af områderne). Ved opgørelse af den rekreative brugsværdi opgøres værdien af hvert område betinget af den eksisterende mængde og lokalisering af allerede eksisterende naturområder, dvs. at den beregnede rekreative værdi kan opfattes som den marginale værdi af et yderligere rekreativt område. Ved opgørelse af
værdien tages der højde for, at etablering af det nye naturområde isoleret set kan
mindske brugsværdien af andre nærliggende områder.
Den anvendte rejseomkostningsmodel beregner i første omgang den “endelige”
brugsværdi, når skoven eller det åbne naturområde fremstår lige så udviklet som
eksisterende skove og åbne naturområder. I praksis må det forventes, at den rekreative værdi er væsentlig lavere lige efter etablering af området, og at den endelige rekreative værdi først realiserer sig efter en årrække. Erfaringer fra statslige
skovrejsningsprojekter peger i retning af, at der ret hurtigt kommer nogle besøgende, når der plantes skov på tidligere landbrugsjord, fordi adgangsforholdene
ændres, idet det ikke er tilladt at færdes på dyrkede landbrugsarealer. Konkret er
det i beregningerne antaget, at brugsværdien lige efter plantning af skoven udgør
30 pct. af den endelige brugsværdi, og at den endelige brugsværdi ved skovrejsning først nås efter 50 år. I den mellemliggende periode antages stigningen i
brugsværdi at være aftagende over tid, dvs. at brugsværdien stiger mest i de første
år. Med de givne antagelser svarer den tilbagediskonterede annuiserede årlige
brugsværdi til 82 pct. af den endelige brugsværdi.
184
Boks II.8
Opgørelse af sideeffekter ved tiltag, fortsat
Der er betydelig geografisk variation i de beregnede årlige (annuiserede) brugsværdier. Værdien af skovrejsning i de 50 områder varierer fra under 1.000 til ca.
35.000 kr. pr. ha pr. år. For åbne naturområder fås lidt lavere rekreative brugsværdier. Det antages, at den endelige brugsværdi for åbne naturområder opnås
efter 20 år. For et givet område er den årlige (annuiserede) brugsværdi af et åbent
naturområde beregnet til at være 7 pct. lavere end for skov.
CO2-binding og mindsket udledning af drivhusgasser
Skovrejsning på landbrugsjord reducerer udledningen af drivhusgasser dels ved at
lagre kulstof i ved- og rodmassen og dels indirekte ved, at udledningen af drivhusgas i forbindelse med dyrkning af jorden elimineres. Ved etablering af åbne
naturområder på landbrugsjord er der også en reduktion i drivhusgasudledningen,
men denne er mindre. Der er også en mindre reduktion i udledningen af drivhusgasser ved økologisk jordbrug, mens der ikke antages at være nogen effekt ved
overgang til pesticidfri dyrkning, jf. Dubgaard mfl. (2013), Vesterdal (2014) og
Jensen mfl. (2014b). CO2-reduktionen ved tiltagene er uden for kvotesektoren.
For at opgøre værdien af CO2-reduktionerne er anvendt en marginal reduktionsomkostning for ikke-kvotesektoren på ca. 450 kr. pr. ton CO2 (opgjort i forbrugerpriser), som er baseret på beregninger i De Økonomiske Råd (2009).a)
Kvælstofudledning og ammoniak
Ved ophør af landbrugsdrift er der en positiv miljøeffekt i form af reduceret kvælstofudvaskning til vandmiljøet og mindre ammoniakfordampning. Ved omlægning til økologisk drift er der også en lidt mindre udvaskning af kvælstof sammenlignet med konventionelt landbrug, jf. Jensen mfl. (2014b). Det fremgår af
kapitel I, at der er betydelig geografisk variation afhængig af vandopland i behovet for at mindske udledningen af kvælstof, hvis målene i vandrammedirektivet
skal nås. Da de marginale reduktionsomkostninger må ventes at stige med den
ønskede reduktion kan de marginale reduktionsomkostninger forventes at variere
mellem vandoplande. På baggrund af Jacobsen (2014) er beregnet gennemsnitslige reduktionsomkostninger ved yderligere reduktion af kvælstof, som afspejler de
forskellige reduktionsbehov i de 23 vandoplande, som det på daværende tidspunkt
vurderedes for nødvendige for at opfylde vandrammedirektivet. Disse marginale
reduktionsomkostninger varierer mellem 0-85 kr. pr. kg. N (i rodzonen). Ophør af
landbrugsproduktionen giver en reduktion i ammoniakfordampning. Der er anvendt en omkostning på ammoniakfordampning på 41 kr. pr. kg ammoniakkvælstof, jf. Dubgaard mfl. (2013). En nærmere beskrivelse af opgørelsen af værdien af sideeffekter er tilgængelig i et dokumentationsnotat.
a)
Selvom kvoteprisen kan synes høj, ville en markant lavere kvotepris ikke medføre den store
forskel i resultater. Bemærk at kvoteprisen i kapitel I er opgjort i faktorpriser og derfor lavere.
185
Resultater
Resultater af analysen er sammenfattet i tabel II.5, som
viser de samfundsøkonomiske omkostninger af de forskellige tiltag målt som gennemsnit af den årlige omkostning pr.
ha for alle case-områderne.
Tabel II.5
Samfundsøkonomiske omkostninger ved arealtiltag opgjort som gennemsnitsværdier for de 50 områder
Gennemsnit for alle 50 områder
Åben
Pesti- Økologi
natur
cidfri
----- Kr. pr. ha pr. år (2013-priser) ----Omkostning ved tabt landbrugsproduktion -2.400a)
-2.400
-600
-1.700
Omkostning ved etablering af skov og
-1.600
-1.400
0
0
åben natur
Ændret jagtleje
200
100
0
0
Omkostninger i alt
-3.800
-3.700
-600
-1.700
Drivhusgasreduktion
2.500
900
0
300
Kvælstofreduktion
1.300
1.300
0
700
Rekreative gevinster
11.200 10.400
0
0
Sideeffekter i alt
15.000 12.600
0
1.000
Samlet værdi i alt (ekskl. EU-tilskud)
11.200
8.900
-600
-700
b)
Ændringer i EU-tilskud
-500
-1.900
0
700
Samlet værdi i alt (inkl. EU-tilskud)
10.700
7.000
-600
0
a)
b)
Anm.:
Kilde:
186
Skov
Nutidsværdi af driftsindtægter indgår i beløbet.
Ændring i EU-tilskud ved skovrejsning er ved privat skovrejsning. Ved statslig skovrejsning
vil der være større reduktion i det årlige tilskud på 1.100 kr. pr. ha pr. år.
Værdierne i tabellen er de gennemsnitlige værdier for alle 50 case-områder. Faktorpriser er
omregnet til forbrugerpriser med den af Finansministeriet hertil anbefalede nettoafgiftsfaktor
på 1,325.
Egne beregninger.
Forskel i forhold
til konventionel
landbrugsdrift
De beskrevne omkostninger og sideeffekter skal tolkes som
forskellen i forhold til konventionel landbrugsdrift i området. Således viser den første linje den gennemsnitlige samfundsøkonomiske omkostning (jordrentetab) i landbruget
ved at skulle dyrke sprøjtefrit, økologisk eller at nedlægge
produktion, så der i stedet kan rejses skov eller etableres
åbne naturområder med offentlig adgang. Den næste linje
viser omkostningerne i forbindelse med skovrejsning og
vedligeholdelsesomkostninger for åbne naturområder.
Skovrejsning og åbne naturområder vil give nogle forbedrede jagtmuligheder som kan give en øget jagtleje. Den forøgede jagtleje er dog relativ beskeden.
Høj omkostning
ved skove og åbne
naturområder …
Det fremgår af tabellen, at omkostningerne ved skovrejsning og etablering af nye åbne naturområder – inden inddragelse af sideeffekter – er betydeligt større end omkostningerne ved pesticidfri dyrkning og økologisk landbrugsdrift. Umiddelbart tilsiger dette, at pesticidfri eller økologisk landbrugsproduktion er de billigste tiltag til at undgå
pesticider i case-områderne.
… men endnu
højere sidegevinster
De højere omkostninger ved skovrejsning og åbne naturområder bliver imidlertid mere end udlignet af, at der er betydelige positive sidegevinster ved disse tiltag i form af rekreative gevinster og mindsket udledning af drivhusgasser og
kvælstof mv. Tages der højde for disse effekter, er skovrejsning efterfulgt af etablering af åbne naturområder (med
offentlig adgang) det bedste tiltag.
Omkostning
bliver til gevinst
De positive sideeffekter ved skovrejsning og etablering af
åben natur er generelt væsentlig højere end de samfundsøkonomiske omkostninger. Isoleret set betyder dette, at
fjernelsen af pesticidrisikoen for grundog drikkevand i de
pågældende områder ikke koster samfundet noget, men
tværtimod genererer en gevinst for samfundet.
EU-støtte især til
landbrugsdrift af
jorden
Der gives årlig støtte til landbrugsjord fra EU (grundbetaling). Ved de pågældende arealtiltag påvirkes støtten fra
EU. Ved økologisk drift stiger støtten fra EU, da denne type
landbrugsproduktion opnår øget støtte delvis finansieret af
EU. Hvis der etables natur på landbrugsjord (skov eller åbne
naturområder), således at landbrugsdrift ikke er den primæ-
187
re aktivitet på arealet, vil den årlige støtte bortfalde. Der er
dog (delvist) EU-finansieret støtte til skovrejsning, som
betyder, at tab af EU-tilskud ikke er lige så højt ved skovrejsning som ved etablering af åbne naturområder (med
offentlig adgang).
EU-støtte
udligner tab ved
økologisk
dyrkning
Det fremgår af tabellens nederste rækker, at indregning af
tab af tilskud gør skovrejsning og etablering af åbne naturområder lidt mindre attraktive. Samlet set er der dog stadig
en betydelig samfundsøkonomisk gevinst ved at etablere ny
natur sammenlignet med pesticidfri dyrkning eller økologisk jordbrug. Indregnes tilskud fra EU leder det også til, at
der ikke er nogen samfundsøkonomisk omkostning ved at
dyrke økologisk sammenlignet med konventionel landbrugsproduktion. Omkostningen ved økologisk produktion
har dog karakter af underkantskøn, da der ikke indgår direkte udgifter til omlægning til økologisk produktion, jf. boks
II.7.
EU-støtte ændrer
ikke på resultatet
I tilskuddene er kun medregnet den del, som er finansieret
af EU. For nogle tilskud er der også en dansk medfinansiering, men disse er ikke medtaget i sammenligningen, da de
ud fra en dansk synsvinkel alene er udtryk for en intern
omfordeling. Indregning af EU-tilskud i analysen ændrer
ikke væsentlig på, at skovrejsning og åbne naturområder
oftest er de mest hensigtsmæssige arealtiltag. Tab af EUtilskud (grundbetaling) vil dog reducere gevinsten ved disse
tiltag en smule, mens arealtiltag med fortsat landbrugsproduktion (og dermed grundbetaling) ikke påvirkes.
Giver EU-støtte
den rette
anvendelse af
jorden?
Grundlæggende afspejler dette, at EU-tilskud til opretholdelse af landbrugsproduktion giver en forvridning i arealanvendelsen. Ideelt set burde tilskuddet være højest til den
type arealanvendelse, som genererer de højeste ikkemarkedsomsatte goder. Dette er ikke tilfældet i dag, hvor
der i stedet gives et tilskud til produktion, som genererer
negative eksterne effekter.
EU-støtte giver
mindre natur
Overordnet set vil den generelle støtte til landbrugsmæssig
drift slå ud i højere priser på landbrugsjord, som gør, at
prisen på ny natur og rekreative områder bliver kunstig høj.
jf. De Økonomiske Råd (2010). Der har været argumenteret
188
for, at EU’s støtte til landbrugsmæssig drift af jorden bidrager til en negativ miljøpåvirkning, fordi det bidrager til, at
der dyrkes for meget jord, hvilket giver afledt forurening af
vandmiljø og klima, jf. f.eks. Bragadóttir mfl. (2014) og
Konjunkturinstitutet (2014).
Geografiske
forskelle i gevinst
ved skov
Ses der på de enkelte områder er det i alle 50 case-områder
skov, der er mest fordelagtigt efterfulgt af enten åben natur
(42 områder) eller økologisk produktion (8 områder). De
otte områder med økologi ligger i Midt-, Vest- og Sønderjylland, dvs. relativt tyndt befolkede områder.
Høj værdi af skov
i tæt befolkede
områder
Der er væsentlig forskel i den samfundsøkonomiske værdi
pr. ha af skovrejsningen, som varierer fra 1.400 til 33.000
kr. pr. ha. Denne variation afspejler primært de geografiske
forskelle i rekreativ gevinst ved skovrejsning. Det er især i
nærheden af tætbefolkede områder, at der fås de højeste
gevinster ved skovrejsning i case-områderne, dvs. i nærheden af hovedstadsområdet og tæt på Århus, Odense og Aalborg. De laveste gevinster findes ved skovrejsning i caseområder, som ligger i tyndtbefolkede områder, jf. figur
II.12.
Også knaphed på
vand i tæt
befolkede
områder
Det forekommer vigtigst at forebygge mod forurening af
drikke- og grundvand, der hvor vandressourcen er knappest.
Der er høj grad af sammenfald mellem de områder, hvor der
er den højeste gevinst ved at rejse skov for at beskytte
grundog drikkevand og de områder, hvor der er størst forbrug af vand i forhold til den bæredygtige ressource, jf.
afsnit II.2.
Tidligere analyse
når andet resultat
Der er tidligere lavet en lignende analyse til vurdering af de
samfundsøkonomiske omkostninger ved beskyttelse af
drikkevandet ved arealtiltagene skovrejsning og braklægning, jf. Schou (2003). Braklægning kan ses som en ekstensivering af landbrugsdriften, der ikke giver anledning til
rekreative brugsværdier. Konklusionen på denne analyse
var, at der var en større samfundsøkonomisk omkostning
ved skovrejsning end ved braklægning, dvs. den modsatte
konklusion sammenlignet med analysen præsenteret i dette
afsnit.
189
Skyldes væsentlig
lavere
sideeffekter
Forskellen skyldes især, at værdien af medtagne sideeffekter
ved skovrejsning i Schou (2003) var meget mindre sammenlignet med analysen præsenteret her. Forskellen skyldes
bl.a., at der blev anvendt en væsentlig lavere skyggepris på
CO2, og at den opgjorte rekreative værdi af skovrejsningen
var meget lav. Den lave rekreative værdi afspejler i et vist
omfang, at de analyserede arealtiltag var i Bjerringbro og
Hvorslev kommuner, dvs. relativt tyndtbefolkede områder,
hvor den rekreative værdi af ny natur generelt er lav.33
33)
190
Den rekreative gevinst i Schou (2003) var baseret på en husprisanalyse, der kun medtager gevinster for personer, som bor meget
tæt på skovrejsningsområderne. Dette tilsiger, at der er tale om et
underkantskøn for den rekreative værdi.
Figur II.12 Værdi af skovrejsning i case-områder
Anm.:
Kilde:
Figuren viser niveauer af den samfundsøkonomiske værdi inklusive sideeffekter. “Laveste
fjerdedel” er 1. kvartil, svarende til 1.400-4.200 kr. pr. ha pr. år. “Højeste fjerdedel” er 4.
kvartil, svarende til 17.000-33.000 kr. pr. ha pr. år.
Egne beregninger.
191
Følsomhedsanalyser
Er resultaterne
robuste?
De ovenfor præsenterede samfundsøkonomiske omkostninger og sidegevinster er behæftet med usikkerhed. Der er
derfor lavet en række følsomhedsanalyser for at vurdere
robustheden af resultaterne.
Størst usikkerhed
om sideeffekter
Der er formentlig større usikkerhed om størrelsen af sideeffekterne end om størrelsen af omkostninger for landbruget
ved de forskellige tiltag. Derfor er der lagt vægt på følsomhedsanalyser af sideeffekterne. Der er dog også lavet en
følsomhedsanalyse med højere omkostningstab ved overgang til økologisk produktion, dels fordi tilpasningsomkostningen ved overgang til økologi ikke er medtaget, dels fordi
det kan være nødvendigt at lave økologisk produktion på
arealer, som strækker sig ud over de forskellige caseområder.
Der er gennemført følgende følsomhedsanalyser:





Rekreative gevinster halveres
Alle sidegevinster halveres (dvs. også værdien af
reduktionen i drivhusgas og kvælstofudledning)
Rekreative gevinster reduceres til en fjerdedel
Jordrentetab ved økologi fordobles
Diskonteringsrate på 2 hhv. 4 pct.
Fokus på
rekreativ værdi
De opgjorte rekreative værdier udgør hovedparten af sideeffekterne. Der er forhold, som taler for, at de opgjorte rekreative værdier er overvurderet, men der er også forhold, som
taler for at værdierne er undervurderede. Dette beskrives
kort nedenfor, men en grundigere diskussion findes i De
Økonomiske Råd (2014).
Overkantskøn?
Der er to forhold, som tilsiger, at de beregnede rekreative
værdier kan være overvurderede. For det første har der været argumenteret for, at personer i sådanne typer af undersøgelser overvurderer antallet af ture, de foretager til rekreative områder. Hvis der er en sådan overvurdering vil det slå
ud i en for høj beregnet rekreativ brugsværdi. For det andet
indgår i den anvendte rejseomkostningsmodel ikke små
rekreative områder. Det vil også kunne betyde, at de opgjor-
192
te værdier kan være overvurderede, fordi modellen “overser” nogle substitutionsmuligheder for at foretage rekreation.
Underkantskøn?
Omvendt er der også forhold, som tilsiger, at de rekreative
værdier er undervurderede ud fra rejseomkostningsmetoden.
Således må det forventes, at personer, som er glade for natur
i højere grad bosætter sig tæt på naturområder, hvilket kan
lede til en undervurdering af brugsværdien ud fra rejseomkostningstilgangen. Der kan således være rekreative værdier, som kapitaliseres i huspriserne, men som ikke i fuldt
omfang indgår i de værdier, som måles ud fra rejseomkostningsmetoden. Derudover medtager rejseomkostningsmodellen kun brugsværdier, men der kan også være såkaldte
eksistensværdier knyttet til natur.34
Resultater for et
gennemsnitsområde og hvert
enkelt område
Resultatet af følsomhedsanalyserne er sammenfattet i tabel
II.6 og sammenlignet med resultaterne fra basisanalysen
beskrevet i tabel II.5. Følsomhedsanalyserne beskriver dels
den
gennemsnitlige
samfundsøkonomiske
omkostning/gevinst (inklusive ændringer i EU-tilskud) for alle 50
case-områder, og dels fordelingen af “førstepladser” og
“andenpladser” målt i forhold til hvilket tiltag, som er mest
fordelagtigt. Således fremgår det, at skovrejsning er det
mest fordelagtige tiltag i alle 50 case-områder, mens åben
natur og økologisk landbrug er det næstmest fordelagtige
virkemiddel i henholdsvis 42 og 8 case-områder.
Skovrejsning
typisk det bedste
tiltag
Det fremgår af følsomhedsanalyserne, at skovrejsning for
gennemsnitsområdet altid har den højeste samfundsøkonomiske værdi selv med meget markante reduktioner i rekreativ gevinst og andre sideeffekter. I disse scenarier er der dog
enkelte områder, hvor økologisk landbrug bliver det foretrukne tiltag i stedet for skov. Det er f.eks. tilfældet i 8 caseområder, hvis alle sideeffekter halveres. Disse 8 områder
34)
Selv om der også kan argumenteres for højere rekreative gevinster eller andre positive sidegevinster ved ny natur, er der alene
lavet følsomhedsanalyser med lavere sidegevinster. Dette skyldes, at øgede positive sidegevinster ikke vil ændre på hovedkonklusionen om, at ny natur (skov eller åbne naturområder) er de
bedste tiltag.
193
ligger alle i Vestjylland, hvor værdien af skovrejsning er
relativ lav, jf. figur II.12.
Pesticidfri
dyrkning ligger
generelt lavt
Det fremgår også af de sidste søjler i tabel II.6, at det generelt er åben natur, som har den næsthøjeste værdi af de forskellige tiltag. Pesticidfri dyrkning kommer til gengæld
aldrig ind på en førsteplads og kun i få tilfælde ind på en
andenplads.
Diskonteringsrate
har beskeden
betydning i disse
analyser
Der er også foretaget følsomhedsanalyser med højere og
lavere diskonteringsrente. Diskonteringsrenten har betydning for omkostningen ved skovrejsning samt størrelsen af
den rekreative gevinst og nutidsværdien af CO2-reduktioner
ved skovrejsning og nye åbne naturområder, jf. boks II.8.
Ændring af diskonteringsrate har dog kun beskeden betydning for den samlede værdi af tiltagene.
Ekstra gevinster
ved skov og åben
natur
Samlet set er skovrejsning efterfuldt af etablering af åbne
naturområder de foretrukne tiltag. Følsomhedsanalyserne
viser, at der skal være endog meget store ændringer i beregningsforudsætningerne for, at der rokkes ved denne konklusion. Derudover er det formentlig især ved skovrejsning og
etablering af nye åbne naturområder, at der er de største
yderligere sidegevinster ud over dem, som indgår i beregningen. Det er f.eks. i forhold til biodiversitet og ved yderligere beskyttelse af drikke- og grundvand over for nitratforurening.
Analysen ikke
lavet for små
områder
Analysen er lavet for store BNBO. Der er også mange små
BNBO. For små BNBO er det ikke sikkert, at der kan etableres nye naturområder (skov eller åben natur), som giver en
rekreativ gevinst. For små BNBO kan pesticidfri dyrkning i
højere grad være et hensigtsmæssigt instrument.
194
Anm.:
Kilde:
Natur
Skov
De angivne værdier er inklusive ændringer i EU-tilskud.
Egne beregninger.
Basisscenarie
Rekreativ værdi, 50 pct. ned
Alle sideeffekter, 50 pct. ned
Rekreativ værdi, 75 pct. ned
Økologi, jordrente 100 pct. op
Diskonteringsrate, 4 pct.
Diskonteringsrate, 2 pct.
Økologi
Pesticidfri
--------------- Kr. pr. ha --------------10.700
7.000
-600
0
5.100
1.800
-600
0
3.200
700
-600
-600
2.300
-800
-600
0
10.700
7.000
-600 -1.700
9.900
6.800
-600
0
11.500
7.200
-600
-100
Økologi
Pesticidfri
Natur
Skov
Antal områder
50 0 0 0
46 0 0 4
42 0 0 8
43 0 0 7
50 0 0 0
50 0 0 0
50 0 0 0
Antal områder
0 42 0 8
4 28 0 18
3 23 8 16
3 16 7 24
0 45 5 0
0 42 0 8
0 42 0 8
Skov
Områder fordelt på bedste
og næstbedste tiltag
Bedste tiltag
Næstbedste tiltag
Natur
Samfundsøkonomisk
værdi af tiltag
Pesticidfri
Følsomhedsanalyser
Økologi
Tabel II.6
195
Hvad gør kommunerne?
Kommunerne har
bolden
Det er kommunerne, som skal udarbejde indsatsplaner og
tage beslutning om valg af indsatser i deres BNBO, men
kommunerne kan samarbejde med vandselskaber og Naturstyrelsen om f.eks. skovrejsning. Det er også kommunerne,
som skal udarbejde indsatsplaner, når/hvis staten får udpeget pesticidfølsomme områder på ler- og sandjord, jf. afsnit
II.4.
BNBO kan styrke
forebyggende
indsats
Som allerede beskrevet er det ikke alle kommuner, som har
valgt at udpege BNBO, og de kommuner, som har foretaget
en udpegning, har gjort det i 2013 og 2014. Formentlig vil
mange kommuner anvende de udpegede BNBO forebyggende forvaltningsmæssigt, således at der ikke tillades potentielle punktkilder inden for BNBO.
Focus på
pesticidfri
dyrkning i stedet
for mere natur?
De kommuner, der har udpeget BNBO, har ofte fået ekstern
hjælp til udpegningen og opgørelse af omkostninger ved
tiltag til beskyttelse i de respektive områder. Resultaterne er
dokumenteret i baggrundsrapporter, hvor der ofte er set på
omkostninger ved mindre pesticidintensiv landbrugsdrift
(inklusive pesticidfri dyrkning), jf. f.eks. Rambøll (2014a),
Rambøll (2014b) og Aarhus Kommune (2013). Baggrundsrapporterne er ikke nødvendigvis udtryk for de endelige
beslutninger i de berørte kommuner, men de kan afspejle
hvilket fokus, der er i de lokale beslutningsprocesser. Selvom der mangler konkret viden om, hvad kommunerne vil
gøre i praksis, er det på baggrund af de nævnte rapporter
indtrykket, at der i høj grad kan være fokus på pesticidfri
landbrugsdrift eller landbrugsdrift med reduceret brug af
pesticider.
Risiko for at
kommunerne
træffer forkerte
valg
Der synes således at være en risiko for, at kommunerne er
på vej til at vælge tiltag, som har en samfundsmæssig omkostning (mindre pesticidintensiv dyrkning) i stedet for
tiltag, som genererer en samfundsøkonomisk gevinst ud
over beskyttelsen af drikkevand. Mindre pesticidintensiv
dyrkning er det tiltag, som er billigst for kommunerne at
gennemføre, hvis der kun skal ses på direkte omkostninger
ved tiltag i form af kompensation til de respektive landmænd. Etablering af ny natur (skov eller åben natur) har
196
som nævnt store sidegevinster i form af mindre forurening
og rekreative gevinster mv. Disse sidegevinster ligger helt
eller delvist uden for de enkelte kommuner. Jævnfør afsnit
II.3 giver dette en risiko for, at de ikke i tilstrækkeligt omfang indgår i den lokale beslutningsproces.
Sammenfatning og diskussion
Gevinst ved
beskyttelse af
grundog
drikkevand
Analysen viser, at skovrejsning og etablering af åbne naturområder med offentlig adgang ud fra en samfundsøkonomisk betragtning er de bedste tiltag til beskyttelse af grundog drikkevand på følsomme arealer. Der er så store positive
sidegevinster i form af øgede rekreative muligheder samt
mindsket udledning af drivhusgas og kvælstof til vandmiljøet, at dette overskygger omkostningerne ved disse tiltag.
Således giver disse tiltag en samfundsøkonomisk gevinst ud
over beskyttelsen af grundog drikkevand. En række følsomhedsanalyser tyder på, at dette er et meget robust resultat.
Størst gevinst ved
at beskytte vand i
områder, hvor
der er knaphed
Der er geografisk variation i gevinsten ved at rejse skov.
Således er gevinsten størst tæt på hovedstadsområdet og tæt
på andre større byer. Det er også her, hvor der er størst behov for at beskytte grundog drikkevand, fordi der kun er
lidt grundvand i forhold til forbruget.
EU-tilskud
fremmer ikke den
bedste anvendelse
af jorden
Det fremgår også af analysen, at der vil være et tab af tilskud fra EU ved at rejse skov eller etablere åbne naturområder på landbrugsjord. EU-tilskud giver således ud fra en
samfundsøkonomisk betragtning et incitament til, at for
meget areal bruges til landbrugsdrift. Dermed vil der komme for lidt natur og for meget udledning af drivhusgas og
kvælstof til vandmiljøet.
Risiko for at
vælge forkerte
tiltag
Det er kommunerne, som skal tage beslutning om valg af
indsatser i pesticidfølsomme BNBO. Mange kommuner har
ikke udpeget disse BNBO eller har først foretaget udpegningen for nylig. Der mangler derfor konkret viden om
hvilke tiltag, som kommunerne vil vælge. Der er dog indikationer på, at kommunerne har fokus på pesticidfri dyrkning, som også er det umiddelbart billigste tiltag, i stedet for
etablering af ny skov eller åbne naturområder. Der er såle-
197
Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015
des risiko for, at kommunerne er ved at træffe beslutninger,
som er uhensigtsmæssige ud fra en bredere samfundsøkonomisk betragtning. Det skal dog understreges, at mange
BNBO er ret små, og for små områder er det ikke oplagt, at
der kan etables skov eller åbne naturområder, som giver en
rekreativ gevinst.
Forvaltning af
grundvand
Forvaltning af
grundvand
I mange lande er der mangel på vand, som begrænser landbrugsproduktionen og gør det svært at skaffe rent drikkevand. Regulering og beskyttelse af vandressourcen er derfor
vigtig både af hensyn til at opnå en effektiv landbrugsproduktion og af fordelingsmæssige årsager, fordi adgang til
drikkevand er et afgørende livsvilkår. Fra naturens side er
Danmark begunstiget med en stor mængde nedbør og
grundvand, og regulering af vandressourcerne i Danmark er
måske ikke helt så væsentlig som i lande, hvor der er stor
mangel på vand. Det er dog stadig vigtigt at vurdere, om vi i
Danmark forvalter grundvandsressourcen på en hensigtsmæssig måde. Dette belyses i dette afsnit, som indeholder
en diskussion af, om rensning af forurenet vand er hensigtsmæssig. Afsnittet bygger videre på afsnit II.2 og afsnit
II.4.
Beskatning og regulering af vandforbrug i Danmark
Afgift på
vandforbrug
198
Der har i en årrække været en afgift på ledningsført vand for
husholdninger. Afgiften er på knap 6 kr. pr. m3 og indbringer et provenu på ca. 1,6 mia. kr. Derudover betales fra
2012-17 et øremærket bidrag til drikkevandsbeskyttelse på
0,67 kr. pr. m3, som finansierer den statslige grundvandskortlægning. Endelig betales også over vandprisen omkostninger ved afledning af spildevand, som udgør over halvdelen af forbrugernes samlede gennemsnitslige vandpris på ca.
62 kr. pr. m3, jf. tabel II.7.
Tabel II.7
Vandprisens sammensætning i 2013
Vandværkets andel
Moms (drikkevand)
Afgifter (drikkevand)
I alt drikkevand
Spildevandsselskabets andel
Moms (spildevand)
Afgifter (spildevand)
I alt spildevand
I alt vandpris
Anm.:
Kilde:
Kr. pr. m3
11
4
6
21
33
8
0,4
41
62
Pct.
18
7
10
35
52
13
1
65
100
Priserne er opgjort for en gennemsnitlig husstand i Danmark.
DANVA (2014).
Vandafgift udgør
15-20 pct. af alle
miljøafgifter
Afgiften på husholdningernes vandforbrug udgjorde i 2013
og 2014 ca. 15-20 pct. af det samlede provenu fra miljøafgifter, men kun under 0,2 pct. af de samlede skatter og afgifter i Danmark.35 Afgiften udgør således en meget lille del
af de samlede skatter og afgifter i Danmark, men en ikke
uvæsentlig del af prisen på husholdningernes vandforbrug. I
prisen på vand indgår også i et mindre omfang udgifter, som
vandværkerne afholder til at beskytte drikkevandsboringer
mod forurening. Dette omfatter medfinansiering af skovrejsning og kompensationer til landmændene for at undlade
at sprøjte, jf. afsnit II.4.
Prisen på vand
Principielt set bør prisen på vand afspejle både de langsigtede (marginale) omkostninger ved at producere vand og de
marginale eksterne miljøomkostninger ved indvinding af
vand, jf. Olmstead og Stavins (2009), OECD (2013) og
European Environment Agency (2013). At vandprisen skal
afspejle omkostningerne ved at producere vand er oplagt.
En væsentlig problemstilling vedrørende dette er, hvordan
vandforsyningsselskaber, som ofte har karakter af naturlige
monopoler, bør reguleres, så de minimerer omkostningerne.
35)
Når miljøafgifter er “snævert” defineret og ikke inkluderer energi- og transportafgifter.
199
I Danmark håndteres dette ved en prisfastsættelse bestemt
ud fra en kombination af hvile-i-sig-selv principper og målestokskonkurrence. Hvorvidt den nuværende regulering af
vandforsyningsselskaberne er hensigtsmæssig behandles
ikke i kapitlet.
Stor indvinding
påvirker naturen
Vandprisen skal også afspejle miljøomkostningen ved indvinding af vand. Indvinding af vand påvirker naturen, fordi
det kan sænke grundvandspejlet, hvilket kan medføre en
negativ påvirkning af den våde natur til skade for dyre- og
planteliv og i sidste ende befolkningen. Stor indvinding kan
også øge risikoen for (naturlig) forurening af grundvand.
Dette tilsiger, at en grøn afgift på vand skal have et niveau,
der svarer til de marginale eksterne omkostninger.
Afgift sikrer
ensartede
reduktionsomkostninger
En afgift vil give et incitament til at mindske forbruget af
vand. En afgift sikrer, at alle vandbrugere har et ensartet
incitament til at mindske deres vandforbrug, således at reduktioner i vandforbruget foretages af de vandbrugere, der
har de laveste reduktionsomkostninger. Både teoretisk og
empirisk er der belæg for, at dette samlet set sikrer den billigste reduktion af vandforbruget sammenlignet med kvantitative reguleringer, jf. Olmstead og Stavins (2009) og
Mansur og Olmstead (2012). En ensartet marginal reduktionsomkostning sikrer dog ikke generel lighed mellem marginal reduktionsomkostning og marginal skadesomkostning,
da sidst nævnte varierer geografisk. Dermed sikres en omkostningseffektiv indsats ikke.
De marginale
skadesomkostninger ved
indvinding
Det er dog ikke ligetil at opgøre de marginale eksterne miljøomkostninger ved indvinding. Som eksempel er det vanskeligt, at opgøre effekten på dyre- og planteliv af at fjerne
en kubikmeter vand fra et vandløb, og hvilket velfærdstab
denne påvirkning i sidste ende svarer til. Der er således ikke
foretaget egentlige opgørelser af miljøomkostningen ved
vandindvinding i Danmark, jf. Vogdrup-Schmidt og
Jacobsen (2014). Der findes opgørelser af den miljømæssigt
bæredygtige udnyttelse af grundvandsressourcen, som kan
sammenlignes med den faktiske indvinding. Ligeledes er
der også i forbindelse med implementering af vandrammedirektivet opgjort områder i Danmark, hvor den “kvantitative tilstand” af grundvandet er dårlig, jf. afsnit II.2. Dette
200
giver en indikation af geografiske forskelle i de marginale
skadesomkostninger i forskellige dele af Danmark.
Vandforbrugets
prisfølsomhed
Hvis forbruget af vand skal påvirkes gennem afgifter, skal
vandprisen påvirke efterspørgslen efter vand. Internationalt
set er der gennemført mange undersøgelser af vandforbrugets prisfølsomhed. Disse undersøgelser viser, at forbruget
af vand afhænger af vandprisen. Således finder en oversigt
baseret på 64 forskellige primære undersøgelser en gennemsnitlig priselasticitet for forbruget af vand på -0,4, jf.
Dalhuisen mfl. (2003).36 Nyere studier og oversigter finder
priselasticiteter i samme størrelsesorden, jf. f.eks. Mansur
og Olmstead (2012), Musolesi og Nosvelli (2010), Schleich
og Hillenbrand (2009) og European Environment Agency
(2013).
Større
prisfølsomhed
på langt sigt
Der er stor variation i priselasticiteter fra forskellige studier,
men i langt de fleste undersøgelser er priselasticiteten mellem 0 og -1. Priselasticiteten for husholdningers brug af
vand inde i huse og lejligheder er ofte relativt lave, mens
priselasticiteten for brug uden for huse (f.eks. til havevanding) er højere. Langsigtede priselasticiteter er typisk noget
højere end kortsigtede priselasticiteter, fordi der er flere
tilpasningsmuligheder på langt sigt end på kort sigt. I en
undersøgelse baseret på danske data findes en relativ lille
priselasticitet på knap -0,1, jf. Hansen (1996). Den relativt
lille priselasticitet i denne undersøgelse kan dog afspejle,
dels at der er tale om en kortsigtselasticitet, dels at undersøgelsen er på data for Københavns Kommune, hvor der kun i
beskedent omfang anvendes vand til udendørs brug.
Geografisk
differentierede
afgifter på vand
Hensigtsmæssigt indrettede vandafgifter er et godt instrument til at mindske vandforbruget, når dette giver anledning
til negative miljøeffekter. Til gengæld vil uhensigtsmæssigt
indrettede afgifter på vand også give anledning til forvridende adfærdseffekter. De nuværende afgifter og prissætning på drikkevand afviger på en række områder fra principperne om, at vandprisen bør afspejle de marginale produktions- og miljøomkostninger ved indvinding. I Danmark
36)
En priselasticitet på -0,4 betyder, at en stigning i vandprisen på
10 pct. mindsker forbruget med 4 pct.
201
som helhed er forbruget af vand mindre end den bæredygtige udnyttelige grundvandsressource, men der er betydelige
regionale forskelle. I hovedstadsområdet og dele af øvrige
Sjælland forbruges væsentlig mere vand end det, der er
bæredygtigt, mens der i dele af Jylland bruges væsentlig
mindre vand end det bæredygtige niveau, jf. afsnit II.2.
Dette tilsiger, at der bør være tilsvarende regionale forskelle
i afgiften på indvinding af grundvand.
Alle skal betale
grønne afgifter
Den nuværende vandafgift gælder som nævnt kun for husholdninger, mens erhverv og landbrug er fritaget. Generelt bør
miljøbetingede afgifter betales af både husholdninger og erhverv og ikke afhænge af anvendelsen (f.eks. markvanding).
Afgift på
vandindvinding –
ikke vandforbrug
Det er mest hensigtsmæssigt, at en differentieret afgift afhænger af, hvor indvindingen foretages og ikke, hvor vandet
forbruges. En geografisk differentieret indvindingsafgift vil
give vandselskaberne et incitament til at indvinde vand,
hvor afgiften er lav, dvs. hvor der er rigeligt med vand.
Niveau for afgift
De store geografiske forskelle i forholdet mellem vandforbrug og den bæredygtige udnyttelse gør det ret oplagt, at en
afgift på vandindvinding bør være geografisk differentieret.
Det er imidlertid ikke oplagt, hvad niveauet for en sådan
afgift bør være.
Lavere afgift i
områder med
rigeligt
grundvand
Det må formodes, at de marginale eksterne miljøomkostninger stiger med forskellen mellem den bæredygtige udnyttelige vandressource og den faktiske vandindvinding, men det er
ikke klart, hvor høj den marginale eksterne miljøomkostning
er ved forskellige niveauer af vandindvinding. Det forekommer dog plausibelt, at de marginale eksterne miljøomkostninger er tæt på nul, når indvindingen af vand er væsentlig
lavere end den bæredygtige udnyttelse, sådan som det er
tilfældet i dele af Jylland. Om de marginale eksterne miljøomkostninger svarer til den nuværende afgift, når vandforbruget er større end den bæredygtige udnyttelse, er som
nævnt vanskeligt at vurdere. Såfremt dette er tilfældet, vil der
dog være gevinster ved at reducere vandindvindingen i de
dele af Danmark, hvor vandforbruget er væsentligt højere end
den bæredygtige udnyttelige ressource. Dette vil kunne opnås
ved en højere vandafgift i disse dele af landet.
202
Kloakering og
spildevand udgør
det meste af
vandprisen
En meget stor del af den samlede vandpris er relateret til
kloakering og spildevand. Det er hensigtsmæssigt, at disse
udgifter afholdes over vandprisen, hvis der er en meget tæt
sammenhæng mellem udgifterne til kloakering og rensning
af spildevand. Det er dog langt fra alle udgifter til kloakering og spildevand, som er knyttet til vandforbruget. Således
er dimensioneringen af kloakker i høj grad bestemt af behovet for afledning af regnvand, dvs. noget som er uafhængigt
af vandforbruget. Finansiering over vandprisen giver et
incitament til at mindske vandforbruget, som ikke afspejler
de marginale eksterne miljøomkostninger ved indvinding af
vand. Finansieringen over vandpriserne giver således anledning til nogle uhensigtsmæssige forvridninger, og det kunne
derfor overvejes, om disse udgifter i stedet burde finansieres
på anden vis. Hvordan udgifter til kloakering og spildevandsbehandling bør finansieres, behandles dog ikke yderligere her.
Øremærket afgift
I prisen på vand indgår også udgifter til at beskytte drikkevandet i form af den tidsbegrænsede øremærkede afgift og i
kraft af, at udgifter til nogle beskyttende aktiviteter betales
over vandtaksterne. I det følgende diskuteres, om dette er en
hensigtsmæssig finansiering af omkostningerne til beskyttelse.
Forurening og
overindvinding er
forskellige
problemer
Overordnet set er der to menneskeskabte miljøproblemer
knyttet til grundvand: Forurening og overindvinding (i nogle områder). Der er her tale om to separate problemer, som
kræver hver deres løsninger i form af henholdsvis reduktion
af forurening og geografisk differentierede indvindingsafgifter. Den nuværende øremærkede afgift og afholdelsen af
udgifter til kompensationer til lodsejere over vandprisen
giver en sammenkobling mellem disse to separate problemer, som strider mod princippet om, at vandprisen ud over
produktionsomkostninger alene bør afspejle de marginale
eksterne miljøomkostninger relateret til indvindingen. Omkostninger til forebyggelse og til at beskytte grundvandet
mod pesticider er imidlertid ikke knyttet til indvindingen.
Afholdes disse omkostninger over vandprisen, giver det en
utilsigtet forvridning i vandforbruget.
203
Problemer med
øremærkede
afgifter
Generelt er der en række problemer med øremærkede afgifter. Hvis øremærkede miljøafgifter bliver meget udbredte,
kan det gøre det vanskeligt at skaffe finansiering til at løse
miljøproblemer, hvor der ikke er en nært knyttet skattekilde.
Øremærkede afgifter lægger også op til en cigarkassetænkning, hvor der er risiko for, at man i højere grad fokuserer
på at bruge det øremærkede provenu end på at overveje, om
der er et hensigtsmæssigt niveau for aktiviteterne. Øremærkning giver således en risiko for, at der anvendes for
mange økonomiske ressourcer på nogle områder og for få
på andre. Øremærkede afgifter kan dog have en fordel i
kraft af, at de formentlig er mere acceptable for den brede
befolkning, hvis de går til at fremme miljømål, som der er
bred konsensus om.
Grønne afgifter
bør indrettes
efter miljøeffekt –
ikke provenu
Øremærkede grønne afgifter indrettet med henblik på at
skaffe finansiering kan let give anledning til uhensigtsmæssige adfærdseffekter. Generelt set bør grønne afgifter afspejle miljøeffekter og mål i miljøpolitikken relateret til den
afgiftspålagte aktivitet og ikke finansieringsbehov. For at
mindske forvridningstab bør offentlige udgifter så vidt muligt finansieres ved afgifter på en så bred skattebase som
mulig (f.eks. indkomstskat) i stedet for en relativt høj afgift
på udvalgte varer og ydelser.
Kompensation til
forurenere?
Inden for miljøbeskyttelse anlægges normalt et forurenerenbetaler-princip. Lodsejere, som i forbindelse med arealtiltag
bliver pålagt at undlade at bruge pesticider for at fjerne risikoen for forurening af drikkevand, bliver imidlertid i Danmark kompenseret for omkostningerne ved disse tiltag, og i
et vist omfang bliver disse kompensationer finansieret via
vandpriserne, jf. afsnit II.4. Dette harmonerer ikke med
forureneren-betaler-princippet, og når finansieringen foregår over vandtaksten, er det dem, som lider skade i tilfælde
af forurening, der betaler udlederne for ikke at forurene.
Den danske praksis med at kompensere lodsejere for arealrestriktioner findes også i f.eks. Tyskland, men i lande som
Sverige og Holland bliver der typisk ikke givet erstatning
ved arealrestriktioner for at beskytte drikkevand, jf. Kjær og
Juhl (2013).
204
Beskyttelse versus rensning
Nogle steder
renses for
pesticider
Der er i Danmark en målsætning om, at grundvandet skal
beskyttes, og at drikkevand kan fremstilles af grundvand
efter, at der kun er foretaget en simpel behandling (iltning
og filtrering). Vandforsyningsselskaber kan dog få en (tidsbegrænset) tilladelse til videregående vandbehandling med
rensning for f.eks. pesticider, hvis økonomiske, miljømæssige eller tekniske hensyn taler for det. Det er kommunerne,
som giver tilladelse til rensning mod pesticider.
Få ansøgninger
om at rense for
pesticider
En kortlægning af kommunernes tilladelser til videregående
vandbehandling viser, at der kun er få vandværker, som
søger om tilladelse til at rense for pesticider set i forhold til
antallet af boringer, som skal lukkes på grund af forurening
med pesticider. Fra 2007 til foråret 2012 fik kun 5 vandværker (beliggende i Hvidovre, Gladsaxe, Hjørring, Svendborg og Ærø kommuner) tilladelse til at rense for pesticidnedbrydningsproduktet BAM med kulfilter, mens ét vandværk fik afslag på rensning, jf. Cowi (2012b).37 At der er
relativt få ansøgninger om rensning i forhold til antallet af
lukkede boringer på grund af pesticider kan være udtryk for,
at vandværkerne er tilbageholdende med at søge om tilladelse givet målsætningen om, at drikkevandsforsyningen
skal baseres på ikke-forurenet grundvand. I stedet for at
rense etableres nye drikkevandsboringer eller der indvindes
mere vand fra eksisterende boringer. I nogle tilfælde “fortyndes” vand fra forurenede boringer med vand fra ikkeforurenede boringer for at komme under den politisk fastlagte grænseværdi.
Forebyggelse
og/eller rensning?
Der lægges, som nævnt, i Danmark vægt på, at vandforsyningen skal baseres på ikke-forurenet grundvand, således at
man skal forebygge forurening frem for at rense. Forebyggelse og rensning fremstår ofte som en “enten eller”beslutning, selv om der i praksis anvendes en “både og”tilgang – knap 1 pct. af drikkevandet renses for pesticider.
Meget af den forurening af grundvandet, som findes nu,
37)
Indvindingerne i de 5 værker udgør under 1 pct. af det samlede
vandforbrug i Danmark. Der gives et større antal tilladelser til
rensning for naturligt forekommende skadelige stoffer (f.eks. arsen).
205
skyldes aktiviteter, som er foregået for mange år siden. En
høj grad af grundvandsbeskyttelse mindsker i sagens natur
ikke problemerne med de grundvandsmagasiner, som allerede er blevet forurenet med pesticider. Der kan derfor argumenteres for en adskillelse af beslutningen om beskyttelse af de ikke-forurenede grundvandsmagasiner (forebyggende tiltag) og beslutningen om, hvordan man på et givet
tidspunkt sikrer drikkevand til befolkningen i en situation,
hvor nogle drikkevandsmagasiner er forurenet over den
politisk fastsatte grænseværdi. En isoleret beslutningsproces
tilsiger, at hvis en boring bliver forurenet, vælges den billigste måde at levere sikkert drikkevand på (rensning for pesticider eller at flytte en boring). Her forudsættes det naturligvis, at grundvand, som er renset for pesticider ikke
sundhedsmæssigt eller på anden måde adskiller sig fra
grundvand, som aldrig har været forurenet.
Omkostninger
ved at flytte en
boring og ved at
rense vand
206
Omkostningerne ved at flytte boringer afhænger i høj grad
af, hvor langt en boring skal flyttes, da omkostningerne ved
nye transportledninger er store i forhold til omkostningerne
ved at oprette nye boringer. Således peger beregningseksempler på, at omkostningen ved at flytte en boring 10 km
væk svarer til ca. 1,6 kr. pr. m3. For hver yderligere kilometer en boring skal flyttes stiger omkostningen med 0,1 kr.
pr. m3, jf. Naturstyrelsen (2011) og Arbejdsgruppen for
vandindvinding i hovedstadsregionen (2011).38 Til sammenligning er udgifterne til avanceret vandbehandling, som
renser for pesticider, på 0,4-1,3 kr. pr. m3 afhængig af rensningsmetode og forureningsgrad, jf. Orbicon (2013).39
38)
Disse beregninger er lavet for en boring med en årlig indvinding
på 1 mio. m3 vand. Der er ikke præsenteret beregningseksempler
for andre niveauer af indvinding, men det må formodes, at omkostningen pr. m3 indvundet vand er højere ved små boringer, og
lavere når boringerne er store.
39)
Til sammenligning er den gennemsnitslige produktionsomkostning på ca. 11 kr. pr. m3 og den samlede vandpris, inklusive afgifter og bidrag til spildevandsselskaber, på ca. 62 kr. pr. m3, jf. afsnit II.4.
Ofte billigere at
rense for
pesticider end at
flytte en boring
Sammenligningen af omkostningerne ved at flytte boringer
med omkostningerne ved rensning for pesticider tyder således på, at det ofte er billigere at rense for pesticider end at
flytte boringer. Hvad der ud fra en snæver økonomisk betragtning er mest fordelagtigt vil dog bl.a. afhænge af, hvor
langt en boring skal flyttes og hvilken type vandbehandling,
som er nødvendig.
Kan føre til
mindre
beskyttelse over
tid
Der kan imidlertid også argumenteres for, at det ikke er
meningsfyldt at foretage en sådan snæver økonomisk sammenligning. En anke mod sammenligningen er, at hvis det i
højere grad tillades at rense drikkevand, så er der risiko for,
at dette leder til en “glidebane”, således at man over tid
slækker på beskyttelsen af (ikke-forurenet) grundvand.
Drikkevand fra
grundvand uden
pesticider
Som nævnt er der i Danmark en målsætning om, at vi skal
kunne drikke grundvand, som ikke er renset for pesticider,
og der synes at være bred opbakning til dette. Dette kan
være udtryk for, at en positiv betalingsvillighed for at drikke
vand, som ikke er renset for pesticider, dvs. at forbrugerne
tillægger rent grundvand en eksistensværdi, som ikke indgår
i den snævre sammenligning mellem omkostningerne ved at
rense grundvand og ved at flytte boringer. En undersøgelse
af danskeres præferencer for drikkevand fra rent grundvand
i forhold til renset grundvand tyder da også på, at danskere
har en betalingsvillighed for vand fra rent grundvand i forhold til renset, jf. Hasler mfl. (2005).
207
Højere betalingsvillighed for
drikkevand fra
rent grundvand
Undersøgelsen er en spørgeskemabaseret værdisætningsundersøgelse. Med udgangspunkt i undersøgelsen vurderer
Hasler mfl. (2005), at danskerne har en årlig betalingsvillighed for drikkevand baseret på rent grundvand, som er 200
eller 1.000 kr. højere pr. husstand end betalingsvilligheden
for at få vand, som er renset for pesticider. De to forskellige
beløb afspejler forskellige værdisætningsmetoder. Disse
beløb svarer til henholdsvis 2 og 12 kr. pr. m3 for en gennemsnitlig husstand. I det ene af disse beløb indgår også
gevinster ved bedre vandmiljø generelt i forbindelse med de
tiltag, som sikrer grundvandet.40
Risiko for
overvurdering af
betalingsvillighed
Ovennævnte resultater tyder på en betydelig betalingsvillighed for drikkevand baseret på rent grundvand i forhold til
renset grundvand. Det bør imidlertid understreges, at de
opgjorte betalingsvilligheder er overvurderet eller i hvert
fald meget usikre. Generelt er der en tendens til, at de fundne betalingsvilligheder i sådanne hypotetiske spørgeskemaundersøgelser er overvurderede (hypotetisk bias). I den
konkrete undersøgelse lægges op til, at man ikke fremover
fortsat kan få drikkevand fra rent (ikke-forurenet) grundvand. Dette vil formentlig lede til relativt høje udtrykte betalingsvilligheder.41
Metodiske
udfordringer
Generelt kan der argumenteres for, at hypotetiske værdisætningsundersøgelser især giver mening, når de anvendes til at
opgøre værdien af goder, som er veldefinerede og klart forståelige for respondenterne. Betydningen af forurening af
grundvand samt rent og renset grundvand er meget abstrakte
goder, som respondenterne næppe har veldefinerede præferencer for på forhånd. For eksempel henvises der i spørge-
208
40)
Det er (noget kontraintuitivt) i den lave betalingsvillighed (2 kr.
pr. m3), at der både indgår gevinsten ved rent grundvand og gevinsten ved bedre vandmiljø generelt. De relativt store forskelle i
resultater afspejler forskellige værdisætningsmetoder, hvor det
høje beløb er fundet i et choice experiment design, mens det lave
beløb er fundet i et contingent valuation design.
41)
Således beskrives som udgangspunkt for spørgsmålene om betalingsvillighed, at “det er usikkert, om rent drikkevand kan fremskaffes…i fremtiden. Der er derfor en risiko for, at vandet i vandhanerne i fremtiden vil overskride de nuværende grænseværdier
for indholdet af sprøjtemidler…”.
skemaet til overskridelser af grænseværdien for pesticider.
De fleste vil nok regne med, at det er farligt at overskride en
grænseværdi, men som tidligere beskrevet er grænseværdien i Danmark ikke fastlagt ud fra en sundhedsfaglig vurdering. Generelt er der tale om et område, hvor der er svære
metodiske udfordringer ved at lave hypotetiske værdisætningsundersøgelser, og der må ventes at være større usikkerhed om resultaterne af værdisætningsundersøgelser på
dette område, end det normalt er tilfældet.42
Rent vand vigtigt
Rent vand er vigtigt for mennesket og for naturen. Danmark
adskiller sig fra de fleste andre lande ved, at forsyningen af
drikkevand næsten udelukkende er baseret på grundvand,
som ikke behøver at blive renset for pesticider.
Forurening og
indvinding
Grundvand indgår i et kredsløb med vand fra vandløb og
søer. Beskyttelse af grundvand mod forurening er derfor
også med til at sikre god vandkvalitet til gavn for naturen.
Sammenhængen mellem grundvand og overfladevand betyder imidlertid også, at indvinding af grundvand kan have
negative effekter på den våde natur.
To centrale
problemer
Overordnet set er der således to forskellige potentielle miljøproblemer knyttet til grundvand. Det ene problem er forurening af grundvandet med f.eks. pesticider og nitrat. Det
andet er for høj indvinding af grundvand, som er relevant i
dele af Danmark. Kapitlet har beskæftiget sig med begge
disse problemer, men med særlig fokus på pesticider.
42)
En udvidet diskussion af metodiske problemstillinger ved hypotetiske værdisætning for rent vand og pesticider kan findes i Det
209
Vigtigste
konklusioner
Kapitlet leder frem til følgende hovedkonklusioner og anbefalinger:






I de sidste 30 år har en række handlingsplaner opstillet mål om at reducere brugen af pesticider i
landbruget, men disse mål er ikke nået
Pesticidafgiften er for nyligt omlagt, så der kommer
højere afgifter på de mest belastende pesticider.
Denne omlægning er et skridt i den rigtige retning
Der er en stor gevinst ved at beskytte grundog
drikkevand ved at skabe ny natur (skov eller åbne
naturområder), bl.a. fordi ny natur giver mindre forurening (CO2 og kvælstof) og åbner op for nye rekreative muligheder
Udpegning af særligt pesticidfølsomme grundog
drikkevandsområder er en forudsætning for at kunne
realisere gevinsten ved arealtiltag. Udpegningsprocessen bør derfor styrkes
Gevinsten ved ny natur er især høj tæt ved de største
byer. Det er derfor vigtigt at starte en indsats her,
hvor der også indvindes meget vand
De nuværende afgifter på vandforbrug bør omlægges, så de gøres geografisk differentierede efter indvindingsområde og fremover også betales af landbruget og andre erhverv
I det følgende gives en udvidet beskrivelse af konklusioner
og anbefalinger.
Pesticider og beskyttelse af grundog drikkevand
Der er ikke
opnået en
forbedring hidtil
210
I den danske miljøpolitik lægges der stor vægt på at begrænse forekomsten af pesticider i grundvandet. Da pesticider kan være mange år om at trænge ned i grundvandet, er
der usikkerhed om effekten af tiltag til at begrænse risikoen
for pesticider i grundvandet. Set over en længere periode er
der imidlertid ikke klare tegn på, at det går fremad. Det
gælder både over jorden (brugen af pesticider) og under
jorden (fund af pesticider i grundvand).
Målsætninger er
ikke nået
Således har der været målsætninger om at begrænse brugen
af pesticider i en række handlingsplaner i næsten 30 år.
Hvorvidt niveauet for disse mål egentligt er hensigtsmæssige, er ikke vurderet i kapitlet. Det må imidlertid konstateres,
at målsætningerne for landbrugets brug af pesticider ikke er
blevet realiseret.
Mål om 40 pct.
reduktion i
belastning i 2015
Det nuværende mål er en 40 pct. reduktion i belastningen af
pesticider i 2015 i forhold til 2011. Det er endnu for tidligt
at vurdere, om dette mål kan realiseres, da en nylig afgiftsomlægning gør det vanskeligt at konkludere på udviklingen
i brugen af pesticider. Erfaringerne med målopfyldelse i de
sidste årtier giver imidlertid anledning til skepsis.
Fremskyndelse af
udpegningsprocessen
Om indsatsen i øvrigt gælder, at Danmark har en relativ
restriktiv godkendelsesordning, mens udpegningen af pesticidfølsomme områder, hvor der er behov for særlig høj grad
af beskyttelse, ikke er kommet særlig langt.
Pesticidrester i
grundvand
Fund af pesticider i grundvandet er steget over tid, og i godt
40 pct. af prøverne i overvågningen af grundvandet findes
pesticidrester (dog kun i 12 pct. af prøverne over grænseværdien). Det er imidlertid vanskeligt at konkludere håndfast på udviklingen, da der over tid testes for flere pesticider, og da andelen af prøver fra højtliggende og mere udsat
grundvand er forøget. Der er sket et lille fald i antallet af
fund af pesticider i det højtliggende grundvand, hvor effekten af tiltag først vil kunne spores. Derudover er mange af
de pesticider, der nu findes i grundvandet, blevet forbudt.
Dette kan give håb om, at problemer med fund af pesticider
i grundvandet vil blive mindre i fremtiden, men det kan ikke
udelukkes, at de pesticider, som har erstattet de forbudte
midler, blot endnu ikke har nået grundvandet. Forbud mod
brug af de pesticider, der nu findes i grundvandet, er således
ikke en garanti for, at der ikke vil blive fundet pesticider i
grundvandet fremover.
Grænseværdi er
politisk fastsat
Der opereres med en grænseværdi for pesticider i grundog
drikkevand, som ikke må overskrides. Denne grænseværdi
er noget arbitrært fastsat ud fra den laveste koncentration,
der kunne måles i 1970’erne, da målsætningen om, at der
ikke måtte være pesticider i grundvandet, oprindeligt blev
211
formuleret. Grænseværdien for pesticider i drikkevand er
således ikke fastlagt efter sundhedsfaglige/toksikologiske
vurderinger eller ud fra opgørelser af, hvad naturen kan tåle.
På trods af usikkerhed om de præcise sundhedsskadelige
niveauer af pesticider i drikkevand, så ligger de fastsatte
grænseværdier med stor sandsynlighed langt under disse.
Forsigtighedsprincippet tilsiger
stram regulering
De negative effekter på miljø og sundhed ved brug af pesticider har karakter af at være langvarige og irreversible. Der
er også usikkerhed om størrelsen af de negative effekter.
Kombinationen af irreversibilitet og usikkerhed gør det
relevant at bruge forsigtighedsprincippet, som tilsiger en
forholdsvis stram regulering af brugen af pesticider. I forhold til sundhedseffekter og drikkevand skal man være opmærksom på, at de pesticider vi indtager i langt overvejende
grad er pesticidrester fra (især importeret) frugt og grønt,
mens indtag ved drikkevand udgør under 1 pct.
Regulering og tiltag mod pesticider
Godt at
kombinere
forskellige
virkemidler
Miljøeffekten ved brug af pesticider er karakteriseret ved, at
skaden ved at bruge pesticider varierer geografisk. Regulering af brug af pesticider foregår ved en blanding af forskellige virkemidler som forbud (godkendelsesordningen), afgifter og arealtiltag. Der er som udgangspunkt ikke ét instrument, som er ideelt til at løse reguleringsproblemet, jf.
diskussionen i afsnit II.3. Et generelt forbud er hensigtsmæssigt i forhold til særligt skadelige pesticider, hvor gevinsten ved at bruge pesticidet aldrig står mål med skadesomkostningerne. Arealtiltag fungerer som lokale forbud og
er et fornuftigt virkemiddel til beskyttelse af særligt pesticidfølsomme områder. Afgifter egner sig bedst i grænselandet mellem de to typer af forbud, idet afgifter mindsker
incitamentet til at bruge pesticider samtidig med, at den
sikrer brugeren af pesticider fleksibilitet. Det forekommer
derfor fornuftigt at kombinere forskellige virkemidler.
Omlægning af
afgift et skridt i
den rigtige
retning
Pesticidafgiften blev omlagt i 2013, så der er højere afgifter
på de mere miljøbelastende pesticider end på de mindre
miljøbelastende pesticider. Overordnet set er dette en fornuftig omlægning, som også harmonerer med tidligere anbefalinger fra Det Økonomiske Råds formandskab.
212
Arealtiltag på
følsomme
områder
Nogle arealer er særlig følsomme overfor pesticider, fordi
der er større risiko for, at pesticider udledt på arealerne ender i grundvandet, eller fordi arealerne er tæt på drikkevandsboringer. Man er ikke kommet så langt med at identificere de mest pesticidfølsomme områder i Danmark. Det
gør det svært at lave en målrettet indsats, selv om en tidligere analyse har peget på, at det er bedre at styrke en målrettet
indsats i pesticidfølsomme områder end at stramme generel
regulering som f.eks. pesticidafgifter. Natur- og Landbrugskommissionen lagde også vægt på arealtiltag, idet de foreslog at styrke indsatsen med at udpege pesticidfølsomme
områder.
Sammenligning
af forskellige
arealtiltag
I kapitlet er præsenteret en ny analyse af de samfundsøkonomiske omkostninger ved forskellige arealtiltag, som beskytter grundog drikkevand i forskellige pesticidfølsomme
områder rundt omkring i Danmark. Konkret er der set på
følgende arealtiltag:




Skovrejsning
Åbne naturområder
Økologisk landbrug
Pesticidfri landbrugsdrift
Både
omkostninger og
gevinster ved
tiltag
I analysen opgøres de samfundsøkonomiske omkostninger,
hvis disse arealtiltag udføres i områder med konventionel
landbrugsproduktion. I opgørelsen af omkostninger indgår
bl.a. indtjeningstab i landbruget, men der indgår også en
række gevinster i form af mindre forurening (mindre drivhusgasudledning og bedre vandmiljø) og øgede rekreative
gevinster ved skovrejsning og etablering af nye åbne naturområder.43 Selve gevinsten ved at afbøde risikoen for pesticidforekomster i grundog drikkevand er svær at opgøre,
hvorfor denne ikke er indregnet i analysen.
Skov og åben
natur de bedste
tiltag …
Analysen viser, at skovrejsning og etablering af åbne naturområder generelt er de samfundsøkonomisk bedste arealtiltag. Der er så store positive sidegevinster i form af øgede
43)
Opgørelsen af indtjeningstab i landbruget er foretaget i samarbejde med Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi ved Københavns Universitet
213
rekreative muligheder samt mindsket udledning af drivhusgas og kvælstof til vandmiljøet, at dette overskygger omkostningerne i form af tabt indtjening ved landbrugsdrift.
Ud over at beskytte grundog drikkevand på følsomme
arealer, vil disse tiltag således give en gevinst i sig selv. En
række følsomhedsanalyser tyder på, at dette er et robust
resultat selv i forhold til markante ændringer i beregningsforudsætningerne.
… især tæt på de
største byer
Der er geografisk variation i gevinsten ved at rejse skov
eller etablere åbne naturområder. Således er gevinsten størst
tæt på de største byer. Der kan argumenteres for, at det også
er her, hvor der er størst behov for at beskytte grundog
drikkevand, fordi der bruges meget vand her. Det anbefales
derfor, at det i første omgang er i hovedstadsområdet og tæt
på andre større byer, at der sættes i gang med skovrejsning
og etablering af åbne naturområder på pesticidfølsomme
områder.
Den rekreative
værdi af mere
natur er
aftagende
Beregningerne er foretaget for en række “case-områder”,
som kun udgør en meget lille del af Danmarks areal (ca. 0,1
pct.). Den rekreative værdi af yderligere skov eller åbne
naturområder vil imidlertid aftage, hvis der laves skovrejsning og åbne naturområder i stor stil. At der er en stor samfundsøkonomisk gevinst ved skovrejsning og åbne naturområder på en lille del af Danmarks areal betyder således ikke
automatisk, at der også vil være en samfundsøkonomisk
gevinst ved at rejse skov eller etablere åbne naturområder
på en stor del af Danmarks areal.
EU-tilskud fører
til for lidt natur
Ved etablering af skov eller åben natur mistes tilskud fra
EU i forhold til en situation med pesticidfri dyrkning, økologisk drift eller fortsat konventionel landbrugsdrift. De
nuværende EU-tilskud giver således ud fra en samfundsøkonomisk betragtning et incitament til, at for meget areal
anvendes til landbrugsdrift. EU-tilskud bidrager således til,
at der kommer for lidt natur og for meget udledning af drivhusgas og kvælstof.
214
Risiko for at
kommuner
træffer forkerte
valg
Det er i høj grad kommunerne, der står for indsatsen med at
udpege pesticidfølsomme områder og skal tage beslutning
om indsatser i disse områder. Der mangler endnu konkret
viden om, hvilke typer arealtiltag kommunerne vil vælge,
men der synes at være fokus på pesticidfri dyrkning, hvor
de direkte udgifter (ikke medregnet miljøgevinsterne) er
lavest. Der er med andre ord risiko for, at kommunerne er
ved at træffe beslutninger, som er uhensigtsmæssige ud fra
en bredere samfundsøkonomisk betragtning. Der bør derfor
tilskyndes til, at kommunerne i større udstrækning anlægger
ny natur ved arealtiltag. Det kan endvidere overvejes, om
det er hensigtsmæssigt, at beslutninger vedrørende drikkevandsbeskyttelse ligger hos kommunerne.
Udpegning bør
fremskyndes
Cirka en tredjedel af kommunerne i Danmark enten har
udpeget eller er i gang med at udpege boringsnære beskyttelsesområder (BNBO) omkring drikkevandsboringer. Udpegningen af BNBO og pesticidfølsomme områder er en
forudsætning for en effektiv arealbaseret indsats, hvorfor
udpegningsprocessen bør fremskyndes. Det kan f.eks. ske
ved at gøre udpegningen af BNBO obligatorisk for kommunerne.
Regulering af vandforbruget
Negative
miljøeffekter
ved indvinding
af vand
Indvinding af grundvand giver anledning til eksterne negative miljøeffekter, da indvinding kan være til skade for den
våde natur, hvilket påvirker dyre- og planteliv. Stor indvinding øger også risikoen for (naturlig) forurening af grundvandsressourcen. Der er geografisk variation i de eksterne
miljøomkostninger ved indvinding. Indvindingen af vand er
større end det bæredygtige niveau i især hovedstadsområdet
og på dele af Sjælland, mens indvindingen er relativt lav i
forhold til det bæredygtige niveau i store dele af Jylland.
Vandafgift skal
differentieres
geografisk og
betales af alle
Afgifter på vand bør indrettes, så de søger at korrigere for
disse negative eksterne effekter. De nuværende afgifter på
vand lever ikke op til dette, da der er samme afgift i hele
landet, og da landbrug og øvrige erhverv ikke betaler afgiften. Afgiften bør differentieres afhængigt af hvor indvindingen foregår og betales af både husholdninger og erhverv,
inklusive vandforbrug til markvanding.
215
Afgift skal
afhænge af
overindvinding
Der er ikke lavet egentlige opgørelser af de marginale eksterne omkostninger ved indvinding, som kan anvendes til
præcist at fastlægge det mest hensigtsmæssige niveau for
afgiften forskellige steder i Danmark. På det spinkle grundlag, der er til rådighed i dag, vurderes det dog, at afgiften
bør hæves væsentligt, hvor der sker væsentlig overindvinding i forhold det bæredygtige niveau, mens afgiften kan
sænkes eller ligefrem fjernes i andre dele af Danmark.
Beskyttelse
betales over
vandprisen
Nogle udgifter til at beskytte drikkevandet finansieres over
vandprisen dels i form af en tidsbegrænset øremærket afgift
og dels i kraft af udgifter til nogle beskyttende aktiviteter
såsom dyrkningsaftaler (f.eks. kompensationer til landmænd
for ikke at bruge pesticider). Denne kobling mellem prisen
på vand og finansiering af forureningsbekæmpelse er ikke
hensigtsmæssig. Niveauet for miljøafgifter bør alene afspejle miljøeffekter og miljømål og ikke finansieringsbehov.
Finansieres udgifter til forureningsbekæmpelse over vandprisen vil det give utilsigtet forvridning af vandforbruget.
Det anbefales derfor, at den nuværende (tidsbegrænsede)
øremærkede afgift ikke forlænges, og at de aktiviteter, der
var finansieret af denne afgift, indgår i den almindelige
prioritering af de offentlige udgifter. Ligeledes anbefales
det, at udgifter til at beskytte grundog drikkevand fremover ikke finansieres over vandprisen.
Noget grundvand
renses for
pesticider
Vandværker kan få en (tidsbegrænset) tilladelse til at rense
vand for pesticider, hvis økonomiske, miljømæssige eller
tekniske hensyn taler for det. Generelt er der dog kun få
vandværker, som søger om tilladelse til at rense set i forhold
til antallet af boringer, der lukkes på grund at pesticider.
Dette afspejler formentlig, at vandværkerne flytter boringer
i stedet for at ansøge om tilladelse til at rense. Eksempelberegninger tyder på, at det ud fra en snæver økonomisk betragtning tit er billigere at rense forurenet vand end at flytte
boringer. Hvad der er mest fordelagtigt vil dog bl.a. afhænge af, hvor langt en boring skal flyttes og hvilken type rensning, der skal foretages. Isoleret set tilsiger dette, at man i
højere grad burde rense for pesticider og i mindre grad flytte
boringer.
216
Bedre at rense
end at flytte en
boring?
Der kan imidlertid også argumenteres for, at pågældende
snævre økonomiske sammenligning ikke er hensigtsmæssig.
En anke mod sammenligningen er, at det kan lede til at man
fremover slækker på beskyttelsen af (ikke-forurenet) grundvand. En anden anke er, at befolkningen kan have en reel
positiv betalingsvillighed for at drikke rent urenset grundvand i stedet for renset grundvand. Således tyder en dansk
undersøgelse på en højere betalingsvillighed for drikkevand
baseret på rent grundvand sammenlignet med renset forurenet grundvand. Dette kan være udtryk for, at danskerne
tillægger rent grundvand en eksistensværdi. Man skal dog
være opmærksom på, at der er særlige metodiske udfordringer ved at lave undersøgelser af betalingsvillighed på et
sådant område. Samlet set giver dette ikke noget belæg for
at anbefale en strammere eller en mere lempelig praksis i
forhold til at give tilladelse til at rense drikkevand for pesticider.
217
Litteratur
Aarhus Kommune (2013): Indsatsplan Beder. En plan for
beskyttelse af drikkevandet i Beder indsatsområde. Teknik
og Miljø.
Andersen, H.R., I. Schmidt, P. Grandjean, T.K. Jensen, E.
Budtz-Jorgensen og M.B. Kjaerstad (2008): Impared
reproductive development in sons of women occupationally
exposed to to pesticides during pragnancy. Environmental
Health Perspective, 116 , s. 566-572.
Andersen, H.R., C. Wohlfahrt-Veje, F. Debes, F. Nielsen,
T.K. Jensen, P. Grandjean og K.M. Main (2012):
Langtidseffekter
af
prænatal
pesticideksponering.
Bekæmpelsesmiddelforskning fra Miljøstyrelsen nr. 140.
Miljøstyrelsen.
Arbejdsgruppen for vandindvinding i hovedstadsregionen
(2011): Arbejdspapir om Vandindvinding i hovedstadsregionen. Naturstyrelsen.
Arrow, K.J. og A.C. Fisher (1974): Environmental
Preservation, Uncertainty, and Irreversibility. Quarterly
Journal of Economics, 88 (2), s. 312-319.
Bateman, I.J., D.J. Abson, N. Beaumont, A. Darnell, C.
Fezzi, N. Hanley, A. Kontoleon, D. Maddison, P. Morling,
J. Morris, S. Mourato, U. Pascual, G. Perion, A. Sen, A.
Tinch, K. Turner og G. Valatin (2011): Economic Values
from Ecosystems. The UK National Ecosystem Assessment
Technical Report.
Bateman, I.J., A.R. Harwood, G.M. Mace, R.T. Watson,
D.J. Abson, B. Andrews, A. Binner, A. Crowe, B.H. Day, S.
Dugdale, C. Fezzi, J. Foden, D. Hadley, R. Haines-Young,
M. Hulme, A. Kontoleon, A.A. Lovett, P. Munday, U.
Pascual, J. Paterson, G. Perino, A. Sen, G. Siriwardena, D.
van Soest og M. Termansen (2013): Bringing Ecosystem
Services into Economic Decision-Making: Land Use in the
United Kingdom. Science, 341 (6141), s. 45-50.
218
II Litteratur
Bellanger, M., B. Demeneix, P. Grandjean, R.T. Zoeller, R.
Bertollini og L. Trasande (2015): Neurobehavioral Deficits,
Diseases and Associated Costs of Exposure to Endocrine
Disrupting Chemicals in the European Union. Upubliceret
manuskript.
Bichel-Udvalget (1999): Rapport fra underudvalget om
Miljø og Sundhed. Miljøstyrelsen.
Bjørner, T.B., C.U. Jensen og M. Termansen (2014): Den
rekreative værdi af naturområder i Danmark. Arbejdspapir
2014:1. De Økonomiske Råds Sekretariat.
Bouchard, M.F., J. Chevrier, K.G. Harley, K. Kogut, M.
Vedar, N. Calderon, C. Trujillo, C. Johnson, A. Bradman,
D.P. Barr og B. Eskenazi (2011): Prenatal Exposure to
Organophosphate Pesticides and IQ in 7-Year-Old Children.
Environ Health Perspect, 119 , s. 1189-1195.
Boyd, J. (2003): Water Pollution Taxes: A Good Idea
Doomed to Failure. Discussion Paper 03-20. Resources for
the Future.
Bragadóttir, H., C.v.U. Danielson, R. Magnusson, S.
Seppänen, A. Stefansdotter og D. Sundén (2014): The Use
of Economic Instruments in Nordic Environmental Policy
2010-2013. TemaNord 2014:549. Nordic Council of
Minister.
Brüsch, W., A.E. Rosenbom, R.K. Juhler, L. Gudmundsson,
C.B. Nielsen, F. Plauborg og P. Olsen (2013): The Danish
Pesticide Leaching Assessment Programme. Monitoring
results 1999-June 2012. GEUS.
Brüsch, W., J. Stockmarr, N. Kelstrup, F.v. PlatenHallermund og P. Rosenberg (2004): Pesticidforurenet vand
i små vandforsyninger. GEUS.
Cowi
(2012a):
Naturstyrelsen.
Videregående
vandbehandling.
Cowi
(2012b):
Naturstyrelsen.
Videregående
vandbehandling.
219
Dalhuisen, J.M., R.J.G.M. Florax, H.L.F. Groot og P.
Nijkamp (2003): Price and Income Elasticities of
Residential Water Demand: A Meta-Analysis. Land
Economics, 79 (2), s. 292-308.
Damgaard, C., E. Erichsen og H. Huusom (2001):
Samfundsøkonomisk projektvurdering af skovrejsning ved
Vollerup. Wilhjelmudvalget, Skov- og Naturstyrelsen.
DANVA (2014): Vand i tal 2014.
Dasgupta, P. (1982): The Control of Resources. Harward
University Press.
Det Økonomiske Råd (2004): Dansk Økonomi, efterår
2004.
Dubgaard, A., H.M.L. Jespersen, F.M. Laugesen, B. Hasler,
L.P. Christensen, L. Martinsen, M.N. Källström og G. Levin
(2012): Økonomiske analyser af naturplejemetoder i
beskyttede områder Nr. 211. Fødevareøkonomisk Institut.
Dubgaard, A., F.M. Laugesen, E.E. Ståhl, J.R. Bang, E.
Schou, B.H. Jacobsen, J.E. Ørum og J.D. Jensen (2013):
Analyse af omkostningseffektiviteten ved drivhusgasreducerende tiltag i relation til landbruget. IFRO Rapport
221. Institut for Fødevare- og Ressourceøkonomi.
Ejrnæs, R., P. Wiberg-Larsen, T.E. Holm, A.B. Josefson, B.
Strandberg, B. Nygaard, L.W. Andersen, A. Winding, M.
Termansen, M.D.D. Hansen, M. Søndergaard, A.S. Hansen,
S. Lundsteen, A. Baattrup-Pedersen, E. Kristensen, P.H.
Krogh, V. Simonsen, B. Hasler og G. Levin (2011):
Danmarks biodiversitet 2010. Status, udvikling og trusler,
Faglig rapport fra DMU, 815.
220
II Litteratur
Engel, S.M., J. Wetmur, J. Chen, C. Zhu, D.P. Barr, R.L.
Canfield og M.S. Wolf (2011): Prenatal Exposure to
Organophosphates, Paraoxonase 1, and Cognitive
Development in Childhood. Environ Health Perspect, 119 ,
s. 1182-1188.
EPA (2015): U.S. Environmental Protection Agency.
water.epa.gov.
European Environment Agency (2013): Assessment of cost
recovery through water pricing. EEA Technical report
16/2013. European Environment Agency.
GEUS (2014): De Nationale Geologiske Undersøgelser for
Danmark og Grønland. www.geus.dk.
Gilden, R.C., K. Huffling og B. Sattler (2010): Pesticides
and Health Risks. Journal of Obstetric, Gynecologic, &
Neonatal Nursing, 39 (1), s. 103-110.
Gravesen, P., I.M. Balling, G. Vignoli, K.E.S. Klint, W.
Brüsch, B. Nilsson, C.L. Larsen, R.K. Juhler og A.E.
Rosenbom (2014): Vurdering af mulighederne for
udpegning af pesticidfølsomme lerområder (SFO-ler) på
baggrund af eksisterende data. GEUS.
Hanke, J.J. (2008): Prenatal and childhood exporusre to
pesticides and neurobehavioral develeopment: review of
epidemiological studies. International Journal of
Occupational Medicine and Environmental Health, 21 (2),
s. 121-132.
Hansen, L.G. (1996): Water and Energy Price Impacts on
Residential Water Demand in Copenhagen. Land
Economics, 72 (1), s. 66-79.
Hasler, B., T.H. Lundhede, L. Martinsen, S. Neye og J.S.
Schou (2005): Valuation of groundwater protection versus
water treatment in Denmark by Choice Experiments and
Contingent Valuation. NERI Technical Report No. 543.
National Environmental Research Institute.
221
Hass, U., J. Boberg, S. Christiansen, P.R. Jacobsen, A.M.
Vinggaard, C. Taxvig, M.E. Poulsen, S.S. Herrmann, B.H.
Jensen, A. Petersen, L.H. Clemmensen og M. Axelstad
(2012): Adverse effects on sexual development in rat
offspring after low dose exposure to a mixture of endocrine
disrupting pesticides. Reproductive Toxicology, 34 (2), s.
261-274.
Hedemand, T. og M. Strandberg (2009): Pesticider påvirkninger i naturen. Miljøbiblioteket 15. Danmarks
Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet.
Henriksen, H.J., J. Rasmussen, M. Olsen, X. He, L.F.
Jørgensen og L. Troldborg (2014): Implementering af
modeller til brug for vandforvaltning. Delprojekt: Effekt af
vandindvinding. Konceptuel tilgang og validering samt
tilstandsvurdering
af
grundvandsforekomster.
Miljøministeriet.
Iversen, B.V., M.H. Greve og R.K. Juhler (2012):
Validering af jordbundsdata. Pesticidfølsomme sandjorder Værkstedsområde Grindsted. Naturstyrelsen.
Jacobsen, B.H. (2014): Analyse af omkostningerne ved
scenarier for en yderligere reduktion af N-tabet fra
landbruget i relation til Vandplan 2.0. Fødevareøkonomisk
Institut.
Jacobsen, P.R., M. Axelstad, J. Boberg, L.K. Isling, S.
Christiansen, K.R. Mandrup, L.O. Berthelsen, A.M.
Vinggaard og U. Hass (2012): Persistent developmental
toxicity in rat offspring after low dose exposure to a mixture
of endocrine disrupting pesticides. Reproductive
Toxicology, 34 (2), s. 237-250.
Jensen, B.H., J.H. Andersen, A. Petersen, G. Hilbert, A.
Grossmann og M. Kirkegaard (2014a): Pesticidrester i
fødevarer 2012. Resultater fra den danske pesticidkontrol.
Fødevarestyrelsen. Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og
Fiskeri.
222
II Litteratur
Jensen, J.D. (2014): ESMERALDA - pesticidanalyser til
DØRS. Baggrundsnotat. Institut for Fødevare- og
Ressourceøkonomi.
Jensen, P.N., G. Blicher-Mathiesen, A. Rasmussen, F.P.
Vinther, C.D. Børgesen, K. Schelde, G. Rubæk, P.
Sørensen, J.E. Olesen og L. Knudsen (2014b):
FASTSÆTTELSE AF BASELINE 2021. Effektvurdering
af planlagte virkemidler og ændrede betingelser for
landbrugsproduktion i forhold til kvælstofudvaskning fra
rodzonen for perioden 2013-2021. Teknisk rapport fra DCE
– Nationalt Center for Miljø og Energi 43. DCE - Nationalt
Center for Miljø og Energi.
Kjær, J. og M.M. Juhl (2013): Projekt om
grundvandsbeskyttelse i andre lande mht. pesticider.
Naturstyrelsen.
Konjunkturinstitutet (2014): Miljö, ekonomi og politik,
2014.
Konkurrence og Forbrugerstyrelsen (2014): Personlig
meddelelse.
Lundhede, T.H., J.B. Jacobsen og B.J. Thorsen (2010):
Jagtlejens niveau - beregingsmodel, Videnblade Skov og
Natur, 9.10-10. Skov & Landskab.
Mansur, E.T. og S.M. Olmstead (2012): The value of scarce
water: Measuring the inefficiency of municipal regulations.
Journal of Urban Economics, 71 (3), s. 332-346.
Mascarelli, A. (2013): Growing Up With Pesticides.
Science, 341 (6147), s. 740-741.
Miljø- og Energiministeriet (1995): Projekt om jord og
grundvand fra Miljøstyrelsen. Miljøstyrelsen.
Miljøministeriet (2010): Handlingsplan til sikring af
drikkevandskvaliteten 2010-2012. Miljøministeriet.
Miljøministeriet (2014): Udkast til vandområdeplanernes
MiljøGIS 2015-2021. Grundvand. Kvantitativ tilstand.
223
Miljøstyrelsen (2011): Redegørelse om jordforurening
Miljøstyrelsen (2012): Pesticidbelastningen fra jordbruget
2007-2010. Orientering fra Miljøstyrelsen Nr. 1 2012.
Miljøstyrelsen.
Miljøstyrelsen (2014): Bekæmpelsesmiddel-statistik 2013.
Musolesi, A. og M. Nosvelli (2010): Long-run water
demand estimation: habits, adjustment dynamics and
structural breaks. Applied Economics, 43 (17), s. 21112127.
Natur- og Landbrugskommissionen (2013): Natur og
Landbrug - en ny start.
Naturstyrelsen (2011): Virkemiddelkatalog. Naturstyrelsen.
Naturstyrelsen (2012): Retningslinjer for udarbejdelse af
indsatsprogrammer.
Vandplaner
2010
2015.
Miljøministeriet.
Naturstyrelsen (2013):
Naturstyrelsen.
Vejledning
om
indsatsplaner.
Naturstyrelsen (2014a): Basisanalyse for Vandområdeplaner
2015-2021. Naturstyrelsen.
Naturstyrelsen (2014b): Retningslinjer for udarbejdelse af
vandområdeplaner 2015-2021. Miljøministeriet.
Naturstyrelsen (2014c): Status for drikkevandsboringer.
Miljøministeriet.
Naturstyrelsen (2015): Personlig meddelelse.
OECD (2013): Water Security for Better Lives. OECD
Studies on Water. OECD Publishing.
Olmstead, S.M. (2010): The Economics of Water Quality.
Review of Environmental Economics and Policy, 4 (1), s.
44-62.
224
II Litteratur
Olmstead, S.M. og R.N. Stavins (2009): Comparing price
and nonprice approaches to urban water conservation.
Water Resources Research, 45 (4), s. W04301.
Orbicon (2013): Optimering af vandbehandling
pesticidforurenet grundvand. Naturstyrelsen.
af
Pearce, D.W. (2007): Do we really care about biodiversity?
I: Kontoleon, A., U. Pascual, og T. Swanson (Biodiversity
Economics. Cambridge University Press.
Rambøll (2014a): Beregning af BNBO Odense og Assens
Kommuner. Rambøll.
Rambøll (2014b): Beregning af BNBO Roskilde Kommune.
Rambøll.
Rambøll Management A/S (2008): Evaluering af
målopfyldelse og virkemidler i Pesticidplan 2004-2009.
Miljøprojekt 1247. Miljøstyrelsen.
Rauh, V.A., R. Garfinkel, F.P. Perera, H.F. Andrews, L.
Hoepner, D.P. Barr, R. Whitehead, D. Tang og R.W.
Whyatt (2006): Impact of Prenatal Chlorpyrifos Exposure
on Neurodevelopment in the First 3 Years of Life Among
Inner-City Children. Pediatrics.
Regeringen (2000): Pesticidhandlingsplan II 2000-2004.
Miljøministeriet.
Regeringen (2004):
Miljøministeriet.
Pesticidhandlingsplan
2004-2009.
Regeringen (2013): Beskyt vand, natur og sundhed:
Sprøjtemiddelstrategi 2013-2015. Miljøministeriet.
Rigsrevisionen (2011): Beretning til Statsrevisorerne om
statens sikring af grundvandet mod pesticider.
Rigsrevisionen.
Rigsrevisionen (2012): Notat til Statsrevisorerne om
beretning om statens sikring af grundvandet mod pesticider.
Rigsrevisionen.
225
Schleich, J. og T. Hillenbrand (2009): Determinants of
residential water demand in Germany. Ecological
Economics, 68 (6), s. 1756-1769.
Schou, J.S. (2003): Miljøøkonomisk analyse af skovrejsning
og braklægning som strategier til drikkevands-beskyttelse.
Faglig rapport fra DMU, nr. 443. Danmarks
Miljøundersøgelser.
Sigman, H. (2002): International Spillovers and Water
Quality in Rivers: Do Countries Free Ride? American
Economic Review, 92 (4), s. 1152-1159.
Sigman, H. (2005): Transboundary spillovers and
decentralization of environmental policies. Journal of
Environmental Economics and Management, 50 (1), s. 82101.
Skatteministeriet (2012): Forslag til Lov om ændring af lov
om afgift af bekæmpelsesmidler. Folketinget.
Skatteministeriet (2014): Afgifter - provenuet af afgifter og
moms 2007-2015. www.skm.dk.
Skatteministeriet (2015): E.A.7.5.5 Afgiftens størrelse og
beregning. www.skat.dk.
Skatteministeriet, Fødevareministeriet, Miljøstyrelsen,
Dansk Planteværn, Dansk Erhvervsgartneriforening, De
Danske Landboforeninger, Dansk Familielandbrug,
Landbrugsraadet og Danmarks Jordbrugsforskning (2001):
Rapport om muligheden for at omlægge pesticidafgiften til
en afgift på behandlingshyppighed. Skatteministeriet.
Teknologirådet (2008): Biodiversitet 2010 - hvordan når vi
målene? Katalog over forslag til initiativer Teknologirådets
rapporter 2008/3.
Teknologirådet (2011): Drikkevand - rent vand, men
hvordan? Teknologirådet.
Thorling, L., W. Brüsch, B. Hansen, C.L. Larsen, S.
Mielby, L. Troldborg og B.L. Sørensen (2013): Grundvand.
226
II Litteratur
Status og udvikling 1989 - 2012. Teknisk rapport. GEUS
2013.
Vesterdal, L. (2014): Personlig meddelelse. Seniorforsker
ved Institut for Geovidenskab og Naturforvaltning, Skov,
natur og biomasse. Københavns Universitet.
Vogdrup-Schmidt, M. og B.H. Jacobsen (2014): Økonomisk
analyse af vandanvendelsen: del af basisanalyse for
Vandplan 2015. Naturstyrelsen.
Wohlfahrt-Veje, C., K. Main, I. Schmidt, M. Boas, T.
Jensen, P. Grandjean, N. Skakkebaek og H. Andersen
(2011): Lower birth weight and increased body fat at school
age in children prenatally exposed to modern pesticides: a
prospective study. Environmental Health, 10 (1), s. 79.
227
228
KAPITEL III
DEN ØKONOMISKE VÆKST OG
MILJØET
III.1 Indledning
Forhold mellem
miljø og vækst
har været
diskuteret længe
Om naturen og miljøet begrænser den økonomiske vækst,
har været studeret af økonomer omtrent siden den økonomiske videnskabs første skridt, jf. blandt andet Malthus
(1798), Jevons (1865) og Hotelling (1931). I 1970’erne fik
spørgsmålet fornyet opmærksomhed. I det årti viste oliekriserne, at samfundsøkonomien er sårbar over for svigtende
leverancer af naturressourcer. Omtrent samtidig satte den
såkaldte Romklub slagordet “grænser for vækst” på den
offentlige dagsorden, jf. Meadows mfl. (1972). I de senere
år har der været stor debat om klimaforandringer, og hvilke
konsekvenser hensyn til disse vil have for fremtidige økonomiske aktiviteter, jf. blandt andet IPCC (2014).
Økonomisk
aktivitet kan føre
til udtømning og
forurening
Økonomiske aktiviteter indebærer ofte brug af naturens
ressourcer som fossile brændsler, metaller og mineraler.
Mange af disse naturressourcer findes kun i en endelig
mængde på jorden og kan i praksis ikke genskabes, når de
først er forbrugt. Derfor vil forbrug af ikke-fornybare naturressourcer reducere den tilbageværende mængde. Herudover kan der være miljøproblemer forbundet med produktion og forbrug af varer og tjenester. Vigtige eksempler er
skader på biodiversitet, klimaforandringer og svækkelse af
ozonlaget.
Er vækst mulig
i det lange løb –
og er vækst
ønskelig?
Ressourceknaphed og miljøproblemer lægger som udgangspunkt en dæmper på den økonomiske aktivitet. Hvorvidt
mangel på naturressourcer på længere sigt helt vil umuliggøre økonomisk vækst, er i høj grad et spørgsmål om muligheden for at substituere mellem forskellige former for
naturog menneskeskabte ressourcer. Økonomisk aktivitet
Kapitlet er færdigredigeret den 2. februar 2015.
229
Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015
bidrager til forureningen og andre miljøproblemer, og det er
derfor muligt, at fortsat økonomisk vækst på et tidspunkt
ikke længere er ønskelig, selv hvis den måtte være mulig.
Spørgsmålet, om økonomisk vækst er ønskelig, hænger
også i høj grad sammen med spørgsmålet om substitutionsmuligheder.
Velfærd er andet
og mere end BNP
I praksis identificeres “økonomisk vækst” ofte med fremgang i realt BNP, dvs. stigningen i den samlede produktion
af varer og tjenester i en økonomi. Begrebet vil også oftest
blive brugt i denne forstand i dette kapitel. BNP er dog ikke
et dækkende mål for et samfunds velfærd. Et samfunds velfærd afhænger af en lang række andre forhold, herunder
sociale og miljømæssige forhold som eksempelvis uddannelse, helbred og miljøets tilstand. Det er derfor vigtigt at
kigge bredere og bruge flere indikatorer, hvis man ønsker at
måle udviklingen i et samfunds velfærd, jf. blandt andet
Stiglitz mfl. (2009). Nogle typer af økonomisk aktivitet er
væsentligt mere ressourcekrævende end andre typer. Derfor
er udviklingen i BNP heller ikke nødvendigvis nogen god
indikator for, hvor meget den økonomiske aktivitet belaster
miljøet.
Afvejning mellem
materiel velstand
og miljøforhold et
politisk valg
Ofte vil de aktiviteter, der resulterer i økonomisk vækst,
samtidig medføre større forbrugsmuligheder og dermed
større materiel velstand. Samtidig vil en række af de samme
aktiviteter resultere i belastning af miljøet, hvilket påvirker
velfærden negativt. Der er derfor ofte en grundlæggende
afvejning mellem hensynet til økonomisk velstand og deraf
afledt velfærd på den ene side og hensynet til miljøet på den
anden side. Teknologiske fremskridt og hensigtsmæssig
regulering kan bidrage til at gøre denne afvejning bedre,
men det er ikke sandsynligt, at der vil opstå en situation,
hvor der ikke er en konflikt mellem de to hensyn. I sidste
ende er det op til politikerne at foretage denne vanskelige
afvejning.
Kapitlets
overvejelser går
på de næste par
hundrede år
Det bliver ikke altid præciseret, hvilken tidshorisont der
tænkes på i konkrete debatter om, hvorvidt naturen sætter
grænser for væksten. I dette kapitel tænkes der primært i en
tidshorisont, der går et til to hundrede år frem i tiden, eller
sagt på en anden måde: Er det sandsynligt, at hensyn til
230
III.2 Principper
naturlige grænser vil sætte en stopper for den økonomiske
vækst inden for de nulevende menneskers eller deres børns
eller børnebørns levetid?
Kapitlets indhold
Kapitlet indledes med et afsnit, der beskriver forskellige
principielle sammenhænge mellem den økonomiske vækst
og miljøet. Herunder diskuteres, at substitutionsmuligheder
er et centralt begreb for, om bæredygtig økonomisk vækst er
mulig og ønskelig. I afsnit III.3 fokuseres på klimaudfordringer. I afsnittet præsenteres beregninger på den
økonomiske klimamodel DICE, der gengiver konsekvenser
for det globale samfund af forskellige klimapolitiske scenarier. I afsnit III.4 diskuteres, om problemer med ressourceknaphed på et globalt plan kan forventes at begrænse den
økonomiske vækst indenfor de nærmeste generationer. I
dette afsnit beskrives udviklingen i både fysiske mængder af
og priser på diverse naturressourcer. Udviklingen i den danske økonomi, ressourceforbrug og klimapåvirkning gennemgås i afsnit III.5, og kapitlet afsluttes med nogle sammenfattende bemærkninger.
III.2 Principper
To forskellige
problemer:
Forurening og
ressourceforbrug
Siden 1970’erne har der været peget på en række forskellige
mulige måder, hvorpå naturen kan begrænse den langsigtede økonomiske vækst. Ofte opdeles problemstillingerne i to
grupper. Den første drejer sig om, hvorvidt fortsat økonomisk vækst på et tidspunkt vil blive umulig eller uønskelig,
fordi væksten vil medføre for store miljøproblemer i form af
forurening af forskellig slags. Den anden drejer sig om,
hvorvidt væksten vil standse, fordi vi på et tidspunkt løber
tør for nogle naturressourcer, som er nødvendige for produktionen på verdensplan, jf. f.eks. Schou (2000).
Eksempler er
klimaproblemer
og fosfor
Et vigtigt eksempel på den første form for problemer er
sammenhængen mellem økonomisk vækst og klimaproblemer, jf. afsnit III.3. Andre eksempler er skader på biodiversiteten, udtyndingen af ozonlaget og ubalancer i det globale
kvælstofkredsløb. Den anden type problemer, dvs. bekymringen for, at mangel på bestemte naturressourcer vil umuliggøre fortsat vækst eller endda blot opretholdelsen af et
231
givet konstant produktionsniveau, har ikke mindst gået på
de fossile brændstoffer, inspireret af de forskellige oliekriser. Den begrænsede mængde af fosfor har været nævnt
som en anden kritisk ressourceøkonomisk begrænsning.
Tre lag i
diskussionen om
bæredygtig
økonomisk
vækst:
1) Er den mulig?
2) Er den
ønskelig?
3) Kommer den
af sig selv?
232
Begrebet bæredygtighed er et centralt omdrejningspunkt for
diskussioner af denne type. Begrebet er nærmere diskuteret
i boks III.1. Der er tre lag i diskussionen om mulighederne
for en bæredygtig økonomisk vækst på længere sigt. For det
første er der spørgsmålet, om det overhovedet er muligt at
forestille sig en udvikling, hvor BNP kan blive ved med at
stige realt (dvs. renset for prisudsving), uden at enten miljøproblemer eller ressourcemangel på et tidspunkt får produktionen til at bryde sammen. Det er grundlæggende et
spørgsmål om egenskaberne ved samfundets produktionsfunktion. Selvom svaret på dette spørgsmål skulle være
bekræftende, dvs. at fortsat økonomisk vækst er muligt, er
det ikke sikkert, at det også er optimalt. Man kan forestille
sig, at verdens befolkning på et tidspunkt opnår en materiel
levestandard, hvor man vælger at prioritere andre goder end
fortsat materiel vækst. Dette er grundlæggende et spørgsmål
om befolkningens præferencer. Selvom svaret også på dette
spørgsmål skulle være bekræftende, dvs. at befolkningen
ønsker en fortsat bæredygtig økonomisk vækst på længere
sigt, er det ikke sikkert, at sådan en udvikling vil komme af
sig selv. Det er et spørgsmål om, hvorvidt verdenssamfundet udvikler tilstrækkelig gode institutioner til at håndtere
de miljømæssige udfordringer. Disse tre spørgsmål uddybes
i det følgende.
III.2 Principper
Boks III.1
Bæredygtig udvikling
Begrebet “bæredygtig udvikling” er ikke mindst blevet kendt efter Brundtlandkommissionens rapport, jf. World Commission on Environment and Development
(1987). Bæredygtighed blev i denne rapport defineret som en situation, hvor fremtidige generationer har mulighed for mindst samme velfærdsniveau som de nuværende generationer – dvs. en situation, hvor samfundsvelfærden ikke falder over
tid. Både en situation med konstant samfundsvelfærd og en situation med stigende
samfundsvelfærd vil være udtryk for en bæredygtig udvikling.
Ved “bæredygtig økonomisk vækst” forstås en udvikling, hvor der er økonomisk
vækst samtidig med, at samfundsvelfærden ikke er faldende over tid. I en verden
med endelige naturressourcer kræver bæredygtig vækst, at der er tilstrækkelige
substitutionsmuligheder mellem naturog menneskeskabt kapital, jf. boks III.2 og
boks III.3. Ofte skelner man mellem et stærkt og et svagt bæredygtighedsbegreb.
Svag bæredygtighed bygger på en antagelse om, at naturkapital kan erstattes af
andre kapitaltyper, mens stærk bæredygtighed går ud fra en antagelse om, at der
kun er begrænsede muligheder for at erstatte natur med menneskeskabt kapital.
Skillelinjen mellem stærk og svag bæredygtighed hænger derfor snævert sammen
med spørgsmålet om substitutionsmulighederne.
Denne skelnen har blandt andet betydning for relevansen af begrebet ægte opsparing. Ægte opsparing er ændringen i den samlede nationalformue i bred forstand
inklusive ændringer i f.eks. naturkapital og humankapital i løbet af en periode
(f.eks. et år). Positiv (eller i det mindste ikke negativ) ægte opsparing er en indikation af, at økonomien er bæredygtig i forhold til et svagt bæredygtighedsbegreb.
De Økonomiske Råd har tidligere undersøgt udviklingen i den ægte opsparing i
Danmark og fundet, at opsparingen har været positiv i de undersøgte år siden
1990, jf. Det Økonomiske Råd (1998) og De Økonomiske Råd (2012).
Substitutionsmulighederne er
det helt centrale
nøglebegreb
Nødvendigheden af at undgå for store forureningsproblemer
og at spare på de knappe naturressourcer formindsker selvsagt produktionens størrelse i forhold til en hypotetisk situation, hvor forurening ikke var noget problem overhovedet,
og der var ubegrænset mange naturressourcer til rådighed.
På denne måde begrænser hensynet til naturen det materielle produktions- og velstandsniveau. Det er imidlertid ikke
på forhånd givet, at disse begrænsninger vil sætte en absolut
bremse for væksten i den forstand, at den årlige BNP-vækst
permanent må falde til nul (eller blive negativ) for at undgå
233
udpining af naturen. Det vil afhænge af, hvor gode substitutionsmuligheder der er mellem naturens input og menneskeskabte input i produktionen – dvs. hvor nemt det er at erstatte naturressourcer og produktionsmetoder, der slider på
miljøet, med erstatninger i form af f.eks. ny teknologi. Substitutionsmuligheder er dermed et afgørende nøglebegreb i
diskussionen om, hvorvidt og hvornår der er grænser for
vækst, jf. boks III.2.
Også udviklingen
af ny teknologi er
substitution fra
ressourcer til
kapital
Begrebet substitutionsmuligheder mellem naturressourcer
og menneskeskabt kapital skal forstås i bred forstand, hvor
også teknologisk viden betragtes som en form for menneskeskabt kapital, som samfundet kan investere i ved at afsætte ressourcer til forskning og udvikling. I det lange løb er
det netop denne form for vidensbaseret kapitalakkumulation, der er afgørende for mulighederne for fortsat økonomisk
vækst. Udviklingen af nye ressourcebesparende produktionsmetoder er dermed også en form for substitution mellem
naturressourcer og menneskeskabt kapital.
Vindmøller kan
erstatte
kulkraftværker
Et eksempel på substitution mellem naturog menneskeskabt kapital er opførelsen af vindmøller som alternativ til
kulfyrede kraftværker. Her erstattes én type menneskeskabt
kapital (kulkraftværker), der er afhængig af forbruget af en
bestemt ikke-fornybar ressource, af en anden type menneskeskabt kapital (vindmøller), der i stedet er afhængig af en
vedvarende naturressource (vindenergi). Et andet eksempel
er udviklingen af mere energieffektive benzinmotorer. Her
har investeringer i forskning og udvikling ført til bedre viden og indsigt i, hvordan man skaber brændstoføkonomisk
teknologi. Noget af naturressourceforbruget er dermed blevet erstattet af videnskapital. Et tredje eksempel er udviklingen af mobiltelefoni i stedet for det ældre fastnettelefonsystem. Her har akkumulationen af ny viden overflødiggjort
det fysiske net af telefonledninger og dermed overflødiggjort forbruget af tusinder af kilometer kobbertråd.
234
III.2 Principper
Boks III.2
Substitutionsmuligheder i produktionen
Produktionen af varer og tjenester i en økonomi (f.eks. et land eller hele verden)
antages normalt at være en funktion af forskellige produktionsfaktorer eller input i
produktionen. Sammenhængen kan formaliseres ved at opstille en overordnet
produktionsfunktion for hele økonomien, der f.eks. kan have følgende udseende:
=
, , ,
.
Her repræsenterer Y den samlede produktion af varer og tjenester (BNP), A den
eksisterende videnskapital (mængden af tilgængelig teknologisk viden, know-how
og humankapital), K mængden af fysisk, menneskeskabt kapital som maskiner og
bygninger, L mængden af arbejdskraft og N forbruget af naturens ressourcer.
Hensyn til miljø og natur påvirker dermed produktionsmulighederne i det lange
løb via produktionsfaktoren N, der både kan fortolkes som brug af egentlige naturressourcer i snævrere forstand (eksempelvis olie, mineraler, fisk og tømmer) og
som betydningen for produktionen af de omgivende økosystemer. For eksempel
har forhold som temperatur og klima, havenes saltindhold, ozonlagets tykkelse
mv. afgørende betydning for produktionsmulighederne og dermed produktionens
størrelse. Omvendt påvirkes mængden af naturressourcer i bred forstand N både af
produktionens størrelse og dens sammensætning, dels gennem forbrug af naturressourcer i snæver forstand og dels gennem forurening, der reducerer kvaliteten
af det omgivende miljø.
Historisk har der været vækst i alle fire produktionsfaktorer. Det er imidlertid ikke
muligt at have vedvarende vækst i N (ligesom heller ikke jordens befolkning kan
stige ud over alle grænser). De potentielle begrænsninger, som natur og miljø sætter for produktionens størrelse og dermed væksten i det lange løb, påvirker dermed produktionsfunktionen via sammenhængen mellem N og Y. N målt i fysiske
enheder som f.eks. joule eller ton kan ikke permanent stige. Der er dermed en øvre grænse for, hvor stor denne produktionsfaktor kan blive. I det lange løb vil man
derfor tænke i, at N vil være konstant over tid eller, hvis N fortolkes som en ikkefornybar naturressource som kul eller olie, faldende over tid.
Det centrale spørgsmål er, om der kan være vedvarende økonomisk vækst i en situation, hvor N ikke kan stige i det uendelige. Svaret afhænger af, hvor gode substitutionsmulighederne er mellem N og de menneskeskabte produktionsfaktorer A
og K. Er substitutionsmulighederne gode, kan Y godt vokse, selvom N holdes
konstant eller falder over tid. Hvis substitutionsmulighederne omvendt er tilstrækkelig ringe, kan Y ikke vokse i det lange løb uden fortsat vækst i N.
235
Boks III.2
Substitutionsmuligheder i produktionen, fortsat
Substitutionsmulighederne udtrykkes ofte ved hjælp af substitutionselasticiteten
mellem to produktionsfaktorer. En måde at udtrykke intuitionen bag substitutionselasticiteten er, at den angiver, hvor mange procent det relative faktorforhold
ændres som følge af en stigning i den relative faktorpris på én procent. Bliver der
stigende knaphed på en ressource, vil det slå ud i stigende relativ pris på den pågældende ressource. Hvis substitutionsmulighederne er gode (høj substitutionselasticitet), vil det medføre, at ressourceforbruget falder forholdsvis kraftigt i forhold til den anden faktor.
Er substitutionselasticiteten mellem N og den menneskeskabte kapital mindre end
én, er positiv vækst i Y ikke mulig i det lange løb. Er substitutionselasticiteten
større end én, er det muligt at producere uden brug af N overhovedet, og i det tilfælde sætter naturen ikke grænser for vækst, jf. Smulders (1995). Er substitutionselasticiteten netop én, befinder man sig i det såkaldte Cobb-Douglas-tilfælde;
også i denne situation vil der være mulighed for vedvarende vækst, afhængigt af
forskellige andre forhold i økonomien.
Selvom fortsat
vækst er mulig, er
den måske ikke
ønskelig
236
Hvis substitutionsmulighederne i den globale produktionsfunktion er gode nok, vil vedvarende bæredygtig økonomisk
vækst være mulig uden at overskride naturens grænser. Det
er imidlertid ikke sikkert, at fortsat økonomisk vækst også
vil være ønskelig. Det vil afhænge af befolkningens præferencer for materielt forbrug i forhold til de øvrige forhold,
der påvirker samfundsvelfærden. I takt med, at det materielle forbrug vokser som følge af den økonomiske vækst, bliver naturgoderne relativt mere knappe. Det kan både føre til
ønsker om at mindske den økonomiske aktivitet for at kunne nyde tilsvarende mere af andre goder som fritid og herlighedsværdier i naturen, og til ønsker om det modsatte.
Parallelt til diskussionen om produktionsfunktionen er passende store substitutionsmuligheder i samfundsvelfærdsfunktionen mellem naturgoder og menneskeskabte (producerede) goder en forudsætning for, at befolkningen vedvarende vil ønske at opretholde et forløb med bæredygtig
økonomisk vækst, jf. boks III.3.
III.2 Principper
Boks III.3
Substitutionsmuligheder i velfærdsfunktionen
I økonomisk teori antages som regel, at et naturligt ønske for et samfund (f.eks. et
land eller på globalt plan hele menneskeheden) er at opnå så høj en samlet samfundsvelfærd som muligt. Samfundets velfærd vil typisk afhænge af hver enkelt
indbyggers velfærd eller nytte, som igen kan afhænge af en lang række faktorer.
Nogle af disse faktorer vil være varer og tjenesteydelser, som er produceret i økonomien, mens andre ikke stammer fra produktionen. Således giver naturen umiddelbart anledning til en række oplevelser, der påvirker velfærden, f.eks. en vandretur i skoven eller inhalering af ren luft. Også en række andre forhold kan påvirke samfundets samlede velfærd. Sammenhængene kan formaliseres i form af
en samfundsvelfærdsfunktion, hvor den samlede velfærd i samfundet W er en
funktion af vektoren af forbruget af varer og tjenester (den materielle levestandard) C, af ydelser fra natur og miljø N og af øvrige forhold H:
=
, ,
.
Ved begrebet “økonomisk vækst” forstås oftest i daglig tale vækst i produktionen
af varer og tjenester. Produktionen påvirker ikke direkte samfundsvelfærden som
beskrevet i funktionen, men er af afgørende betydning for den materielle levestandard C. Der er dermed ofte en positiv sammenhæng mellem produktionsniveauet og samfundsvelfærden. Imidlertid vil nogle former for økonomisk aktivitet
samtidig påvirke N eller H negativt (f.eks. kørsel i en benzinbil eller mindre fritid
som følge af lang arbejdstid). Der er derfor ikke nogen entydig sammenhæng mellem økonomisk vækst og ændringer i samfundets velfærd.
I takt med, at det materielle forbrug C vokser som følge af den økonomiske
vækst, bliver naturgoderne N relativt mere knappe og derfor dyrere. Dette vil isoleret set trække i retning af et mindre ønske om at bevare naturgoderne og til gengæld få et højere materielt forbrug. Denne effekt svarer til en almindelig såkaldt
substitutionseffekt i forbruget, der fører til en forskydning i forbruget væk fra dyre over mod billige varer og tjenester. Samtidig vil befolkningen imidlertid som
følge af den større materielle velstand få bedre råd til at nyde godt af både materielle goder og naturgoder. Denne indkomsteffekt vil trække i retning af at ønske at
betale for forbedringer af miljø og natur. Kun hvis de to effekter neutraliserer hinanden, vil en fortsat bæredygtig økonomisk vækst blive resultatet. Denne balance
vil afhænge af substitutionsmulighederne i samfundsvelfærdsfunktionen mellem
naturgoder og materiel velstand, jf. Smulders (1995).
237
Selvom fortsat
vækst er mulig og
ønskelig, vil den
ikke komme af
sig selv
Selvom bæredygtig økonomisk vækst skulle være både
mulig og ønskelig, vil sådan en tilstand ikke komme af sig
selv. Forurening og miljøproblemer er typiske og vigtige
markedsfejl. Overladt til sig selv vil markedsøkonomien
systematisk skabe for høj forurening og dermed nedbryde
naturkapitalen. Det er derfor nødvendigt at regulere økonomien for at korrigere disse markedsfejl. Især når der er tale
om store globale miljøproblemer, som f.eks. udledninger af
for store mængder af drivhusgasser, giver dette en udfordring, idet verdenssamfundet endnu ikke har stor erfaring
med tilstrækkelig effektive institutioner, der kan gennemføre den nødvendige regulering på globalt plan.
Naturressourcer
og markedsfejl
Hvad angår den anden hovedproblemstilling, udtømningen
af jordens ressourcer, er der ikke nødvendigvis på samme
måde markedsfejl, der fordrer offentlig regulering for at
forhindre en inoptimal udvikling. Hvis der er fuldkommen
konkurrence på ressourcemarkederne, er der i princippet
ikke behov for regulering her. En høj markedspris på ressourcen vil således automatisk tilskynde til at spare på ressourcen og søge efter alternativer. Også hvad en række naturressourcer angår, er der dog klare markedsfejl, der gør
offentlig indgriben hensigtsmæssig. Det gælder således for
en række fornybare ressourcer, hvor manglende eller uklare
ejendomsrettigheder har skabt det såkaldte Fælledens Problem, dvs. en situation med overudnyttelse af ressourcen.
Overfiskning af en række fiskebestande er et typisk eksempel. Også for ikke-fornybare ressourcer kan der være vigtige
markedsfejl. Udbuddet kan eksempelvis være præget af
udbydere med markedsmagt, som det er tilfældet på oliemarkedet, hvor OPEC-kartellet traditionelt spiller en væsentlig rolle for prisdannelsen. Usikkerhed om de fremtidige
ejendomsrettigheder kan også føre til en hurtigere udvikling
end optimalt. Mere generelt vil forskellige former for usikkerhed med hensyn til den fremtidige udvikling udgøre en
markedsfejl, når der ikke eksisterer tilstrækkelige forsikringsmuligheder, jf. Fisher (1981).
238
III.2 Principper
Sammenhængen mellem BNP og velfærd
Mange grunde til,
at BNP er dårlig
velfærdsindikator
I den økonomisk-politiske debat sættes somme tider implicit
lighedstegn mellem BNP-vækst og stigende velfærd for
befolkningen. Det er dog velkendt i den samfundsøkonomiske litteratur, at BNP ikke er noget særlig godt velfærdsmål,
jf. eksempelvis Ploug (2014). I mange tilfælde vil aktiviteter, der forøger den samlede velfærd, samtidig påvirke det
målte bruttonationalprodukt positivt, men det er også let at
nævne eksempler på det modsatte. Der er adskillige grunde
til, at BNP ikke er nogen særlig præcis velfærdsindikator, jf.
Andersen mfl. (2012). En række vigtige årsager er beskrevet
i boks III.4.
Det, vi måler,
påvirker det, vi
gør …
Ikke desto mindre spiller det målte BNP en vigtig rolle som
succeskriterium. Den såkaldte Stiglitz-Sen-Fitoussikommission, der blev nedsat af den franske præsident Sarkozy i 2008 med deltagelse af en lang række anerkendte
økonomer for at udrede begrænsningerne i BNP og pege på
forslag til mere relevante indikatorer, gør opmærksom på en
vigtig problemstilling her: Det, vi måler, påvirker det, vi
gør. Det etablerede nationalregnskab er et omfattende og
velkonsolideret måleapparat, der fokuserer på økonomisk
vækst, mens der ikke på samme måde er veletablerede procedurer og traditioner for at måle de øvrige forhold, der kan
føre til forbedret livskvalitet. Denne skævhed medfører i sig
selv, at der automatisk kommer større fokus på økonomisk
vækst end på livskvalitet, jf. Stiglitz mfl. (2009).
… derfor
medfører BNPmålets dominans
en skævhed
Udvikling over
mod bredere
velfærdsmål og
grønne mål
Stiglitz-Sen-Fitoussi-kommissionen anbefalede derfor, at
der udarbejdes pålidelige mål for de otte vigtige forhold, der
er anført i boks III.4. I kølvandet på denne rapport har
blandt andet OECD og en række nationale statistikbureauer
iværksat et arbejde i denne retning, jf. Ploug (2014). Tilsvarende gøres der i regi af forskellige organisationer et udviklingsarbejde for at opstille bedre indikatorer for bæredygtighed og et “grønt nationalregnskab”, der systematisk inddrager udviklingen i vigtige miljøindikatorer. Også mål som
ægte opsparing, der bygger på en bredere opsparingsdefinition end den snævrere opsparing i nationalregnskabet, kan
ses som et skridt i denne retning, jf. De Økonomiske Råd
(2012).
239
Boks III.4
Problemer ved at anvende BNP som velfærdsindikator
Problemerne ved at anvende udviklingen i BNP som mål for samfundets velfærdsudvikling kan deles i tre niveauer.
For det første er der store datamæssige begrænsninger. I princippet bør bruttonationalproduktet angive værdien af alle de varer og tjenester, der fremstilles i en
økonomi. Der findes imidlertid langtfra data for alle disse. Derfor indregnes værdien af arbejde i den uformelle sektor (først og fremmest værdien af det arbejde,
der udføres i hjemmene som børnepasning, madlavning, rengøring mv.) slet ikke,
mens værdien af andre vigtige ydelser som offentlige tjenester, boligydelser (lejeværdi) og sort arbejde opgøres ved indirekte og ret usikre metoder. En konsekvens heraf er eksempelvis, at det målte BNP stiger, hvis et samfund i højere grad
går over til at passe børn i børnehaver, uanset om det reelle aktivitetsniveau er
uændret.
For det andet er den indenlandske produktion af varer og tjenester, som BNP skal
måle, ikke det mest retvisende begreb i nationalregnskabet for de materielle forbrugsmuligheder. Der er tre årsager hertil: Dels indgår udenlandsk indkomst ikke
i BNP, dels ser væksten i realt BNP bort fra ændringer i relative priser og dermed
også bort fra bytteforholdsændringer over for udlandet, og dels indgår den løbende kapitalnedslidning i BNP, selvom dette element ikke forøger vores forbrugsmuligheder. Den reale nettonationalindkomst vil korrigere for disse tre faktorer og
dermed mere præcist udtrykke udviklingen i de reelle materielle forbrugsmuligheder. De seneste års udvikling i Danmark peger på, at der kan være mærkbare
forskelle på væksten i BNP og i realt BNI, jf. Andersen og Spange (2012) og Pedersen (2014).
For det tredje, og vigtigste, afhænger befolkningens velfærd nok af materielle forbrugsmuligheder, men ikke kun af dem, jf. boks III.3. Også mange andre vigtige
forhold påvirker velfærden uden at optræde i nationalregnskabet. Stiglitz-SenFitoussi-kommissionen anførte således otte forskellige forhold, der empirisk påvirker velfærd og livskvalitet i væsentlig grad. Af disse indgår kun den første direkte i nationalregnskabets opgørelser:
1.
2.
3.
4.
240
Materiel levestandard (indkomst, forbrug og formue)
Miljø
Uddannelse
Personlige aktiviteter, herunder arbejde
III.2 Principper
Boks III.4
Problemer ved at anvende BNP som velfærdsindikator, fortsat
5. Politisk deltagelse
6. Sociale forbindelser og relationer
7. Helbred
8. Usikkerhed – økonomisk og fysisk
Samtidig har fordelingen af disse forhold over socioøkonomiske grupper, køn og
generationer betydning for samfundets samlede velfærd, jf. Stiglitz mfl. (2009).
Økologisk og cirkulær økonomi
Økologiske
økonomer
skeptiske overfor
økonomisk vækst
Nogle økonomer er skeptiske over for tanker om fortsat
økonomisk vækst, jf. Daly og Farley (2011). Denne skepsis
bygger grundlæggende på en vurdering af, at substitutionsmulighederne ikke er tilstrækkelig gode til, at en bæredygtig
udvikling vil være forenelig med fortsat vækst i realt BNP.
Daly og Farley (2011) opfatter dette som en kerneantagelse
hos gruppen af såkaldte økologiske økonomer. Andre centrale punkter, som nævnes af økologiske økonomer som
definerende, er en afvisning af mainstream-økonomisk tankegang, en understregning af, at tværvidenskabelighed er
vigtig, at det økonomiske system skal ses som et undersystem af jordklodens samlede økologiske system, og at fordelingsspørgsmål er uadskillelige fra analyser af andre økonomiske spørgsmål, jf. Faber (2008). Økologiske økonomer
ser sig ofte som modsætning til mere traditionelle miljøøkonomer, der arbejder med miljøspørgsmål med udgangspunkt
i mainstream-økonomiske principper. Nogle af de opfattede
forskelligheder virker dog mere som gradsforskelle eller
forskelle i retorik. Fordelingsspørgsmål og inspiration fra
andre videnskaber spiller eksempelvis også en vigtig rolle i
miljø- og andre mainstream-økonomiske discipliner, ligesom det virker ukontroversielt at betragte samfundsøkonomien som en underafdeling af jordklodens mere fundamentale økologiske system.
Cirkulær
økonomi
Begrebet cirkulær økonomi spiller en rolle i mange diskussioner om en bæredygtig udvikling. Ikke mindst indenfor
den økologiske økonomi er det et vigtigt begreb. Grundlæg241
gende er det en økonomi, hvor materialestrømmene cirkulerer i et permanent kredsløb indenfor økonomien, dvs. en
økonomi, der er baseret på genanvendelse og bevarelse af
naturressourcerne. En “lineær” økonomi, der er afhængig af
vedvarende nye materielle input udefra og til gengæld afleverer en konstant strøm af affald, ses som den cirkulære
økonomis modsætning.
Genanvendelse er
optimal op til et
vist niveau
Ud fra et traditionelt økonomisk synspunkt er genanvendelse af materialer optimalt i mange sammenhænge, men der er
også omkostninger forbundet med det. Et samfund bør derfor genanvende sine ressourcer op til det punkt, hvor den
ekstra samfundsmæssige omkostning forbundet ved yderligere genanvendelse begynder at overstige den ekstra gevinst, der er ved genanvendelsen. Overskrider man dette
niveau, er yderligere genanvendelse forbundet med samfundsmæssige nettotab og bør ikke iværksættes. Man bør
derfor principielt forsøge at indrette affalds- og genanvendelsessektoren sådan, at markedspriserne i sektoren afspejler disse omkostninger, jf. De Økonomiske Råd (2013).
Befolkningsudvikling, økonomisk vækst og miljøproblemer
Befolkningsvækst
er en udfordring
for miljøet
I diskussioner om fremtidens miljø inddrages befolkningsudviklingen ofte. En større befolkning indebærer i udgangspunktet et større træk på naturens ressourcer og mere forurening. Siden 1800 er den globale befolkning steget fra under 1 mia. mennesker til mere end 7 mia. i 2015. FN vurderer, at den globale befolkning i 2050 vil være steget til omkring 9½ mia., og at den samlede befolkning i 2100 vil være
på knap 11 mia. mennesker.
Større befolkning
trækker et større
ressourceforbrug
En stigning i befolkningens størrelse trækker i retning af
større produktion og øget brug af naturressourcer. Samtidig
tenderer stigningen imod at reducere forbrugsmulighederne
pr. indbygger, fordi mulighederne for at anvende naturens
ressourcer er begrænsede. Det øger behovet for at udvikle
teknologier og produktionsprocesser, der gør det muligt at
erstatte de knappe naturressourcer med andre typer af inputs. Hvis mulighederne for denne substitution er dårlige,
242
III.2 Principper
vil en høj befolkningsvækst hurtigere lede til knaphed på
naturressourcer.
Sammenhæng
mellem
befolkning og
forurening er
mindre klar
Sammenhængen mellem befolkningens størrelse og de globale miljø- og forureningsproblemer afhænger blandt andet
af den førte miljøpolitik. I en ureguleret verden vil en større
befolkning føre til mere forurening og deraf følgende tab af
velfærd for den enkelte. Hvis verden derimod fører en effektiv miljøpolitik, som kun tillader en given mængde forurening, bliver konsekvensen ikke mere forurening, men
højere omkostninger. I afsnit III.3 gives desuden et eksempel på, at en større befolkningsvækst under visse omstændigheder kan føre til, at den klimapolitik har et højere ambitionsniveau.
Befolkningspolitik er ikke en
målrettet metode
til at løse
miljøproblemer
Der er mange gode grunde til at fokusere på befolkningsudviklingen – og sammenhængen mellem økonomisk vækst,
befolkningsvækst og miljøproblemer kan være en af dem.
En politik, der sigter mod at begrænse befolkningsvæksten,
vil kunne bidrage til at begrænse nogle af de globale miljøproblemer. Befolkningspolitik rejser imidlertid en lang række etiske og velfærdsmæssige problemstillinger, hvortil
kommer, at befolkningspolitik oplagt ikke er særlig målrettet i forhold til miljøproblemerne. Som udgangspunkt bør
miljøproblemer adresseres gennem regulering, der er rettet
så direkte som muligt mod de miljømæssige eksternaliteter
som f.eks. udledning af drivhusgasser.
Empiriske undersøgelser
Empiri om
sammenhængen
mellem vækst og
miljø
Tre forskellige former for empiriske analyser, der på forskellig vis kaster lys over sammenhængene mellem økonomisk vækst og miljø- og ressourceproblemer, vil kort blive
præsenteret i det følgende. For det første er der i en del undersøgelser estimeret konkrete substitutionselasticiteter
mellem forskellige former for naturressourcer og forskellige
former for fysisk kapital. For det andet har nogle undersøgelser påvist en klokkeformet sammenhæng mellem økonomisk udvikling og visse miljøproblemer – en korrelation,
som antyder, at der faktisk er en mulighed for at substituere
i forbrug og produktion på en sådan måde, at miljøproblemerne kan mindskes. Endelig for det tredje har forskellige
243
studier forsøgt at sætte tal på, hvor stor en hæmsko for den
økonomiske vækst den nødvendige hensyntagen til miljøet
har været i bestemte perioder.
Undersøgelser
har fundet
substitutionselasticiteter på
både over og
under én
Der er i tidens løb foretaget mange undersøgelser i forskellige sammenhænge af substitutionselasticiteter på makroniveau mellem f.eks. energi og (fysisk) kapital. Neumayer
(2000) giver en oversigt over en række af disse tidligere
undersøgelser. Forfatteren konkluderer efter en diskussion
af en række metodiske problemer, at det samlede billede
ikke giver noget troværdigt svar på det centrale spørgsmål
om, hvorvidt substitutionselasticiteten mellem energi og
menneskeskabt kapital er over eller under én. I Markandya
og Pedroso-Galinato (2007) bringes også en oversigt over
forskellige tidligere studier af aggregerede substitutionselasticiteter, og samtidig præsenterer forfatterne selv et nyt sæt
estimater. Baseret på data for en aggregeret produktionsfunktion med fire faktorer (fysisk kapital, humankapital,
ikke-fornybare energiressourcer og jord) for godt 200 lande
finder de frem til substitutionselasticiteter mellem energi og
fysisk kapital, der afhængigt af specifikationen strækker sig
fra 0,37 til 1,57. Også de tidligere studier, der refereres i
artiklen, har estimeret elasticiteter mellem forskellige former for ikke-fornybare ressourcer på den ene side og et
bestemt kapitalbegreb på den anden side, der ligger både
over og under én.
Historiske
undersøgelser
ingen garanti for
den fremtidige
værdi
De forskellige undersøgelser giver altså forskellige svar på
spørgsmålet om substitutionselasticiteternes historiske størrelse. Der er samtidig en række data- og metodemæssige
problemer forbundet med beregningen af substitutionselasticiteter i denne sammenhæng. Således giver tværsnits- og
tidsserieanalyser typisk estimater, der afviger fra hinanden,
og i praksis anvendes ofte et ret snævert afgrænset kapitalapparat i analyserne. En mere fundamental indvending mod
at lægge for meget vægt på disse undersøgelser er, at de
afspejler elasticiteten i en konkret historisk periode. Men
det, der er afgørende for de fremtidige muligheder for bæredygtig økonomisk vækst, er den fremtidige substitutionselasticitet, og den kan sagtens tænkes at ændre sig, efterhånden
som kapital/ressourceforholdet ændrer sig, jf. Schou (2010).
244
III.2 Principper
Miljø-Kuznetskurven er en
klokkeformet
sammenhæng
Andre empiriske undersøgelser har forsøgt mere direkte at
sammenligne udviklingen i den økonomiske velstand, typisk målt ved BNP, og forekomsten af en række miljøproblemer. For en del specifikke miljøproblemer er der blevet
påvist en klokkeformet sammenhæng mellem økonomisk
velstand målt f.eks. ved BNP og det pågældende miljøproblems størrelse: I samfund med meget lavt BNP er forureningsniveauet også lavt. Efterhånden som produktionsniveauet stiger, vokser også forureningen, men kun til et vist
punkt – derefter begynder forureningsniveauet at falde,
efterhånden som økonomien vokser yderligere. Denne ikkelineære sammenhæng benævnes ofte miljø-Kuznetskurven
efter den russisk-amerikanske økonom Simon Kuznets, der
mente at kunne påvise en tilsvarende klokkeformet sammenhæng mellem den økonomiske velstand og indkomstfordelingen i et land.
Kan eksempelvis
begrundes med
miljø som
luksusgode
Nogle forureningsproblemer har fulgt en sådan klokkeformet Kuznets-udvikling, jf. oversigstartiklen i Kijima mfl.
(2010), mens andre ikke følger samme mønster. Der findes
en række begrundelser for, hvorfor en sådan klokkeformet
udvikling er tænkelig. Den kan således begrundes med, at et
rent miljø er et såkaldt luksusgode, dvs. efterspørgslen efter
godet stiger mere end proportionalt med indkomsten. For
fattige og uudviklede samfund er der ikke megen forurening, fordi produktionen er lille. Efterhånden som produktionen stiger, følger forureningen med, men i takt med den
stigende velstand får befolkningen også et større ønske om
at gøre mere ved problemet. Derfor indføres efterhånden en
skrappere miljøpolitik, som så igen reducerer problemet.
Ingen prædiktiv
kraft
Selvom miljø-Kuznetskurven har kunnet eftervises i nogle
konkrete tilfælde, eksempelvis svovldioxid og partikelforurening, udgør den ingen lovmæssighed og har således ikke
speciel prædiktiv kraft. Man kan altså ikke regne med, at
alle nutidens – eller fremtidens – miljøproblemer vil følge
samme mønster, jf. Schou (2010).
Hvor stor er
hæmskoen for
væksten?
Udover undersøgelser af substitutionselasticiteter og miljøKuznetskurven har en tredje gruppe undersøgelser forsøgt at
kvantificere den hæmsko, som ressourceog miljøbegrænsningerne lægger på økonomien i forhold til et hypotetisk
245
alternativ, hvor der ingen miljøproblemer findes, og der
heller ikke skal tages hensyn til særlige knaphedsproblemer
for naturressourcer.
Typiske skøn er
nogle få promille
årligt
Foregangsmanden her er den amerikanske økonom William
Nordhaus, der i 1992 vurderede, at den gennemsnitlige årlige vækstrate i nationalindkomsten ville være ca. 0,3 pct.
lavere i perioden 1980-2050 end i en situation, hvor man
hypotetisk ser bort fra de begrænsninger, som hensynet til
natur og miljø sætter. I regnestykket indgik skønnede omkostninger som følge af begrænsninger i energibrændsler,
andre mineraler, jord, drivhusopvarmning og mere lokale
forureningsproblemer, jf. Nordhaus (1992). Brock og Taylor (2005) lavede nogle tilsvarende beregninger for omkostningerne ved forurening, hvor de kom frem til estimater for
hæmskoen på mellem 0,06 pct. og ½ pct. årligt, med et centralt skøn på 0,2 pct. Gordon (2012), der i en meget omtalt
artikel stiller spørgsmål ved, om USA kan opretholde en
nævneværdigt positiv økonomisk vækstrate i det 21. århundrede, anvender ligeledes et skøn for en hæmsko som
følge af klima- og energiproblemer på 0,2 pct. årligt.
Hensynet til
naturen
begrænser
væksten, men
standser den
næppe helt
Disse hæmsko-beregninger må betegnes som ret usikre
overslag. Fælles for dem er, at de vurderer, at hensynet til
naturens grænser medfører, at den gennemsnitlige økonomiske vækst er og også fremover vil blive lavere, end den
ellers ville have været. Men hæmskoen er næppe i en størrelsesorden, så den i sig selv vil eliminere den økonomiske
vækst i en overskuelig tidsperiode fremover.
Klimaproblemerne er efter mange eksperters mening det
største globale miljøproblem, vi kender til i vores tid. Samtidig er det det miljøproblem, der først og fremmest har
offentlighedens interesse i øjeblikket i diskussionen om
forholdet mellem miljø og vækst. I dette afsnit diskuteres
nærmere, hvor stor konflikten er mellem hensyn til klimaet
og fortsat økonomisk vækst. Desuden præsenteres en række
beregninger af klimaproblemernes omfang, foretaget ved
hjælp af den klimaøkonomiske model DICE.
246
Togradersmål er
referencepunkt
for FN’s
klimapanel
FN’s klimapanel IPCC har i sin femte evalueringsrapport
givet en række bud på, hvor store omkostningerne vil være
ved at føre en effektiv klimapolitik, når de måles i forhold
til væksten i det samlede forbrug på verdensplan, jf. IPCC
(2014). IPCC’s referencepunkt er, at den globale middeltemperatur ikke bør stige til mere end to grader over det
førindustrielle niveau. Togradersmålet kan ses som en måde
til at tage højde for fundamentale usikkerheder, sådan at der
er en rimelig sandsynlighed for, at klimaforandringerne ikke
kommer ud af kontrol, så længe man holder sig indenfor
dette mål. Målet formodes at være foreneligt med en koncentration af drivhusgasser i atmosfæren på 450 ppm (parts
per million) i 2100. Ved klimamødet COP15 i København i
2009 blev togradersmålet officielt udpeget som mål for
verdenssamfundets klimapolitik.
Effektiv
klimapolitik
reducerer kun
forbrugsvæksten
beskedent
Det centrale skøn for omkostningen for verdenssamfundet
ved at overholde dette mål beregner IPCC i en række scenarier til at udgøre, hvad der svarer til en reduktion i den årlige forbrugsvækst på mellem 0,04 og 0,14 pct.point i gennemsnit over hele det 21. århundrede. Det svarer til, at niveauet for de globale materielle forbrugsmuligheder i 2100
isoleret set vil ligge mellem 3 og 11 pct. lavere som følge af
omkostningerne ved klimapolitikken. Tallene skal ses i
sammenligning med, at den årlige vækst i det samlede globale forbrug i disse beregninger er mellem 1,6 og 3 pct.
årligt over hele århundredet.
Også
omkostninger ved
ikke at reagere
I vurderingen af omkostningerne ved at opfylde togradersmålsætningen skal man samtidig tage hensyn til, at der også
vil være omkostninger i form af større klimaskader forbundet med ikke at reducere udledningerne af drivhusgasser
svarende til togradersmålet.
Klimapolitikken
bør være
omkostningseffektiv
De nævnte beregninger gælder for en situation, hvor klimapolitikken føres så effektivt som muligt. Det indebærer, at
alle verdens lande antages at påbegynde reduktionerne med
det samme, og at der etableres en ensartet global udledningspris, der sikrer, at udledningerne reduceres, hvor det
kan ske billigst muligt. Opfyldes disse betingelser ikke, eller
lægges der eksempelvis begrænsninger på teknologivalget,
vil omkostningerne blive større.
247
Hensigtsmæssigt
at adskille
fordelings- og
effektivitetshensyn
En ensartet global afgift på alle drivhusgasser eller et tilsvarende globalt system med omsættelige kvoter for drivhusgasser er de mest oplagte instrumenter til at sikre en omkostningseffektiv løsning af klimaproblemerne. Disse instrumenter har også den fordel, at spørgsmålet om, hvilke
lande der skal betale for klimatiltagene, kan adskilles fra
spørgsmålet om, hvor reduktionerne i udledningerne skal
finde sted. Denne adskillelse er hensigtsmæssig, fordi det
globalt er en meget udbredt holdning, at de vestlige lande,
der har de største økonomiske ressourcer og historisk har
stået for den største udledning, bør betale en relativt stor del
af omkostningerne. Skal en global aftale virkeliggøres, må
den derfor formodentlig tage udgangspunkt i denne præmis.
Samtidig bør de nødvendige reduktioner imidlertid finde
sted, hvor det er billigst, hvilket ofte vil sige i mellemindkomst- og udviklingslande.
Vekselvirkning
mellem naturens
processer og
økonomisk
aktivitet
Beregninger af den ovenfor refererede slags er typisk foretaget ved hjælp af såkaldte IAM-modeller (Integrated Assessment Models), der kort kan beskrives som modeller, der
forener naturvidenskabelige og makroøkonomiske elementer. De forsøger altså at illustrere vekselvirkningen mellem
økonomiske aktiviteter og naturens processer: Udledningerne af CO2, som afhænger af både omfanget og arten af den
økonomiske aktivitet, påvirker via komplekse naturlige
reaktioner det globale temperaturniveau, der igen påvirker
den menneskelige velfærd og rammerne for den økonomiske aktivitet.
Meget stor
usikkerhed i
modelberegninger
Det er vigtigt at understrege, at der er meget stor usikkerhed
forbundet med de fremskrivninger af de fremtidige sammenhænge mellem samfundsøkonomien og klimaet, som
foretages i disse modeller. En anvendelig IAM-model er
nødvendigvis en meget kraftig forsimpling af de mange
forskellige komplicerede økonomiske og naturvidenskabelige processer, som løbende finder sted. For en række af de
centrale naturvidenskabelige og samfundsøkonomiske
sammenhænge gælder det, at vores viden i dag er så begrænset, at der ikke eksisterer enighed om, hvad der er den
bedste fremgangsmåde, når sammenhængene skal gengives
i formaliseret form i en computermodel. Det gælder eksempelvis klimafølsomheden, dvs. bestemmelsen af, hvor store
248
fremtidige temperaturstigninger den fremskrevne koncentration af drivhusgasser i atmosfæren vil medføre.
Modelbyggere
ofte på bar bund
Et mindst lige så vigtigt usikkerhedsmoment er, hvor stort
tilbageslaget af en given stigning i middeltemperaturen vil
være på vores økonomiske velfærd, jf. Pindyck (2013).
Dette tilbageslag søges ofte indfanget i en såkaldt skadesfunktion, som omregner temperaturstigninger til en monetariseret værdi for tab af produktion eller menneskelig velfærd. Den nøjagtige udformning af denne tabsfunktion er
dermed overordentlig vigtig for resultaterne. Her står modelbyggerne imidlertid ofte på relativt bar bund. Der eksisterer hverken en overbevisende økonomisk teori eller tilstrækkelige empiriske data, der med nogen særlig præcision
kan bestemme det rette udseende. Forskellige valg, hvad
angår de centrale parametre, kan føre til vidt forskellige
størrelsesordener for omkostningerne ved CO2-udledninger
og dermed også af, hvad det fornuftigste reduktionsforløb
vil være.
Katastrofescenarier særlig
vigtig – og endnu
uløst –
problemstilling
En særlig vigtig omstændighed er faren for klimakatastrofer: Naturvidenskabsfolk har peget på muligheden for, at
hvis temperaturen stiger over bestemte tærskelværdier, kan
det udløse særlige begivenheder, hvor skaderne stiger voldsomt. Eksempler er ændringer i havstrømme som Golfstrømmen, et massivt udslip af metan fra smeltende permafrost eller kollaps af de antarktiske ismasser. Det er hændelser, som ikke er særlig sandsynlige, men omvendt ikke kan
udelukkes, og som kan få katastrofale konsekvenser, hvis de
indtræffer. Muligheden for sådanne klimakonsekvenser med
lille sandsynlighed, men meget stor skadesvirkning, hvis de
indtræffer, er en særlig udfordring at håndtere tilfredsstillende i de eksisterende klimamodeller. Denne udfordring
kan endnu ikke siges at være tilfredsstillende løst i de toneangivende modeller, der p.t. bruges, jf. nedenfor.
Politiske og etiske
spørgsmål
Fastlæggelsen af andre parametre i modellen er grundlæggende et politisk eller etisk spørgsmål, som fagøkonomer
ikke objektivt kan besvare. Det gælder ikke mindst spørgsmålet om den rette diskonteringsrate, dvs. afvejningen mellem omkostninger og gevinster, der optræder i dag i forhold
til mange år ud i fremtiden, jf. nedenfor. Derudover er der
249
andre typer af usikkerheder, eksempelvis med hensyn til de
samfundsmæssige reaktioner på klimaforandringerne som
migrationer, flygtningestrømme og konflikter, jf. Heal og
Millner (2014).
Fornuftig
modelbrug er en
balancegang
De store usikkerheder i grundlaget for modelberegningerne
får somme tider folk til at stille spørgsmålet, om det overhovedet giver mening at anvende økonomiske modeller af
denne og tilsvarende karakter til noget som helst. Det er dog
formodentlig stadig bedre end det alternativ, der ville bestå i
at arbejde i blinde uden noget talmæssigt grundlag overhovedet. Selv usikre modeller er blandt andet nyttige til at
skabe overblik over sammenhænge og pege på, hvad vi har
brug for at vide mere om. Samtidig kan modellerne bruges
til følsomhedsanalyser, der sætter fokus på betydningen af
de forskellige usikkerheder. Fornuftig modelbrug bygger
derfor på en balancegang mellem at kunne bruge den indsigt, der faktisk kan fås fra beregningerne, og faren for at
lægge større vægt på resultaterne, end de kan bære.
Spænd fra -13 til
4860 kr. pr. ton
CO2
Som en illustration af de vidt forskellige resultater, som
forskellige antagelser om de grundlæggende klimaøkonomiske sammenhænge fører frem til, præsenterer Tol (2011) en
række opgørelser over de skønnede miljøomkostninger ved
at udlede et ekstra ton CO2. Opgørelserne spænder fra minus 13 kr. (altså en gevinst ved CO2-udledning) til 4860 kr.
pr. ton i 2005-priser, jf. også De Økonomiske Råd (2012).
Gennemsnittet for alle de medtagne beregninger er i denne
opgørelse 178 kr. pr. ton i 2005-priser.
Beregninger med DICE
DICE er en kendt
global
klimamodel
250
Et af de ældste og kendteste eksempler på en IAM-model er
DICE (Dynamic Integrated model of Climate and the Economy), der er udviklet af William Nordhaus fra Yale University specielt til at analysere klimaøkonomiske spørgsmål.
DICE kan anvendes til at illustrere konsekvenserne for global produktion og velfærd under forskellige forudsætninger.
DICE-beregninger indgår blandt andet i grundlaget for
IPCC’s rapporter. Ligeledes anvender den amerikanske
miljøstyrelse Environmental Protection Agency DICE som
en af styrelsens tre hovedklimamodeller (ved siden af mo-
dellerne PAGE og FUND). Det bør understreges, at de
ovenfor nævnte problemstillinger om usikkerheden og begrænsningerne i IAM-modeller også gælder for DICE. I
boks III.5 præsenteres flere detaljer om DICE, og på de
følgende sider illustreres en række sammenhænge mellem
klimaproblemer, klimapolitik og økonomisk vækst, som de
optræder ifølge forudsætningerne i denne model.
Befolkningen
stiger fra 6½ til
10½ mia.
I det her præsenterede grundforløb antages befolkningsudviklingen at følge det centrale scenarie i FN’s befolkningsfremskrivning. Det indebærer, at befolkningen stiger fra ca.
6½ mia. i 2010 til 10½ mia. mennesker omkring 2100,
hvorefter den antages at stabilisere sig på dette niveau. Samtidig stiger produktionen og forbruget pr. indbygger, dels på
grund af teknologiske fremskridt og dels som følge af kapitalakkumulation. Den årlige forbrugsvækst pr. capita er i
grundfremskrivningen ca. 2 pct. i det 21. århundrede og 1
pct. i det 22. århundrede.
Laden-stå-tilforløb
Konsekvenserne af at fastholde den nuværende klima- og
energipolitik fremadrettet i en slags laden-stå-til-forløb vil
ifølge DICE være en tredobling af den årlige CO2-udledning
i løbet af det 21. århundrede fra 34 gigaton CO2 i 2010 til
103 gigaton i 2100. Det vil ifølge modelfremskrivningen
medføre en stigning i den atmosfæriske koncentration af
drivhusgasser fra knap 400 ppm i 2010 til godt 850 ppm i
2100 og en fortsat stigning videre frem, jf. figur III.1. Konsekvensen bliver ifølge fremskrivningen en stigning i den
globale middeltemperatur fra et niveau på knap en grad C
over det før-industrielle niveau i 2010 til et niveau på fire
grader i 2100 og en yderligere stigning til over seks grader
100 år senere.1 Dette laden-stå-til-forløb betragtes i det følgende som modellens grundforløb, som de fleste øvrige
scenarier sammenlignes med.
1)
Modelteknisk antages i dette forløb, at udledningerne bremses fra
ca. 2200, hvilket medfører, at klimaet stabiliseres i løbet af det
23. århundrede.
251
Boks III.5
Den klimaøkonomiske model DICE
DICE er en såkaldt integrated assessment model (IAM-model), der illustrerer
samspillet mellem samfundsøkonomien og klimaet. I modellen tages højde både
for økonomiens påvirkning af klimaet (primært via afbrænding af fossile brændsler) og tilbagespillet i form af klimaforandringernes konsekvenser for produktions- og forbrugsmulighederne. Den er udviklet af professor William Nordhaus i
starten af 1990’erne, jf. Nordhaus (1993). Den anvendte modelversion er udarbejdet i 2013 med henblik på at være forenelig med de naturvidenskabelige sammenhænge i IPCC’s femte evalueringsrapport, jf. Nordhaus (2013).
Modellen kan opfattes som en såkaldt Ramsey-model, dvs. en traditionel økonomisk vækstmodel med en repræsentativ forbruger og produktionsvirksomhed.
Værdiskabelsen i økonomien antages i modellen at fremkomme ved brug af kapital, arbejdskraft og energi. Teknologiske fremskridt medfører, at værdien af produktionen pr. capita alt andet lige stiger over tid. Produktionen anvendes dels til
forbrug, dels til opsparing og dermed akkumulation af ny kapital. Produktionen
og dermed også forbrugsmulighederne antages at blive påvirket negativt af stigninger i den globale middeltemperatur, blandt andet på grund af konsekvenserne
for landbrugsproduktionen. Dette indfanges af modellens skadesfunktion, der angiver, hvor meget en given temperaturstigning vil formindske produktionen. Samtidig påvirkes produktionen isoleret set negativt af begrænsninger i brugen af fossile brændsler, mens stigende produktion (for en given CO2-intensitet) vil medføre højere global middeltemperatur. DICE er en deterministisk model. Det betyder,
at den ikke direkte tager højde for, at der er stor usikkerhed om, hvad de præcise
virkninger på jordens økosystem vil være af en given temperaturstigning. Den tager dermed heller ikke eksplicit hensyn til risikoen for særlig uheldige katastrofale følger af den globale opvarmning.
Aktørerne i økonomien antages i DICE løbende at træffe to grundlæggende beslutninger: Dels et valg mellem, hvor stor andel af produktionen der skal anvendes på henholdsvis forbrug og opsparing, og dels et valg om, hvor CO2-intensiv
produktionen skal være. Forbrugerne antages at træffe et optimalt valg, hvad det
første angår. Hvad klimapolitikken angår, kan modellen illustrere scenarier, hvor
der føres en optimal klimapolitik (hvilket vil sige den klimapolitik, der sikrer den
størst mulige diskonterede nytte), såvel som scenarier med en eksogent givet global klimapolitik, eksempelvis en fortsættelse af status quo.
Samfundsvelfærdsfunktionen (kriteriefunktionen) består af den tilbagediskonterede nytteværdi af pr. capita-forbruget fratrukket klimaskader, vægtet med hver
252
Boks III.5
Den klimaøkonomiske model DICE, fortsat
generations størrelse. Sidstnævnte antagelse medfører, at fremtidige tidsperioder
alt andet lige får større vægt i grundforløbet, simpelthen fordi det forventes, at der
vil leve flere mennesker i fremtiden end i nutiden.
Produktionsfunktionen antages at være af Cobb-Douglas-typen, hvilket vil sige, at
substitutionselasticiteten mellem fossile brændstoffer, kapital og arbejdskraft er
lig med én. Denne grundlæggende antagelse indebærer, at produktionen kan vokse i det lange løb, selvom der skæres ned på de fossile udledninger, jf. boks III.2.
Modellen anvendes her til at illustrere udviklingen i perioden 2010-2300 med
vægt på perioden frem til 2100.
Der er flere typer af teknologiske fremskridt i DICE. Dels antages generelle teknologiske fremskridt at forøge produktiviteten med godt 1½ pct. årligt initialt,
faldende til ca. 0,3 pct. årligt i 2300. Dels antages der forbedringer i energieffektiviteten, der alt andet lige formindsker udledningerne pr. produceret vare over tid
med 1 pct. årligt i starten faldende til ¾ pct. Endelig antages der at være en bagstopperteknologi, dvs. en mulighed for at producere uden anvendelse af CO2, hvis
pris i forhold til forbrugsvarer falder med ½ pct. om året.
Det er antaget, at tidspræferenceraten er 1½ pct. årligt. Det indebærer, at fremtidens nytte neddiskonteres i forhold til nutidens, jf. boks III.6.
Prisen på olie og andre fossile brændsler antages i grundforløbet i DICE at stige
med 2 pct. årligt i forhold til almindelige forbrugsvarer. Det afspejler, at der vil
blive stigende knaphed på disse råstoffer i takt med, at jordens eksisterende ressourcer bruges op, jf. afsnit III.4. Den begrænsede mængde af fossile reserver er
også direkte afspejlet i DICE, hvor den kumulerede udvinding ikke kan overstige
6000 gigaton kulstof. Selv i grundforløbet uden skærpet klimapolitik overstiger
den kumulerede udvinding i de kommende tre århundreder dog ikke 4700 gigaton, hvilket illustrerer, at forureningsproblemet forbundet med fossile brændsler
er betydeligt større end knaphedsproblemet.
253
Figur III.1
Ppm
900
800
Atmosfærisk koncentration af CO2
Grundforløb
Optimalt forløb
700
600
500
400
300
2010
Anm.:
Kilde:
Optimal afgift
stiger fra 18 til
143 dollar over
århundredet
254
2030
2050
2070
2090
I grundforløbet er det antaget, at der ikke føres aktiv klimapolitik udover ambitionsniveauet fra 2010. I det optimale forløb
indrettes den globale klimapolitik optimalt i henhold til antagelserne i DICE.
Beregninger på DICE.
Som alternativ til det nævnte laden-stå-til-forløb kan det
beregnes, hvad en optimal klimapolitik vil indebære ifølge
modellens grundlæggende antagelser. En optimal klimapolitik skal her forstås som en situation, hvor der netop udledes
så meget CO2, at marginalomkostningerne ved at nedbringe
udledningerne yderligere svarer til den opgjorte marginale
skadesværdi. Det er muligt at fortolke forløbet med optimal
klimapolitik som et forløb, hvor der indføres en global CO2afgift, der netop svarer til den marginale skadesvirkning,
som udledningerne har på produktion og forbrug. En anden
mulig udlægning er, at reduktionerne sker som resultat af
indførelsen af et globalt system med omsættelige udledningskvoter. I dette tilfælde vil markedsprisen for kvoter
svare til, hvad afgiften ville være under en afgiftsordning. I
det optimale forløb i DICE er afgiften/kvoteprisen på knap
18 dollar pr. ton CO2 i 2015 og stiger til 143 dollar i 2100
(2010-priser), jf. figur III.2. Til sammenligning var kvoteprisen i EU’s kvotesystem primo februar 2015 ca. 7 euro pr.
ton, hvilket svarer til omkring 8 dollar i årets priser (eller
godt 7 dollar i 2010-priser). Den optimale globale afgift i
DICE er altså for tiden mere end dobbelt så høj som EU’s
nuværende kvotepris – og vil stige kraftigt i fremtiden.2
Figur III.2
CO2-afgiftsniveau
Dollar pr. ton CO2
160
Grundforløb
Optimalt forløb
140
120
100
80
60
40
20
0
2010
Anm.:
Kilde:
Klokkeformet
udledningsforløb
2030
2050
2070
2090
indrettes den globale klimapolitik optimalt i henhold til antagelserne i DICE. Afgiften er angivet i 2010-priser.
I DICE-modellens optimale forløb får udledningerne i løbet
af århundredet et klokkeformet forløb, som det fremgår af
den følgende figur III.3. De globale udledninger stiger frem
imod 2060 og falder derefter til et niveau, der er lavere end i
dag. Når udledningerne ikke falder med det samme i det
optimale forløb, hænger det sammen med afgiftens (eller
kvotebegrænsningernes) udvikling over tid, hvor klimapolitikken gradvis bliver mere og mere restriktiv. I 2050 er BNP
pr. capita en anelse (mindre end én promille) lavere i det
optimale forløb end i grundforløbet.
2)
Den globale afgift/kvotepris i DICE kan betragtes som en gennemsnitlig afgift på udledninger i hele verden. I 2010 var den
gennemsnitlige globale nettoafgift, som er lagt ind i grundforløbet, ca. 1 dollar, jf. Nordhaus (2013).
255
Figur III.3
Industrielle emissioner
Gigaton CO2 pr. år
120
Grundforløb
Optimalt forløb
100
80
60
40
20
2010
Anm.:
Kilde:
2030
2050
2070
2090
indrettes den globale klimapolitik optimalt i henhold til antagelserne i DICE.
Gevinsten ved at
“investere” i
klimaet stiger i
kommende årtier
Den stigende profil i den optimale afgift ifølge DICEmodellen er karakteristisk for såvel denne som en række
andre IAM-modeller, jf. Nordhaus (2007). Den grundlæggende årsag til, at det i disse modeller er optimalt med en
gradvis stramning af klimapolitikken og dermed en stigende
profil for CO2-afgiften, er, at kapital i dag er relativt knap.
Gevinsten ved at investere i mere kapital (inklusive f.eks.
humankapital) er ifølge DICE og lignende modeller i dag
relativt stor i forhold til alternativt at “investere” i yderligere nedbringelse af drivhusgas-udledninger. I det optimale
forløb vil kapitalapparatet imidlertid stige, og det ekstra
udbytte ved at investere endnu mere falder derfor. Samtidig
øges skaden ved yderligere udledninger. Den relative gevinst ved at investere i klimaet stiger derfor i de kommende
årtier.
Det grønne
paradoks næppe
et problem i disse
forløb
Sinn (2008) har påpeget, at en CO2-afgift, der forventes at
stige over tid, paradoksalt nok risikerer at føre til en forværring af klimaproblemerne. Årsagen er, at udbyderne af fossile brændsler kan tænkes at fremskynde udvindingen for at
nå at sælge deres beholdninger, inden skatten bliver for høj.
256
Denne problemstilling omtales ofte som det grønne paradoks. Skal det grønne paradoks materialisere sig, vil det dog
i almindelighed kræve, at de årlige afgiftsstigninger er større end renten, hvilket ikke er tilfældet i det viste DICEforløb. Også en række andre forhold som eksempelvis stigende udvindingsomkostninger gør risikoen for det grønne
paradoks mindre, jf. van der Werf og di Maria (2012). Samtidig vil et globalt dækkende system med omsættelige udledningskvoter være immunt over for det grønne paradoks,
idet det ikke vil give udvinderne kollektivt nogle muligheder for at fremskynde forbruget af fossile brændsler, jf. De
Toppunkt på godt
600 ppm
I det optimale forløb vil den atmosfæriske koncentration af
drivhusgasser stige til et niveau på lige over 600 ppm i løbet
af det 21. århundrede. Efter århundredskiftet vil dette niveau
igen falde som følge af stadig mindre udledninger kombineret med en vis naturlig reduktion af koncentrationen. Den
højeste koncentration nås dermed netop omkring 2100.
I optimalt forløb
stiger
temperaturen op
til 3½ grader
Udviklingen i udledninger og koncentrationer medfører, at
den globale middeltemperatur i det optimale DICE-forløb
stiger til godt tre grader over det før-industrielle niveau i
løbet af 2000-tallet, jf. figur III.4. Temperaturstigningen
øges yderligere efter 2100 og når ifølge beregningen op på
omkring 3½ grader kort efter 2100, hvorefter temperaturen
begynder at falde i takt med, at koncentrationen af drivhusgasser i atmosfæren mindskes. Det er således ifølge DICE
ikke optimalt at begrænse de globale temperaturstigninger
til to grader. Dette skyldes blandt andet den anvendte diskontering i modellen, hvilket diskuteres nærmere nedenfor.
257
Figur III.4
Global middeltemperatur
Grader Celsius over før-industrielt niveau
4.0
Grundforløb
Optimalt forløb
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
2010
Anm.:
Kilde:
2030
2050
2070
2090
I grundforløbet fortsætter temperaturen med at stige til ca. seks
grader over før-industrielt niveau, mens temperaturen i det optimale forløb gradvis aftager og når et maksimalt niveau på 3½
grad over førindustrielt niveau omkring 2130, hvorefter den aftager langsomt.
Togradersmålet
Togradersmål
officielt
referencepunkt
Man kan sammenligne det optimale DICE-forløb med et
forløb, hvor man globalt fører en klimapolitik, der sikrer, at
temperaturen aldrig overstiger et niveau på to grader over
førindustrielt niveau. Togradersmålsætningen blev officielt
knæsat på klimatopmødet COP15 i København i 2009 som
mål for den maksimale temperaturstigning, verdenssamfundet bør acceptere. Bag denne målsætning ligger en vurdering af, at så længe man holder sig indenfor dette mål, er der
en rimelig sandsynlighed for, at klimaforandringerne ikke
kommer ud af kontrol. Det drejer sig ikke mindst om hensynet til en rimelig sikkerhed for, at de tidligere nævnte
katastrofescenarier, der især er tænkelige ved ret høje temperaturstigninger, ikke vil indtræffe.
Togradersmål
kræver afgift på
270 dollar
Ifølge DICE vil et forløb, hvor den maksimale temperaturstigning begrænses til to grader, kræve, at CO2-afgiften
straks hæves til omkring 50 dollar pr. ton, og at afgiften
herefter gradvis hæves yderligere til et niveau på over 270
258
dollar omkring 2060, hvorefter den igen falder, jf. figur
III.5.
Figur III.5
CO2-afgiftsniveau
Dollar pr. ton CO2
300
Optimalt forløb
Tograder
250
200
150
100
50
0
2010
Anm.:
Kilde:
2030
2050
2070
2090
I det optimale forløb indrettes den globale klimapolitik optimalt
i henhold til antagelserne i DICE. I togradersforløbet er yderligere pålagt den restriktion, at den globale middeltemperatur aldrig må overstige to grader over før-industrielt niveau.
En sådan politik medfører, at udledningerne gradvis falder
til nul i 2060, idet der dog levnes plads til en lille genoptagelse ved århundredets slutning, jf. figur III.6.
Behov for
omkostningseffektivitet
Overholdelse af togradersmålet vil altså kræve en betydeligt
kraftigere indsats fra verdenssamfundets side, end man ser i
dag. Dermed bliver det tilsvarende vigtigere, at indsatsen
foretages omkostningseffektivt, så ressourceforbruget forbundet med at opretholde et stabilt klima ikke bliver større
end nødvendigt på grund af ineffektive virkemidler.
259
Figur III.6
Gigaton CO2 pr. år
60
Optimalt forløb
Tograder
50
40
30
20
10
0
2010
Anm.:
Kilde:
2030
2050
2070
2090
i henhold til antagelserne i DICE. I togradersforløbet er yderligere pålagt den restriktion, at den globale middeltemperatur aldrig må overstige to grader over før-industrielt niveau.
Togradersforløb
giver først lavere
og dernæst højere
nettoforbrug
Omkostningerne forbundet med den mere ambitiøse klimapolitik i tograders-scenariet medfører, at produktionen pr.
capita omkring 2050 er ca. 2½ pct. lavere i togradersforløbet end i det optimale forløb: Mens BNP pr.
capita i det optimale forløb er knap 140 pct. større i 2050
end i 2010, er stigningen i togradersforløbet “kun” godt 130
pct. Fra omkring 2100 og videre frem vil BNP pr. capita
fraregnet klimaskader imidlertid være permanent højere i
togradersforløbet.
Forsinkes
iværksættelsen i
20 år, kræves
meget voldsom
afgift fra 2035
Forestiller man sig, at togradersmålsætningen skal overholdes, men verdenssamfundet venter yderligere 20 år med at
implementere den nødvendige politik, vil det ifølge DICE
stadig være muligt at nå togradersmålet, men det kræver så
en meget kraftig reduktion i udledningerne fra og med 2035.
CO2-afgiften vil i dette tilfælde skulle stige til ca. 250 dollar
straks i 2035 og hurtigt derefter til 300 dollar, hvorefter den
kan aftage i resten af århundredet, jf. figur III.7.
260
Figur III.7
CO2-afgiftsniveau
Dollar pr. ton CO2
300
250
200
150
100
50
0
2010
Anm.:
Kilde:
Forsinkelse
kræver total
udfasning fra
2040
Forsinket politik
Tograder
2030
2050
2070
2090
I forløbet med forsinket politik antages det, at verden først
påbegynder de reduktioner, der skal begrænse temperaturstigningen til to grader over før-industrielt niveau, i 2035 i stedet
for 2015.
I forløbet, hvor den klimapolitiske indsats udskydes, stiger
de årlige emissioner indtil 2035 til over 50 gigaton CO2.
Derefter er der imidlertid behov for en næsten øjeblikkelig
udfasning af fossile brændsler for at kunne undgå for kraftige temperaturstigninger, jf. figur III.8. Verden må dermed i
en længere periode fra 2040 indtil slutningen af århundredskiftet undgå industrielle netto-udledninger af CO2 overhovedet. Et sådant forløb, hvor CO2-udledningerne reduceres
så markant på en meget kort tid, er i praksis næsten umuligt
at forestille sig.
261
Figur III.8
Gigaton CO2 pr. år
60
50
Forsinket politik
Tograder
40
30
20
10
0
2010
Anm.:
Kilde:
Togradersmål
optimalt med
Stern-lignende
præferencer
262
2030
2050
2070
2090
I forløbet med forsinket politik antages det, at verden først
påbegynder de reduktioner, der skal begrænse temperaturstigningen til to grader over før-industrielt niveau, i 2035 i stedet
for 2015.
Som det fremgår ovenfor, er togradersforløbet ikke optimalt
under hovedforudsætningerne i DICE. Derimod er det optimalt at lade temperaturstigningerne flade ud på et højere
niveau. En af årsagerne hertil er den anvendte diskontering
af fremtiden, der medfører, at klimaskader, der finder sted i
fremtiden, har mindre vægt i den anvendte kriteriefunktion,
jf. boks III.6. Konklusionen i den meget omtalte britiske
Stern-rapport fra 2007 var, at der var behov for en betydeligt mere ambitiøs klimapolitik end svarende til det optimale
forløb i en model som DICE. En hovedforskel på Sterns og
Nordhaus’ beregninger er netop, at Stern-rapporten anvendte en lavere diskontering end DICE. Anvender man i DICE
en tidspræferencerate på 0,1 pct., som omtrentligt svarer til
beregningsforudsætningerne i Stern-rapporten, i stedet for
1½ pct., vil det optimale forløb ligne det viste togradersforløb i langt højere grad. Den øjeblikkelige stigning i CO2afgiften er endnu højere på kort sigt, nemlig over 90 dollar
pr. ton CO2, og stiger derefter til et niveau på ca. 250 dollar
omkring 2070, jf. figur III.9. I Stern-forløbet kravler den
globale middeltemperatur netop op på omkring to grader
over førindustrielt niveau i nogle årtier fra 2075 og frem,
men falder siden igen.
Figur III.9
CO2-afgiftsniveau
Dollar pr. ton CO2
300
Optimalt forløb
Tograder
250
Stern
200
150
100
50
0
2010
Anm.:
Kilde:
2030
2050
2070
2090
i henhold til antagelserne i DICE. I togradersforløbet er yderligere pålagt den restriktion, at den globale middeltemperatur aldrig må overstige to grader over før-industrielt niveau. I Sternforløbet anvendes en lavere diskontering end de normale DICEantagelser.
263
Boks III.6
Diskontering i klimaspørgsmål
En meget betydningsfuld diskussion i klimaøkonomien er spørgsmålet om, hvordan fremtidige gevinster og omkostninger skal tilbagediskonteres til beløb i dag.
Diskussionen føres ofte indenfor rammerne af den såkaldte Ramseyligning:
=
+ ∙ ,
Hvor r er diskonteringsraten, som afhænger af den rene tidspræferencerate ρ,
vækstraten i forbruget g og den såkaldte grænsenytteelasticitet for forbruget e. Betydningen af disse parametre forklares nærmere i det følgende.
Ramseyligningen indgår i mange enkle optimale vækstmodeller og således også i
DICE, hvor diskonteringsratens størrelse er afgørende for, hvor stærk en klimapolitik det er optimalt for verdenssamfundet at føre. Man kan skelne mellem to hovedtilgange til, hvordan diskonteringsraten skal fastlægges. Nordhaus selv er
talsmand for at anvende en deskriptiv empirisk tilgang. Her lægges vægt på, at
diskonteringsraten skal svare til den realrente, man kan observere i virkelighedens
økonomier. Nordhaus går på denne baggrund ud fra et globalt realt kapitalafkast
på godt 5 pct. og fastsætter herudfra værdier for tidspræferenceraten ρ (1½ pct.)
og grænsenytteelasticiteten e (1,45), der sammen med den initiale forbrugsvækstrate i DICE netop fører til en diskonteringsrate på godt 5 pct. i de første perioder.
På grund af den aftagende vækstrate i forbruget falder også diskonteringsraten
over tid i DICE-grundforløbet. I 2100 er den således knap 3½ pct.
En alternativ tilgang, som blandt andet Stern-rapporten har anvendt, er at opfatte
Ramseyligningen som en normativ regel. Ud fra denne tankegang er det irrelevant, hvad markedsrenten er i dag. Specielt parameteren ρ bør derimod fastsættes
ud fra etiske og politiske overvejelser om, hvordan forholdet mellem nutidige og
fremtidige generationer bør være. Tidspræferenceraten ρ bør således opfattes som
et mål for samfundets utålmodighed: Hvor meget mindre vægt bør samfundet
lægge på forbrug og velfærd for fremtidige generationer, udelukkende fordi de er
født på et senere tidspunkt? Det er naturligt, at mange privatøkonomiske dispositioner indeholder et element af utålmodighed og derfor kræver en præmie for at
udskyde forbrug. Når det drejer sig om overordnede samfundsøkonomiske problemstillinger (her i virkeligheden hele verdenssamfundets fremtidige forbrugsmuligheder i bred forstand), er der imidlertid et etisk problem forbundet med at
lægge mindre vægt på fremtidige generationers velfærd. Der kan derfor argumenteres for, at man bør anvende en meget lav tidspræferencerate ved den slags beregninger. Dette er også konsistent med princippet om bæredygtighed, der tilsiger,
264
Boks III.6
Diskontering i klimaspørgsmål, fortsat
at fremtidige generationer ikke bør stilles ringere end nuværende. Der kan dog
argumenteres for, at den samfundsmæssige tidspræferencerate trods alt bør være
positiv. Der er nemlig en vis, omend meget lille, sandsynlighed for, at selve menneskeheden går til grunde som følge af en voldsom katastrofe (som meteornedslag
eller atomkrig). Der er altså en meget lille risiko for, at der ikke vil være nogen
mennesker om 100 år, hvilket er en selvstændig begrundelse for at give forbrug på
dette tidspunkt lidt lavere vægt.
Som det fremgår af Ramseyligningen, indebærer en tidspræferencerate nær nul
imidlertid ikke, at diskonteringsraten så også skal være meget tæt på nul. Det må
nemlig forventes, at den økonomiske vækst fortsat vil være positiv og fremtidige
generationer dermed rigere, end vi er i dag. Og nytteværdien af ekstra forbrug vil
normalt blive mindre, jo rigere man er. Hvor meget grænsenytten falder af en given forbrugsvækst, afspejles af grænsenytteelasticiteten e. For denne størrelse anvendes ofte værdien 1 eller højere. I det anførte såkaldte Stern-forløb i hovedteksten anvendes en årlig tidspræferencerate på 0,1 pct. og en grænsenytteelasticitet
på 1. Det medfører en realrente på godt 3 pct. i starten af forløbet, der omkring
2100 er faldet til ca. 1½ pct. på grund af den faldende vækstrate i forbruget.
En tredje tilgang, som blandt andet Weitzman (2007) og Barro (2014) repræsenterer, stiller spørgsmålstegn ved, om Ramseyligningen som opstillet her overhovedet er den mest relevante ramme for en diskussion af den rette klimaindsats. De
påpeger, at risikoen for katastrofiske udfald (altså udfald, der har en ringe sandsynlighed, men meget store skadesvirkninger, hvis de alligevel indtræffer) bør
have en fremtrædende rolle i diskussionen af, hvor mange ressourcer verdenssamfundet bør ofre på en ambitiøs klimapolitik. Dette afspejles hverken af den deskriptive eller den normative tilgang til Ramseyligningen, men kan inkorporeres
ved at anvende andre formuleringer af kriteriefunktionen, der mere direkte tager
højde for, at der er en gevinst forbundet med at undgå usikkerhed, jf. boks III.7.
Barro (2014) demonstrerer, at med en sådan tilgang kan også en høj effektiv diskonteringsrate på niveau med Nordhaus’ være forenelig med, at det er optimalt at
føre en ret skrap klimapolitik, eksempelvis på linje med togradersmålsætningen
eller skrappere.
265
Lavere befolkningsvækst
Scenarie med
lavere
befolkningsvækst
Et spørgsmål, der somme tider diskuteres, er de klimatiske
konsekvenser af befolkningsvækst. Her undersøges konsekvenserne i DICE af at forudsætte, at befolkningsudviklingen i det 21. århundrede ikke følger hovedscenariet i FN’s
befolkningsfremskrivning, men i stedet FN’s scenarie for
lav befolkningsvækst. Ifølge dette vokser befolkningen fra
7¼ mia. mennesker i dag til et toppunkt på knap 8½ mia.
omkring 2050 for derefter at falde til 6¾ mia. i 2100. Befolkningen er dermed ved århundredets slutning 3½ mia.
mindre end i grundforløbet, jf. figur III.10.
Figur III.10 Befolkningsvækst
Mia. personer
12
Grundforløb
Lav befolkningsvækst
11
10
9
8
7
6
2010
Anm.:
Kilde:
Lavere
befolkningsvækst
medfører færre
udledninger, hvis
politikken ikke
indrettes optimalt
266
2030
2050
2070
2090
Grundforløbet bygger på de centrale forudsætninger i FN’s
befolkningsfremskrivning, mens scenariet med lav befolkningsvækst bygger på FN’s befolkningsfremskrivning med
samme betegnelse.
Den lavere befolkning fører naturligt til en lavere global
produktion, hvilket alt andet lige indebærer lavere udledninger og dermed en mindre temperaturstigning. Det er
imidlertid afgørende for de klimatiske konsekvenser af den
ændrede befolkningsantagelse, om man forudsætter, at den
globale klimapolitik fortsætter uændret i forhold til 2010,
eller om det forudsættes, at verdenssamfundet begrænser
udledningerne i optimalt omfang ud fra modellens forudsætninger. I det førstnævnte tilfælde fører den lavere befolkningsvækst til en reduktion i de industrielle udledninger.
I 2100 udgør forskellen en tredjedel i forhold til grundforløbet, jf. figur III.11. Det er proportionalt med forskellen i
befolkningsstørrelse. Stigningen i den globale middeltemperatur er dermed også lavere: Den stiger “kun” til godt 3½
grad over førindustrielt niveau i 2100 og knap 5½ grad over
i 2200. Dette er henholdsvis 0,2 grad og knap 1 grad lavere
end i grundforløbet.
Figur III.11 Industrielle emissioner
Gigaton CO2 pr. år
120
Grundforløb
100
80
60
40
20
2010
Anm.:
Kilde:
Lav
befolkningsvækst
medfører lavere
optimal afgift …
2030
2050
2070
2090
Her sammenlignes to forløb, hvor der ikke føres aktiv klimapolitik udover ambitionsniveauet fra 2010 (“laden-stå-til-forløb”),
med hhv. høj og lav befolkningsvækst.
Går man alternativt ud fra, at man på verdensplan indretter
klimapolitikken optimalt i forhold til de øvrige forudsætninger i DICE, medfører den mere beskedne befolkningsudvikling, at klimapolitikkens ambitionsniveau nedsættes i
forhold til det tidligere omtalte optimale forløb. Den optimale CO2-skat bliver i hele forløbet med den lavere befolkningsvækst tilsvarende lavere, jf. figur III.12. I 2015 er den
optimale afgift ca. 20 pct. lavere end i grundforløbet, og
forskellen vokser til godt 30 pct. i 2100 – omtrent samme
procentvise forskel som befolkningsstørrelsen. Den optima267
le indsats ligger dog også i dette forløb langt over den aktuelle globale indsats.
Figur III.12 CO2-afgiftsniveau
Dollar pr. ton CO2
160
Optimalt forløb
140
120
100
80
60
40
20
0
2010
Anm.:
Kilde:
… og dermed
flere udledninger
under optimal
politik
268
2030
2050
2070
2090
Her sammenlignes to forløb, hvor der føres optimal global
klimapolitik i henhold til antagelserne i DICE, med hhv. høj og
lav befolkningsvækst.
Dermed er der ikke de store forskelle i det samlede emissionsniveau, der er stort set sammenfaldende i de to optimale
forløb i det meste af det 21. århundrede, jf. figur III.13.
Henimod slutningen af århundredet ses imidlertid det umiddelbart paradoksale, at de samlede udledninger bliver større
i scenariet med den laveste befolkning. Denne forskel fortsætter efter århundredskiftet og skyldes, at de fremtidige
generationer med den anvendte samfundsvelfærdsfunktion
vil få mindre vægt, når beslutningen om klimapolitikkens
ambitionsniveau skal træffes – simpelthen fordi disse generationer nu er noget mindre end i grundforløbet. Det betyder, at ambitionsniveauet i klimapolitikken reduceres. Det
lavere ambitionsniveau og de tilsvarende større udledninger
bevirker, at temperaturstigningerne er større i forløbet med
den mindste befolkning. I 2200 er den modelberegnede
forskel på ½ grad. I henhold til DICE vil en mindre befolkning altså ikke medføre færre samlede udledninger, hvis
verdenssamfundet inddrager konsekvenserne af befolk-
ningsændringerne, når klimapolitikken tilrettelægges. Dette
skyldes, at det hensyn, man tager til generationer, der lever
på forskellige tidspunkter, i DICE afhænger af generationernes størrelse.
Gigaton CO2 pr. år
50
45
40
35
30
25
20
2010
Anm.:
Kilde:
Optimalt forløb
2030
2050
2070
2090
klimapolitik i henhold til antagelserne i DICE, med hhv. høj og
lav befolkningsvækst.
Højere vurdering af klimaskader
En række
potentielle skader
beregnes ikke
Skadesfunktionen i DICE er som udgangspunkt dannet til at
afspejle estimater fra en oversigt over den estimerede monetære værdi af klimaskaderne ved forskellige temperaturstigninger, jf. Tol (2009) og Nordhaus (2013). Disse estimater
omfatter omkostninger som produktionstab mv. En række
vigtige potentielle skadesvirkninger indgår imidlertid ikke,
herunder tab som følge af mindre biodiversitet, forsuring af
havene, politiske reaktioner samt ekstreme hændelser som
ændrede havstrømme og risikoen for andre katastrofiske
hændelser. Estimaterne tager heller ikke højde for meget
langsigtede virkninger, som rækker udover en tidshorisont
på nogle hundrede år.
269
DICE håndterer
ikke muligheden
for katastrofescenarier
For at tage højde for disse mangler er der i DICE tillagt en
merskade på 25 pct. af de medtagne omkostninger. En lignende størrelsesorden anvendes i andre studier, men afspejler i sidste ende et rent subjektivt jugement. Samtidig er
skadesfunktionen i DICE formuleret således, at den ikke
inkluderer muligheden for særlige tærskelværdier, hvor
skaderne stiger voldsomt, og de samlede klimaskader i et år
kan i DICE aldrig overstige 100 pct. af BNP. Dermed er
såkaldte katastrofescenarier udelukket alene på grund af
modellens konstruktion, jf. Nordhaus (2013). Nordhaus gør
desuden opmærksom på, at skadesfunktionen er konstrueret
til især at kunne vurdere skaderne for temperaturstigninger
på mellem 0 og 3 grader. Estimater af skader for temperaturstigninger på mere end tre grader er stort set ikke eksisterende, hvilket gør modellen mindre pålidelig i scenarier,
hvor temperaturen stiger meget.
Scenarie med
højere vurdering
af klimaskader
Som en illustration af følsomheden kan det alternativt antages, at et centralt skøn for de ikke-medtagne risici udgør 50
pct. i stedet for 25 pct. af de medtagne omkostninger. Dette
svarer til at forhøje værdien af klimaskaderne ved ethvert
temperaturniveau med 20 pct. i forhold til DICE’s normale
skadesfunktion. I dette tilfælde bliver den optimale CO2skat i 2015 godt 21 dollar i stedet for knap 18, hvilket er en
stigning på knap 20 pct., jf. figur III.14. I resten af århundredet vil den optimale skat fortsat ligge ca. 20 pct. højere i
tilfældet med de større skadesomkostninger. Det medfører
lavere emissioner. I 2050 er de således 7 pct. lavere i scenariet med de største skadesomkostninger, og forskellen stiger
over århundredet, jf. figur III.15.
270
Figur III.14 CO2-skat
Dollar pr. ton CO2
180
Optimalt forløb
160
Større klimaskader
140
120
100
80
60
40
20
0
2010
Anm.:
Kilde:
2030
2050
2070
2090
klimapolitik i henhold til antagelserne i DICE. I det ene forløb
er omkostningerne ved klimaskaderne ved ethvert temperaturniveau 20 pct. højere end i DICE’s normale skadesfunktion.
Gigaton CO2 pr. år
50
40
30
20
10
2010
Anm.:
Kilde:
Optimalt forløb
Større klimaskader
2030
2050
2070
2090
klimapolitik i henhold til antagelserne i DICE. I det ene forløb
er omkostningerne ved klimaskaderne ved ethvert temperaturniveau 20 pct. højere end i DICE’s normale skadesfunktion.
271
Epstein-Zin-præferencer – en alternativ tilgang
Vigtigt at
håndtere
usikkerhed mere
direkte
I de senere år er der blevet sat spørgsmålstegn ved, om den
enkle Ramseyligning, der er præsenteret i boks III.6, er det
bedste udgangspunkt for en diskussion af klimapolitikkens
ambitionsniveau. Det skyldes, at den måde, hvorpå typiske
økonomiske modeller som eksempelvis DICE repræsenterer
befolkningens præferencer, ikke håndterer folks risikovilje
særlig hensigtsmæssigt, jf. blandt andet Weitzman (2007,
2009). I stedet har en række forskere peget på, at klimaproblemstillingen mere hensigtsmæssigt bør analyseres ved
anvendelsen af en samfundsvelfærdsfunktion, der eksplicit
tager højde for, at graden af usikkerhed om et problems
størrelse kan have stor betydning for, hvor meget man rationelt vil ønske at bruge på forebyggelse. En særlig form for
præferencer, der gør dette muligt, er de såkaldte EpsteinZin-præferencer, jf. boks III.7.
Stokastisk
version af DICE
…
Cai mfl. (2013) har konstrueret en stokastisk udgave af DICE-modellen, hvor de anvender sådanne Epstein-Zinpræferencer. I modellen DSICE indarbejdes eksplicit en
række usikkerheder, blandt andet i form af eksistensen af
forskellige tærskelværdier, der med en vis sandsynlighed vil
medføre skader af ukendt størrelsesorden, hvis de overskrides. Skaderne antages at være irreversible, hvis de først
indtræffer.
… medfører langt
højere optimale
CO2-afgifter
Cai mfl. (2013) finder frem til, at indførelse af eksplicit
usikkerhed med hensyn til skadernes størrelse medfører en
betydelig stigning i den optimale CO2-skat. Tilsvarende vil
indførelsen af de omtalte tærskelværdier resultere i et højere
niveau for den optimale CO2-afgift, selv for tærskelbegivenheder med lav sandsynlighed og relativt beskedne konsekvenser. Eksempelvis vil et scenarie, hvor der med 0,1
pct.s sandsynlighed under uændret adfærd indtræffer en
hændelse i 2100, der reducerer BNP med 20 pct., medføre
en optimal CO2-afgift i dag på 521 dollar pr. ton, hvis nutidens beslutningstagere er tilstrækkelig risikoaverse. Forfatterne opfatter det som en central konklusion fra deres beregninger, at fraværet af usikkerhed i DICE og tilsvarende
modeller kan føre til en betydelig undervurdering af gevinsterne ved en klimapolitik, der begrænser udledningerne.
272
Boks III.7
Epstein-Zin-præferencer
I mange anvendte økonomiske modeller anvendes en simpel matematisk gengivelse af befolkningens præferencer (en nyttefunktion), der ikke skelner klart mellem de intertemporale substitutionsmuligheder og graden af risikoaversion. Begge
disse afhænger af den samme parameter (ofte benævnt grænsenytteelasticiteten,
jf. boks III.6). Imidlertid viser undersøgelser, at de to begreber langtfra er størrelsesmæssigt sammenfaldende. Forskerne Epstein og Zin præsenterede i 1989 en
anden form for nyttefunktion, der skelner klart mellem de to forhold, jf. Epstein
og Zin (1989). Denne type nyttefunktioner, som især anvendes, hvor risikomomenter er af afgørende betydning, er siden blevet opkaldt efter dem.
I Barro (2014) anvendes eksempelvis følgende udgave af Epstein-Zinpræferencerne:
+
=
1
1+
1−
1−
.
Her repræsenterer Ut den samlede nytte eller velfærd i periode t, mens EtUt+1 betegner den forventede nytte i den næste tidsperiode. Parametrene ρ og e betegner
ligesom i boks III.6 henholdsvis tidspræferenceraten (et udtryk for utålmodighed)
og grænsenytteelasticiteten (hvor 1/e udtrykker den intertemporale substitutionselasticitet). Det afgørende nye i ovenstående formulering er parameteren γ. Den
betegnes den relative risikoaversionskoefficient. En høj værdi af γ angiver stor
modvilje mod at tage risici, men udtrykker ikke noget om afvejningen mellem
forskellige tidsperioder.
I mange almindelige anvendte økonomiske modeller, bl.a. DICE, anvendes en
simplere formulering (en såkaldt isoelastisk nyttefunktion), som svarer til specialtilfældet, hvor γ = e. Til sammenligning har e værdien 0,5, mens γ har værdien 3,3
i Barros kalibrering, som bygger på makroøkonomiske empiriske undersøgelser.
Barro (2014) demonstrerer, at denne ændring kan have meget stor betydning for
det optimale klimaambitionsniveau.
Andre analyser
får samme
resultat
Flere andre bidrag har taget udgangspunkt i DICEmodellen, men ændret specifikationen af befolkningens
præferencer til en Epstein-Zin-formulering. Crost og Traeger (2012) finder, at med det, de opfatter som en realistisk
kalibrering, bliver den optimale klimaindsats dobbelt så stor
som i standardudgaven af DICE. Ligeledes præsenterer
Ackerman mfl. (2013) modellen EZ-DICE, der implemente273
rer Epstein-Zin-præferencer i en i øvrigt standard-udgave af
DICE med værdier af Epstein-Zin-parametrene fra finansieringslitteraturen og værdier for klimausikkerheden fra naturvidenskabelige undersøgelser. Også de finder, at den
resulterende marginale skadesomkostning for CO2 – og
dermed det optimale niveau for klimapolitikkens ambitionsniveau – er langt højere, når den mere generelle EpsteinZin-formulering anvendes.
Opsamling
Økonomisk vækst
forenelig med
effektiv
klimapolitik
Sammenfattende er det et hovedresultat under antagelserne i
klimamodellen DICE, at det er muligt at forene fortsat økonomisk vækst med en fornuftig klimapolitik, der overholder
togradersmålsætningen. Det samme resultat understøttes af
mange andre beregninger, jf. IPCC (2014). En afgørende
forudsætning herfor i DICE og andre modeller er antagelsen
om, at der er tilstrækkelig gode substitutionsmuligheder
mellem fossile brændstoffer og andre produktionsfaktorer,
specielt menneskeskabt kapital. Den fortsatte økonomiske
vækst i det kommende århundrede vil især hvile på, at der
fortsat vil finde væsentlige teknologiske fremskridt sted.
Behov for mere
ambitiøs global
klimapolitik
Med de grundlæggende forudsætninger i DICE er den klimapolitik, verden fører i dag, for uambitiøs. Der er behov
for en betydelig stærkere global indsats for at forhindre for
store stigninger i den globale middeltemperatur. Det er tilfældet, selvom forudsætningerne i DICE på flere måder kan
siges at give et konservativt estimat af de potentielle klimaproblemers størrelse. En årsag hertil er, at modellen ikke
tager eksplicit højde for risikoen for såkaldte katastrofiske
scenarier, som er en meget vigtig problemstilling i klimaspørgsmålet. Nyere forskning, som søger at tage mere direkte højde for sådanne risici, når typisk frem til, at der er behov for betydelig kraftigere klimapolitiske tiltag, end traditionelle modelberegninger har peget på.
Vækst i den økonomiske velstand bliver ofte kædet sammen
med forbrug af naturens ressourcer som eksempelvis fossile
274
brændsler, metaller og mineraler. Hvis det ikke er muligt
gennem ændret adfærd eller teknologisk udvikling at begrænse og i sidste ende erstatte brugen af ikke-fornybare
naturressourcer, vil det før eller siden betyde, at de økonomiske aktiviteter vil ophøre.3 Formålet med dette afsnit er at
forsøge at give en indikation af graden af knaphed for de
pågældende ressourcer. Sammenhængen mellem knaphed,
økonomisk vækst og priser på ikke-fornybare naturressourcer diskuteres, og det belyses, om der har været en
afkobling af forbruget af naturressourcer fra økonomisk
aktivitet i det seneste århundrede.
Reserver af ikke-fornybare naturressourcer
Ressourcebase og
reserver
Den mest direkte måde at vurdere graden af knaphed af en
naturressource på er at betragte den tilbageværende kendte
mængde af ressourcen. Mængden af naturressourcer opgøres ofte som ressourcebasen henholdsvis reserven. Ressourcebasen omfatter hele den kendte mængde af naturressourcen. Reserverne er den andel af ressourcebasen, som er
økonomisk rentabel at udvinde med den nuværende teknologi og prisniveau, jf. Cuddington og Moss (2001). Ressourcebasen er derfor typisk større end reserven. Stigende
priser på den pågældende naturressource og fremskridt i
udvindingsteknologien vil øge reserven. Nye fund vil øge
ressourcebasen, og hvis disse med de nuværende priser og
teknologi er profitable at udvinde, vil nye fund også øge
reserven.
Hvor langt
rækker
reserverne?
Et ofte anvendt mål for graden af knaphed kan fås ved at
sætte det nuværende årlige forbrug i forhold til reserverne.
Herved fås et udtryk for, hvor mange år der går, inden reserven af ressourcen er opbrugt med det nuværende forbrug.
3)
Brugen af og hensynet til fornybare naturressourcer som eksempelvis fisk, træ og grundvand kan også lægge en dæmper på den
økonomiske aktivitet. Problemstillingen med hensyn til disse er
dog potentielt mindre alvorlig, da man permanent vil kunne opretholde et konstant løbende forbrug, hvis disse naturressourcer
forvaltes hensigtsmæssigt. I modsætningen hertil vil man nødvendigvis på et tidspunkt skulle bruge mindre af enhver ikkefornybar ressource.
275
Fossile brændsler
til mange års
forbrug
Et konkret eksempel er olie. Oliereserven var i 2013 omkring 1690 mia. tønder, mens det årlige forbrug var ca. 32
mia. tønder, jf. BP (2014). Med den nuværende teknologi
og forbrug vil der dermed gå omkring 53 år, før oliereserven er udtømt. Olie er blot én type af fossile brændstoffer. Tilsvarende kan det beregnes, at der vil gå omkring 55
år, før reserven af naturgas er udtømt, og over 100 år for
kul, jf. BP (2014).
Hensyn til klima
vil begrænse
forbruget af
fossile brændsler
Der er flere årsager til, at sådanne beregninger har en tendens til at over- eller undervurderer problemet med ressourceknaphed, jf. nedenfor. For fossile brændstoffer kan endvidere argumenteres for, at det ikke er den fysiske knaphed,
der er den største begrænsning. Afbrændingen af fossile
brændsler medvirker nemlig til klimaforandringer, og hensynet til klimaet vil forventeligt også i fremtiden begrænse
ønskeligheden af at forbruge disse ressourcer, jf. også afsnit
III.3. Et studie af McGlade og Ekins (2015) finder, at den
potentielle CO2-udledning ved afbrænding af den globale
reserve af fossile brændstoffer er omkring tre gange højere,
end hvad der kan udledes, hvis man ønsker at nå målsætningen om at begrænse temperaturstigninger til maksimalt
to grader i forhold til det førindustrielle niveau. I studiet
vurderes ud fra en IAM-model (TIAM-UCL) således, at det
fra et samfundsøkonomisk synspunkt vil være mest hensigtsmæssigt, at omkring en tredjedel af olie-, halvdelen af
naturgas- og firefemtedele af kulreserverne forbliver uudnyttet i perioden 2010-50, hvis togradersmålsætningen skal
nås. Hensynet til klimaet vil derfor være en mere begrænsende faktor for forbrug af fossile brændsler end fysisk
knaphed af ressourcer.
Nogle ressourcer
er en
nødvendighed
for overlevelse
I tilfældet med fossile brændsler findes dog med den allerede kendte teknologi flere alternativer til fremstilling af
energi eksempelvis med vedvarende energikilder som vind
og sol. For andre naturressourcer kan problemstillinger om
ressourceknaphed være potentielt mere alvorlige, da reduceret forbrug af disse er mere fundamentale for samfundets
velfærd. Fosfor er et eksempel på en naturressource, der for
år siden blev anset som værende et af de største ressourceproblemer, jf. De Økonomiske Råd (2014).
276
Fosfatsten til 369
år med
nuværende
forbrug
Fosfor er et livsnødvendigt næringsstof for levende organismer. Global mangel på fosfor vil risikere at føre til et
markant fald i verdens fødevareproduktion. Fosfor tilsættes
afgrøder blandt andet i form af kunstgødning, hvilket produceres af især fosfatsten. Substitutionsmulighederne for
fosfor er ringe, hvorfor mangel på denne ressource vil påvirke overlevelsesmulighederne for verdens befolkning. I
2010 blev der forbrugt ca. 176 mio. ton fosfatsten, mens
reserven var på ca. 65000 mio. ton, jf. Rosemarin mfl.
(2010). Ved det nuværende forbrug vil verdens fosfatstensreserver være udtømt om ca. 369 år.
Vurdering af
grad af knaphed
er forsimplet
De nævnte beregninger lider imidlertid af en række problemer, der gør, at de bør fortolkes med stor varsomhed. Problemerne knytter sig til såvel opgørelsen af reserverne som
til anvendelsen af det aktuelle forbrug som indikator for det
fremtidige forbrug. Ændringer i efterspørgsel, ny teknologi,
ændrede priser og nye fund vil således ændre forudsætningerne for beregningen og dermed vurderingen af, hvor lang
tid det kan forventes, at naturressourcen vil række.
Højere
efterspørgsel kan
øge knaphedsproblem …
Højere efterspørgsel og befolkningsvækst vil for uændret
ressourceintensitet øge den fremtidige efterspørgsel efter
naturressourcer og trækker i retning af en hurtigere udtømning af ressourcerne. I eksemplet med fosfatsten vil en stigning i efterspørgslen på henholdsvis 1 og 2,5 pct. i 50 år
medføre, at fosfatstensreserven vil være udtømt om henholdsvis 235 og 128 år i stedet for 369 år med konstant efterspørgsel, jf. Rosemarin mfl. (2010).4
… mens andre
forhold trækker
modsat
Der er imidlertid også forhold, der trækker i retning af, at
den fremtidige efterspørgsel efter naturressourcer kan falde,
og at den givne reserve derved kan række længere. Som
diskuteret nedenfor vil der være en tendens til, at prisen på
naturressourcer stiger i takt med, at de bliver mere knappe.
Dette vil øge tilskyndelsen til at spare på anvendelsen af den
pågældende ressource både i produktion og forbrug. Stigende priser vil også øge tilskyndelsen til at udvikle nye res4)
I eksemplet antages efterspørgslen at være konstant på det nye,
højere niveau efter 50 år. Den gennemsnitlige vækst i efterspørgslen af fosfatsten var 2,8 pct. p.a. i perioden 1994-2012, jf. U.S.
Geological Survey (diverse årgange).
277
sourcebesparende teknologier og give et øget incitamentet
til genanvendelse, jf. også afsnit III.2. En større grad af
genanvendelse indebærer, at efterspørgslen efter den basale
naturressource reduceres, og den givne ressource kan derved række længere.
Nye fund og ny
teknologi kan
også strække
ressourcen
En anden årsag til, at beregningen af, hvor langt den nuværende reserve vil række, kan være misvisende, er, at der
typisk bliver gjort nye fund, som øger ressourcebasen. Samtidig kan stigende priser og ny udvindingsteknologi gøre, at
en større del af ressourcebasen kan udnyttes og dermed
forøge reserven.
Fund af olie har
oversteget
udvinding i en
længere periode
For mange ikke-fornybare naturressourcer har nye fund i en
længere periode oversteget udvindingen, og den samlede
ressourcebase er dermed steget, jf. Krautkraemer (1998).
Det har blandt andet været tilfældet for olie, hvor opdagelsen af nye fund oversteg udvindingen frem til omkring
1980, jf. figur III.16.
Figur III.16 Fund og udvinding af råolie
Mia. tønder
200
Fund
Udvinding
Estimerede fund
Estimeret udvinding
150
100
50
0
Pre-1930
Anm.:
Kilde:
Oliereserven er
steget over de
seneste årtier
278
1950
1970
1990
2010
2030
I figuren vises fund til ressourcebasen.
The Association for the Study of Peak Oil and Gas (2009).
I de seneste 20-30 år har udvindingen af råolie, som det
fremgår af figur III.16, været større end de nye fund. Alligevel er de skønnede globale oliereserver steget fra ca. 680
mia. tønder i 1980 til knap 1690 mia. tønder i 2013, jf. BP
(2014).5 Dette kan lade sig gøre, fordi stigende priser og
forbedret udvindingsteknologi har gjort det muligt og økonomisk rentabelt at udvinde en større del af ressourcebasen.
Denne udvikling har betydet, at det antal år, reserven kan
række, er steget fra ca. 30 år i 1980 til omkring 53 år i 2013,
jf. BP (2014).
Mængden af
ressourcer kan
stige markant
Som nævnt øger nye fund ressourcebasen, og der sker løbende revurderinger af reserverne som følge af ændrede
priser og ny teknologi. Nogle gange er disse revurderinger
meget store og kan påvirke vurderingen af graden af knaphed ganske voldsomt. Eksempelvis blev den opgjorte reserve af fosfatsten fra 2009 til 2010 næsten firedoblet fra ca. 16
mia. ton i 2009 til ca. 65 mia. ton året efter. Stigningen
skyldtes en opjustering af estimater på størrelsen af reserverne i Marokko på baggrund af information fra marokkanske producenter og International Fertilizer Development
Center, jf. U.S. Geological Survey (2011). Stigningen i
reserven mellem de to år betød, at forventningerne til, hvor
mange år reserven af fosfatsten kan række, steg fra 91 til
369 år givet et årligt forbrug på 176 mio. ton.
Udvikling i priser på ikke-fornybare naturressourcer
Prisen vil som
udgangspunkt
afspejle knaphed
på ressourcen
Prisen på naturressourcer vil alt andet lige stige, når ressourcen bliver mere knap. Dette skyldes flere forhold, herunder at det typisk er de forekomster af ressourcen, der er
billigst at udvinde, der vil blive udvundet først. Dette medfører, at det vil blive stadigt dyrere at udvinde naturressourcen i takt med, at de billigste forekomster udtømmes.
Hotelling-reglen
Stigende priser på naturressourcer er også det centrale resultat i den klassiske økonomiske Hotelling-model. Modellen
bliver ofte brugt som udgangspunkt til at forklare udviklingen i udvinding af og priser på ikke-fornybare naturressourcer. Givet en række forsimplende antagelser leder
denne model frem til, at prisen på ikke-fornybare naturres5)
I dette tal indgår flere stigninger i den danske oliereserve i Nordsøen, som er blevet opjusteret ad flere omgange, jf. Energistyrelsen (2012).
279
sourcer (eller mere præcist prisen fratrukket de marginale
omkostninger af udvinding – den såkaldte marginale ressourcerente) over tid vil stige svarende til renten, jf. boks
III.8. Derved vil prisen på ikke-fornybare naturressourcer
have en tendens til at stige hurtigere end det generelle prisniveau.
Modifikationer af
model kan
forklare faldende
priser
Det er velkendt, at Hotelling-modellen i sin simple form
ikke passer på den udvikling, der har været i råvarepriserne
i de seneste 100 år. Uventede fund og bedre udvindingsteknologi vil alt andet lige føre til prisfald. En stigning i
efterspørgslen, f.eks. som følge af stigende økonomisk velstand eller befolkningsvækst, vil resultere i højere priser,
mens et fald i efterspørgslen, f.eks. på grund af øget genanvendelse, vil resultere i lavere priser. Hvis den teknologiske
udvikling i en periode sker tilstrækkeligt hurtigt, og der
løbende gøres nye (uventede) fund, vil det kunne modvirke
den underliggende tendens til stigende udtømning og dermed stigende priser, som ellers ligger bag Hotelling-reglen.
Der findes en omfattende økonomisk litteratur, der modificerer Hotelling-modellen, så den også kan forklare konstante eller sågar faldende priser, jf. blandt andet Pindyck
(1978), Devarajan og Fisher (1981), Krautkraemer (1998)
og Managi mfl. (2004).
Prisen på metal
og mineraler
i det 20.
århundrede
Set over hele perioden siden 1900 har der ikke været nogen
entydig trend i de reale priser på metaller og mineraler, jf.
figur III.17. Frem til omkring midten af forrige århundrede
var der nærmest tale om en aftagende trend, og efter en
periode med stigende priser, især under oliekriserne i
1970’erne, faldt prisen på metaller og mineraler igen fra
omkring 1980 og frem til årtusindeskiftet. Dette kan skyldes
teknologiudvikling, nye fund og substitution af naturressourcer med andre input i produktionen, jf. Krautkraemer
(2005).
280
Figur III.17 Realprisudvikling for metaller og mineraler
1900 = 100
140
120
100
80
60
40
20
1900
Anm.:
Kilde:
Stigende priser
efter 2000 …
… men stadig på
niveau med 1900
Ingen langsigtet
trend i
energipriserne
1920
1940
1960
1980
2000
Indekset er et vægtet gennemsnit af prisen for 17 metaller,
ædelmetaller og mineraler. Sammenvejningen er baseret på
produktionsværdier i 2011. Ændring i indeks for 2014 er beregnet ud fra prisstigninger opgjort af World Bank og Macrobond.
Jacks (2013), World Bank (2015), Macrobond og egne beregninger.
Fra 2001 til 2011 er prisen på metaller og mineraler tredoblet. Stigningen kan formentlig delvist tilskrives en markant stigning i efterspørgslen efter metaller og mineraler fra
de nye vækstmarkeder. Samtidig har antallet af store nye
fund været faldende i de seneste årtier, og udvindingsomkostningerne har været stigende blandt andet på grund af
stigende energipriser og geologiske udfordringer, jf.
McKinsey (2013). Den kraftige stigning i prisen på metaller
og mineraler skal dog også ses i lyset af et historisk lavt
prisniveau i slutningen af 1990’erne. Realprisen på metaller
og mineraler faldt igen efter 2011 og var i 2014 på samme
niveau, som den var i begyndelsen af 1900-tallet.
Prisen på energiressourcer har heller ikke udvist nogen klar
stigende trend. Fra slutningen af 1800-tallet og frem til begyndelsen af 1970’erne var den reale oliepris nogenlunde
stabil med enkelte, kortvarige udsving. Et tilsvarende relativt konstant prisniveau er også observeret for kul, mens
prisen på naturgas udviste en tendens til fald i perioden
1900-70, jf. figur III.18.
281
Boks III.8
Hotelling-modellen
I Hotelling-modellen antages ejeren af en ikke-fornybar naturressource at fastlægge en udvindingsprofil ved at sammenholde renten med ændringen i den marginale ressourcerente. Den marginale ressourcerente er prisen på naturressourcen
fratrukket de marginale udvindingsomkostninger.
Intuitionen bag Hotelling-reglen er, at ejerne af naturressourcen søger at skabe sig
et maksimalt afkast af ressourcen. Afkastet af den del af ressourcen, som ligger i
jorden, er den forventede prisstigningstakt. Ejerne sammenholder derfor renten,
som er det fremtidige afkast af at udvinde (noget af) ressourcen i dag, med afkastet ved at udskyde udvindingen, nemlig den forventede fremtidige prisstigning.
Hvis den forventede fremtidige stigning i den marginale ressourcerente er mindre
end renten, vil ejeren øge sin udvinding nu og placere sit overskud andetsteds
med et større afkast (svarende til renten). Den højere udvinding vil presse prisen
på naturressourcen ned, men samtidig øge graden af knaphed, hvilket vil trække i
retning af højere priser i fremtiden. Det vil føre til, at stigningstakten i prisen og
dermed marginale ressourcerente øges og nærmer sig rentens niveau. Omvendt vil
en forventet højere prisstigningstakt trække i retning af, at ejeren vil reducere udvindingen nu. Det lavere udbud vil øge den nuværende pris, men fordi prisen stiger kraftigt nu, vil den fremtidige prisstigning reduceres. I ligevægt vil den forventede fremtidige marginale ressourcerente netop svare til renten.
Under antagelse af perfekt information, given efterspørgsel og givne konstante
marginale udvindingsomkostninger medfører Hotelling-reglen derfor, at stigningstakten i den marginale realressourcerente på en ikke-fornybar ressource vil
svare til realrenten, jf. Hotelling (1931). I det særlige tilfælde, hvor de marginale
udvindingsomkostninger er beskedne, vil realprisstigningstakten på naturressourcen over tid være lig realrenten. Prisudviklingen over tid, t, er skitseret i figur A.
Antages de marginale udvindingsomkostninger at stige i takt med, at den tilbageværende mængde af ressourcer mindskes, vil prisen på ressourcen stige ligesom
vist i figur A, men ressourcerenten vil falde på grund af de højere omkostninger
ved udvinding, jf. Hanley mfl. (1997).
I modellen antages det, at der findes en alternativ teknologi, der gør det økonomisk attraktivt at substituere væk fra naturressourcen, når prisen på den overstiger
prisen på en sådan bagstopperteknologi. Prisen, hvor denne bagstopperteknologi
tager over, er i figur A betegnet PB.
282
Boks III.8
Hotelling-modellen, fortsat
Et eksempel på en bagstopperteknologi for fossile brændsler er solenergi. På det
tidspunkt, T, hvor prisen på ressourcen overstiger prisen på bagstopperteknologien, vil naturressourcen ikke blive efterspurgt, og udvindingen vil derfor stoppe.
Figur A
Prisudvikling i Hotelling-modellen
P
PB
P0
t0
Kilde:
Større udsving i
energipriser de
seneste årtier
T
Inspireret af Perman mfl. (2011).
t
Som konsekvens af oliekriserne i 1973 og 1979 steg prisen
på råolie voldsomt. Prisen på råolie i 1980 var næsten fem
gange højere end bare ti år tidligere. De høje priser øgede
eftersøgningen efter nye oliefelter og førte til energibesparelser og substitution i udvinding, produktion og forbrug, jf.
Krautkraemer (2005). Ændringerne i udbud og efterspørgsel
førte til faldende priser gennem 1980’erne og 1990’erne, og
omkring årtusindeskiftet var realprisen på olie igen på næsten samme niveau som før den første oliekrise. Prisen på
naturgas og kul steg også i forbindelse med oliekriserne,
hvilket hænger sammen med, at disse naturressourcer er
substitutter for råolie i eksempelvis el- og varmeproduktion.
283
Figur III.18 Realprisudvikling for energiressourcer
1900 = 100
700
600
Råolie
Kul
Naturgas
500
400
300
200
100
0
1860
Anm.:
Kilde:
1880
1900
1920
1940
1960
1980
2000
Ændring i indeks for 2014 er beregnet ud fra prisstigninger
opgjort af IMF.
Jacks (2013), IMF (2015) og egne beregninger.
Lavere realpris i
2014 end lige
efter oliekriserne
i 1970’erne
I lighed med prisen på metaller og mineraler og en række
andre råstoffer er realprisen på råolie steget kraftigt i
2000’erne, hvilket blandt andet kan tilskrives en stigende
efterspørgsel fra nye vækstøkonomier. Prisen på råolie er
primo 2015 omkring 60 pct. lavere end bare et halvt år tidligere, jf. World Bank (2015).6 Det markante prisfald i anden
halvdel af 2014 har resulteret i, at gennemsnitsprisen på
råolie faldt fra 2013 til 2014. Det gennemsnitlige realprisniveau i 2014 er dog stadig noget over niveauet før 2000,
men det er ikke højere end lige efter den anden oliekrise i
1979.
Prisen kan
påvirkes af
politik
De udeblevne tendenser til stigende priser på ikke-fornybare
ressourcer gennem det 20. århundrede er udtryk for, at udbuddet af de ikke-fornybare ressourcer generelt har været
rigeligt til at imødekomme efterspørgslen. Det er imidlertid
ikke kun størrelsen af reserverne, der påvirker udbuddet af
og dermed prisen på naturressourcer. For nogle natur6)
284
Prisfaldet tilskrives ifølge World Bank (2015) en stigning i oliereserven, særligt som konsekvens af øget produktion af skiferolie
i USA, men også produktion baseret på tjæresand og biobrændsel
har øget udbuddet.
ressourcer gælder det, at der kun er et begrænset antal udbydere. Dette kan give producenterne markedsmagt, som
det f.eks. blev set i forbindelse med oliekriserne i
1970’erne. Hvis ressourcerne er geografisk koncentreret i få
lande med politisk ustabilitet, kan det endvidere rejse problemer med forsyningssikkerhed i andre lande, også selvom
ressourcen findes i rigelige mængder.
Afkobling mellem ressourceforbrug og økonomisk vækst
Afkobling af
samlet ressourceforbrug fra vækst
Forbrug af naturressourcer kan være foreneligt med økonomisk vækst, hvis det er muligt at afkoble dem fra hinanden.
Afkoblingen kan betegnes som absolut, hvis forbruget af
naturressourcer er konstant eller faldende, mens der er økonomisk vækst. Hvis stigningstakten i forbruget af naturressourcer er mindre end den økonomiske aktivitet, er der
tale om en relativ afkobling. Sagt med andre ord skal der nu
bruges færre naturressourcer til at producere den samme
produktionsværdi. Hvis der er en absolut afkobling, vil det
være muligt at have vækst på lang sigt. Relativ afkobling
kan muliggøre forbrug i længere tid, men på det meget lange sigt kan der opstå problemer med ressourceknaphed.
Ingen absolut
afkobling af
forbrug og vækst
Forbruget af alle naturressourcer målt i ton er steget omkring 850 pct. i det seneste århundrede, hvorfor der på et
globalt plan ikke har været en absolut afkobling mellem
forbruget af naturressourcer og økonomisk vækst, jf.
Krausmann mfl. (2009). Fokuserer man på forbruget af
enkelte ressourcekategorier, er udviklingen den samme, jf.
figur III.19. Særligt forbruget af ikke-metalliske mineraler
så som sand og grus samt metalliske mineraler er steget
markant og er 43- hhv. 31-doblet i perioden 1900-2009.
Relativ afkobling
af forbrug af
biomasse og fossil
energi
I perioden 1900-2009 er væksten i velstanden målt som
globalt BNP steget næsten 2500 pct., hvilket er større end
stigningen i det samlede naturressourceforbrug. Det vil sige,
at der for alle naturressourcer tilsammen er sket en relativ
afkobling mellem forbrug og økonomiske vækst. Denne
udvikling er styret af en relativ afkobling mellem forbrug og
økonomisk vækst for fornybare naturressourcer (biomasse)
og fossile brændsler, jf. figur III.19. Væksten i forbruget af
ikke-metalliske og metalliske mineraler er omvendt noget
285
højere end væksten i BNP i den observerede periode, og der
har dermed ikke været en relativ afkobling mellem forbruget af disse naturressourcer og økonomisk vækst.
Figur III.19 Udvikling i globalt forbrug af naturressourcer og BNP
1900 = 100
4.0
6400
3200
3.7
1600
3.3
Global BNP
Biomasse
Fossil energi
Metalliske mineraler
Ikke-metalliske mineraler
800
3.0
400
2.7
2.3
200
100
2.0
1900
Anm.:
Kilde:
Substitution
mellem to ikkefornybare
naturressourcer
286
1920
1940
1960
1980
2000
For udviklingen i økonomisk vækst er brugt udviklingen i
global BNP i 1990-priser (opgjort i dollar), mens forbruget af
naturressourcer er lig udvindingen målt i ton. Biomasse omfatter fornybare ressourcer som afgrøder, træ og fisk mv., mens
ikke-metalliske mineraler f.eks. indeholder forbruget af sand og
grus.
Krausmann mfl. (2009).
Muligheden for at afkoble forbrug af naturressourcer fra den
økonomiske aktivitet handler om substitutionsmuligheder
mellem naturressourcen og andre input i produktionen, jf.
også afsnit III.2. Herudover kan der også substitueres mellem naturressourcer, så ressourcer, man er ved at løbe tør
for, kan erstattes af andre ressourcer, der findes i rigelige
mængder. Dette kan eksempelvis ske, hvis prisen på en
ressource stiger relativt til en anden. Aluminium kan eksempelvis substitueres med stål til både emballage og i konstruktioner, jf. U.S. Geological Survey (2014). Tilsvarende
ser man på energimarkedet især i USA for tiden en markant
substitution mellem råolie og skiferolie. Substitution mel-
III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressourceog miljøperspektiv
lem to ikke-fornybare ressourcer vil dog kun kunne løse
problemer med knaphed for en begrænset periode.
III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressourceog miljøperspektiv
Fokus på dansk
vækst, selvom de
største problemer
er globale
Såvel klimaproblemer som overordnede spørgsmål om ressourcemangel er globale i deres karakter. Det giver dermed
også mest mening at tage hånd om dem i et globalt perspektiv. Debatten herhjemme og en række politiske tiltag og
målsætninger handler alligevel i høj grad om udviklingen i
og sammenhængen mellem Danmarks økonomiske vækst,
ressourceforbrug og bidrag til drivhuseffekten. Dette afsnit
ser derfor nærmere på disse forhold.
Danmarks økonomiske vækst siden 1990
Hvad består den
danske vækst af?
Danmarks samlede produktion målt ved bruttoværditilvækst
(BVT) steg sammenlagt knap 40 pct. fra 1990 til 2013, jf.
tabel III.1.7 Det svarer til en gennemsnitlig årlig realvækst
på 1,4 pct. Men hvad er det, der er kommet mere af, og i
hvilke sektorer er væksten sket? Mange har formodentlig en
uklar opfattelse af, hvad realvækst egentlig indebærer. Eksempelvis kan man ofte møde opfattelser af, at økonomisk
vækst er lig med produktion og forbrug af flere og flere
fysiske varer og dermed proportionalt større forbrug af naturressourcer.
90 pct. af væksten
består af tjenester
I den forbindelse er det mest slående ved de seneste 20 års
økonomiske vækst, at den helt dominerende del, ca. 90 pct.
af den samlede stigning i BVT, er drevet af vækst i de tjenesteydende erhverv. Offentlige tjenesteydelser har bidraget
med ca. 10 pct. af den samlede BVT-vækst i perioden, og
den løbende værdi af boligydelserne med ca. 3 pct. De øvrige private tjenesteerhverv har stået for godt tre fjerdedele af
7)
Bruttoværditilvæksten (BVT) bruges typisk i stedet for BNP i
sammenligninger af enkelte brancher. De to begreber er nærtbeslægtede, men BVT udtrykker værditilvæksten i basispriser,
mens BNP udtrykker værditilvæksten i markedspriser. Forskellen
udgøres af varetilknyttede afgifter og subsidier.
287
den samlede danske værditilvækst siden 1990. Det er blandt
andet brancher som handel og transport. De vareproducerende erhverv, det vil sige landbrug, råstofudvinding, industri og byggeog anlægssektoren, har tilsammen kun bidraget med ca. 11 pct. af den samlede værdistigning i perioden.
Det er dermed de erhverv, der har en mere immateriel karakter, der står for næsten hele værdistigningen.8
Tabel III.1
Erhvervenes andel af Danmarks BVT-vækst
Branche
Primære erhverv
Industri og forsyning
Bygge og anlæg
Offentlig service
Boligbenyttelse
Øvrig privat service
BVT
a)
b)
Anm.:
Kilde:
Private tjenester
er det største
erhverv og har
højest vækstrate
Samlet vækst i BVT over hele perioden 1990-2013.
Den enkelte branches andel af den samlede danske BVT-vækst
i perioden 1990-2013.
Udviklingen er i faste priser. Primære erhverv omfatter landbrug mv. og råstofudvinding. Privat service dækker over en
lang række erhverv, herunder handel og transport.
Danmarks Statistik, ADAM’s databank og egne beregninger.
De forskellige branchers bidrag til den samlede vækst afhænger af branchens størrelse og væksten i den pågældende
branche. Den eneste branche, der har haft en højere BVTvækstrate end økonomien som helhed, er øvrige private
tjenesteydende erhverv, der også er langt den største bran8)
288
Andel af
Andel af
samlet
BVT i
BVT-vækst b)
2013
---------------- Pct. ---------------1,8
3,8
-0,3
29,9
15,4
13,1
-1,1
4,4
-1,5
21,2
22,0
9,7
17,7
8,0
3,2
67,5
46,5
75,8
37,9
100,0
100,0
Vækst
19902013a)
Tjenesteydelser har dog ikke udelukkende immateriel karakter.
Transport, herunder søtransport, har et betydeligt direkte energiforbrug. Herudover trækker serviceerhverv via køb af fysiske varer indirekte på de vareproducerende erhverv.
che. Det er derfor ikke så overraskende, at denne branche
helt dominerer stigningen i den samlede værditilvækst.
Service vinder
frem, mens
industri og bygge
og anlæg viger
Den høje vækst i de private serviceerhverv medfører også,
at disse efterhånden kommer til at fylde en større og større
andel af økonomien. Denne sektorforskydning over mod de
tjenesteydende erhverv er vist i figur III.20. Her ses det, at
de private tjenesteerhverv, der allerede i 1970 var dominerende, er steget yderligere, mens især industrien og byggeog anlægssektoren udgør en klart mindre andel af den samlede økonomi end i 1970.
Figur III.20 BVT-andele
Pct.
60
50
Primære erhverv
Bygge og anlæg
Boligbenyttelse
Industri og forsyning
Øvrig privat service
Offentlig service
40
30
20
10
0
1970
Kilde:
Erhvervsforskydninger
bidrager til lavere
ressourceforbrug
1975
1980
1985
1990
1995
2000
2005
2010
Danmarks Statistik, ADAM’s databank og egne beregninger.
Forskydningen af produktionens sammensætning fra vareproducerende til tjenesteydende erhverv trækker i retning af,
at produktionen er blevet relativt mindre ressourceforbrugende. Det næste underafsnit præsenterer en mere direkte
opgørelse af materialeforbruget baseret på Danmarks Statistiks materialeregnskab.
289
Det danske forbrug af naturressourcer
Hvad består det
danske materialeforbrug af?
Danmarks Statistik offentliggør i forbindelse med opgørelsen af det miljøøkonomiske regnskab det danske materialeforbrug opgjort i ton. Opgørelsen dækker forbruget af materialer udvundet i Danmark og importerede materialer fratrukket eksport. Opgørelsen dækker ikke kun den direkte
tilgang af basale materialer, men også det indirekte materialeforbrug, der ligger i import af hel- og halvfabrikata. Opgørelsen af materialeforbruget er nærmere beskrevet i boks
III.9.
Sand og grus
dominerer det
samlede
materialeforbrug
En meget stor del af det indenlandske materialeforbrug består af sand, grus og andre ikke-metalliske mineraler. Biomasse, herunder primære produkter fra landbruget, og fossile brændsler vejer også tungt i det danske materialeregnskab, og tilsammen udgør disse tre materialegrupper mere
end 99 pct. af det samlede materialeforbrug opgjort i ton i
Danmark. Metalliske mineraler og andre produkter såsom
plastik bidrager kun minimalt til den samlede materialeanvendelse.
Ingen trend i
materialeanvendelse, men den
følger konjunktur
Det samlede materialeforbrug svinger med konjunkturbevægelserne, men set over de seneste 20 år har materialeforbruget været mere eller mindre uændret, jf. figur III.21. I
perioden steg vægten af materialeforbruget ca. 9 pct. fra 107
ton i 1993 til 116 mio. ton i 2013. I den betragtede periode
er BNP i 2010-priser er steget med omkring 35 pct., hvilket
indebærer, at materialeforbruget pr. kr. BNP er faldet. I
1993 blev der således brugt ca. 80 gram materiale til at skabe 1 2010-kr. BNP, mens man i 2013 skulle bruge omkring
65 gram materiale til at skabe 1 2010-kr. BNP. Udviklingen
i forbruget er dog meget forskellig for de enkelte materialegrupper, jf. nedenfor.
290
Boks III.9
Materialeforbruget i Danmark
Danmarks Statistik offentliggør som led i opstillingen af et samlet Miljøøkonomisk Regnskab et såkaldt materialestrømsregnskab. Opgørelsen dækker materialestrømme relateret til dansk ressourceudvinding samt import og eksport af materialer, og ud fra disse opgørelser kan den indenlandske materialeanvendelse og
den fysiske handelsbalance beregnes. Materialeregnskabet opgør materialestrømmene for hele økonomien under et (dvs. uden erhvervsfordeling) i fem hovedkategorier og en række underkategorier. Hovedkategorierne er: Biomasse, metalliske mineraler og produkter heraf, ikke-metalliske mineraler og produkter heraf,
fossil energi og produkter heraf samt “andre produkter”.
Alle materialestrømmene opgøres i ton, og opgørelsen dækker såvel råvarer som
materialer, der er indeholdt i andre varer. Materialestrømsregnskabet er opstillet i
overensstemmelse med de definitioner og afgrænsninger, der benyttes i nationalregnskabet, og følger i øvrigt de internationale retningslinjer, der gælder på området, og som blandt andet er beskrevet af Eurostat (2001). Internationalt betegnes
denne type af materiale regnskaber EW-MFA (Economy Wide Material Flow Accounts).
Materialeregnskabet opgøres for hele økonomien, og materialestrømmene kan
derfor ikke knyttes til de enkelte erhverv eller konkrete endelige anvendelse. Dette er en begrænsning i forhold til analytisk anvendelse af statistikken. En anden
væsentlig udfordring er håndteringen af sammensatte varer, hvor der indgår flere
råstoffer. Da disse sammensatte varer (hel- og halvfabrikata) udgør en stor den af
den samlede produktion, er håndteringen heraf af stor betydning, men samtidig en
stor udfordring, der gør det vanskeligt at følge materialestrømmene for enkelt(rå)varer, f.eks. jern, rundt i systemet.
Kilde: Danmarks Statistik (2008).
291
Figur III.21 Indenlandsk materialeforbrug
Mio. ton
200
175
Andre produkter
Fossil energi
Biomasse
150
125
100
75
50
25
0
Anm.:
Kilde:
1995
2000
2005
2010
Materialeanvendelse dækker over vægten af de naturressourcer,
der udvindes i Danmark, og naturressourcer i import af varer og
tjenesteydelser fratrukket eksporten.
Danmarks Statistik, Statistikbanken.
Forbrug af sand
og grus påvirkes
af konjunkturer
Udviklingen i forbruget af ikke-metalliske mineraler er helt
domineret af sand og grus. Der spores ingen klar tendens,
men til gengæld klare konjunkturtræk, jf. figur III.22. Sand
og grus anvendes især i byggeog anlægssektoren, hvilket
forklarer konjunkturudsvingene. Forbruget i 2013 var 33
pct. højere end forbruget i 1993.
Svagt fald i
forbruget af
biomasse
De tungestvejende bidrag til udviklingen i forbruget af biomasse kommer fra primære afgrøder (særligt korn), foder og
træ. Vægten af forbruget af biomasse er i perioden 19932013 faldet med 13 pct.
292
Figur III.22 Dansk materialeforbrug af ikke-metalliske mineraler og biomasse
Mio. ton
100
Samlet
Andre ikke-metalliske mineraler
Biomasse
Mio. ton
50
Sand og grus
80
40
60
30
40
20
20
10
0
Anm.:
Kilde:
1995
2000
2005
2010
0
Samlet
Primære afgrøder
Græs, grønfoder og halm mv.
Træ
Anden biomasse
1995
2000
2005
2010
Andre ikke-metalliske mineraler omfatter blandt andet kridt, marmor og ler, mens anden
biomasse dækker over fisk, produkter fra levende dyr mv.
Forbrug af kul og
råolie faldet, men
bunkring er
steget kraftigt
Man kan inddele forbruget af fossil energi i fem kategorier:
Råolie, kul, naturgas, bunkring og øvrige produkter.9 Forbruget af fossil energi har med undtagelse af konjunkturbetingede og andre midlertidige udsving været nogenlunde
konstant, jf. figur III.23. Denne udvikling dækker imidlertid
over en klar nedadgående tendens i anvendelsen af råolie og
kul. Samtidig er der sket en markant stigning i bunkring,
særligt som følge af en kraftig stigning i dansk eksport af
søfartsydelser.
Stort fald i
forbrug af
metaller
Anvendelsen af metaller står for en forsvindende lille del af
det samlede danske materialeforbrug målt i ton. Størstedelen af metalforbruget kommer fra jern – særligt i begyndelsen af perioden. Forbruget af metaller afhænger meget af
konjunktursituationen, jf. figur III.23. Det samlede forbrug
har generelt udvist en svag tendens til stigning, men er faldet til et væsentlig lavere niveau under den nuværende lavkonjunktur.
9)
Bunkring omfatter forbruget af energi af danskopererede fly,
køretøjer og skibe i udlandet.
293
Figur III.23 Dansk materialeforbrug af fossil energi og metaller
Fossil energi
Mio. ton
50
40
Samlet
Olie
Bunkring
Mio. ton
4
Kul
Naturgas
Øvrige produkter
3
30
2
20
1
10
0
0
Anm.:
Kilde:
1995
2000
2005
2010
-1
Samlet
Jern
Andre metaller
1995
2000
2005
2010
Der er ingen metaludvinding i Danmark, hvorfor negativt forbrug af metalkomponenterne er
et udtryk for, at eksporten overgår importen. Det skyldes udsving i lagerbeholdninger og
gruppering af sammensatte varer, jf. også boks III.9.
Ressourceproduktivitet
opgøres ofte
meget summarisk
Muligheden for at afkoble forbruget af naturens ressourcer
fra økonomisk vækst afhænger som beskrevet i afsnit III.2
af muligheden for at skabe mere værdi med brug af færre
naturressourcer; det vil sige at øge ressourceproduktiviteten.
En meget summarisk måde at opgøre ressourceproduktiviteten på, er ved at sammenholde udviklingen i BNP med udviklingen i det samlede ressourceforbrug målt i ton. Denne
metode er blandt andet udvalgt af EU-Kommissionen som
hovedindikator til belysning af ressourceeffektivitet, jf. EUKommissionen (2011).
Dansk ressourceproduktivitet er
steget
Set over perioden 1993-2013 har der været en stigning i den
danske ressourceproduktivitet, jf. figur III.24. Sagt med
andre ord har der været en relativ afkobling mellem det
samlede forbrug af naturressourcer og økonomisk vækst.
Dette svarer således til udviklingen i det samlede globale
ressourceforbrug, jf. afsnit III.4. Konkret er den danske
ressourceproduktivitet steget 20 pct. i perioden 1993-2013.
294
Figur III.24 Dansk ressourceproduktivitet
1993 = 100
140
130
120
110
100
90
80
Anm.:
Kilde:
1995
2000
2005
2010
Ressourceproduktiviteten er opgjort som BNP delt med det
samlede indenlandske materialeforbrug i ton. BNP-udviklingen
er i faste priser.
Indikatoren er
for overordnet
Dette simple mål for ressourceproduktivitet har imidlertid
nogle betydelige begrænsninger. Det danske ressourceforbrug er, som nævnt, kraftigt domineret af udviklingen i
forbruget af sand og grus, der findes i rigelige mængder.
Disse materialer anvendes særligt i byggeog anlægsbranchen, og ændringer i byggeaktiviteten kan dermed påvirke
den summariske ressourceproduktivitet betydeligt, uden at
dette siger noget om forbruget af de naturressourcer, der er
større fokus på, som eksempelvis fossile brændsler. Ønsker
man en mere målrettet vurdering heraf, er det nødvendigt at
se nærmere på effektiviteten i anvendelse af de enkelte naturressourcer. Datagrundlaget udgør dog en betydelig udfordring for sådanne analyser, jf. også boks III.9.
Sammenhæng
mellem
ressourceforbrug
og CO2-udledning
Udledningen af drivhusgasser er tæt knyttet til forbruget af
fossile brændsler. Da CO2-indholdet i forskellige typer af
fossile brændsler ikke er det samme, er der imidlertid ikke
en en-til-en sammenhæng mellem forbrug af fossile brændsler og klimabelastningen. I det følgende ses derfor nærmere
på udviklingen i den danske energirelaterede CO2udledning.
295
Den danske CO2-udledning
Produktionsbaserede
udledninger
Typisk opgøres CO2-udledningen fra et land ved at fokusere
på emissioner afledt af det direkte forbrug af fossile brændsler indenfor landets grænser. Denne afgrænsning indebærer,
at den danske produktion betyder noget for CO2udledninger, uanset om produktionen går til eksport eller
anvendelse i Danmark. Omvendt indgår CO2-indholdet i
importen af varer og tjenester ikke i opgørelsen. Det er denne afgrænsning, som blandt andet Kyoto-aftalen bygger på.
Lavere CO2udledning fra
dansk produktion
Fra 1975 til omkring 2000 lå niveauet af CO2-udledningen
indenfor den danske grænse relativt stabilt mellem 50 og 60
mio. ton, jf. figur III.25.10 Herefter er den danske udledning
faldet og var i 2013 omkring 39 mio. ton. Samlet set er
CO2-udledningen faldet med godt ¼ i løbet af de seneste
35-40 år. Udviklingen skyldes især fald i udledninger fra
forsyningssektoren, men også at husholdningerne har reduceret udledningerne betydeligt. CO2-udledningen fra den
indenlandske transport er derimod steget over perioden, og
transportsektoren tegner sig i slutningen af perioden for
godt en tredjedel af de danske CO2-udledninger, jf. Energistyrelsen (2014a).
CO2-intensitet er
faldet over de
seneste 40 år
Sætter man CO2-udledningen i forhold til BNP, har faldet
været endnu større. Set over de seneste 40 år er CO2intensiteten faldet. Hvor der i Danmark blev udledt ca. 57
ton CO2 pr. mio. 2010-kr. BNP i 1975, var udledningen
faldet til knap 22 ton CO2 pr. mio. 2010-kr. BNP i 2012, jf.
figur III.25.
10)
296
Den høje udledning i 1996 skyldes en særlig kold vinter.
Figur III.25 CO2-udledning og -intensitet
Ton pr. mio. 2010-kr.
80
CO -udledning
CO -intensitet (h.akse)
2 2
Mio. ton
80
60
60
40
40
20
20
0
1975
Anm.:
Kilde:
1980
1985
1990
1995
2000
2005
2010
0
CO2-intensitet er beregnet som CO2-udledning i forhold til BNP
i faste priser. CO2-udledning er ekskl. bunkring, mens BNP også omfatter transport, herunder søfart.
Energistyrelsen (2014a), Danmarks Statistik, Statistikbanken,
og egne beregninger.
CO2-udledning
fra bunkring
indgår ikke i
opgørelse
I den traditionelle produktionsbaserede CO2-udledning medregnes udledninger relateret til bunkring ikke. Bunkring vedrører forbrug af energi af danskopererede fly, køretøjer og
skibe i udlandet. Et argument for at se bort fra bunkring er, at
der i forbindelse med forpligtelser i forhold til EU’s klimapolitik netop fokuseres på udledninger, der finder sted som
følge af aktiviteter indenfor de nationale grænser. Dette afspejler blandt andet, at det er svært at opnå internationale
aftaler omkring behandling af udledninger fra den internationale søfart. I relation til den traditionelle opgørelse af CO2intensiteten opstår imidlertid en problemstilling ved at undlade bunkring, da værditilvæksten fra eksport af søfartsydelser
indgår i opgørelsen af dansk BNP. Dette giver en inkonsistens mellem afgrænsningen i tæller og nævner, jf. også De
Bunkring har
betydning for
udvikling i
udledning af CO2
International skibsfart med danskopererede fartøjer er steget
kraftigt de senere år, og udledningen relateret til bunkring er
som følge heraf mere end firedoblet fra 9 mio. ton i 1990 til
39 mio. ton i 2012, jf. figur III.26. Medregnes bunkring i
den samlede udledning fra Danmark, har klimabelastningen
297
ikke alene været væsentligt højere, men set over hele perioden fra 1990 også stigende, idet den samlede udledning dog
har udvist et fald de seneste fem-ti år. Tages der højde for
bunkring i CO2-udledningen, er CO2-intensiteten ca. 43 ton
pr. mio. 2010-kr. BNP i 2012.
Figur III.26 CO2-udledning fra dansk produktion og
bunkring
Mio. ton
120
Dansk produktion
Bunkring
100
80
60
40
20
0
1990
Kilde:
Forbrugsbaserede CO2udledninger
298
1995
2000
2005
2010
En anden omdiskuteret problemstilling i forbindelse med
opgørelser af CO2-udledning er, om man i stedet for at have
fokus på udledning fra et lands produktion bør fokusere på
borgernes aftryk på klimaet ved at beregne udledningen som
følge af deres forbrug. Et argument for at fokusere på den
forbrugsbaserede udledning er, at efterspørgsel efter importerede varer og tjenesteydelser fra danske erhverv og husholdninger medfører klimabelastninger i udlandet, der ellers
ikke ville have fundet sted. Et modargument er ofte, at det
er nemmere at styre produktionen og dermed regulere CO2udledninger den vej igennem, end det er at styre forbruget.
Opgørelse af
CO2-udledning
fra dansk forbrug
Rockwool-fonden har i en nylig analyse forsøgt at opgøre
CO2-udledningen af det danske forbrug i perioden 19962009, jf. Ghosh mfl. (2014).11 I opgørelsen er ikke medregnet CO2-udledning fra bunkring. Andre studier har også
opgjort CO2-udledningen fra forbruget, men i disse analyser
opgøres kun udledning for et enkelt år, jf. Danmarks Statistik (2009) og Energistyrelsen (2014b).12
Udvikling i CO2
fra forbrug følger
samme trend som
for produktion
Klimabelastningen fra det danske forbrug følger nogenlunde
den samme trendens som CO2-udledningen fra den danske
produktion, men udledningen fra forbruget er i gennemsnit
over årene knap 10 pct. højere end fra produktionen, jf.
figur III.27. Denne niveauforskel er et udtryk for, at den
danske import af varer og tjenester er en smule mere energitung end den danske eksport. Dette kan blandt andet skyldes, at importerede varer bliver produceret i lande med højere energiintensitet i produktionen, hvilket kan være et
udtryk for, at den energitunge industri er flyttet fra Danmark
til andre lande med mindre restriktiv energipolitik. Samlet
set er forbrugets klimabelastning faldet 23 pct. fra 82 mio.
ton CO2 i 1996 til 63 mio. ton CO2 i 2009. Opgjort ud fra
produktionstilgangen er faldet i samme periode ca. 27 pct.
11)
I analysen forsøges at opgøre CO2-udledninger fra danskernes
forbrug (ekskl. bunkring og inkl. biomasse). Opgørelsen bygger
på input-output-tabeller fra World Input-Output Database.
12)
I Energistyrelsen (2014b) opgøres ikke kun CO2-udledningen,
men også klimabelastningen fra drivhusgasemissioner af forbruget og emissioner fra “indirect land use changes”. Disse vedrører
udledninger som følge af afskovning og andre ændringer i arealanvendelsen. Ændringerne kan eksempelvis være et resultat af
øget efterspørgsel efter landareal til produktion af biomasse, infrastruktur eller byudvikling.
299
Figur III.27 Danske CO2-udledninger
Mio. ton
100
Produktionstilgang
Forbrugstilgang
90
80
70
60
50
Anm.:
Kilde:
1996
1998
2000
2002
2004
2006
2008
Udledninger omfatter også CO2-udledninger fra biomassen.
Ghosh mfl. (2014).
III.6 Sammenfatning
Sætter naturen
grænser for
vækst?
Økonomisk aktivitet trækker på naturens ressourcer og giver anledning til forurening. Det er nødvendigt at tage hensyn til disse forhold, og et af tidens vigtige økonomiske
spørgsmål er derfor, om naturen sætter grænser for den
økonomiske vækst i den forstand, at bestemte former for
ressourcebegrænsninger vil forårsage, at den fortsatte fremgang i realt BNP fremover bliver mindre eller helt må ophøre. Dette spørgsmål er omdrejningspunktet i dette kapitel.
Den overordnede tidshorisont for kapitlet er et-to hundrede
år frem i tiden, hvilket omtrent svarer til de nulevende menneskers og deres børns og børnebørns levetid.
Forurening og
ressourceforbrug
de to vigtigste
potentielle
naturlige grænser
Om naturen sætter grænser for vækst, opdeles ofte i to forskellige underspørgsmål. Det ene handler om, hvorvidt forurening afledt af materiel produktion og forbrug efterhånden bliver så betydelig, at det bliver enten umuligt eller i
hvert fald uønskeligt at lade produktionen vokse. Det andet
handler om, hvorvidt de naturressourcer, der indgår som
input i produktionen, efterhånden slipper op. Her drejer det
sig ofte om ikke-fornybare ressourcer som mineraler og
fossile brændsler, men også knaphed på fornybare ressour-
300
III.6 Sammenfatning
cer som fisk, landbrugsafgrøder og tømmer kan begrænse
den økonomiske vækst, især hvis forvaltningen af disse
ressourcer ikke er hensigtsmæssig.
Økonomisk vækst
er ikke
nødvendigvis lig
med rent fysisk
produktionsvækst
I offentligheden sættes der ofte lighedstegn mellem fortsat
økonomisk vækst og større belastning af naturen i form af
mere forurening og/eller større ressourceforbrug. Det er
imidlertid ikke sådan, at økonomisk vækst nødvendigvis
indebærer et større forbrug af ressourcer eller flere skadelige udledninger. Økonomisk vækst måler stigningen i værdien af det, vi producerer, og værdien af vores produktion kan
godt stige, selvom det rent fysiske input af naturressourcer,
målt eksempelvis i ton eller kilojoule, er konstant eller direkte falder. Skift i forbrugsmønstret og teknologiske fremskridt vil kunne bidrage til at spare på ressourceanvendelsen, uden at det nødvendiggør en lavere velstand.
Substitutionsmuligheder et
centralt nøgleord
Det helt afgørende for, om den fremtidige økonomiske
vækst vil være forenelig med en situation, hvor ressourceforbrug og forurening falder eller i hvert fald ikke stiger, er,
om substitutionsmulighederne mellem naturens input (ressourcer i bred forstand, herunder miljøet) og de menneskeskabte input i produktionsprocesserne er tilstrækkelig gode.
Substitutionsmulighederne er dermed det centrale nøgleord
for spørgsmålet om bæredygtig vækst.
Ressourceforbrug
Prismekanismen
afgørende for, at
substitutionsmulighederne
udnyttes
En meget vigtig mekanisme, der kan sikre, at substitutionsmulighederne udnyttes, er, at stigende ressourceknaphed
fører til stigende priser på ressourcen. Disse prisstigninger
vil bidrage til, at der i produktion og forbrug spares på ressourceanvendelsen. Samtidig vil prisstigningerne give en
tilskyndelse til forskning og udvikling af alternative produkter og produktionsmetoder, der anvender færre ressourcer.
Stigende priser på knappe naturressourcer vil også øge tilskyndelsen til genanvendelse og gøre efterforskning efter
nye fund mere rentabel. Disse afledede effekter kan så på
lidt længere sigt omvendt medføre, at prisen falder igen.
301
De fremtidige
substitutionsmuligheder
kendes ikke
Selvom prissignaler er vigtige, kan man dog ikke være sikker på, at stigende priser vil kunne løse problemer med ressourceknaphed i alle tilfælde og i al fremtid. Det vil afhænge af, hvor gode de grundlæggende fremtidige substitutionsmuligheder er. De fremtidige substitutionsmuligheder er
i sagens natur ukendte, og man kan derfor ikke udelukke, at
ressourceknaphed en dag vil forhindre yderligere vækst
eller ligefrem føre til faldende produktion. Hidtil har erfaringen på de fleste vigtige ressourceområder dog været, at
substitutionsmulighederne i bred forstand, herunder udnyttelsen af ny teknologi og forekomsten af nye fund, har været
tilstrækkelig gode til, at den økonomiske vækst har kunnet
opretholdes.
Stigende reserver
trods løbende
forbrug
Indtil nu har problemerne med knaphed på naturressourcer
således ikke været akutte. Blandt andet har nye fund af
mange naturressourcer betydet, at den tilbageværende reserve ikke er faldet til trods for, at der løbende bliver forbrugt af ressourcen. Eksempelvis vurderede man i 1980, at
de globale oliereserver ville række til 30 års fortsat forbrug.
I 2013 var det tilsvarende estimat steget til over 50 år. Fortsat efterforskning og teknologisk udvikling, blandt andet
induceret af forventningen om stigende priser, har bidraget
til, at reserven af olie trods et betydeligt forbrug i den mellemliggende periode er steget. Tilsvarende løbende opjusteringer af de tilbageværende reservelagre er sket for mange
andre ressourcer.
Priser på
råstoffer er ikke
steget historisk
Forbedringer i udvindingsteknologien og nye fund har
sammen med skift i efterspørgslen gjort, at den relative pris
på råstoffer set over lange tidsperioder ikke er steget. Hidtidige kraftige stigninger i ressourceprisen har typisk ført til
ændringer i udbud og efterspørgsel, der igen har medført et
efterfølgende prisfald. Denne udvikling kan tages som tegn
på, at knaphed på naturressourcer ikke er et akut problem.
Selvom de historiske erfaringer ikke bør fremføres i det
uendelige, er der dog ikke noget, der tyder på, at alvorlig
ressourcemangel vil sætte en stopper for økonomisk vækst i
de kommende årtier. Hvad de fossile brændsler angår, har
den stigende bevidsthed om drivhuseffekten endda skiftet
fokus til, at problemet snarere er, at der er for mange end for
få tilgængelige ressourcer af denne type.
302
III.6 Sammenfatning
Den globale klimaudfordring
Klimaproblemet
kræver langt
stærkere global
indsats
Klimaproblemet er måske det vigtigste miljøproblem, verden umiddelbart står overfor. Beregninger i kapitlet foretaget ved hjælp af den økonomiske klimamodel DICE peger
på, at der er behov for en betydelig skrappere klimapolitik
på globalt plan end den, der føres i dag. I det præsenterede
grundforløb, hvor ambitionsniveauet for den globale klimapolitik ikke ændres i forhold til i dag, stiger temperaturen på
et tidspunkt til seks grader over førindustrielt niveau. For at
overholde målet om, at den globale middeltemperatur ikke
må stige mere end to grader, skal udledningerne af drivhusgasser således reduceres. Ifølge DICE-beregninger kan den
nødvendige reduktion i udledningerne opnås ved indførelsen af en global afgift, der i 2015 skal være på 50 dollar pr.
ton CO2. Det svarer i beregningerne til en ottedobling af
klimaindsatsen i forhold til i dag. I løbet af de kommende
årtier skal afgiften ifølge DICE-beregningerne stige yderligere, sådan at den i 2060 er over 270 dollar.
Togradersmål vil
ikke hindre
fortsat
økonomisk vækst
Selvom der er omkostninger forbundet med at føre en ambitiøs klimapolitik, er de langt fra af en størrelsesorden, som
hindrer en fortsat vækst i det globale BNP. DICEberegningerne viser, at en omkostningseffektiv opfyldelse
af målsætningen om en temperaturstigning på maksimalt to
grader vil føre til, at det globale BNP vil være 2½ pct. mindre i 2050 og knap 1 pct. mindre i 2100, end hvis man ikke
ændrer ambitionsniveauet i klimapolitikken i forhold til i
dag. Tager man højde for den økonomiske værdi af de klimaskader, der undgås ved togradersmålsætningen, reduceres omkostningen i 2050 til omkring 2 pct., og der vil være
en netto-gevinst på 1 pct. i 2100 under togradersmålsætningen i forhold til laden-stå-til-forløbet. Disse effekter må
betegnes som ret små, når de sammenlignes med stigningen
i BNP og forbrug pr. capita, der i grundforløbet er på over
400 pct. fra 2010 til 2100.
Meget stor
usikkerhed
forbundet med
konkrete modelberegninger
Der er meget stor usikkerhed forbundet med sådanne beregninger, og resultater fra DICE og tilsvarende klimamodeller
skal derfor fortolkes med stor forsigtighed. En række andre
beregninger og betragtninger bl.a. fra FN’s klimapanel
IPCC understøtter dog, at en effektiv klimapolitik, der stabi-
303
liserer den globale middeltemperatur på et moderat niveau,
næppe vil være i konflikt med fortsat økonomisk vækst.
Substitutionsmulighederne mellem fossile brændsler og
andre produktionsfaktorer vurderes generelt at være tilstrækkelig store til, at det vil være muligt at reducere udledningerne, samtidig med at værdien af den samlede produktion af varer og tjenesteydelser fortsat kan vokse.
Antagelserne i
DICE peger
umiddelbart på,
at togradersmålet
er for ambitiøst
Ifølge de grundlæggende antagelser i DICE er togradersmålsætningen lovlig ambitiøs. Den optimale klimapolitik ud
fra grundantagelserne i DICE tilsiger et ambitionsniveau,
der svarer til en global afgift eller kvotepris på knap 18
dollar pr. ton CO2 i 2015 stigende til 143 dollar i 2010priser ved århundredets slutning. Et sådant forløb vil i henhold til modellen begrænse udledningerne i forhold til situationen, hvor man ikke pålægger nogen global afgift, men
stadig føre til en stigning i udledningerne i den første del af
det 21. århundrede. Den resulterende stigning i temperaturen er omkring 3½ grader over førindustrielt niveau omkring 2100. Som nævnt er der dog overordentlig stor usikkerhed forbundet med sådanne klimaøkonomiske modelberegninger.
Traditionelle
klimamodeller
undervurderer
gevinst ved at
forebygge
En af de problemstillinger, hvor der er overordentlig stor
usikkerhed, er risikoen for såkaldt katastrofiske udfald som
følge af det varmere klima. Det vil sige udfald, der er
usandsynlige, men som ikke helt kan udelukkes, og som kan
have meget store konsekvenser, hvis de indtræffer. Eksempler kan være en vending af de store havstrømme som Golfstrømmen eller et massivt udslip af metan fra smeltende
permafrost. En række nyere miljøøkonomiske forskningsbidrag peger på, at den traditionelle tilgang i de fleste eksisterende klimamodeller, heriblandt DICE, undervurderer værdien af at føre en forebyggende klimapolitik, der kan reducere risikoen for sådanne katastrofer. Tager man i højere
grad højde for den sandsynlige modvilje mod at løbe sådanne risici (såkaldte Epstein-Zin-præferencer), vil det trække i
retning af, at den optimale klimapolitik kan ligge på et betydelig højere niveau, end de toneangivende klimamodeller
p.t. tilsiger.
304
III.6 Sammenfatning
Også lavere
diskontering kan
begrunde
skrappere
klimapolitik
En anden indvending mod forudsætningerne i DICEgrundforløbet er, at diskonteringsraten er temmelig høj. En
lavere tidspræferencerate, som man kan argumentere for ud
fra et etisk begrundet synspunkt om, at kommende generationers nytte grundlæggende ikke bør have lavere vægt end
nuværende generationers, vil føre til, at diskonteringsraten
skal være lavere. Dette vil også trække i retning af, at det vil
være optimalt med en skrappere klimapolitik.
Togradersmål
kan opfattes som
passende
kompromis
Både hensynet til kommende generationer og behovet for at
tage eksplicit hensyn til risikoen for mere ekstreme katastrofescenarier peger dermed i retning af, at det centrale forløb i
DICE ligger til den optimistiske side med hensyn til behovet for at forebygge fremtidige klimaskader. Tager man
hensyn hertil, kan togradersmålsætningen opfattes som et
mere passende kompromis mellem hensynet til fortsat materiel velstandsfremgang og miljøet.
Kræver fokus på
omkostningseffektiv
klimaindsats
Behovet for en betydelig stærkere indsats i klimapolitikken
på internationalt plan gør det samtidig tilsvarende vigtigere,
at klimapolitikken føres omkostningseffektivt. Ellers bliver
ulemperne unødigt høje. En omkostningseffektiv klimapolitik vil blandt andet indebære, at reduktionerne foretages de
steder i verden, hvor det er billigst. Dette kræver en global
løsning, der som udgangspunkt bør være baseret på økonomiske styringsmidler. Modelberegninger tyder på, at verdenssamfundet bør påbegynde opstramningen af klimapolitikken med det samme, idet der kan være væsentlige velfærdstab forbundet med en yderligere udskydelse. Samtidig
peger beregningerne på, at der er fordele forbundet med at
lade kravene stige gradvis over tid.
Hensigtsmæssigt
at adskille
fordelings- og
effektivitetshensyn
En ensartet global afgift på alle drivhusgasser eller et tilsvarende globalt system med omsættelige kvoter for drivhusgasser er de mest oplagte instrumenter til at sikre en omkostningseffektiv løsning af klimaproblemerne. Disse instrumenter giver samtidig mulighed for at adskille spørgsmålet om, hvilke lande der skal betale for klimatiltagene, fra
spørgsmålet om, hvor reduktionerne i udledningerne skal
finde sted. Det kan ske via måden, afgiftsprovenuet fordeles
mellem landene, eller via forhåndstildelingen af kvoter.
Denne adskillelse er hensigtsmæssig, fordi det globalt er en
305
meget udbredt holdning, at de vestlige lande, der har de
største økonomiske ressourcer og historisk har stået for den
største udledning, bør betale en relativt stor del af omkostningerne. Skal en global aftale virkeliggøres, må den formodentlig tage udgangspunkt i denne præmis. Samtidig bør
de konkrete reduktioner imidlertid finde sted, hvor det er
billigst, hvilket ofte vil sige i mellemindkomst- og udviklingslande.
Danmarks vækst og ressourceforbrug
90 pct. af
Danmarks
realvækst siden
1990 udgøres af
tjenester
Produktionen består i de fleste lande i stigende grad af tjenesteydelser og i mindre grad af fysiske varer. Dermed bidrager ændringer i erhvervsstrukturen til et relativt set mindre træk på naturens ressourcer. Af den samlede stigning i
produktionen på knap 40 pct., som Danmark har oplevet
siden 1990, skyldes ca. 90 pct. således vækst i den private
og offentlige servicesektor, mens kun en tiendedel af væksten stammer fra de vareproducerende erhverv.
BNP vejer 116
mio. ton
Af det samlede danske materialeforbrug målt i ton består
over halvdelen af materialer til byggebranchen som sand og
grus. Fornybare naturressourcer som planteafgrøder og træ
samt fossile brændsler fylder ca. en fjerdedel hver, mens det
indenlandske forbrug af andre materialer som metaller og
plastic fylder forsvindende lidt opgjort i vægt. I alt vejede
materialeforbruget 116 mio. ton i 2013. Lidt populært kan
man sige, at dette er vægten af BNP.
Ingen klar
udvikling i
materialeforbrug
trods betydelig
økonomisk vækst
Der har samlet set været en lille stigning i det fysiske materialeforbrug i de sidste 20 år, hvor BNP er steget med ca. 40
pct. Det skyldes imidlertid udelukkende, at mængden af
byggematerialer som sand og grus mv. er større i 2013 end i
1993. Omvendt er forbruget af metaller, fornybare naturressourcer og fossile brændsler alle faldet. Tallene tyder således ikke på, at økonomisk vækst nødvendigvis ledsages af
større materialeforbrug. For alle typer materialer er forbruget de enkelte år dog præget af store udsving som følge af
konjunkturer mv.
306
III.6 Sammenfatning
Generel
ressourceproduktivitet
næppe et
meningsfuldt mål
Der er vidt forskellige problemstillinger forbundet med
forbruget af de forskellige typer af materialer. Udviklingen i
det samlede materialeforbrug målt i ton er således ikke noget særlig meningsfuldt mål for ressourceforbruget. Eksempelvis dominerer mængden af sand og grus, som næppe
opleves som særlig kritiske og problematiske ressourcer,
fuldstændig i forhold til mere sjældne metaller. Generelle
mål for udviklingen i ressourceproduktiviteten (materialeforbrug i forhold til BNP) forekommer derfor at være ret
intetsigende, selvom EU-Kommissionen tidligere har peget
på dette mål som en vigtig indikator til at belyse ressourceeffektiviteten.
Ressourceknaphed ikke i
sig selv god grund
til politisk
indgreb
Det kan diskuteres, om det er hensigtsmæssigt fra politisk
side at opstille målsætninger om at begrænse ressourceforbruget af hensyn til ressourceknapheden. Stigende ressourceknaphed vil som nævnt føre til prisstigninger, der vil give
tilskyndelser til at begrænse forbruget. Det offentlige bør
kun gribe ind, hvis der kan identificeres klare markedsfejl i
selve prisdannelsen, eller hvis brugen af den pågældende
ressource medfører negative påvirkninger af miljøet, som
der ikke er taget højde for i prisen på ressourcen. I sådanne
tilfælde bør der arbejdes for at løse problemet i en global
sammenhæng, idet et enkelt land eller en mindre region kun
kan gøre meget lidt for at påvirke verdens samlede udbud
og efterspørgsel efter ressourcen.
Ingen forskel i
trenden i CO2udledninger fra
produktion og
forbrug
Den mest almindelige opgørelse af Danmarks CO2udledninger anvender internationale principper, som blev
fastlagt i forbindelse med Kyoto-aftalen. Disse opgørelser
fokuserer på udledninger indenfor landets grænser, og vedrører dermed dansk produktion og ikke dansk forbrug. Det
betyder blandt andet, at der ikke tages højde for, at der også
er udledninger knyttet til den danske import af varer produceret i udlandet. Opgøres udledningerne knyttet til Danmarks forbrug i stedet for produktionen, bliver niveauet
knap 10 pct. højere. Når det drejer sig om udviklingen over
tid, er der dog ingen væsentlig forskel på trenden i de to
opgørelsesmetoder. Beregninger baseret på forbrug frem for
produktion er forbundet med metodiske vanskeligheder,
men umiddelbart indikerer sammenligningen af de to opgø-
307
relser ikke, at der har været et større skift i produktionen af
varer med højt CO2-indhold fra Danmark til udlandet.
Bunkring
påvirker
Danmarks CO2udledninger
markant
I begge de ovennævnte opgørelser indgår udledninger fra
bunkring, dvs. danske skibe og flys brændstofforbrug i
fremmede havne, ikke. Dette kan til vis grad opfattes som et
skridt i retning af at fokusere på udledninger forårsaget af
dansk forbrug frem for dansk produktion. Man kan dog
argumentere for, at dette er inkonsekvent, når udviklingen i
udledningerne sammenholdes med BNP-udviklingen, idet
indtjeningen fra de danske fly og skibe indgår i BNP. Inddrages udledningerne fra bunkring, ændres både niveauet og
trenden i de danske udledninger markant. Udledningerne fra
bunkring er nemlig vokset meget kraftigt i den sidste snes
år, så de nu er omtrent lige så store som udledningerne indenfor Danmarks grænser.
Næppe én rigtig
måde at opgøre
udledningerne på
Man kan dårligt entydigt fastslå, hvad der er den rigtigste
opgørelse. Det afhænger af, hvad tallene skal bruges til.
Under alle omstændigheder er klimaproblemet en global
problemstilling, hvor det afgørende er udviklingen i de globale udledninger og ikke disses fordeling på enkeltlande.
Opgørelsen heraf har primært betydning for diskussionen
om fordelingen af byrderne.
BNP og velfærd
Betænkeligt at
styre ubetinget
efter høj BNPvækst
308
BNP-vækst er ikke i sig selv et særlig godt mål for udviklingen i velfærden og livskvaliteten i et land. Det er der
mange velkendte grunde til. Det er derfor også betænkeligt
at have som et ubetinget politisk mål at forøge BNP mest
muligt uden hensyn til de mulige omkostninger ved denne
vækst. Omkostningerne kan f.eks. være i form af tab af
fritid eller forringelser på områder som miljø, sundhed og
fordeling, der også kan have stor betydning for befolkningens velfærd. Det er vigtigt at være opmærksom på disse
afvejninger, når ønsker om tiltag, der kan føre til et højere
BNP, drøftes.
III.6 Sammenfatning
Man fokuserer på
det, man kan
måle
Derfor bør
alternative mål
udvikles
BNP spiller dog af praktiske grunde i mange sammenhænge
en vigtig rolle som indikator for et lands økonomiske succes. Da det, man måler, påvirker det, man gør, kan det have
den konsekvens, at der kommer en skævhed i retning af for
stor vægt på materiel velstand i forhold til andre forhold.
Der har i de senere år været en stigende erkendelse af, at det
er vigtigt at udarbejde mere nuancerede mål, som i højere
grad dækker forskellige aspekter af befolkningens velfærd.
Ikke mindst Stiglitz-Sen-Fitoussi-kommissionen har sat
dette arbejde på dagsordenen. Derfor er det positivt, at der
internationalt arbejdes på forskellige planer for at udvikle
bedre indikatorer for bæredygtighed og grønne regnskaber.
Også mål som ægte opsparing, der inddrager flere aspekter
end traditionelle opsparingsbegreber, kan ses som et led i
disse bestræbelser.
309
Litteratur
Ackerman, F., E.A. Stanton og R. Bueno (2012): EpsteinZin Utility in DICE: Is Risk Aversion Irrelevant to Climate
Policy? Arbejdspapir, Stockholm Environmental Institute.
Andersen, A. og M. Spange (2012): Produktivitetsudviklingen i Danmark – Sammenfatning. Nationalbankens Kvartalsoversigt, 1. kvartal 2012, del 1.
Andersen, T.M., J. Bentzen, H. Linderoth, V. Smith og N.
Westergård-Nielsen (2012): Bekrivende dansk økonomi.
Bogforlaget HandelsVidenskab.
Barro, R.J. (2014): Environmental Protection, Rare Disasters, and Discount Rates. Oplæg ved American Economic
Association’s konference januar 2015.
BP (2014): BP statistical review of world energy 2014.
Brock, W.A. og M.S. Taylor (2005): Economic Growth and
the Environment: A Review of Theory and Empirics.
Cai, Y., K.L. Judd og T.S. Lontzek (2013): The Social Cost
of Stochastic and Irreversible Climate Change. NBER
Working Paper No. 18704. National Bureau of Economic
Research, Januar 2013.
Crost, B. og C. Traeger (2013): Risk and Aversion in Assessing Climate Policy. Arbejdspapir, UC Berkeley.
Cuddington, J.T. og D.L. Moss (2001): Technological
change, depletion, and the U.S. petroleum industry. The
American Economic Review, 91 (4), s. 1135-1148.
Daly, H.E. og Farley, J. (2011): Ecological Economics.
Island Press, Washington, DC, USA.
Danmarks Statistik (2008): Bilag til Miljøøkonomisk regnskab for Danmark 2006.
310
III Litteratur
Danmarks Statistik (2009): GHG emissions embodied in
trade.
Devarajan, S. og A.C. Fisher (1981): Hotelling’s “Economics of exhaustible resources”: Fifty years later. Journal of
Economic Literature, 19 (1), s. 65-73.
De Økonomiske Råd (2008): Økonomi og miljø 2008.
Det Økonomiske Råd (1998): Dansk Økonomi.
Energistyrelsen (2012): Danmarks olie- og gasproduktion
2011. Bilag.
Energistyrelsen (2014a): Energistatistik 2013.
Energistyrelsen (2014b): The carbon footprint of Danish
production and consumption – Literature review and model
calculations.
Epstein, L.G. og S.E. Zin (1989): Substitution, Risk Aversion, and the Temporal Behavior of Consumption and Asset
Returns: A Theoretical Framework. Econometrica, 57 (4),
937-969.
EU-Kommissionen (2011): Køreplan til et ressourceeffektivt Europa.
Eurostat (2001): Economy-Wide Material Flow Accounts
and Derived Indicators.
Faber, M. (2008): How to be an ecological economist. Ecological Economics 66 (1):1-7.
311
Fisher, A. (1981): Resource and environmental economics.
Cambridge surveys of economic literature. Cambridge University Press.
Ghosh, G.P., C.J. Levitt, M.S. Pedersen og A. Sørensen
(2014): Measuring Denmark’s CO2 emissions 1996-2009.
The Rockwool Foundation.
Gordon, R. (2012): Is U.S. Economic Growth Over? Faltering Innovation Confronts the Six Headwinds. NBER Working Paper 18315.
Hanley, N., J.F. Shogren og B. White (1997): Environmental economics in theory and practice. Palgrave Macmillan.
Heal, G. og A. Millner (2014): Reflections: Uncertainty and
Decision Making in Climate Change Economics. Review of
Environmental Economics and Policy, 8 (1), s. 120-137.
Hotelling, H. (1931): The economics of exhaustible resources. The Journal of Political Economy, 39 (2), s. 137175.
IMF (2015): Commodity market monthly.
IPCC (2014): Assessment Report 5.
Jacks, D.S. (2013): From boom to bust: A typology of real
commodity prices in the long run. NBER Working Paper
18874. Updated March 2014.
Jevons, W.S. (1865): The coal question. Macmillan & Co.
Kijima mfl. (2010): Economic Models for the Environmental Kuznets curve: A survey. Journal of Economic Dynamics and Control, 34, 1187-1201.
Krausmann, F., S. Gingrich, N. Eisenmenger, K.H. Erb og
M. Fischer-Kowalski (2009): Growth in global material use,
GDP and population during the 20th century. Ecological
Economics, 68 (10), s. 2696-2705. Updated 2011.
312
III Litteratur
Krautkraemer, J.A. (1998): Nonrenewable Resource Scarcity. Journal of Economic Literature. 36 (4), s. 2065-2107.
Krautkreamer, J.A. (2005): Economics of natural resource
scarity: The state of the debate. Discussion paper 05-14.
Resources for the Future.
Malthus, T. (1798): An essay on the principle of population.
J. Johnson.
Managi, S., J.J. Opaluch, D. Jin og T.A. Grigalunas (2004):
Technological change and depletion in offshore oil and gas.
Journal of Environmental Economics and Management. 47,
s. 388-409.
Markandya og Pedroso-Galinato (2007): How substitutable
is capital? Environmental and Resource Economics, 37,
297-312.
McGlade, C. og P. Ekins (2015): The geographical distribution of fossil fuel unused when limiting global warming to
2˚C. Nature, 517, s. 187-190.
McKinsey (2013): Resource Revolution: Tracking global
commodity markets.
Meadows, D.H., D.L. Meadows, J. Randers og W.W. Behrens III (1972): The limits to growth. A report for The Club
of Rome’s project on the predicament of mankind. Universe
Books.
Neumayer (2000): Scarce or Abundant? The Economics of
Natural Resource Availability. Journal of Economic Surveys, 14, 307-35.
Nordhaus, W. (1992): Lethal Model 2: The Limits to
Growth Revisited. Brookings Papers on Economic Activity,
2.
Nordhaus, W. (1993): Rolling the 'DICE': An Optimal
Transition Path for Controlling Greenhouse Gases. Resource and Energy Economics, 15.
313
Nordhaus, W. (2013): DICE 2013R: Introduction and User’s Manual.
Pedersen, F.I. (2014): BNP undervurderer væksten i dansk
velstand. Notat, Arbejderbevægelsens Erhvervsråd, 4. november 2014.
Perman, R., M. Ma, M. Common, D. Maddison og J.
McGilvray (2011): Natural resource and environmental
economics. 3. udgave. Pearson.
Pindyck, R.S. (1978): The optimal exploration and production of nonrenewable resources. Journal of Political Economy, 86 (5), s. 841-861.
Pindyck, R.S. (2013): Climate Change Policy: What Do the
Models Tell Us? Journal of Economic Literature, 51(3), s.
860–872.
Ploug, N. (2014): Økonomisk vækst og livskvalitet. Samfundsøkonomen nr. 1, marts 2014.
Rosemarin, A., J. Schröder, L. Dagerskog, D. Cordell og B.
Smit (2010): Future supply of phosphorus in agriculture
and the need to maximize efficiency of use and reuse. Revised 2011. International Fertiliser Society.
Schou, P. (2000): Miljøproblemer og endogen vækst. Nationaløkonomisk Tidsskrift, 138, s. 301-313.
Schou, P. (2010): Den økonomiske vækst og miljøet – nogle
centrale forskningsresultater i det 21. århundrede. Nationaløkonomisk Tidsskrift, 148, 3, s. 353-372.
Sinn, H.-W. (2008): Public policies against global warming:
a supply side approach. International Tax and Public Finance¸ 15 (4), s. 360-394.
Smulders, S. (1995): Entropy, Environment, and Endogenous Economic Growth. International Tax and Public Finance, 2, s. 319-340.
314
III Litteratur
Stiglitz, J.E., A. Sen og J.-P. Fitoussi (2009): Report by the
commission of the measurement of economic performance
and social progress. www.stiglitz-sen-fitoussi.fr.
The Association for the Study of Peak Oil and Gas (2009):
Newsletter No. 100 – April 2009.
Tol, R.S.J. (2009): The Economic Effects of Climate
Change. Journal of Economic Perspectives, 23(2), s. 29-51.
Tol, R.S.J. (2011): The Social Cost of Carbon. Annual Review of Resource Economics, 3, s. 21.1-21.25.
U.S. Geological Survey (1996-2014): Mineral Commodity
Summaries.
Van der Werf, E. og C. Di Maria (2012): Imperfect Environmental Policy and Polluting Emissions: The Green Paradox and Beyond. International Review of Environmental
and Resource Economics, 6(2), s. 153-194.
Weitzman, M.L. (2007): A Review of the ‘Stern Review on
the Economics of Climate Change’. Journal of Economic
Literature, 45, September, 703-724.
Weitzman, M.L. (2009): On Modeling and Interpreting the
Economics of Catastrophic Climate Change. The Review of
Economics and Statistics, 91, February, 1-19.
World Bank (2015): Commodity markets outlook. January
2015.
World Commission on Environment and Development
(1987): Our Common Future. Oxford University Press.
315
316
SKRIFTLIGE INDLÆG FRA
DET MILJØØKONOMISKE RÅDS MEDLEMMER
På de følgende sider er gengivet skriftlige indlæg fra medlemmer af Det Miljøøkonomiske Råd. Følgende medlemmer har ønsket at give skriftlige bidrag:
Økonomi- og Indenrigsministeriet
Finansministeriet
Klima-, Energi- og Bygningsministeriet
Miljøministeriet
Kommunernes Landsforening
Danmarks Naturfredningsforening
WWF Verdensnaturfonden
Dansk Affaldsforening/ Danva / Dansk Fjernvarme/ Dansk Energi
Landbrug & Fødevarer
DI
Dansk Erhverv
Forbrugerrådet Tænk
Særlig sagkyndig Peder Andersen
Særlig sagkyndig Jette Bredahl Jacobsen
Særlig sagkyndig Lars Gårn Hansen
317
Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015
Økonomi- og Indenrigsministeriet
Formandskabet har i årets rapport set på, hvordan kvælstofreguleringen kan tilrettelægges, så den er samfundsmæssig optimal. Der er flere analyser, der viser, at det
er muligt at tilrettelægge reduktionen af kvælstofudledningen med færre omkostninger, hvis der inddrages forskellige målrettede instrumenter frem for at foretage en
generel reduktion af normerne for den tilladte kvælstofudledning for landbruget.
Økonomi- og Indenrigsministeriet er enig i, at fremtidig regulering så vidt muligt
bør tilrettelægges med et bredt udsnit af virkemidler, der sikrer de lavest mulige
omkostninger knyttet til reduktionen af kvælstofudledningerne.
En målrettet anvendelse af forskellige instrumenter kan reducere de samlede omkostninger ved kvælstofreduktioner. Målrettede instrumenter rejser dog en række
fordelingsmæssige spørgsmål, der kunne have været belyst mere dybdegående i
rapporten.
Formandskabet bemærker, at den eksisterende regulering af kvælstofudledningen
ikke er optimal. Der anbefales, at der skal indføres en afgift på kvælstof, og at der
indføres kvotemarkeder for kvælstofudledningen for hvert af de 23 forskellige
vandoplande i Danmark. Forslaget rejser en række problemstillinger. En regulering
med anvendelse af afgifter eller et kvotemarked for kvælstof kan være i strid med
nitratdirektivets bestemmelser, hvilket ikke er nærmere behandlet. Regionale kvælstofkvoter kan også være vanskelige at administrere i praksis, der kan fx være
problemer med illikvide markeder for handel med kvoter. Formandskabet har således tidligere været inde på sådanne problematiske aspekter i en kronik fra juni 2009,
hvor det anføres: ”at der er en stor risiko for, at lokale kvotemarkeder bliver for små
til at skabe konkurrence om kvælstofkvoterne, samt at det vil kræve en stor kontrolindsats, når kvoterne ikke må handles mellem regionerne”. Det ville have været
nyttigt, hvis anbefalingerne om kvælstofafgift og omsættelige udledningskvoter
havde været ledsaget af en gennemgang af problemstillingerne knyttet hertil og
mulige løsningsforslag.
Vand, pesticider, økonomisk vækst og miljøet
Rapporten indeholder et godt kapitel om vand og pesticider. Formandskabet konstaterer, at hovedparten af de pesticider, der findes i grundvandet, er fra stoffer, der i
dag er forbudte. Det fremgår ligeledes, at der siden 2003 har været en faldende
forekomst af pesticider i de øverste (og yngste) grundvandslag. Begge dele kan tyde
på, at mange års pesticidindsats har en effekt.
Formandskabet nævner, at indvendingen af grundvand på landsplan er under det
bæredygtige niveau. Der er dog betydelige regionale forskelle og i hovedstadsområ318
Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer
det er indvendingen af grundvand så stor, at grundvandsspejlet er faldet adskillige
meter og flere vandløb tørlægges i sommerperioden. På den baggrund anbefales en
differentieret afgift på vand, der skal udbredes så den også betales af erhverv.
Den foreslåede differentierede afgift på drikkevand kunne med fordel have været
nærmere analyseret. Der kunne have været et bud på, hvor meget afgiften på drikkevand på Sjælland skal hæves for at reducere forbruget af vand til det bæredygtige
niveau. Der mangler også en vurdering af, hvordan en udbredelse af vandafgiften til
erhvervsmæssig anvendelse vil påvirke lokaliseringen af fx industrivirksomheder,
og hvordan landbrugsproduktionen vil blive påvirket af en eventuel afgift på markvanding.
Årets rapport indeholder desuden en grundig gennemgang af sammenhængen mellem vækst og miljø. Formandskabet har også tidligere været inde på, at det traditionelle BNP ikke er en optimal beskrivelse af den samlede samfundsudvikling, da der
kun lægges vægt på den økonomiske udvikling og ikke på fx den miljømæssige
påvirkning ved en given produktion.
Økonomi- og Indenrigsministeriet er enig med formandskabet i, at der er et behov
for at supplere de kendte økonomiske mål med yderligere opgørelser for at give en
fyldestgørende beskrivelse af den samlede udvikling. Her er der i forbindelse med
finansloven for 2015 taget et skridt med afsættelsen af midler til udvikling af fulde
grønne nationalregnskaber i løbet af de næste 3 år.
Finansministeriet
Det Miljøøkonomiske Råd har gennemgået Vandrammedirektivet i en dansk kontekst med særlig fokus på kvælstof, den danske regulering af grundvand i forhold til
risiko for forurening med pesticider og bæredygtig udnyttelse samt sammenhængen
mellem økonomisk vækst og miljøet.
Finansministeriet finder, at kapitel I og II indeholder gode betragtninger om sunde
økonomiske principper for regulering, om end disse kan være svære at gennemføre i
praksis såvel som politisk. Kapitel III indeholder en interessant diskussion af modellering af skadesomkostninger forbundet med en højere atmosfærisk CO2-koncentration samt sammenhængen mellem naturressourcer og økonomisk vækst.
I kapitel I fremhæver DMØR, at der er behov for en større indsats for at nå målene i
vandrammedirektivet. Samtidig fremhæves de unikke danske forhold, som gør det
dyrere at nå målet i Danmark end i andre egne af EU.
319
Det er valgt at udskyde en del af indsatsen i Danmark under henvisning til uforholdsmæssigt store omkostninger. DMØR finder at der bør ligge cost-/benefitanalyser til grund for beslutninger om indsatsniveau og beslutning om at udskyde
dele af indsatsen. Finansministeriet er enigt i, at cost-/benefitanalyser kan være et
godt værktøj til at vurdere omfanget og proportionaliteten af en indsats, men påpeger, at der ikke eksisterer solide metoder til opgørelse af gevinstsiden.
I kapitel I foreslås desuden en alternativ model for regulering af landbrugets kvælstofforbrug. Med en kombination af en afgift på kvælstof samt lokale markeder for
kvoter på udledning af kvælstof kan der sikres målopfyldelse i hvert enkelt vandopland.
Teoretisk set er Finansministeriet enigt i, at kombinationen af en afgift og rigtigt
prisfastsatte omsættelige kvoter kan skabe incitamenter for den enkelte landmand til
at reducere kvælstofforbruget og opnå den fastsatte målsætning for det givne opland
på en omkostningseffektiv måde. Finansministeriet finder dog, at en afgift – der
skaber incitament til at vælge afgrøder med et lille kvælstofbehov – ikke ubetinget
er en del af en omkostningseffektiv løsning. Der kan være afgrøder med et stort
kvælstofbehov, men et lille overskud/udvaskning. Samtidig skal afgiften fastlægges
således at den ikke giver incitament til at reducere i egne, hvor der ikke er et stort
indsatsbehov. En generel afgift vil således ikke nødvendigvis indgå i en omkostningseffektiv regulering lokalt set.
Finansministeriet er enigt i, at et kvotemarked vedr. udledningen af kvælstof fra den
enkelte mark teoretisk set vil løse kvælstofudfordringen omkostningseffektivt.
Finansministeriet finder dog forslaget svært at gennemføre i praksis, bl.a. fordi det
stadig er svært at kontrollere, hvor gødningen rent faktisk placeres. Desuden kan det
være problematisk, hvis en landmand har arealer i flere oplande og derved kan
deltage på flere kvotemarkeder samtidig. Herudover må der være betragtelige administrative omkostninger forbundet med et kvotemarked i hvert enkelt vandopland.
Finansministeriet finder -i lighed med DMØR - at det er vigtigt for at sikre omkostningseffektivitet i indsatsen, at der er fleksibilitet mellem valget af virkemidler for
den enkelte lodsejer. Finansministeriet er også enigt i, at et nyt system skal være let
at administrere for den enkelte lodsejer.
Finansministeriet er overordnet enige i DMØRs betragtninger vedr. reguleringsstrukturen på vand, der fremgår af kapitel II. DMØRs udgangspunkt er at afgiften på
vand udelukkende bør afspejle den skadesomkostning, der er forbundet med udnyttelse af drikkevandsressourcen. Herudover tjener afgiften et fiskalt formål og en
fjernelse af afgiften vil medføre lavere indtægter for staten, som skal finansieres via
320
andre kilder. Det er således et politisk valg, at bl.a. opgaven vedr. grundvandskortlægning er finansieret via en afgift.
Finansministeriet påpeger, at hvis afgiften fastlægges lokalt kan det i nogle egne
betyde, at det vil være mere omkostningseffektivt fx at rense overfladevandet eller
at transportere vand fra drikkevandsressourcer længere væk.
I kapitel III diskuterer DMØR sammenhængen mellem økonomisk vækst og ressourceforbrug. DMØR pointerer, at økonomisk vækst ikke nødvendigvis er begrænset af naturressourcer, så længe at substitutionsmulighederne mellem naturlig og
menneskabt kapital er tilstrækkelig høj. Historisk har priserne på naturressourcer
været med til at tilskynde forskning og udvikling af energieffektive teknologier.
Ligesom DMØR vurderer Finansministeriet, at prissignalerne på naturressourcerne
sender de korrekte signaler mht. knaphed i fravær af eksternaliteter.
Finansministeriet finder, at DMØR har lavet et grundigt arbejde og rejst en interessant diskussion vedrørende skadesomkostninger forbundet med en stigning i den
atmosfæriske CO2-koncentration. DMØR pointerer, at klimaudfordringen er global
og Finansministeriet er enige i, at klimaudfordringen bør løses i internationalt regi.
Ligesom DMØR vurderer Finansministeriet, at en omkostningseffektiv indsats for at
begrænse udledningen af drivhusgasser er forenelig med økonomisk vækst. Det er
dog i praktisk svært at etablere internationale reguleringsordninger. Såfremt hvert
enkelt land fører sin egen klimapolitik vil omkostningerne ved at reducere drivhusgasudledninger blive uforholdsmæssigt høje. DMØR’s beregninger kan i den forbindelse anvendes som et benchmark for hvor høj en implicit CO2-pris de enkelte
landenes klimapolitik skal implicere for at nå de internationale mål.
Klima-, Energi- og Bygningsministeriet
Klima-, Energi- og Bygningsministeriet (KEBMIN) har med interesse læst Det
Miljøøkonomiske Råds (DMØR) rapport for 2015, som indeholder et kapitel om
vandrammedirektivet og kvælstofregulering, et kapitel om grundvand, drikkevand
og pesticider og et kapitel om økonomisk vækst og miljøet. Alle tre kapitler indeholder centrale konklusioner, som KEBMIN gerne vil kommentere.
Kapitel I. Vandrammedirektivet og kvælstofregulering
Kapitlet foreslår en ny målrettet kvælstofregulering. I dag reguleres kvælstofudledningen ved et normsystem, som pålægger alle landmænd at gøde en bestemt procentdel under det driftsøkonomisk optimale.
321
Det Miljøøkonomiske Råd (DMØR) foreslår, at der i stedet indføres en generel
afgift på kvælstof kombineret med omsættelige kvælstofkvoter for hvert af de 23
vandoplande. Provenuet kan evt. tilbageføres til landbruget. Forslaget begrundes
med at være det mest omkostningseffektive, bl.a. baseret på analyser, der viser, at
omkostninger ved en målrettet regulering er 20-30 pct. lavere end ved den generelle
regulering.
Som nævnt i DMØR-rapporten arbejder regeringen også på en model for målrettet
kvælstofregulering som led i opfølgningen på Natur- og Landbrugskommissionens
(NLK) rapport. Regeringen har ikke lagt sig fast på en model endnu.
Kvælstofregulering er et vigtigt emne, som også har stor klimaeffekt. Generelt er
der en direkte sammenhæng mellem kvælstoftabet og udslippet af lattergas. Men de
enkelte kvælstofvirkemidler kan have meget forskellig klimaeffekt, idet det enkelte
virkemiddel også kan påvirke jordens kulstofbinding og metanudledningen – udover
at reducere lattergasudledningen. Derfor er klima relevant i relation til kvælstofregulering.
Klima-, Energi- og Bygningsministeriet (KEBMIN) finder ikke behandlingen af
klima i kapitlet helt tilfredsstillende. Klima indgår delvis, men ikke på de centrale
steder.
I afsnittet om nuværende regulering og virkemidler er der beregnet kvælstofskyggepriser med og uden værdi af klima som sideeffekt. Dette finder KEBMIN meget
illustrativt, idet det netop viser, hvilken stor betydning medtagelse af klimaeffekter
kan få. Nogle skyggepriser bliver endda negative, når værdi af klima som sideeffekt
indgår.
Men KEBMIN finder det beklageligt, at klimaeffekten ikke er medtaget i den centrale omkostningsanalyse. Klima indgår ikke i casestudiet af Limfjorden og heller
ikke i de to omkostningsanalyser fra IFRO, som anvendes i rapporten. Dette er en
svaghed ved analysen. For omkostningerne ved de forskellige kvælstofvirkemidler
kan ændres meget ved medtagelse af klima som sideeffekt. Omkostningerne er
dermed formentlig et overkantsskøn.
Kapitel II. Grundvand, drikkevand og pesticider
Kapitlet præsenterer en ny analyse af de samfundsøkonomiske omkostninger ved
forskellige arealtiltag, som beskytter grundog drikkevand i forskellige pesticidfølsomme områder rundt omkring i Danmark. Der er set på følgende tiltag: Skovrejsning, åbne naturområder, økologisk landbrug og pesticidfri landbrug.
322
I analysen indgår værdien af reduktion af udledning af drivhusgasser som en sidegevinst. Rekreative gevinster og mindsket udledning af kvælstof indgår også som
sideeffekter. Analysen viser, at skovrejsning og etablering af åbne naturområder er
de samfundsøkonomisk mest attraktive pga. de store sidegevinster, som gør dem til
nettogevinster. Især værdi af rekreative gevinster bevirker negative omkostninger.
KEBMIN finder det nyttigt, at klima indgår som en værdisat sideeffekt i omkostningsberegningerne. Hermed synliggøres synergien mellem miljø- og klimapolitik.
Kapitel III. Den økonomiske vækst og miljøet
DMØR præsenterer en analyse med klimaøkonomimodellen DICE, som ser nærmere på sammenhængen mellem økonomisk vækst og hensynet til klimaet.
I den forbindelse anfører DMØR for det første, at en ambitiøs klimapolitik ikke
forhindrer fortsat økonomisk vækst. DMØR peger således på, at det er muligt at
lave en omkostningseffektiv omstilling af samfundet til at imødegå målsætningen
om en maksimal stigning i gennemsnitstemperaturen på to grader i 2100.
Det er vigtigt i denne proces at understøtte markedet ved at have troværdige mellemmål og evt. sektormål, så der ikke udestår uoverkommelige slutmål om 20-30 år.
Dette giver også investorsikkerhed således, at omkostningseffektive investeringer i
energisystemet kan foretages uden store risici.
DMØR vurderer herudover i analysen, at det er nødvendigt med en ambitiøs klimapolitik, hvis togradersmålet skal opfyldes.
Samme erkendelse er den del af grundlaget for EU’s og Danmarks klimapolitik.
Med Energiaftalen i 2012 besluttede et bredt flertal i Folketinget en række initiativer
frem til 2020, der baner vejen frem mod at kunne nå det langsigtede mål på en
omkostningseffektiv måde. Danmark har et klimamål på 40 pct. reduktion i 2020
relativ til 1990-niveau og EU et mål på 40 pct. reduktion i 2030 relativ til 1990niveau. Danmark har en langsigtet målsætning om at være fossilfri i 2050, EU har
en målsætning om 80-95 % reduktion i 2050 relativ til 1990-niveau. Øget ambition
starter derfor med, at en global, ambitiøs og fleksibel klimaaftale vedtages på
COP21 i Paris, således at alle verdens lande hæver klimaindsatsen.
DMØR vurderer i analysen herudover, at forsinkes klimaindsatsen med 20 år, vil det
medføre forhøjede omkostninger samt kræve, at fossile udledninger udfases allerede
i 2040. Dette er en vigtig konklusion, og samme erkendelse er en del af grundlaget
for, at Danmark i UNFCCC-regi arbejder tæt sammen med en række lande om pre2020 klimaindsatsen, samt for at øge ambitionen i selve COP21 aftalen.
323
Generelt tillægges DICE modellen stor forklaringskraft i DMØRs analyse af økonomisk vækst og klima. Modellen samler meget komplekse sammenhænge fra
naturvidenskaben i en simpel deterministisk klimaøkonomimodel. Antagelser i
modellen bevirker, at den med rette kan kritiseres for ikke at være retvisende.
Det antages fx, at markeder altid fungerer perfekt, at alle lande deltager i en global
klimaaftale fra 2015, og at der udelukkende anvendes omkostningseffektive virkemidler. Ud over disse forsimplinger antager det optimale scenarie i DICE, at prisen
på ét ton karbon præcis afspejler den marginale skadespåvirkning, som udledningen
af ét ton karbon medfører for samfundet. Sådanne antagelser forsimpler virkeligheden og gør, at modellens resultater er belagt med en vis mængde usikkerhed.
Optimal udvinding af fossile ressourcer under togradersmålsætningen
DMØR konkluderer, at det ikke vil være den fysiske knaphed på ressourcer, der
begrænser forbruget af fossile brændsler, men derimod hensynet til klimaet. Det
vurderes, at hvis togradersmålsætningen skal nås, vil det fra et samfundsøkonomisk
synspunkt være mest hensigtsmæssigt at lade en betragtelig del af de globale fossile
ressourcer forblive uudnyttede frem til 2050.
KEBMIN finder, at spørgsmålet om, hvor stor en del af de fossile ressourcer, der
kan udledes og afbrændes inden for tograders målsætningen, er interessant. I den
forbindelse vurderes en efterspørgselsbaseret løsning mest realistisk. Det vil sige en
løsning, hvor det vil være priserne på de fossile brændsler samt forskellige former
for regulering, som afgør, hvor mange fossile brændsler der udvindes og afbrændes,
og hvor stor en del af ressourcerne der forbliver uudnyttede.
Miljøministeriet
Miljøministeriet anser den miljøøkonomiske rapport som et værdifuldt fagligt input
til regeringens videre arbejde. Dette er præciseret nærmere nedenfor:
I kapitel I om vandrammedirektivet og kvælstofreguleringen har vismændene
udarbejdet en relevant og nyttig analyse af vandrammedirektivet og kvælstofreguleringen. I denne gør de status over opfyldelsen af målene i vandrammedirektivet og
fremlægger en skitse for, hvordan en differentieret kvælstofregulering kan designes.
I forhold til opfyldelse af målene i vandrammedirektivet konkluderer vismændene,
at det vil kræve en yderligere indsats at nå målet om god økologisk tilstand i vandmiljøet. Der er således kun opnået god økologisk tilstand i 2 % af kystvandene, 28
% af vandløbene og 22 % af søerne. Miljøministeriet anderkender, at Danmark
fortsat er et stykke vej fra at have god økologisk tilstand i vandmiljøet, herunder
324
især kystvandene, men noterer sig samtidig, at tingene går i den rigtige retning. Som
det fremgår af analysen, er kvælstofudledningen til kystvandene reduceret fra
100.000 ton til knap 60.000 ton i perioden 1990-2012. Endvidere er vi efter mange
års indsats nu begyndt at se tydelige forbedringer af den økologiske tilstand i kystvandene.
Vismændene anfører, at udskydelse af indsatserne i vandplanerne kan betyde, at det
vil kræve en større og dyrere indsats at opnå god økologisk tilstand. Miljøministeriet
genkender billedet af, at reduktioner i kvælstofbelastningen ikke altid fører til
øjeblikkelige forbedringer i vandmiljøet. Ministeriet finder imidlertid, at det på
baggrund af den foreliggende forskning er svært at vurdere, om en udskydelse af
indsatsen på nuværende tidspunkt vil gøre det dyrere at leve op til kravene i vandrammedirektivet.
I forhold til udskydelsen af dele af indsatsen i første generation af vandplanerne
finder vismændene, at det er uklart, hvilket kriterium der blev anvendt til at vurdere,
at omkostningerne var uforholdsmæssigt store. Miljøministeriet bemærker i forhold
hertil, at der var tale om en politisk vurdering baseret på solide analyser af omkostningerne. Denne tilgang lever efter ministeriets vurdering op til kravene efter vandrammedirektivet. Samtidig kan der dog være gode grunde til at opgøre gevinsterne
ved indsatsen. Det har dog indtil videre været vurderingen, at det faglige grundlag
for værdisætning af gevinsterne ved vandindsatsen ikke var solidt nok. Det samme
gælder dermed også cost-benefit-analyser baseret herpå. Endvidere er Miljøministeriet og Fødevareministeriet aktuelt ved at se på, om det for udvalgte vandindsatser
under LDP-ordningerne er muligt at opgøre og evt. værdisætte de samfundsmæssige
gevinster ved disse.
Miljøministeriet er enigt med vismændene i, at der kan være store gevinster ved at
målrette reguleringen af kvælstofudledningen, som Natur- og Landbrugskommissionen også har foreslået. Derfor arbejder regeringen på at udvikle en model for dette.
Miljøministeriet ser i den forbindelse vismændenes bud på en model for kvælstofreguleringen som et værdifuldt fagligt input. Miljøministeriet deler vismændenes
opfattelse af, at der udover at målrette reguleringen også er behov for at gøre denne
mere fleksibel, så bedrifterne kan vælge mellem forskellige måder at opnå reduktionen i kvælstofudledningen.
Kapitel II om grundvand, drikkevand og pesticider giver en grundig og nuanceret fremstilling af en række problemstillinger på området.
Som vismændene konstaterer, lægges der i Danmark stor vægt på at beskytte grundvandet, og princippet om forebyggelse mod forurening af grundvandet står centralt i
den danske miljøpolitik. Der anvendes i Danmark tre typer af reguleringsinstru325
menter (godkendelsesordning, afgift og arealrestriktioner). Vismændene finder, at
anvendelse af flere reguleringsinstrumenter er hensigtsmæssig, da der som udgangspunkt ikke er ét instrument, som er ideelt til at løse reguleringsproblemet. Dog
finder vismændene, at det er vanskeligt at vurdere om fordelingen af de forskellige
instrumenter er optimal. Samtidig er vismændene også enige i, at betingelserne for
at bruge forsigtighedsprincippet er til stede på dette reguleringsområde, da deres
effekter på miljø og sundhed har karakter af at være usikre og irreversible, og at
dette tilsiger en relativ stram miljøregulering.
Vismændene har udarbejdet en interessant analyse af fire arealrelaterede tiltag til
beskyttelse af grundvandet, og resultaterne viser, at skovrejsning og etablering af
åbne naturområder giver den bedste samfundsøkonomi. Endvidere konkluderer
vismændene, at disse naturtiltag samfundsøkonomisk set er gunstige, idet de har
store positive sidegevinster. Disse omfatter bl.a. øgede rekreative muligheder,
reduktioner i udledningen af drivhusgasser og reduktioner i kvælstofudledningen til
vandmiljøet. Vismændenes analyse flugter med de intentioner, der er i den nye
Naturplan Danmark.
Vismændene konkluderer også, at den nyligt gennemførte omlægning af pesticidafgiften som betyder, at der kommer højere afgifter på de mest belastende pesticider,
er et skridt i den rigtige retning.
Udpegning af pesticidfølsomme områder er en forudsætning for en effektiv arealbaseret indsats, og vismændene konkluderer også, at udpegningsprocessen bør fremskyndes. Miljøministeriet er enig heri, og Miljøministeren har samtidig med offentliggørelsen af den miljøøkonomiske rapport lanceret et drikkevandsinitiativ, der
bl.a. går ud på at udpege følsomme områder på sandjorder til brug for kommunernes
indsatsplanlægning og styrke den målrettede grundvandsbeskyttelse inden for de
såkaldte BNBO’er. I tillæg hertil er der fremsat et lovforslag, som viderefører
grundvandskortlægningen efter 2015.
I kapitel III om økonomisk vækst og miljø adresserer vismændene i Miljøministeriets optik især tre centrale diskussioner omkring 1) vækst og ressourceknaphed, 2)
BNP-vækst ikke i sig selv er et godt mål for udviklingen i velfærden og livskvaliteten samt 3) Cirkulær Økonomi.
En del af kapitlet fokuserer på klimaudfordringer. Skønt vismændene anerkender
eksistensen af markedsfejl foruden klimaeksternaliteter i kapitlet, søges disse ikke
kategoriseret endsige kvantificeret. Forurening og overforbrug af fællesressourcer
nævnes, men undersøges ikke systematisk. Desuden kan listen over markedsfejl
udvides med bl.a. informationsproblemer, netværkseksternaliteter, samt udgifter, der
knytter sig til affaldsbortskaffelse og genanvendelse.
326
Disse forhold bør i særdeleshed inddrages i diskussionen om cirkulær økonomi. I
lyset af at høje afgifter på bortafskaffelse og genindvinding af affald kan føre til
affaldsdumping, kan det være betænkeligt alene at sætte sin lid til prissignaler. Man
kan med rette diskutere, hvorledes man med regulering mest hensigtsmæssigt tager
højde for disse forhold.
Endvidere bør det nævnes, at Miljøministeriet deler vismændenes ønske om velstandsmål, der er bredere dækkende end BNP-begrebet. Det er Miljøministeriets
forhåbning, at den igangværende udvikling af et grønt nationalregnskab kan bidrage
til dette.
Kommunernes Landsforening
Der er landspolitisk et ønske om at gå fra den generelle kvælstofregulering til den
målrettede. Udgangspunktet for den målrettede regulering er, hvor gode de konkrete
landbrugsarealer er til at holde på kvælstof. Jo bedre jorder, jo mere kvælstof skal
landmanden have lov til at bruge.
Hvordan kan en sådan regulering skrues sammen? I dag har vi kvælstofnormer på
bedriftsniveau. Skal vi så fremover have differentierede kvælstofnormer på bedriftsniveau, der tager højde for bedrifternes jorder? Nej – siger rapporten, for der vil
være for store incitamenter til at omgå en sådan regulering, som samtidig er svær at
håndhæve. Derfor kan differentierede kvælstofnormer ikke anbefales, konkluderer
rapporten.
I stedet foreslår rapporten en ny regulering med to elementer. Det ene element er en
generel afgift på kvælstof. Denne afgift vil give et generelt incitament til at mindske
forbruget af kvælstof. Det andet element er, fastlæggelse af kvoter for, hvor meget
kvælstof der må udledes fra hvert vandopland. Hver bedrift skal købe et (beregnet)
antal udledningskvoter for at kunne dyrke en given afgrøde på en given mark.
Kvoterne skal være omsættelige inden for hvert vandopland. Omsættelige udledningskvoter vil gøre det væsentlig dyrere at dyrke afgrøder med et stort kvælstofoverskud på marker, hvor meget af kvælstoffet havner i kystvandet. På disse dårlige
jorder vil dette give et incitament til at dyrke afgrøder med et lille kvælstofoverskud
eller til helt at undlade at dyrke jorden.
KL finder, at rapporten præsenterer et konstruktivt bud på en ny, målrettet regulering. En ny regulering, som både kan realisere de politiske ønsker på landsplan om
en målrettet regulering og en reduktion i udledningen af kvælstof til kystvandene,
327
og som samtidig giver en høj grad af fleksibilitet for landbruget og desuden er mulig
at kontrollere.
Erstattes de nuværende kvælstofnormer af en generel afgift på kvælstof, opnår
staten et provenu. Ønsker man politisk at lade en sådan omlægning være udgiftsneutral for landbruget, kan dette provenu føres tilbage til erhvervet.
KL er enig i rapportens betragtning om, at det hverken er realistisk eller hensigtsmæssigt, at staten centralt bestemmer, hvilke virkemidler der skal anvendes på hver
enkelt markblok. På den anden side, så er det næppe heller realistisk, at den enkelte
landmand selv skal stå for alle de virkemidler, der indgår i den beskrevne regulering.
Den foreslåede model for regulering har indarbejdet en erstatning for de nuværende
kvælstofkvoter, der er en generel og statslig regulering, men den er endnu ikke
udbygget med, hvordan den også kan omfatte den målrettede regulering, der i dag
forestås af kommunerne, nemlig dels vådområder mv., dels miljøreguleringen af
husdyrbrug.
Der vil fortsat være brug for en lokal, målrettet regulering. Dels har kommunerne til
opgave at håndhæve, at den helt konkret udpegede, beskyttede natur som § 3-natur
og Natura 2000-områder ikke udsættes for ting, de ikke må udsættes for. Dels vil det
uden tvivl være hensigtsmæssigt helt praktisk, at man ikke kræver af den enkelte
landmand, at han skal gennemføre store vådområdeprojekter, der ofte går på tværs
af bedrifter, men at kommunerne fortsat forestår sådanne projekter i samspil med
blandt andet de berørte lodsejere.
KL bistår gerne ifm. en afklaring af, hvordan modellen kan udbygges, så den også
rummer lokale, arealrelaterede indsatser, der forestås af kommunerne, som det er
tilfældet i dag.
Det er en meget frugtbar analyse, som rapporten bringer her. Der er grund til at
fremhæve følgende, tre hovedkonklusioner i rapporten, som rammer nogen helt
centrale problemer og muligheder hvad angår drikkevandet:
I de sidste 30 år har en række handlingsplaner opstillet mål om at reducere brugen af
pesticider i landbruget, men disse mål er ikke nået.
Der er en stor samfundsøkonomisk gevinst ved at beskytte grundog drikkevand
ved at skabe ny natur (skov eller åbne naturområder), blandt andet fordi ny natur
giver mindre forurening (CO2 og kvælstof) og åbner for nye, rekreative muligheder.
328
Udpegning af særligt pesticidfølsomme grundog drikkevandsområder er en forudsætning for at kunne realisere gevinsten ved arealtiltag. Udpegningsprocessen bør
derfor styrkes.
Klimaproblemet er nok det vigtigste miljøproblem, som verden står overfor. Ifølge
rapporten er der behov for en betydelig skarpere klimapolitik på globalt plan end
den, der føres i dag.
Ifølge beregningerne i rapporten kan den nødvendige reduktion i udledningerne
opnås ved indførelsen af en global afgift, der i 2015 skal være 50 dollar pr. ton CO2.
Det svarer til en ottedobling af klimaindsatsen i forhold til i dag.
Denne indsats skal til, for at det politisk vedtagne mål om, at den globale middeltemperatur ikke må stige mere end to grader kan nås. Ifølge rapporten kan togradersmålet opfattes som et passende kompromis mellem hensynet til fortsat materiel
velstandsfremgang og miljøet.
Tager man højde for den økonomiske værdi af de klimaskader, der undgås ved
tograders-målsætningen, reduceres omkostningen i 2050 til omkring 2 pct., og der
vil være en samfundsøkonomisk nettogevinst på 1 pct. i 2100 under togradersmålsætningen i forhold til ”laden-stå-til-forløbet”.
En ottedobling af indsatsen, hvis vi vil leve op til det vedtagne mål, vil ifølge rapporten, have en ganske beskeden negativ indflydelse på væksten. De meget små
procenter ovenfor kan sammenlignes med, at væksten i forbruget pr. capita i grundforløbet er på over 400 pct. fra 2010 til 2100.
Den gode nyhed er med andre ord, at det er muligt at realisere det vedtagne klimamål samtidig med, at det kun vil have en ganske beskeden indflydelse på væksten. Den dårlige nyhed er, at det vil kræve en ottedobling af indsatsen i forhold til i
dag, hvis det vedtagne mål skal nås.
Danmarks Naturfredningsforening
Kommentarer til formandskabets rapport til Det miljøøkonomiske Råd 2015
Danmarks Naturfredningsforening (DN) finder at formandskabet rapports to første
kapitler generelt har en bedre kvalitet end de foregåede år. Det er positivt, at der er
sat fokus på de samfundsøkonomiske aspekter for to væsentlige miljø- og samfundsmæssige udfordringer, og at der i årets rapport også er fokus på gevinster, men
det er fortsat en mangel, at analyserne udelader væsentlige elementer og gevinster i
329
forhold de konklusioner, der drages og de forslag, der fremlægges i rapporten. For
kommentarer til kapitel 1 henvises til Forbrugerrådet Tænk’s kommentarer og til
kapitel 3 henvises til WWF’s kommentarer, som DN er enige i.
Kapitel 2 Grundvand
Formandskabet fremsætter berettiget kritik af, at 30 års mål om reduktion i brugen
af pesticider ikke er nået.
Formandskabet dokumenterer, at der er stor gevinst ved at beskytte grundog drikkevand med ny natur, især ved de store byer ud fra betragtningen om, at gevinsterne
er størst der og må basere dette på sidste års analyse af rekreative værdier. Dog
udelades fortsat en anden meget betydelig gevinst, nemlig værdien af den tilhørende
biodiversitet, som hvis den blev medtaget, ville give et endnu mere klart billede af
gevinsterne.
Formandskabet anbefaler, at arbejdet med at udpege pesticidfølsomme områder skal
styrkes. Beskyttelsen af pesticidfølsomme områder er meget vigtig – og den forudsætter jo netop, at områderne er identificeret og udpeget.
Formandskabet fremsætter berettiget kritik af, at EU's landbrugsstøtte fremmer en
produktion, der genererer negative eksterne effekter (dvs. miljøproblemer og for lidt
natur), da den giver incitamenter til en intensiv landbrugsdrift og at alt for meget
areal anvendes til landbrugsdrift
Det er godt at bemærke, at formandskabet klart og tydeligt slutter op om forsigtighedsprincippet omkring brug af pesticider og at det tilsiger en stram regulering af
området.
Tilsvarende er det positivt, at formandskabet bemærker, at ordningerne til grundvandsbeskyttelse er i modstrid med forureneren-betaler-princippet.
Formandskabet anbefaler endvidere, at udgifter til at beskytte grundvand og drikkevand i fremtiden ikke finansieres over vandprisen, men bør indgå i de generelle
prioriteringer af offentlige udgifter. Denne løsning vil, lige så vel som den nuværende ordning, være i strid med forureneren betaler-princippet og den vil medføre
risiko for, at den langsigtede grundvandsbeskyttelse nedprioriteres i forhold til
dagsaktuelle problemstillinger – til skade for fremtidens vandforbrugere. Hvis det
ikke er politisk muligt at etablere en ordning, hvor forureneren betaler, anbefaler vi,
at prisen for at sikre den langsigtede beskyttelse af drikkevandet fortsat betales af
forbrugerne.
Formandskabet peger på, at det er et problem, at kommunerne ser for snævert på
omkostningerne, når de laver grundvandsbeskyttelse, hvilket betyder, at de sam330
fundsmæssige goder ved natur ikke indgår i afvejningen og løsningen derfor ofte
bliver pesticidfri drift, fordi det isoleret set er billigst Derfor er der brug for løsninger, der giver kommunerne mulighed for at inddrage de rekreative hensyn og for at
finansiere den investering, der giver den største samfundsøkonomiske gevinst.
Formandskabet foreslår at vandafgiften skal gælde alle indvindere, dvs. også markvanding Dette er et godt forslag, da en afgift vil sikre, at vandingen målrettes de
afgrøder, hvor den giver det største afkast og kan være med til at reducere vandforbruget. Desuden foreslår formandskabet at differentiere afgiften geografisk efter den
tilgængelige ressource. Det kan der være mange fordele ved, men det kan også være
problematisk, da ressourcen er begrænset overalt. Det betyder, at hvis virksomheder
med et stort vandforbrug etablerer sig i et område med rigeligt vand, stiger udnyttelsen, hvilket kan få afgiften til stige. Herved undergraves virksomhedernes mulighed
for at investere langsigtet.
WWF Verdensnaturfonden
For kommentarer til kapitel 1 henvises til Forbrugerrådet Tænk og til kapitel 2
henvises til Danmarks Naturfredningsforenings kommentarer, som WWF er enige i.
Kapitel 3 Vækst og miljø
Vedr. klima
Det er meget positivt, at formandskabet klart og tydeligt slutter op om målet om at
holde den globale temperaturstigning under to grader. Man understreger også, at
verdenssamfundet bør stramme op på klimapolitikken med det samme, idet der kan
være væsentlige velfærdstab forbundet med at udskyde handling.
Formandskabet foreslår anvendelse af økonomiske styringsmidler som afgifter på
drivhusgasser eller omsættelige kvoter på globalt plan. I teorien er den slags oplagt,
men der er ikke meget, som tyder på, at det vil lykkes at få vedtaget den slags inden
for en overskuelig fremtid. I EU kræves eksempelvis enstemmighed for indførelse
og forhøjelse af energi- og CO2-afgifter, og det har hidtil vist sig umuligt at blive
enige om ret meget mere end laveste fællesnævner. På samme måde har det vist sig
meget vanskeligt at rette op på EU's kuldsejlede CO2-kvotesystem. Derfor må hvert
enkelt land lægge sig i selen for at gøre, hvad man kan for at begrænse den globale
opvarmning.
Formandskabet bruger meget plads på den amerikanske DICE-model (William
Nordhaus), hvor atmosfærens klimagaskoncentration i det såkaldte ”optimale forløb” topper i år 2100 med over 600 ppm, og en temperaturstigning på 3,5oC. Formandskabets gennemgang viser, at ved mere realistiske forudsætninger om diskon331
tering er det ikke nogen god ide at udskyde en klimaindsats, sådan som det har
været fremført i debatten med støtte i DICE. Det er velbegrundet, at formandskabet
ender med at lægge afstand til denne – men desværre uden at pege på, hvad man så
skal lægge til grund. Nordhaus’ og Stern-rapportens tankegang modstilles, men
uden at tage stilling – til trods for at Nordhaus-tankegangen vil styre direkte imod en
klimakatastrofe. Dog erkendes (s. 268), at DICE modellen ikke kan håndtere temperaturstigninger over 3oC – som netop er det, den styrer imod.
Det er positivt, at formandskabet erkender, at BNP er en mangelfuld indikator ift.
såvel velfærd som miljø, samt erkender problemerne ved at styre efter vækst i BNP,
idet ”det man måler, påvirker det man gør”, hvorfor der kommer ”for stor vægt på
materiel velstand frem for andre forhold”. Det erkendes også, at teknologi og regulering sandsynligvis ikke er nok til at fjerne modsætningen mellem hensyn til økonomisk vækst og miljø. Men man når ikke længere end til at pege på ”ægte opsparing” som muligt supplement. Men dette bygger på et svagt bæredygtighedsbegreb
og på at f.eks. klima- og miljøskader kan opvejes af stigning i human kapital, f.eks.
højere uddannelsesniveau.
Vi glæder os også over, at formandskabet erkender, at de såkaldte miljø-Kuznetskurver, hvor forureningen automatisk falder med stigende velstand, ikke altid vil
være gældende. Der mangler dog en præcisering af, at de ikke gælder ift. de umiddelbart usynlige udledninger, f.eks. af klimagasser, ultra fine partikler, hormonforstyrrende kemikalier, som netop er det, der dominerer de moderne miljøproblemer.
Formandskabet erkender også, at det er nødvendigt at tage højde for risikoen for
klimakatastrofer – men samtidig anføres at disse ikke er særligt sandsynlige. Blandt
mulige katastrofer nævnes massivt udslip af metan fra smeltende permafrost eller
kollaps af antarktiske ismasser. Men disse er ikke usandsynlige ved et business-asusual scenarie eller ved en svag global klimapolitik.
Formandskabet erkender, at valg af diskonteringsrate er særdeles vigtig og forskellige filosofier herfor gennemgås men der mangler en konklusion på, hvad formandskabet så anbefaler.
Vedr. ressourcer
Formandskabet konstaterer, at den samlede danske produktion siden 1990 er steget
med 40 %, mens der kun har været svag stigning i det samlede fysiske materialeforbrug. Men man glemmer, at en stor del af materialeforbruget nu sker i form af
import, fordi produktionen er lagt ud i østen. Desuden er det ikke nok at undgå
stigning i materialeforbrug. Da forbruget nødvendigvis må stige i ulande og vækstøkonomier i de kommende årtier, er det nødt til at falde betydeligt i de rige lande.
Formandskabet stiller spørgsmålstegn ved behovet for at opstille målsætninger for at
332
begrænse ressourceforbruget. Det kan undre en hel del al den stund, at den globale
middelklasse er i kraftig vækst og det vil føre til et øget ressourcetræk. Formandskabet har da heller ikke analyseret, hvad denne udvikling vil betyde for presset på
ressourcer som landbrugsjord, fisk eller skove, ligesom man ikke har vurderet
konsekvenserne for den globale biodiversitet.
Formandskabets antagelser fremstår temmelig generelle og langt fra fuldt dækkende, når udfordringen med knaphed på naturressourcer ikke analyseres i relation
til en økosystem-sammenhæng, men blot for enkeltressourcer, hvor størrelsen på
oliereserven bruges som eksempel. Det giver ikke en dækkende analyse af sammenhængen mellem miljøet og økonomien at fokusere på enkeltressourcer. Det virker
som om, at der ikke er en forståelse for, at en del naturressourcer og -processer, der
indgår i, og påvirkes af, økonomien, er en del af et kredsløb og at der kan forekomme kritiske kollaps i økosystemer som følge af overudnyttelse/forurening. Et
kollaps i økosystemer har omvendt store økonomiske udfordringer, som slet ikke
belyses. Ved ensidigt i analysen at fokusere på ”udtømning af naturressourcer” ud
fra enkeltressourcer som brændsler, metaller og mineraler, udelades en af de vigtigste faktorer: samspillet mellem økonomien og økosystemet.
Formandskabet synes at tro, at markedet af sig selv løser problemerne, men det vil
faktisk være fornuftigt at arbejde frem mod en cirkulær økonomi, hvor produkter
har længere levetid, produktionen af naturressourcer er bæredygtig, og hvor genanvendelse fremmes. Et eksempel er fosfor-ressourcen, som er helt essentielt for
landbrugsproduktion. Det refereres, at der er sket en stor opskrivning af fosfatreserverne i Marokko, som gør at der med det nuværende forbrug skulle være fosfat
til yderligere 369 år. Men hvis forbruget stiger med 2,5 % /år i 50 år, er der kun
fosfat til 128 år fra nu. Men der mangler oplysningen om, at forbruget de seneste 20
år er steget med 2,9 % /år. Der er heller ikke taget hensyn til den geologiske tilgængelighed af disse reserver. Desuden mangler man at anføre, at langt hovedparten af
verdens fosfat-forekomster overskrider EU's grænseværdi for indhold af tungmetallet cadmium. Jo tyndere forekomster af råfosfat man i fremtiden vil udvinde, jo
højere vil cadmium-indholdet være.
Dansk Affaldsforening / Danva / Dansk Fjernvarme og Dansk
Energi
Dansk Affaldsforening, Danva, Dansk Fjernvarme og Dansk Energi (herefter
’Gruppen’) takker for muligheden for, at bidrage til Det Miljøøkonomiske Råds
(DMR's) diskussionsoplæg omkring vandrammedirektivet og kvælstofregulering,
grundvand, drikkevand og pesticider, samt økonomi og vækst. Gruppen har en
række kommentarer til de enkelte temaer som gennemgås nedenfor.
333
DMR’s foreslår, at den fremtidige kvælstofregulering i højere grad sker ved anvendelse af økonomiske styringsinstrumenter. Der lægges specielt op til, at de nuværende kvælstofnormer erstattes af omsættelige udledningskvoter inden for hver af de
23 vandoplande.
Gruppen kan støtte disse forslag, men det skal bemærkes, at forslagene ikke i nævneværdig grad øger beskyttelsen mod forurening af grundvand. Der kan således
sagtens være et beskyttelseskrævende grundvandsproblem i vandoplande, hvor der
ikke er et stort behov for reduktion af kvælstof til overfladevand. Det er derfor
vigtigt, at der ikke sker en reduktion i den nuværende indsats for at begrænse udvaskning af kvælstof i nitratsårbare indvindingsområder. En omlægning af kvælstofreguleringen vil givet føre til ændrede forudsætninger for mange af de hidtidige
udarbejdede indsatsplaner. Det vil derfor være væsentligt, at der i forbindelse med
tiltag til forbedringer af overfladevand sker en revision af indsatsplaner eller at det
generelle afgiftsniveau holdes så højt, at det nuværende beskyttelsesniveau for
grundvand opretholdes.
Der er især på Sjælland og omkring de store byer en høj udnyttelsesgrad af grundvandsressourcen, mens der i andre egne af landet kun udnyttes en lille del af den
bæredygtige indvinding. DMR’s foreslår derfor et differentieret afgiftsniveau baseret på regionale forskelle, frem for det nuværende der ikke er knyttet direkte til
behovet for at reducere indvinding i visse områder.
Vi vil ikke afvise idéen, men vil gerne påpege, at der er flere problemer knyttet til
en sådan differentieret afgift. Først og fremmest er der behov for ikke blot at forholde sig til kvantitet men også til kvalitet. Da der er egne af landet, hvor problemet
ikke er tilstrækkelige ressourcer, men derimod kvaliteten af grundvandet. En anden
problemstilling er lokal påvirkning af miljøet, idet en uhensigtsmæssig placeret
indvinding kan påvirke selv vandløb i områder med stor grundvandsdannelse.
Finansieringen af indsatsen mod forurening sker i dag via afgifter, skatter og takster.
DMR’s foreslår, at finansieringen frem over sker ved en kombination af afgifter og
skatter. Vi anerkender, at afgifter er et godt middel til at regulere forbruget af pesticider, men det er vigtigt at gøre sig klart, at den nuværende udformning af afgiften
ikke har nogen grundvandsbeskyttende effekt, da den differentierede afgift ikke er
differentieret i forhold til påvirkning af grundvandet. Hvis afgiften skal have grundvandsbeskyttende effekt, så kunne alle ukrudtsmidler fx pålægges en ekstra afgift,
da det overvejende er disse midler, der findes i grundvandet. Beskyttelse kunne også
334
opnås, hvis afgiften var så høj, at det generelle forbrug af pesticider faldt. Dette vil
dog nok kræve en meget høj afgift.
DMR’s foreslår, at der fremover ikke sker finansiering af grundvandskortlægning
og grundvandsbeskyttelse via afgifter og takster, men at det i stedet skal ske via den
almindelige prioritering af offentlige midler. Dette kan gruppen ikke anbefale, da en
grundvandsbeskyttelse, der udelukkende er skattefinansieret, vil betyde, at det ikke
vil være muligt at lave lokal supplerende grundvandsbeskyttelse. Herved mister man
mulighed for lokalt at tage hånd om problemerne og derved sikre lokal forankring.
Men mest alvorligt er nok fra et teoretisk synspunkt, at en omkostningseffektiv
offentlig indsats mod forurening kræver fuld viden om omkostningerne hos den
enkelte forsyning. Endeligt må vi pointere, at forslaget sandsynligvis strider imod
bestemmelserne i vandrammedirektivet for så vidt angår cost-recovery, forurenerenbetaler-princippet og brugen af vandprisen til at opnå målene i direktivet.
Økonomisk vækst og miljøet
Gruppen tager til efterretning at DMR’s beregninger med den økonomiske klimamodel DICE påviser et umiddelbart behov for at skærpe klimapolitikken på globalt
plan. En sådan skærpelse af den globale klimapolitik, gerne effekturet ved næste
klimatopmøde i Paris (COP 21), vil skabe øget efterspørgsel efter produkter og
services leveret af den grønne industri i Danmark.
Det er glædeligt at den økonomiske effekt af den påkrævede klimaindsats for at
holde stigningen i den globale temperatur på maksimalt to grader ifølge DICEberegningerne er relativt beskeden. Globalt BNP i 2050 bliver 2 % lavere i forhold
til et laden-stå-til forløb, hvilket svarer til ca. et års vækst i den globale BNP.
I forlængelse af diskussionsoplæggets behandling af indsatsen for at mindske klimaforandring, vil vi opfordre til, at DMR’s i et kommende oplæg behandler klimatilpasningsindsatser, bl.a. i form af ændringer af infrastrukturen som følge af forventninger til fremtidige ekstreme regnhændelser og stormfloder.
Landbrug og Fødevarer
Kapitel I:
Forkerte konklusioner og anbefalinger
Det er vores klare opfattelse, at der drages en række forkerte konklusioner og anbefalinger. Dette skyldes bl.a., at der helt ukritisk tages udgangspunkt i Miljøministeriets vandområdeplaner og bagvedliggende rapporter. Som eksempler kan nævnes
335
antagelsen om, at kvælstof stort set er eneste betydende faktor for miljøkvaliteten,
og at miljø- og reduktionsmålene er fastsat på faglig forsvarlig vis.
Effekter for erhvervslivet ikke tilstrækkeligt belyst
Det er beklageligt, at negative konsekvenser for erhvervslivet, økonomien og arbejdsmarkedet ikke indgår med samme vægt som fordelene for miljøet i analyserne.
Ligeledes belyses kun de negative effekter af udskydelse af tidsfrister for målopfyldelse, mens de positive erhvervsmæssige effekter ikke medtages. Endeligt er der et
alt for snævert fokus på afgifter og omsættelige kvoter som virkemidler.
Vandrammedirektivet og nye krav til kvælstofreduktion
Burde se på en bred vifte af indsatser
Analyserne bør ikke tage udgangspunkt i reduceret kvælstofudledning, men i at
opnå direktivets miljømål. De bør ligeledes vurdere en bred vifte af indsatser i
vandmiljøet fremfor stort set kun analysere arealtiltag. Det vil fx være relevant at
vurdere, i hvor høj grad forslagene til indsatskrav kan gennemføres uden at påføre
erhvervet og samfundet uforholdsmæssigt store omkostninger.
Regulering på afveje – landbruget skal ikke betale for andre sektorer
Det vil være oplagt at vurdere, om yderligere kvælstofreduktioner reelt vil forbedre
vandmiljøet. Den hidtidige indsats, hvor landbruget har reduceret kvælstofoverskuddet med 45 pct. fra 1990 til 2012, har ikke forbedret miljøtilstanden i kystvandene markant. Det burde få formandskabet til at overveje, om reguleringen er på
afveje. I de sidste 50 år er fjernet 95 % sten fra stenrev i de åbne, indre farvande.
Alligevel berøres marine virkemidler kun kort i oplægget.
Kvælstofreguleringen
Kvoter og afgifter - dobbeltkonfekt
Formandskabet peger på en kombination af afgifter og kvoter som alternativ til
normer. Det må være dobbeltkonfekt. Ideen med et kvotesystem er at fastsætte et
loft over den samlede udledning og herved opnå en optimal ressourceallokering. At
kombinere dette med afgifter må, uanset tilbageførselsregler, medføre en inoptimal
allokering.
Der er omkostnings-effektive alternativer
Der findes en række effektive alternativer til at regulere kvælstofanvendelsen fx
stenrev, dyrkning af muslingebanker og minivådområder. Jacobsen (2014) har fx, jf.
s. 82, vist, at minivådområder som erstatning for strammere kvælstofnormer på
nogle arealer vil sænke de samlede omkostninger. Landbrug & Fødevarer har tidligere vist, at stenrev som virkemiddel kan reducere omkostningerne pr. reduceret kg
N til en tiendedel af omkostningerne til fx ekstraafgrøder.
336
Betænkeligt og uhåndterligt med 120 børser
Det er betænkeligt at formandskabet peger på en opdeling i 23 kvotebørser, da
Danmark er underinddelt i ca. 120 delvandoplande, som afvander til hver deres
vandområde med forskellig tålegrænse og påvirkningsgrad. De skulle i givet fald
hver huse en børs, hvilket ville underminere hele ideen om handel samt gøre administrationen af en ordning uoverskuelig.
Forvirring mht. afgrøders N-forbrug
Der synes at være nogen forvirring med hensyn til incitamenter til at vælge afgrøder
med lavt N-forbrug. Planternes N-forbrug bør ikke være det afgørende, men derimod tabet af næringsstoffer til vandmiljøet. Planter med stort N behov, kan være
meget effektive til at optage og tilbageholde N.
Spekulative sidegevinster
Formandskabet foreslår, at omkostningerne ved tiltag skal sammenholdes med
gevinsterne. Da opgørelsen af gevinster, som herlighedsværdi, påskønnelse af
naturkvaliteter og lignende, imidlertid ofte er både meget usikre og spekulative, må
der advares mod at anvende sådanne analyser.
Kapitel II: Grundvand, drikkevand og pesticider
Ensidigt fokus på arealtiltag
I kapitlet om grundvand, drikkevand og pesticider vælger formandskabet ensidigt at
fokusere på arealmæssige tiltag til at skabe renere grundog drikkevand, i stedet for
fx at se nærmere på punktkildeforurening. Punktkilder har været årsag til fund af
pesticider i mange boringer - for eksempel på steder, hvor der tidligere har ligget en
losseplads.
Fund af spor af pesticider i grundvandet udgør ingen sundhedsmæssig risiko
I rapporten problematiseres anvendelsen af pesticider, uden at der skabes tilstrækkeligt lys over sammenhængen mellem sundhed og det danske forbrug af pesticider.
I det danske samfund bruges mere end 100.000 forskellige kemiske stoffer, og
mindre end én promille herfra stammer fra landbrugets brug af pesticider.
Kun godkendte og moniterede pesticider
I oplægget anføres det, at pesticider kan sive ned til grundvandet med regnvand og
dermed forurene drikkevandet, og at der er sprøjterester på afgrøder, som bruges til
fødevarer. I Danmark godkendes der imidlertid kun pesticider der overholder grænseværdierne. Som en ekstra sikkerhed gennemføres en monitering i det såkaldte
pesticidvarslingssystem VAP (risikobaseret tilgang).
337
Fortidens synder, forbudte stoffer mv, kan ikke begrunde regulering af fremtidigt
forbrug
I det øvre grundvand har der været en faldende andel fund over grænseværdien,
hvilket viser, at den stramme nuværende regulering nu kan ses i det øvre og yngste
grundvand. Samtidig stiger antallet af fund i det dybereliggende grundvand. Sidstnævnte kan forklares ved, at en ”puls” af pesticider, udvasket for år tilbage, udvaskes stadigt dybere ned i grundvandsmagasinerne. Fund over grænseværdien skyldes primært stoffer (BAM og nedbrydningsprodukter fra triaziner), som har været
forbudte gennem en årrække, og som ikke har været anvendt på dyrkede arealer.
Sådanne fund er beklagelige, men kan ikke begrunde indskrænkninger i den fremtidige anvendelse af pesticider.
Sidegevinster bør ikke dominere
Når positive sidegevinster ved tiltag mod pesticider som f.eks. rekreative muligheder er afgørende for tiltagets samfundsøkonomiske rentabilitet, må det overvejes,
om det reelt er et tiltag mod pesticider, eller om det snarere er et tiltag til fx at øge
de rekreative værdier. I så fald skal tiltaget prioriteres sammen med øvrige tiltag til
at forbedre de rekreative værdier og ikke anvendes som et tiltag mod pesticider.
Pas på med sammenblanding af begreber mht. følsomme områder
Det er uheldigt, at oplægget skaber uklarhed om begrebet ”følsomme indvindingsområder”. Dette begreb sigter normalt på nitratfølsomme indvindingsområder, men
forveksles i oplægget med pesticidfølsomme (-sårbare) områder. Der er ingen
sammenhæng mellem nitratfølsomme områder og særligt pesticidsårbare arealer.
Afgifter på vand vil flytte produktion og arbejdspladser til udlandet
Forslaget om at beskatte erhverv og landbrug med afgifter på vand vil have væsentlig negativ økonomisk effekt på de dele af erhvervet, som befinder sig i vandfattige
regioner. Fødevareerhvervet har de seneste år nedbragt vandforbruget betydeligt,
men kan på grund af blandt andet skrappe krav til fødevarehygiejne ikke umiddelbart nedbringe vandforbruget yderligere. Forslaget vil derfor være med til at flytte
produktion og arbejdspladser til udlandet.
Kapitel III: Den økonomiske vækst og miljøet
Enig i en større global vinkel på klimaudfordringen
Landbrug & Fødevarer deler De Økonomiske Råds opfattelse af, at klimaudfordringen kræver en større global indsats, end vi ser det i dag. Vi deler ligeledes konklusionen, at det er et globalt problem, og at reduktioner af drivhusgasudledningerne bør
placeres dér, hvor de foregår mest omkostningseffektivt, således at verdenssamfundet får størst klimaeffekt for pengene.
338
Vision om bæredygtig intensiv produktion, men ikke brug for restriktioner
Fødevareklyngen i Danmark arbejder ud fra en vision om bæredygtig intensiv
produktion, hvor produktionen sker effektivt og med begrænset input af materialer i
forhold til produktionens output. Der er, som kapitlet også konkluderer, ikke nødvendigvis brug for politiske mål eller restriktioner med henblik på at fremme denne
udvikling. Fra et produktionserhvervs side er det sund forretningsfornuft at maksimere værdiskabelsen per materialeinput.
Landbruget har haft positivt bidrag til værditilvækst
Kommentar til III.1 ”Erhvervenes andel af Danmarks BVT-vækst”: Landbrugserhvervet er slået sammen med andre primære erhverv, hvor andelen af samlet BVTvækst er angivet som et negativt bidrag. For landbrugserhvervet alene viser Landbrug & Fødevarers egne beregninger på samme datagrundlag, en samlet vækst i
BVT i perioden fra 1990-2013 på 31 pct. Landbrugserhvervet bidrog derfor med en
positiv andel af den samlede BVT-vækst i perioden.
DI
Rapporten konstaterer, at Danmark er langt fra at opfylde målene i EU’s vandrammedirektiv. Målet er kun opnået for 2 pct. af kystvandene, 28 pct. af vandløbene og
22 pct. af søerne.
I en sammenligning med situationen i andre medlemslande konstaterer rapporten, at
også en række andre lande skal gøre lidt mere, end de gør nu for at nå målene.
Rapporten bemærker, at Danmark ikke har gjort fuldt brug af direktivets mulighed
for at vurdere målopnåelsen ud fra direktivets regler om disproportionalitet i omkostningerne.
Rapporten beskriver, hvordan landbrugets reduktionsforpligtelser i forhold til modelberegninger er blevet udskudt og reduceret flere gange. Det vil betyde, at der i
kommende vandområdeplanperioder skal ske en større reduktion end ellers, idet
”fremskudte reduktioner” skal indhentes. Dette kan blive omkostningsfuldt. Kvælstofudledning fra rensningsanlæg er, siden reguleringen af disse startede, reduceret
med 76 pct.
Rådet diskuterer virkemidlerne for landbrugets kvælstofreduktion, og der bliver der
foreslået en ny model for kvælstofregulering baseret på en kvælstofafgift og på
omsættelige udledningskvoter.
339
En sådan ny model for kvælstofregulering vil ændre på den enkelte bedrifts forudsætninger for afgrødevalg. Forslaget vil understøtte anbefalingen fra Landbrugskommissionen om at omlægge kvælstofreguleringen.
Rapportens forslag om en afgift og omsættelige kvælstofudledningskvoter skal
bygges på en detaljeret viden om jordbunden og dens evne til at omsætte kvælstof,
før reguleringen vil virke rimelig. Administrativt vil der være tale om en tung model.
Rapporten anfører en del usikkerheder ved de forskellige modeller og forudsætninger, men der synes at mangle refleksioner om finansiering af landbrugssektorens
gæld. Sektoren har derfor brug for omsætning og indtægter. Dette gør udtagning af
dyrkningsarealer o. lign. indkomstreduktion til mindre attraktive metoder for den
enkelte landmand, selvom det fra en reguleringsøkonomisk synsvinkel kan virke
sandsynligt adfærdsregulerende.
Det overordnede indhold i kapitlet er en vurdering af, hvilke virkemidler der giver
den samfundsøkonomisk billigste beskyttelse af grundvandet.
Det bemærkes i rapporten, at i modsætning til andre områder, så er det ikke ”forureneren betaler princippet”, der gælder for beskyttelse af grundvandet, men derimod
det offentlige i form af vandselskaberne og kommunerne, der betaler lodsejerne for
at begrænse anvendelsen af pesticider.
Rådet regner sig frem til, at skovrejsning generelt er det samfundsøkonomisk billigste tiltag til grundvandsbeskyttelse særligt i bynære områder, hvor den rekreative
værdi af skov og andre naturområder er meget høj. I det hele taget er hovedårsagen
til resultatet den meget høje nytteværdi af rekreative arealer, som udgør 75 pct. af de
samlede sideeffekter af skovrejsning og åben natur.
Rapporten konstaterer, at pesticidniveauet i de øvre grundvandslag tilsyneladende er
for nedadgående, hvilket tyder på, at reguleringen virker. Ligesom rapporten konstaterer, at grænseværdien er politisk fastsat som den laveste koncentration, der
kunne måles i 1970’erne, og at de fastsatte grænseværdier med stor sandsynlighed
ligger langt under de sundhedsskadelige niveauer.
Rapporten behandler kun sporadisk muligheden for at rense grundvand for pesticidforurening. Det kunne være interessant, hvis Det Miljøøkonomiske Råd havde
regnet på, om det samfundsøkonomisk er mere attraktivt at rense grundvandsforekomster, der overskrider grænseværdierne.
340
Endelig ser rapporten på den nuværende afgift på vandforbrug, som betales af alle
private husstande (6 kr. pr. kubikmeter), mens erhvervslivet er fritaget. I rapporten
overvejes, om også erhvervslivet og landbruget burde betale den grønne afgift.
Ligeledes overvejes det, om der bør indføres en geografisk forskel i afgiften, da det
reelt kun er på Sjælland, at vandressourcen er presset af for stor oppumpning af
grundvand. DI finder det uhensigtsmæssigt, hvis der pålægges en yderligere afgift
på produktion.
Økonomisk vækst og miljøet
I dette kapitel sætter Rådet fokus mod sammenhængene mellem økonomisk vækst
og bæredygtighed.
Konklusionen er, at bæredygtig vækst kan ske, såfremt der er tilstrækkelig effektive
substitutionsmuligheder. Og såfremt der er incitamenter til at gøre brug af disse
alternativer.
DI er enig i, at prisdannelsen har indflydelse på ændring i forbrugsmønstre og
udvikling af nye løsninger. Udfordringen for virksomheder kan være, at priserne
som en sum af markedspriser og politisk fastlagte priser er ganske høje i Danmark
og ikke sammenlignelig med de lande, Danmark konkurrerer med. Derfor er der en
vigtig international dimension af disse prismekanismer, man skal være opmærksom
på.
Rapporten beskriver den globale klimaudfordring og vurderer, at der er et stort
behov for en skærpet international indsats (for at leve op til de videnskabelige
anbefalinger).
Rapporten konkluderer, at en meget stærkere international indsats kræver stor fokus
på omkostningseffektivitet, ellers bliver de økonomiske ulemper unødigt store. Det
betyder i praksis, at CO2-reduktioner skal ske der, hvor det er billigst.
I forhold til udledning af drivhusgasser peger Rådet på, at udledningen opgøres
gennem dansk produktion og ikke forbruget. Herved får man ikke synliggjort effekter ved importeret forbrug, som Rådet har opgjort til at være ca. 10 pct. højere end
CO2-udledningen ved produktion. Dette er udtryk for, at den danske import af varer
og tjenesteydelser er mere energitung end den danske eksport. Dette kan jf. Rådet
ikke afvises, at det bunder i en højere energiintensitet i udenlandsk producerede
varer. Hvilket igen kan være udtryk for, at den energitunge industri flytter fra Danmark til lande med en mindre restriktiv energipolitik.
DI er enig i, at en ensartet prissætning af drivhusgasser vil være den mest omkostningseffektive globale løsning, og at der er behov for en øget international indsats.
341
Her har EU vist vejen med en ambitiøs og omkostningseffektiv 2030-aftale, hvor
kvotesystemet kommer til at stå centralt. Det er centralt, hvordan EU (og Danmark)
kan indrette sig med en ambitiøs indsats, så de energiintensive virksomheder stadig
kan være konkurrencedygtige.
DI finder det interessant, at Rådet har afdækket en større CO2-intensitet i importerede produkter. Det bekræfter, at der er en ulig konkurrence, som kan drive ikke
bare produktion, men også industridrevet forskning og udvikling ud af Danmark. At
industrien jf. Rådets tal ikke har bidraget signifikant meget til den økonomiske
vækst er netop en udfordring, som skal adresseres i Danmark og i EU, hvor industribasen er under pres som følge af ulig konkurrence.
Rapporten har et særligt afsnit om Danmarks vækst og ressourceforbrug. Heri
fremgår, at fysisk produktion udgør en stadig mindre del, hvorfor den samlede
erhvervsstruktur trækker relativt mindre på naturressourcerne.
DI finder ikke, at det i et internationalt perspektiv er hensigtsmæssigt, at det vareforbrugende erhverv jf. Rådets tal kun dækker en stadig mindre del af væksten i
Danmark. Når ressourceeffektiviteten er højere i Danmark, skulle produktionen
netop finde sted i Danmark. En nærmer analyse af den udvikling vil være fornuftig,
såfremt debatten skal kvalificeres.
Dansk Erhverv
Der er geografiske forskelle på miljøomkostninger ved udvinding af vand rundt
omkring i Danmark, hvor det især i Hovedstadsområdet, at omkostningerne er høje.
Vismændene foreslår derfor en differentieret afgift på vand, som skal afspejle
forskelle miljøpåvirkning ved indvindingen af vandet.
Dansk Erhverv er i udgangspunktet positive overfor differentierede afgifter, men
selvom det ikke giver mening at have høje afgifter på vandforbrug i Vestjylland
eller andre områder af landet, hvor der rigeligt med grundvand, så er det vigtigt at
være opmærksom på, at øgede omkostninger for erhvervslivet skader konkurrenceevnen og sender arbejdspladser til udlandet. Ofte vil den gode løsning kunne findes i
samarbejde mellem virksomhederne og de lokale myndigheder, og derfor uden
statslig regulering.
Desuden vil differentierede afgifter medføre, at virksomhederne omstiller sig og om
muligt flytter eller placerer sig, hvor det er mest rentabelt. Der er dog også byerhverv, som ikke blot kan flytte til områder med lavere afgifter, og skulle de gøre det,
vil det, alt andet lige, øge transport af varer og råvarer til og fra byerne.
342
Kapitel III giver et spændende og interessant indblik i den teoretiske forståelse bag
beregninger på klimaudfordringerne. Dansk Erhverv mener, at det er et meget
vigtigt at undersøge omkostninger og gevinster som de formodede forandringer af
klimaet og mulige løsninger vil have af betydning for samfundsøkonomien og
dermed dansk erhvervsliv. Vi er derfor også glade for, at vismændene bidrager til at
kaste lys på problemstillingerne.
Klimaudfordringer kan kun løses globalt
For Dansk Erhverv er det en meget vigtig og central pointe, som vismændene også
flere gange pointerer, at klimaudfordringen kun kan og skal håndteres globalt.
Danmark er allerede førende mht. målsætninger for klimaindsatsen og grøn omstilling, men den danske foregang har meget lille effekt i det globale regnskab.
Derfor er det heller ikke meningsfyldt med miljøhensyn som begrundelse, fortsat at
øge omkostningsniveauet for det brede erhvervsliv i Danmark. Vi tror ikke på, at
der ville være en positiv effekt af at hæve ambitionerne yderligere nu, hverken i
forhold til det globale klimaproblem, EU’s forhandlingsposition ved det forestående
COP21, eller erhvervsøkonomi, når der ses på det samlede billede. Dette vil blot få
det danske energiregnskab til at se bedre ud, men ikke løse bidrage til at løse klimaudforinger.
Markedet bør styre anvendelse af naturressourcer
Grundlæggende gør og bør markedet styre ressourceanvendelse gennem prismekanismen, og Dansk Erhverv er enig med vismændene i, at det offentlige kun skal
gribe ind ved alvorlige markedsfejl. Ressourceknaphed er derfor ikke i sig selv en
god grund til politisk indgreb.
Knaphed på ressourcer som mineraler og metaller, medfører det en højere pris, og
det vil gøre andre substituerbare ressourcer mere fordelagtige. Samtidig vil incitamentet til at finde andre løsninger og ny teknologi øges i takt med, at prisen på den
knappe ressources øges. Dette vil i sig selv mindske brugen af en knap ressource, og
afgifter bør kun anvendes, når de reelt virker ud fra hensyn til miljøeffekter og ikke
som finansiering for andre formål
Cirkulær økonomi
Dansk Erhverv er enigt med vismændene i, at det giver god mening at bruge ressourcerne mere effektivt. En af løsningerne er cirkulær økonomi, hvor ressourcerne
i højere grad genanvendes.
Hvis der er et potentiale, så skal det udnyttes, og det kan ske ved at fjerne barriererne f.eks. i forhold til indsamling og genanvendelse.
343
Der findes flere kedelige eksempler på, at erhvervslivets ønske om øget genanvendelse ikke realiseres pga. forældede regler. Vi har set eksempler på at tøjbutikker,
der ønsker øget genanvendelse, kun må indsamle og genanvende tøj af eget mærke,
og at plast ikke afgiftsfrit kan genanvendes til plasticposer. Der forestår derfor et
arbejde med at gennemgå og ændre regler, der i praksis hæmmer øget genanvendelse.
BNP og velfærd
Dansk Erhverv bakker op om det faktum, at BNP ikke er et altdækkende mål for
velfærd. I en vis udstrækning kan det derfor være interessant at udvikle bedre velfærdsmål, men vi tvivler på, at indførelsen af flere alternative mål vil føre til bedre
politiske styringsredskaber. Der er jo en årsag til, at BNP er så dominerende. BNP
måler det, der er målbart uden for stor usikkerhed, hvilket gør BNP-målet anvendeligt som politisk styringsværktøj. Tværtimod kan vurderingen af omkostninger og
gevinster let blive mere uklar og dermed usikker såfremt alverdens krumspring
gøres for at måle noget, som i sagens natur ikke lader sig måle uden usikre forudsætninger og subjektive vurderinger. Det er fortsat en politisk opgave at prioritere
og sikre det og den samfundsværdi, der ikke umiddelbart måles af BNP.
Det fremføres i rapporten, at ubetinget vægt på forøgelse af BNP kan have omkostninger i form af tab af bl.a. fritid. I den henseende bør det bemærkes, at der ikke i
vores øjne er nogen fare for at danskerne arbejder for meget og hele ikke vil komme
til det alene i kraft af at netop arbejde er højtbeskattet mens fritid er ubeskattet.
Service og vækst.
Dansk Erhverv værdsætter, at rapportens fokus på de private serviceerhvervs enorme betydning for den vækst i værditilvæksten, der har fundet sted gennem årtier.
Private servicevirksomheder har tilmed en relativ lille belastning på miljø og ressourcer.
Forbrugerrådet Tænk
Forbrugerrådet Tænk finder at formandskabet rapport generelt har en bedre kvalitet
end de foregåede år. Vi har valgt kun at kommentere kapitel 1. For kommentarer til
kapitel 2 og3 henvises til kommentarer fra henholdsvis Danmarks Naturfredningsforening og WWF, som vi er enige i.
Kapitel 1 Vandindsatsen
Vi støtter, at formandskabet klart konkluderer, at det er dyrere at udskyde indsatsen,
der skal til for at opnå god økologisk tilstand i det danske vandmiljø og at der kan
ske irreversibel skade på miljøet, hvis miljøproblemet ikke imødegås og reguleres,
344
eller at økosystemet vil kunne udvise hysterese (en slags systemskifte, hvor de
negative ændringer bliver selvforstærkende). De bekræfter også, at vi er længere fra
målet end først antaget. Det tilsiger – som formandskabet også selv taler for - at
introducere en regulering hurtigst muligt, der kan opfylde målene og at det fuldt ud
kan lade sig gøre med den nuværende viden. Derfor må en udskydelse være samfundsøkonomisk uforsvarligt og kan indebære, at Danmark ikke i tide vil kunne leve
op til EU’s-miljødirektiver.
Formandskabet understreger, at Danmark har en stor opgave med hensyn til implementering af vandrammedirektivets målsætninger. Den store opgave skyldes de
naturgivne forudsætninger, f.eks. at vi har et særligt intensivt landbrug, at de danske
indre farvande er følsomme og at dyrkningsarealet i hele landet er forholdsvis
kystnært. Formandskabet glemmer at nævne, at Danmark har opdyrket en langt
større del af landets samlede areal end andre europæiske lande. Det fremgår – men
burde være skrevet mere eksplicit - at der således ikke er tale om en overimplementering af vandrammedirektivet i Danmark.
Vi støtter, at formandskabet viderefører ideen fra naturog Landbrugskommissionen
om målrettede virkemidler, byggende på N-retention. Det pågående arbejde med
retentionskortlægning vil nå ned på en mindste maskestørrelse på 1500 ha, og
formandskabet fastslår at det er et tilfredsstillende detaljeringsniveau for en fremtidig differentieret regulering af landbrugets anvendelse af kvælstof. Det er muligt, at
det ad åre vil være muligt at nå en højere detaljeringsgrad, men det er urealistisk at
nå ned til markniveau.
Formandskabet foreslår et system med omsættelige kvælstofkvoter, hvor handel
med kvoterne sker inden for hvert af de enkelte vandoplande. Vi er enige i, at hvis
der skal indføres omsættelige kvælstofkvoter, skal handel med kvoterne alene
foretages på vandoplandsniveau. Men formandskabet har i en tidligere årsrapport sat
spørgsmålstegn ved, om disse vandoplande er for små, til at sikre et fungerende
marked for handel. Der mangler en redegørelse for, hvorfor man ikke længere har
denne betænkelighed.
Hvis kvælstofkvoter skal opgøres på vandoplandsniveau, bør det ikke alene ske ud
fra valget af afgrøde og jordens N-retention. Der er også andre væsentlige faktorer,
som bør indgå, f.eks. dræning og jordbundsforhold. Herudover bør en eventuel
kvoteordning omfatte mulighed for løbende justering, så der aldrig er flere kvoter i
omløb end svarende til målene.
Der må stilles spørgsmålstegn ved formandskabets bemærkning om, at der er potentiale for at spare på kontrollen, hvis den nuværende regulering erstattes af den
foreslåede nye model. I en differentieret regulering, hvor beskyttelsen af grundvand
345
f.eks. ikke er medtaget, kræves kontrol af den specifikke lokalisering af virkemidler
for at sikre, at modellen lever op til målene for reduktion i udledningen af kvælstof.
Der er nok snarere brug for en bedre og mere kvalitativ kontrol, og ikke det modsatte. Desuden vil en sådan differentieret tilgang på baggrund af N-retentionskortlægning også være et væsentligt grundlag for afgiftsmodellen.
Formandskabet forsømmer at beskrive sanktioner ved overtrædelse af de tildelte
kvoter og mulige skader på miljøet som følge deraf. Skal landmanden fratages
kvoter, pålægges en bøde, sættes under skærpet tilsyn og hvem har ansvar for at
genoprette de miljøskader, der er opstået?
Formandskabet foreslår i deres model, at det er den enkelte landmand, der skal
vælge hvilke virkemidler, der skal tages i brug. Vi savner en redegørelse for, hvordan man samtidig vil sikre det mest samfundsøkonomisk optimale valg af virkemidler, herunder særligt permanent udtagning og randzoner. Den fleksibilitet, som
formandskabet lægger stor vægt på i sit forslag, sikrer ikke en kontinuerlig indsats,
der netop vil give den samfundsøkonomiske mest optimale effekt.
Formandskabet foreslår, at der laves en disproportionalitets-opgørelse: Det kan
undre, at formandskabet ikke selv tager det op - eller i det mindste kommer med
anbefalinger til, hvordan det gøres. De opfordrer derimod myndighederne til at
opgøre gevinsterne ved god økologisk tilstand i vandmiljøet. Det skal understreges,
at der i en sådan opgørelse indgår alle gevinster, herunder rekreative gevinster, øget
biodiversitet og bedre fiskeri, som formandskabet også selv fremhæver. Der bør
også medtages gevinster i form af sammenhængende naturarealer, som sikrer levested og spredningsmulighed for det danske plante- og dyreliv.
Formandskabet mangler en analyse af, hvorledes husdyrgødning skal indgå i deres
model og hvordan fosforoverskud og deraf følgende erosion og udvaskning af fosfor
til især søerne ved udbringning af husdyrgødning skal reguleres. Det er en alvorlig
mangel i analysen. Det rejser endvidere spørgsmålet om, hvordan et fremtidigt
samspil mellem miljøregulering af anlæg til husdyrproduktion skal være med i
formandskabets model. Det står heller ikke klart, hvad formandskabet foreslår i
forhold til afgifter på den del af kvælstof, der stammer fra husdyrgødningen. En
afgift på foder vil ikke kunne styre en kvælstofudvaskning, der stammer fra husdyrgødning. Det vil være nødvendigt at inddrage kvælstofudvaskning fra husdyrgødning i udformningen af afgiften, da tabet fra udbringningen er større end fra kunstgødningen.
Det fremgår ikke, hvordan den foreslåede model vil håndtere spørgsmålet om beskyttelsen af grundvandet mod nitratudledningen, herunder særligt vores nitratfølsomme indvindingsområder, som udgør 20 % af Danmarks landbrugsareal. For346
mandskabet har særligt lagt vægt på, at den foreslåede model hviler på oplysninger
om N-retentionen og forskelle heri. Derfor er det afgørende, at der ikke alene ses på
N-retentionen i forhold til overfladevand, men også på udledning af kvælstof til
vores drikkevand. Den igangværende udpegning af nitratfølsomme indvindingsområder er færdig med udgangen 2015 og bør indgå i en sådan vurdering.
Formandskabet anfører, at det ikke betyder så meget for omkostningerne, hvor
præcis kortlægningen er. Den målrettede regulering er dermed mulig uden at skulle
vente på yderligere kortlægning af N-retentionen. Der skal dog gøres opmærksom
på, at der forventes offentliggjort en mere detaljeret kortlægning af N-retentionen
inden for kort tid.
Særlig sagkyndig Peder Andersen
Økonomi og Miljø 2015 indeholder denne gang to vigtige og policy-relevante kapitler om vand og et særdeles velkomment kapitel om et af de helt fundamentale
teoretiske og empiriske emner inden for miljø- og ressourceøkonomi, nemlig sammenhængen mellem økonomiske vækst og miljøet.
Kapitel I om Vandrammedirektivet og kvælstofregulering og kapitel II om Grundvand, drikkevand og pesticider sætter fokus på spørgsmålet om at finde effektive
reguleringsmekanismer for at opnå ønskede miljømål økonomisk billigst muligt.
Denne fokus på omkostningseffektivitet er meget policy-relevant og policy-orienteret i situationer, hvor politisk fastsatte målsætning er ledetråden, og hvor der ikke er
fokus på optimalitet. Kapitlerne er i den henseende vellykkede.
Det er prisværdigt, at der i kapitlerne også inddrages kontrol- og håndhævelsesaspekter. Disse ignoreres ofte, selv om netop omkostningerne ved kontrol og håndhævelse kan spille en stor rolle i valg af reguleringsinstrument, og om i hvilket
omfang en given regulering skal håndhæves, givet at der er håndhævelsesomkostninger ved at gennemføre denne. Det vil være særdeles værdifuldt, hvis kommende
analyser indeholdt mere udtømmende økonomisk-teoretiske vinkler om kontrol-og
håndhævelsesproblemer, og med dette udgangspunkt at de empiriske analyser på de
forskellige områder belyste forskelligheder og ligheder. Dette kunne være et vægtigt
policy-bidrag til fastsættelse af effektive reguleringsforanstaltninger.
Der henvises i øvrigt til de øvrige særligt sagkyndige med hensyn til specifikke
kommentarer til Kaptitel I og Kapitel II.
347
KAPITEL III. Den økonomiske vækst og miljøet
Indledning bemærkninger
Kapitlet tager fat i nogle af de helt store spørgsmål inden for miljø- og ressourceøkonomi. Det ene centrale spørgsmål handler om, hvorvidt menneskelig aktivitet vil
føre til en så kraftig belastning af miljøet og træk på naturens ressourcer, at det ud
over de direkte skader også vil virke stærkt begrænsende på fremtidige generationers levevilkår og dermed deres velfærd forstået meget bredt, og om det evt. ligefrem kan føre til uoverstigelige miljø- og klimaproblemer, der kan true menneskeheden. Det andet spørgsmål handler om, hvorvidt ressourceknaphed vil forhindre en
fortsat stigning i levestandarden eller endda kan resultere i et reelt fald i levestandardarden for kommende generationer. De to spørgsmål er samtidigt sammenknyttet. Begge er direkte knyttet til spørgsmålet om, hvor meget den nuværende generation af etiske grunde skal ændre levevilkår af hensyn til kommende generationers
velfærd, og til temaet om mulighederne for at forhindre et eventuelt miljø- og ressourcemæssigt sammenbrud eller i en mindre dramatisk situation, hvilken politik
der samlet set giver de nuværende og alle kommende generationer størst mulig
samlet velfærd.
Kapitlet leverer en række vigtige bidrag, der både udfordrer en række myter og
påstande, men endnu vigtigere bidrager til at kvalificere de faglige og politiske
debatter i Danmark om temaet Økonomisk vækst og miljøet. Da der er tale om
emner, der både rummer vanskelige fagøkonomiske spørgsmål og vanskelige etiske
og fordelingsmæssige dilemmaer, samtidigt med at der er på mange områder er et
meget ufuldstændigt naturvidenskabeligt fundament for analyserne, kan det ikke
forventes, at der kan komme knivskarpe svar, der vil være fagligt troværdige.
Men dette ændrer ikke ved, at hvis hovedresultaterne i dette kapitel bliver alment
kendte, burde en række af de mere bombastiske udmeldinger fra forskelige sider om
natur, bæredygtighed og økonomisk vækst få en mere balanceret og nuanceret form.
Kapitlet giver en fin, balanceret præsentation af ”state of the art” i den internationale
litteratur, og dertil kommer en række empiriske analyser, der kan opfattes som
illustrationer af mulige forløb.
Der er i kapitlet - og med rette - taget en række forbehold for analysernes præcision.
Der er mange uløste problemer inden for denne gren af miljø-, ressourceog klimaøkonomi. Disse skyldes bl.a. en særdeles ufuldstændig viden om de naturvidenskabelige forhold, og at de økonomiske modeller ikke er tilstrækkeligt udviklede. Dette
fremstår også tydeligt i kapitlet. Dette skal dog ikke overskygge, at netop de empiriske analyser er med til at illustrere en række mulige udviklingsforløb. Herved sættes
også de mere dommedagsagtige udsagn om sammenhængen mellem økonomisk
vækst og miljøet i perspektiv. Samtidigt illustrerer analyserne også de helt åbenlyse
udfordringer, verden kan stå overfor, når der de facto er stor, stor manglen på viden
348
om hvilke grænser f.eks. for den globale opvarmning, der kan give anledning til
fundamentale ændringer i vores natur og dermed i levevilkårene for de kommende
generationer.
Udfordringerne i disse analyser er at betragte indsatsen, dvs., omkostningstunge
investeringer, for at reducere den globale opvarmning som en slags forsikringspræmie. Forsikringsvinklen er her knyttet til tankegangen i forsigtighedsprincippet.
Hvis der findes nogle ”ultimative” grænseværdier for f.eks. den globale opvarmning
med dertil knyttet koncentration af CO2, er det afgørende, at sandsynligheden for at
overskride denne grænse er nul eller uendelig lille, da de marginale skadesomkostninger ved en overskridelse kan vise sig at være uendelige, dvs. en overskridelse
kan indebære en katastrofe for menneskeheden. Men dette indebærer jo også, at hvis
der opstår ny viden, som flytter denne grænse opad, kan der lempes på klimapolitikken og visa versa.
En udfordring, der ikke tages direkte op i kapitlet, men som udspringer af dilemmaet mellem menneskelig aktivitet og naturens yde- og bæreevne, er at få belyst,
hvad den optimale vækst vil være under forskellige antagelser om de etiske og
fordelingsmæssige hensyn til kommende generationers velfærd. I princippet svarer
det til at maksimere en verdens velfærdsfunktion over en uendelig tidshorisont.
Temaet er selvfølgelig knyttet til temaer om bæredygtig og ægte opsparing, der er
nævnt i denne rapport og behandlet i en række tidligere rapporter.
Specifikke kommentarer
I afsnittet om Principper stilles de helt relevante spørgsmål om bæredygtig udvikling, nemlig om mulighederne for en sådan, om den er ønskelig, og om den kommer
af sig selv. Afsnittet indeholder centrale vinkler mht. teori og empiri, og kapitlet
trækker også på tidligere rapporter fra formandskabet. Især på et område kunne en
uddybning have været på sin plads, nemlig om det, der i rapporten har overskriften
Økologisk og cirkulær økonomi. Dette emne spiller under forskellige overskrifter en
stigende rolle i dele af litteraturen og især i offentlige debatter. Her kan formandskabet være med til at afmystificere og afklare det faglige grundlag for de forskellige typer af policy-anbefalinger, der fremkommer med afsæt inden for det, der
bredt ofte omtales som økologisk økonomi. Det vil være nyttigt med en sådan
analyse fra formandskabet og stillingtagen til dette område.
Afsnittet Klimaet og økonomisk vækst analyserer et af de helt store, vigtige og
vanskelige emner. Det fremhæves helt korrekt, at det er hensigtsmæssigt at adskille
fordelings- og effektivitetshensynet i analyserne, selv om det netop samtidigt er det
vanskelige punkt i forbindelse med gennemførelse af en klimapolitik. Et andet
vigtigt emne er usikkerheden (som havde fortjent en nuancering ved at være delt op
i usikkerhed og risiko). Dette er både fagligt og politisk her vandene ofte deler sig.
349
Med brugen af DICE modellen kommer disse spørgsmål klart frem. Selv om formandskabet tager store, relevante forbehold over for dele af DICE modellen, kunne
dette spørgsmål have været udbygget med yderligere brug af f.eks. Pindycks væsentlige bidrag på området. Sandheden er jo, at en række af de empiriske analyser
bygger på en række gæt (ikke nødvendigvis helt arbitrære valg) om skadesfunktionens parametre.
I forbindelse med behandlingen af katastrofescenarierne, som netop er afgørende for
at sætte rammer for klimapolitikken i en verden, der har stor vægt på at undgå de
store ændringer, hvor forandringernes form og omfang er usikre, ville en uddybning
af forsigtighedsprincippets indhold og natur have skabt yderligere klarhed over
netop risici, usikkerhed og klimapolitikken. Det er også i den forbindelse de etiske
dilemmaer mht. nuværende generations forpligtigelse i forhold til kommende generation kommer i fokus. Hvor meget skal nulevende generationer opgive i levestandard for at forhindre med en vis sandsynlighed at kommende generationers levestandard går ned, evt. rammes af egentlige katastrofer. Dette sammen med valg af
diskonteringsrate er de helt afgørende forhold i diskussionen om optimal klimapolitik. Der er en god gennemgang om diskonteringsratens betydning, og det er fint,
at såvel Ramsey som Epstein-Zin bliver gennemgået og sat i perspektiv.
Det står måske ikke så klart i rapporten, som det kunne have været ønsket, at en så
høj tidspræferencerate som 1,5 pct., som anvendes i DICE analyserne, er meget
svær at finde nogen fornuftig begrundelse for. Det er en særdeles markant nedvurdering af kommende generationers velfærd, set med nuværende generations øjne. Det
er jo kun ved at indføje ”utålmodighed”, at det er let at finde begrundelser for, at
tidspræferenceraten skal være forskellig fra nul. Det kunne have været særdeles
relevant at se forløb med DICE, hvor tidspræferenceraten er tæt på nul, og hvor den
reale vækst i økonomien er nul. Det er jo det forløb, der vil opstå, HVIS ressourcegrundlaget sætter en ultimativ grænse for produktionsstigninger.
Afsnittet Naturressourcer og økonomisk vækst giver en fin, balanceret forståelse af
vigtigheden af at skelne mellem naturressourcernes knaphed og markedsfejl. Disse
to forhold sammenblandes ofte i de mere brede debatter om behovet for at spare på
naturressourcer. Ligeledes er opdeling i ressourcebase og reserve også særdeles
vigtig. I sammenhæng med dette og kapitlet generelt er spørgsmålet om substitution
i produktionen helt central. En uddybning om forskning og udvikling, herunder
forskningspolitikken som løsning på knaphedsproblemet har tidligere været fint
behandlet af formandskabet, men kunne have været trukket skarpere frem i dette
kapitel. Det helt afgørende er her, hvornår der er markedsfejl, der kan løses ved en
offentlig initieret F&U politik, og hvornår markedet løser problemet. I virkelighedens verden kan knaphed og markedsfejl ikke adskilles så klart, når der skal reguleres for at fremme substitutionsmulighederne i produktionen som del af løsningen på
350
ressourceknaphed. Og selv om der ikke er klassiske markedsfejl, kan det være
relevant at se nærmere på, om markedsmekanismen løser problemet. Men selv om
svaret er nej, er det jo ikke umiddelbart det samme som at sige, at så skal der reguleres. Det gælder jo kun, hvis de politikere og regulerende myndigheder, der skal stå
for interventionen, må forventes at begå færre eller mindre fejl end markedet.
Særlig sagkyndig Jette Bredahl Jacobsen
Rapportens tre kapitler tager udgangspunkt i opfyldelsen af specifikke politiske mål
og omkostningseffektiviteten heraf. Derved er udgangspunktet ikke nødvendigvis
om et givent mål er samfundsøkonomisk hensigtsmæssigt, men snarere om processent til målopfyldelse er. Analyserne er generelt velgennemførte og konklusionerne
velargumenterede. Nedenfor følger nogle specifikke kommentarer.
Kapitel 1 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering
Kapitlet tager udgangspunkt i EU's vandrammedirektiv og ser på Danmarks opfyldelse heraf – hvor langt vi er og hvilke særlige forhold der gælder for Danmark i
forhold til de lande vi traditionelt sammenligner os med. Særlig interessant er at
rapporten forholder sig til hysterese og til at nogle processer tager lang tid. Dette
kunne være analyseret nærmere (fx kvantificeret), men det er prisværdigt at resultaterne fortolkes i det perspektiv. Dernæst følger en beskrivelse af generelle udfordringer ved kvælstofregulering og en analyse af de nuværende reguleringsinstrumenter. Skovrejsning ses her at være den dyreste pr reduceret kg N hvis man ikke
regner klima effekter med, mens det ændrer sig hvis man gør. Usikkerhed og behovet for kontrol diskuteres også hvilket er prisværdigt. Begge disse emner fortjener
dog mere opmærksomhed i fremtiden. Dernæst følger en analyse af en mere rumlig
regulering end den der er i dag, og beregninger på hvad det vil betyde for omkostningseffektiviteten. Analysen er velgennemarbejdet og belyser mange interessante
ting, bl.a. kontrollerbarheden. På baggrund af analysen følger et forslag om at
erstatte den nuværende regulering med en kvælstofafgift kombineret med udledningskvoter. Analysen bag denne konklusion er velbegrundet. Problemet omkring
snyd og kontrol behandles. Dette kunne være uddybet mere. Fx påpeges der tidligere i kapitlet at der kan være variation i retention inden for en mark, mens usikkerheden kun analyseres på tværs.
Hvis den rumlige variation inden for en mark er større vil det alt andet lige mindske
muligheden for at udnytte den rumlige variation mellem arealer til mere målrettet
regulering. Det ligner en implicit antagelse at variationen mellem marker er større.
Findes der mål for hvor stor denne omtalte indenfor-mark variation er? Det vil evt.
kunne påvirke resultaterne. Man kunne have ønsket en mere praktisk tilgang til
implementeringen af den foreslåede regulering – hvori ligger eventuelle problemer,
351
hvor store er de, hvad er de forventede konsekvenser af reguleringen (fx belyst ved
simuleringer af beslutningstagere?). Særligt kunne man have set på konsekvenserne
af hysterese da netop dette fremhæves indledningsvist.
Kapitel 2 Grundvand, drikkevand og pesticider
Hvor kapitel 1 ser på overfladevand og de deraf følgende økosystemtjenester ser
kapitel 2 på grundvand og drikkevand. Kapitlet tager udgangspunkt i målsætningen
om brug af urenset grundvand (kun filtreret) til drikkevand og ser på hvordan det
kan opnås omkostningseffektivt.
Kapitlet starter med en gennemgang af grundvandskvalitet og kvantitet over tid og
geografisk fordelt. Det påpeges at det kan tage endog meget lang tid fra forurening
med pesticider til det ender i grundvandet. Derfor vil pesticidreducerende politikker
også først få virkning langt ude i fremtiden, og de målinger vi ser i dag skyldes i
vidt omfang tidligere politikker. Dernæst følger en gennemgang af reguleringsinstrumenters fordele og ulemper. Bl.a. diskuteres irreversibilitet, usikkerhed, rumlig
afhængighed – både på udbuds- og efterspørgselssiden. En vigtig ting som pointeres
er at ansvaret ligger hos kommunerne, men at grundvandsforekomster (og visse
steder også forbrug) går på tværs af kommunegrænser. Dette giver potentielt problemer med free-riding. I kapitel II.4 beskrives eksisterende mål og regulering og
dernæst omkostninger til beskyttelse af grundog drikkevand.
Der hævdes i kapitlet (s.171) at nitratforurening af grundvand fjernes ved skovrejsning og etablering af åbne naturområder. Dette er en overdrivelse, se fx RaulundRasmussen et al., 2008. Typisk falder N-udvaskningen over tid, og lander på et
lavere niveau, men ikke på 0. Det gør at værdien af kvælstofreduktion i tabel II.5 er
overvurderet. Men eftersom resultaterne primært drives af de rekreative gevinster
har det ingen betydning for rangordningen af resultaterne hvor de rekreative gevinster er store.
Hvad der driver hovedkonklusionerne er de rekreative værdier. Værdierne stammer
fra modellen fra DØRS-rapporten 2014 som udleder marginale per hektar værdier.
Det er uklart hvilken størrelse rekreative tiltag der indgår her – og størrelsen på
områderne. Dette er meget afgørende for de rekreative værdier. Fordi de rekreative
værdier driver resultaterne burde det måske have været analyseret nærmere og man
kunne fremhæve yderligere at værdien af tiltagende er afhængige af HVOR stor den
rekreative værdi konkret er.
Rapporten fokuserer meget på konklusionen hvor sidegevinster indregnes. Dette
virker noget entydigt givet at de monetære omkostninger er højst her. Det kunne
være interessant at se på konklusionerne også uden dette. I konklusionen kunne det
352
derfor være understreget at etablering af skov og åben natur kun er de mest værdifulde arealtiltag til grundvandsbeskyttelse hvis rekreative værdier er betydelige.
Til sidst diskuteres regulering af vandressourcen og det påpeges bl.a. at geografisk
differentierede vandafgifter ville være fornuftige. Rapporten kunne have forholdt sig
til at dette også vil påvirke lokaliteten af stærkt vandforbrugende erhvervs placering
på længere sigt.
Endelig anbefales det at alle sektorer, også landbruget, betaler vandafgift for at
internalisere eksternaliteten. Særligt landbrugets vandforbrug er stokastisk og afhængig af hvor meget det regner – som også ”grundvandsproduktionen” er. Det
kunne være interessant at belyse hvilke konsekvenser det ville have.
Endelig havde det været hensigtsmæssigt om også tidsperspektivet havde været
behandlet eksplicit i dette kapitel – hvor lang tid der går fra et tiltag til en effekt.
Også fordi de ikke nødvendigvis er ens for hovedeffekt og sideeffekt.
Kapitel 3 Den økonomiske vækst og miljøet
Kapitlet undersøger grundantagelsen om hvorvidt økonomisk vækst er mulig uden
øget ressourceforbrug og uden øget belastning af naturen. Særligt fokuseres på
hvorvidt det er muligt – hvis der fandtes et globalt enigt samfund – at sikre vækst og
reducerede klimaforandringer. Dette gøres ved hjælp af DICE-modelen. Og det
konkluderes at det er muligt at håndtere klimaproblemerne uden voldsomme vækstkompromisser under den kraftige antagelse at der er et globalt tiltag. Om end dette
er meget hypotetisk er det alligevel interessant at se at problemerne kan løses uden
voldsomme vækstkonsekvenser. Det interessante er dernæst om de også kan løses
når der ikke er global enighed. Dette er ikke belyst i rapporten.
Dernæst analyseres Danmarks ressourceforbrug i forhold til BNP og det fremhæves
at sidstnævnte er for snævert et mål. Som det også fremhæves i rapporten måles alle
ressourcer i samme enhed (ton) og sand og grus fylder derfor meget. Er det derfor et
særlig godt mål for ressourceforbrug at bruge så udifferentieret et mål? Dette skyldes ikke mindst den kritik som også stilles til sidst – at man fokuserer på det man
måler. Alt i alt belyser kapitlet mange relevante problemstillinger, og det rejser nok
flere spørgsmål end det besvarer.
Raulund-Rasmussen, K., Stupak, I., Clarke, N., Callesen, I., Helmisaari, H.-S.,
Karltun, E., Varnagiryte-Kabasinskiene, I. 2008. Effects of very intensive forest
biomass harvesting on short and long term site productivity. Chapter 3 in Röser, D.
et al. (ed): Sustainable use of forest biomass for bioenergy: A synthesis with focus
on the Baltic and Nordic region, pp. 29-78.
353
Særlig sagkyndig Lars Gårn Hansen
Kapitel 1: Vandrammedirektivet og kvælstofregulering
Dette kapitel redegør for de krav til vandmiljøet, som følger af Vandrammedirektivet. Endvidere kortlægges behovet for yderligere reduktioner i N-udledningen fra
landbruget for at nå de fastsatte reduktionsmål. Endelig diskuteres problemer med at
opnå omkostningseffektivitet ved det nuværende N-reguleringssystem, og det konkluderes, at der er et betydeligt potentiale for forbedring ved øget målretning af
indsatsen mod jord med lav retention. To modeller for målrettet regulering har været
foreslået: a) kvoter baseret på udledning til vandmiljøet, der tager hensyn til retention mv og b) differentierede N-gødningskvoter, der forsøger at gøre det samme. I
rapporten konkluderes at:
-overholdelsen af differentierede kvoter vil være svært at kontrollere pga. omgåelsesincitamenterne og de ringe kontrolmuligheder.
-en simulering af målrettet regulering for Limfjorden konkluderer, at den marginale
gevinst ved at benytte differentierede normer (forudsat at de kan kontrolleres) er
lille.
I rapporten foreslås, at den målrettede regulering designes som en kombination af
generel afgift på N i kunstgødning og foder og udledningskvoter baseret på areal
tiltag (svarende til udledningsmodellen). Endvidere skal det nuværende normsystem
for N-gødning afskaffes.
Overordnede kommentarer
Overordnet er analysen solid, og den inddrager generelle og lokale styringsmidlers
flexibilitet, målretning samt deres kontrollerbarhed og kontrolomkostninger (som
ofte mangler i den slags analyser). Navnlig er det prisværdigt, at man systematisk
vurderer kontrolproblemer og administrative omkostninger.
Det er interessant, at simulering af reguleringstiltag omkring Limfjorden viser en
lille marginal gevinst ved at bruge differentierede normer idet en af de modeller, der
har været foreslået til målretning, er differentierede normer.
Det forekommer velunderbygget, at den model DØRS foreslår, vil kunne øge målretningen af reguleringen, øge fleksibiliteten i landbrugets tilpasningsmuligheder
samtidig med, at de administrative omkostninger reduceres (eller i hvert fald ikke
øges) i forhold til den nuværende regulering.
Hvis den store potentielle gevinst for det danske samfund, som kan opnås ved en
planlagt målretning af N-reguleringen, skal realiseres, er det vigtigt at omlægningen
354
af reguleringen i højere grad tager udgangspunkt i sund økonomisk tankegang end
det er tilfældet med den nuværende kvælstof regulering. Her forekommer den
foreslåede reguleringsmodel at være et godt grundlag for det videre arbejde med
målrettet N-reguleringen.
Andre kommentarer
Endvidere gives en grundig redegørelse for de krav og reguleringsmålsætninger,
som EU's vandramme direktiv indebærer og omkostningsbelastningen af dansk
landbrug ift. nogle af vores nabolande. Her kunne man formodentligt, uden et større
ekstra arbejde, have foretaget en vurdering af Vandrammedirektivets økonomiske
hensigtsmæssighed med henblik på at sikre en omkostningseffektiv fordeling af
indsatsen. Det er muligt, at de afledte benefits af en god vandmiljøtilstand er identiske i Danmark og resten af EU, eller i det mindste større end omkostningerne og at
undtagelserne i direktivet sikrer de ønskværdige afvigelser fra målsætningen.
Men en vurdering af dette kunne have været nyttig. EU´s regler og direktiver lægger
rammerne for en væsentlig og stigende del af miljøreguleringen i Danmark, og det
er derfor vigtigt, at DØRS også forholder sig til disse rammers hensigtsmæssighed i
forbindelse de analyser der laves.
Selv om mulighederne for at påvirke EU´s direktiver naturligvis er betydeligt mindre end for dansk lovgivning, kan det ikke udelukkes, at danske politikere, embedsmænd mfl. kan have en hvis indflydelse på beslutninger i EU. Her kunne
DØRS give økonomisk velfunderet grundlag for denne indflydelse, som, jeg tror,
ofte mangler. Et andet eksempel på dette er EU’s krav om miljøfokusområder. Her
nævnes, at disse områder ikke fastlægges målrettet, men en mere operationel angivelse af hvordan disse mere hensigtsmæssigt kunne indrettes, ville være nyttig.
Jeg syntes, at diskussionen og vurderingen af hvornår det er hensigtsmæssigt at
anvende usikker retentionsinformation til målretning af reguleringen er ganske
nyttig og oplysende. Det er vigtigt at gøre sig sådanne overvejelse, da den information, hvorpå regulering baseres, ofte er usikker.
Som nævnt ovenfor er simuleringerne for Limfjorden også ganske nyttige og illustrative. Her er det som altid en udfordring at sammenligne omkostninger ved ikke
fleksible tiltag med omkostningerne ved fleksibel (incitament) tiltag. Den fulde
gevinst ved at benytte fleksible tiltag i relation til mindre fleksible kan kun identificeres af en modelberegning, hvis grundlaget for denne afspejler den fulde heterogenitet i omkostningsvariationen mellem bedrifter. Dette er ofte ikke tilfældet for
bottom-up modeller, som i denne rapport, og en eksplicit vurdering heraf kunne
være relevant. Den opgjorte marginale gevinst ved differentierede normer er af
denne grund formodentligt et underkantsskøn. Dette forhold ændrer dog næppe på,
355
at gevinsten ved at medtage dette virkemiddel, selv hvis det kunne kontrolleres,
formodentligt er lille.
Kapitel 2: Grundvand, drikkevand og pesticider
Kapitlet kortlægger problemer og regulering ift. forurening og brug af grundvand
med særligt fokus på regulering af brug af pesticider og regulering af vandindvinding.
Ift. regulering af pesticidbrug konkluderes:
Man bør fremskønne udpegning af pesticidfølsomme områder
Forsigtighedsprincip tilsiger, at en stram regulering skal anvendes
En kombination af afgift, forbud og areal tiltag er økonomisk fornuftig
Omlægning af pesticid afgift rette imod risiko for nedsivning til grundvand og
kendte skadevirkninger er fornuftig
Cost-effekt vurdering af areal tiltag viser, at arealanvendelse til skovrejsning og
naturområder er mere omkostningseffektive end økologi og pesticidfri landbrug især
pga. rekreative værdier
EU-tilskud skævvrider væk fra natur mod landbrug
Finansiering af arealanvendelse for landbruget skævvrider til fordel for pesticidfribrug, der er det mindst omkostningseffektive tiltag
Ift. regulering af vandindvinding konkluderes at:
Negative effekter af vandindvinding (tørlagte vandløb og skader på grundvand ved
overudnyttelse) varierer lokalt, hvilket tilsiger en tilsvarende lokal variation i vandafgiften. Endvidere er der ikke grundlag for at friholde virksomheder og landbrug
fra afgiften.
Det er ikke omkostningseffektivt, at øremærke vandafgifter til finansiering af bestemte forureningsbekæmpelsesformål. Dette skyldes, at afgiften skal afspejle
eksternaliteter ved vandindvinding og ikke et finansieringsbehov ift. beskyttelsestiltag.
Det diskuteres om rensning af drikkevand skal tillades i større udstrækning, uden at
der nås frem til nogen konklusion
356
Kommentarer
Generelt virker konklusionerne i kapitlet velunderbygget, og de underliggende
analyser er grundige og med skyldig hensyntagen til fejlkilder og usikkerhed. Det er
særligt prisværdigt, at hensigtsmæssigheden af EU-regler/tilskud og at hensigtsmæssigheden af finansieringsmodeller og beslutningsniveauer for offentlige myndigheder vurderes. Selv om offentlige myndigheder formodentligt forsøger at tage
samfundsøkonomiske, hensyn er det sandsynligt, at beslutninger og vurderinger
også påvirkes af de rammer og finansieringsmodeller myndighederne er underlagt.
Endelig gives en god diskussion og vurdering af det hensigtsmæssige i at kombinere
generel regulering med målrettet arealregulering.
Jeg syntes dog, at analyserne på nogle punkter er for snævert afgrænset, ligesom
man kunne have mere fokus på de kontrolproblemer, som nogle tiltag/reguleringer
indebærer.
Ift. grundvandsforurening er diskussionen af forsigtighedsprincippet god og en
diskussionen af tidsperspektivet og læring ift. negative effekter af pesticider er
nyttig. Navnlig er erkendelsen, at myndighederne per definition har mindre kendskab til de uheldige virkninger (både nedsivning miljø og sundhedsvirkninger) af
nye pesticider end de har om de gamle pesticider vigtig. Endvidere påpeger kapitlet
også, at pesticiders påvirkning af mennesker helt overvejene sker via fødevarer ikke via grundvandet/drikkevandet. Set i det lys savner jeg dog en lidt mere kritisk
diskussion af den nye pesticidafgiftomlægning. Det er formodentligt rigtigt, at
omlægningen af pesticidafgiften fra en værdiafgift til en afgift på skadevirkninger,
der går via nedsivning til grundvandet, giver en bedre afspejling af de eksterne
effekter, pesticiders brug medfører. Imidlertid trækker begge ovennævnte forhold i
en anden retning. Nye pesticider, hvis skadevirkninger vi har mindre information
om, burde derfor formodentligt pålægges en højere afgift end PBI tilsiger.
Mere kritisk er det dog, at PBI ikke inddrager pesticidrester i fødevarer. Hvis det,
som angivet i kapitlet, er rigtigt, at pesticidrester ikke medfører sundhedsrisici i
Danmark, kan man se bort fra denne effekt. Men der kan vel argumenteres for, at
forsigtighedsprincippet (der benyttes ift. miljøeffekter i kapitlet) - også bør anvendes ift. sundhedseffekter på mennesker. I så fald bør en pesticidafgift også afspejle
risikoen for sundhedseksternaliteter, som pesticidrester i fødevarer genererer. Jeg
savner en grundigere diskussion af dette og vurdering af, om den nye differentierede
pesticid afgift burde justeres for at afspejler sundhedseksternaliteter.
Fire arealtiltag ift. grundvandsbeskyttelse vurderes, og kapitlet konkluderer, at
skovrejsning og naturområder (hvor arealer tages helt ud af landbrugsdrift) er væsentligt mere omkostningseffektive end overgang til økologisk drift og sprøjtefri
landbrug. Dette skyldes primært rekreative værdier; men bemærkelsesværdigt er det
357
at nitrat og CO2 sidegevinster medfører, at skovrejsning er gratis selv uden rekreative værdier. I kapitlet findes en fin diskussion af usikkerhed og følsomhedsanalyser
viser, at pesticidfri landbrug aldrig er at foretrække. Samtidig påpeges, at kommunerne af finansieringsmæssige grund kan foretrække netop pesticidfri landbrug og
der er indikationer for dette i praksis. Dette er ganske nyttigt og tankevækkende.
Herudover anføres, (og beregninger forudsætter) at pesticidfri drift ofte kun vil blive
anvendt på en del af bedriften. Dermed vil der typisk forefindes sprøjte apparatur og
pesticider på bedrifter der har aftaler om sprøjte fri drift på dele af jorden. Dette kan
gøre det vanskeligt at kontrollere om aftaler om pesticidfri drift overholdes i praksis.
Hvis pesticidfri landbrug af den ene eller anden grund anvendes er det derfor
vigtigt, at aftalerne udformes så de kan kontrolleres i praksis. En diskussion/vurdering af kontrolmuligheder ved de forskellige tiltag ligesom i kapitel 1
kunne være nyttig
Ift. vandindvinding er det korrekt at anbefale en differentiering af vandafgiften
baseret på eksternaliteter ved indvinding og at afgiftsundtagelserne fr virksomheder
og landbrug bør fjernes. Her kunne måske påpeges, at landbrugets behov for vanding er stokastisk og afhængig af vejret hvilket formodentligt fører til (Wietzman
argumentet) at afgifter er et bedre styringsmiddel end den mængde regulering som
anvendes i dag baseret på indvindingstilladelserne. Endvidere ville en diskussion/vurdering af kontrolmuligheder ved forskellige reguleringstiltag, ligesom i
kapitel 1, have været nyttig (fx kan der være problemer med at kontrollere en vandafgift for landbrug).
Det er korrekt, at øremærkede finansieringsafgifter til beskyttelsestiltag bør fjernes;
men den formodentligt mest problematiske finansieringsafgift, nemlig vandafledningsafgiften, kunne være nævnt. Sammenhængen mellem omkostninger til rensning og forbrug af vand er formodentligt begrænset. Problemet nævnes i kapitlet,
men ikke i konklusion, - og man afgrænser sig fra det. Imidlertid er vandafledningsafgiften beløbsmæssigt langt større end de andre øremærkede afgifter og ligeledes
større end andre elementer af vandprisen. Den forvridning ift. vandforbruget, som
opstår som følge af dette, kan være vigtigere end de forvridninger, som diskuteres i
kapitlet. Hvis man således følger DØRS anbefalinger, uden at ændre vandafledningsafgiften, ville den samlede vandpris derfor formodentligt fortsat være meget
forvridende. Dette forhold kunne eventuelt diskuteres i en senere rapport. Herunder
kunne afklares, hvad vandmængden betyder for renseomkostningerne. Med den
valgte afgrænsning, burde problemer med vandafledningsafgiften understreges i
konklusionen.
Endelig savner jeg en diskussion af reguleringen i forbindelse med vandindvindingstilladelserne. Denne regulering rettes i princippet mod samme problemer som
en differentieret vandindvindingsafgift, og burde derfor indgå i analysen. Man
358
kunne måske have fokuseret kapitlets analyser på forurening af grundvandet og
skudt analyser af regulering af grundvandsindvending til senere, hvor man så havde
kunnet slække på den nok lidt for snævre afgrænsning.
359
360
ENGLISH SUMMARY
The present report from the Chairmen of the Danish Council of Environmental Economics contains three chapters
about surface water, ground water and economic growth
respectively.
Chapter I focuses on the Water Framework Directive and on
the protection of the aquatic environment from nitrogen
emissions, while chapter II deals with the protection of
ground and drinking water in Denmark. These two topics
have received much attention in the Danish environmental
debate and environmental policy in recent years. Chapter I
summarizes the Danish achievements in relation to the Water Framework Directive targets and also suggests a model
for how nitrogen emissions can henceforth be regulated so
as to minimise the costs of achieving good ecological status.
Chapter II contains calculations for cost-effective protection
of drinking and ground water against contamination by pesticides. In addition, the chapter contains a discussion on the
taxation of water consumption.
Chapter III takes a more global perspective in assessing the
relationship between the environment and economic
growth. The focal point in chapter III is on whether nature
sets limits to economic growth in the sense that either pollution or depletion of natural resources will cause economic
growth, in the traditional sense, to cease.
Chapter I: The Water Framework Directive
and Regulation of Nitrogen Emissions into
Coastal Waters
Under the Water Framework Directive Denmark, along with
all other EU member states, is committed to achieving good
ecological status in all water bodies by 2015, however, the
Directive provided for the possible extension of the deadline
to 2021 or 2027. Chapter I summarizes the Danish goal
attainments, with a special focus on nitrogen emissions
Kapitlet er færdigredigeret den 2. februar 2015.
361
English Summary. Økonomi og Miljø 2015
from agriculture into coastal waters. The chapter considers
the regulation of nitrogen from both a theoretical and applied point of view, exemplified through a case study of
Denmark’s largest river basin district, Limfjorden. These
considerations lead to a proposal for new Danish nitrogen
regulations. The proposed regulations aim to minimize the
welfare economic costs of meeting the goals of the Water
Framework Directive for Danish coastal waters.
Attainment of the goals in the Water Framework Directive
Despite improvements in the status of Danish water bodies,
only 2 per cent of coastal waters have thus far achieved the
goal of good ecological status. For rivers and lakes the goal
is achieved for 28 and 22 per cent, respectively. It is expected that just over 40 per cent of coastal waters and rivers
and 25 per cent of lakes will meet the goal by 2021 under
the policies already in place. Hence, increased effort is
needed in order to reach the goal of good ecological status
in all water bodies.
The improvement in the ecological status of coastal waters
will be achieved through a reduction of nitrogen emissions.
However, the deadline for fulfilling the goal has been postponed several times. The longer the ecosystems deteriorate,
the harder it is likely to be to reach a good ecological status.
If the deadline for fulfilment is postponed even further, the
effort needed to achieve good ecological status may be even
greater and more costly.
A greater effort is required to reach the common goals of
the Water Framework Directive in Denmark than in other
similar countries. This is in part due to geographical conditions, as Denmark has a long coastline and a large share of
coastal waters in relation to its land area, compared with
e.g. the United Kingdom, the Netherlands and Germany.
The most important reason, however, is the intensive agricultural production, as almost 60 per cent of Denmark’s
area is cropland. Consequently, nitrogen from the agricultural sector is the most important source of pollution in
Danish coastal waters. In addition, many of the coastal waters are naturally sensitive, as there is relatively little influx
362
English Summary
from open waters, and small river basins release nitrogen
swiftly from the land to the coast.
The Directive contains provisions for exemptions from
meeting targets in cases where the costs of doing so are
disproportionately large (the disproportionality principle).
The large reduction in nitrogen emissions needed to reach
the goal of good ecological status in Danish coastal waters
makes it particularly relevant for Denmark to consider
whether the costs are disproportionate. Such a consideration
should, to the greatest possible extent, be based on a quantification of the benefits of reaching a good ecological status
in order to enable a comparison of costs and benefits. It is
therefore recommended that the Danish authorities emphasize the assessment of the benefits of reaching a good ecological status in coastal waters.
In the most recent river basin management plans, currently
subject to public consultation, a large number of reduction
goals are postponed until after 2021 on the basis of disproportionately large costs. It is not, however, clear which criteria have been used to assess the disproportionality of the
costs. From a welfare economic perspective, the fact that
reaching an environmental objective is costly is not a sufficient criterion to determine whether reaching that goal is
advisable or not. To justify the use of the disproportionality
principle, the costs should greatly outweigh the benefits.
Regulation of nitrogen emissions
There is great geographical variation in the soil’s ability to
retain nitrogen and other nutrients (the soil’s retention). A
reduction in the amount of nitrogen applied to a low retention field reduces the emissions to the coastal waters by
more than the same reduction on a high retention field. Targeted nitrogen regulations reduce the use of nitrogen on
fields where the effect is greatest. Therefore, targeted regulations will enable the achievement of good ecological status at a lower cost than general regulations that impose a
proportional reduction in nitrogen use on all fields.
363
The chapter contains a case study of the costs of reducing
nitrogen emissions into Limfjorden through different
measures. The case study is carried out in cooperation with
the Department of Environmental Science/Danish Centre
for Environment and Energy at Aarhus University. The
analysis shows that it is 20-30 per cent more expensive to
reduce emissions through general regulation than through
targeted regulation. Previous Danish studies have found the
gains from targeted regulation to be of a similar magnitude.
The present nitrogen regulations in Denmark use a nitrogen
allowance system. The allowance granted to each farmer is
the private economically optimal amount of nitrogen for a
given crop on a given field, less a certain percentage that is
the same for all. The subtracted percentage is neither dependent on the choice of crop, nor on the retention of the
land. Hence, a farmer cultivating a crop that requires much
nitrogen is allowed to use more nitrogen than a farmer
growing a less nitrogen-demanding crop. This is not an
appropriate regulation, as it increases the welfare economic
costs of reaching a given reduction target.
The current nitrogen allowance regulation does not give any
incentive to reduce nitrogen use on sensitive fields with low
retention, from which most of the nitrogen is released into
the coastal waters. In principle, targeted regulations that
take into account the soil retention and choice of crop in the
calculation of each farmer’s nitrogen allowance could be
introduced. However, differentiation of the nitrogen allowances would give rise to private economic benefits from
circumventing the regulations. It would become profitable
to transfer nitrogen from fields that have a large allowance
to fields with a smaller allowance. Controlling for such
sidestepping of the regulation is difficult, and consequently,
differentiated allowances would be difficult to enforce.
The model calculations for the Limfjord river basin indicate
that differentiated nitrogen allowances are not an important
instrument for minimizing the costs of nitrogen reduction, at
least not when other targeted instruments are available.
Thus, differentiated nitrogen allowances are not advisable.
364
English Summary
Proposal for future regulation
Due to the inadequacy of the current nitrogen allowance
system and the enforcement issues related to differentiated
allowances, it is recommended that the nitrogen allowance
system be removed and replaced by a general tax on nitrogen. A nitrogen tax will achieve a given emission reduction
in a cheaper way than the allowance system, as it will both
give an incentive to lower the overall use of nitrogen as well
as to choose crops that are less nitrogen-demanding. Furthermore, a nitrogen tax is far simpler to administer than the
current nitrogen allowance system.
A general tax on nitrogen can achieve some of the reduction
necessary to reach the goal of good ecological status. However, as the reduction requirements differ geographically,
additional targeted measures are required to fulfil the goal.
It is therefore proposed that a market for quotas on emitted
nitrogen to the coastal waters in each of the 23 Danish river
basin districts be established. The number of quotas in each
district should reflect the level of emissions compatible with
the objectives of the Water Framework Directive. Each
farm must acquire a certain number of emission quotas to
cultivate a given crop on a given field. The emission quotas
can be understood as crop cultivation permits, whereby the
required number of quotas reflects the calculated emissions
to the coastal waters from cultivation and, thus, the environmental damage.
An illustrative example of the number of required quotas
can be made for two equally sized fields, A and B. The only
difference between them is the retention of the soil, which is
0.8 for field A and 0.2 for field B. From field A, 20 per cent
of the nitrogen leaching from the root zone will end up in
the coastal waters. For field B, 80 per cent of the leached
nitrogen will end up in the coastal waters. To cultivate the
same crop, the owner of field B has to buy four times as
many quotas as the owner of field A. Thus, the number of
365
required quotas depends on the retention of the soil and the
nitrogen surplus of the crop.1
Such tradable emission quotas will make it more costly to
cultivate crops with a large nitrogen surplus on fields where
much of the nitrogen ends up in the coastal waters. This will
give an incentive to redistribute the crops geographically, so
that nitrogen-demanding crops are cultivated in fields that
retain most of the applied nitrogen. On fields where much
of the nitrogen ends up in the coastal waters, there will be
an incentive to cultivate crops with a small nitrogen surplus,
or to take the field out of cultivation. The transferrable quotas can also encompass other area-specific measures, such
as catch crops, energy crops and the creation of wetlands.
It is therefore proposed that future regulation of nitrogen be
conducted through a combination of a general tax on nitrogen and tradable emission quotas, which reflect the nitrogen
burden of cultivation. These two instruments should replace
the current nitrogen allowance system. The given number of
emission quotas can either be auctioned by the state or
granted to the farmers prior to being traded. These alternatives will not affect the cost-efficiency of the regulation, but
will have different distributional implications. Replacing the
nitrogen allowances with a nitrogen tax will generate tax
revenue. In case there is a political desire to make the reform cost neutral, the revenue from this tax could be returned to the agricultural sector.
Chapter II: Groundwater, Drinking Water and
Pesticides
Clean water is important to the health of humans and nature.
Denmark differs from most other countries in that the supply of drinking water is almost entirely based on groundwater that does not need to be purified of pesticides.
1)
366
The nitrogen leaching from the root zone primarily to groundwater depends, among other things, on how much nitrogen is fixed
in the harvested crops and in the organic matter in the soil.
English Summary
Overall, there are two different potential environmental
problems associated with groundwater. The first concern is
contamination of groundwater by, e.g., pesticides and nitrates. The second is excessive abstraction of groundwater,
which is an issue in parts of Denmark.
Regulation of the use of pesticides
In the preventive efforts great emphasis has been put on
reducing the risk from pesticide use. Since the first national
Action Plan on Pesticides in 1986, Denmark has set targets
to limit the use of pesticides. However, the targets for agricultural use of pesticides have not been realized.
The amount of pesticides in the groundwater has increased
over time. This development should, however, be interpreted with caution, as the number of pesticides tested for has
also increased during the same period. In addition, the majority of these pesticide findings were related to pesticides
that are banned today. Pesticides were identified in more
than 40 per cent of monitoring points in Danish groundwater in 2012, and the drinking water requirement of 0.1 μg/l
was exceeded in 12 per cent of monitoring points.
The environmental impact of pesticide use is characterized
by the fact that the harm to the groundwater reserves of
using pesticides varies geographically, because different
areas have different geological properties. Geological variation means that some groundwater reserves are more exposed to pesticide contamination than others. This calls for
a mixture of policy measures to regulate the use of pesticides. The range of policy measures includes taxation of
pesticides, a general ban on certain types of pesticides and
local bans on the use of pesticides in certain areas. The advantage of a tax is that it reduces the incentive to use pesticides while allowing the user flexibility. However, in the
case of particularly harmful pesticides, a general prohibition
is more suitable, as the benefits of using these pesticides are
never commensurate with the damage they inflict on the
environment. Likewise, local bans on pesticide use in particularly pesticide sensitive areas may be more appropriate
than a general ban on all pesticides.
367
The Danish pesticide tax was changed in mid-2013. The
new tax depends on the environmental and health impact of
pesticides, implying a higher tax on the more environmentally hazardous pesticides. Overall, this is a sensible change,
which is also consistent with previous recommendations
from the Chairmanship of the Economic Council.
Parts of the agricultural area in Denmark are more sensitive
to pesticides, because there is a greater risk that pesticides
applied in these areas end up in the groundwater, or because
the areas are close to drinking water wells. This chapter
presents a new analysis of the economic costs of four different area management measures to protect the groundwater
in various pesticide sensitive areas throughout Denmark.
The four area management measures are:




Afforestation
Open natural landscapes
Organic farming
Pesticide-free farming
The analysis calculates the socioeconomic costs of implementing such initiatives in a number of specific case areas
with agricultural production. The calculation of economic
costs includes loss of earnings in farming as well as benefits
in terms of reduced pollution (fewer greenhouse gas emissions and better surface water environment) and increased
recreational benefits from afforestation and the establishment of new open natural landscapes. The benefits of mitigating the risks from pesticides in groundwater are difficult
to determine and have therefore not been included in the
analysis.
The analysis shows that afforestation and establishment of
open natural landscapes are the socioeconomic best area
management measures. The benefits in terms of increased
recreational value and reduced emissions of greenhouse
gases and of nitrogen to the aquatic environment overshadow the costs in terms of lost earnings from farming. In addition to protecting drinking and groundwater in pesticide
sensitive areas, these measures provide a benefit in themselves.
368
English Summary
There is geographic variation in the benefits of afforestation
or the establishment of open natural landscapes. The benefits are highest near larger cities. Therefore, it is recommended that area management measures be implemented
initially close to major cities.
The calculations were made for 50 different “case areas”,
which together represent only a very small part of Denmark
(0.1 per cent of the land area). The recreational value of
additional forest or natural landscapes will, however, diminish if these measures are implemented on a large scale. The
fact that there are large economic benefits from afforestation and open natural landscapes on a small scale, does not
automatically imply that there are the same economic benefits from afforestation and open natural landscapes on a
large scale.
Approximately ⅓ of the municipalities in Denmark have
already identified, or are in the process of identifying, sensitive areas located close to drinking water wells. Identifying
pesticide sensitive areas is a precondition for the effective
use of area management measures. It is therefore recommended that the identification process be accelerated.
Regulation of groundwater extraction
Excessive extraction of groundwater can have negative
effects on water bodies and affect flora and fauna, as well as
increase the risk of (natural) contamination of groundwater
resources. There is geographic variation in the external environmental cost of extraction. The extraction of water is
greater than the sustainable level in the Copenhagen metropolitan area and in other parts of Zealand, while extraction
in large parts of Jutland is relatively low compared to the
sustainable level.
Danish taxes on the consumption of water should be set at
levels that correct for the negative externalities of excessive
extraction in a given region. For instance, since the relationship between the extraction and the sustainable level of
groundwater varies geographically, so should the tax on
water. However, current taxes on water do not reflect these
369
negative effects, as a uniform tax is charged throughout
Denmark.
No analyses have been made of the marginal external cost of
extraction that can be used to accurately determine the appropriate level of tax on water in different parts of Denmark.
But based on the knowledge available, it is assessed that the
tax should be raised significantly in regions where extraction
is higher than the sustainable level and vice versa.
Some expenses related to protecting drinking water are financed through the price of water, partly by a temporary
earmarked tax and partly by including the costs of certain
preventive measures. This coupling between the price of
water and the financing of pollution abatement is not appropriate. The level of environmental taxes should only reflect
environmental impacts and environmental targets and not
reflect a need for financing. If expenses related to pollution
control are financed by a charge on water, it will lead to an
unintended distortion of water consumption. It is, therefore,
recommended that the current (temporary) earmarked tax
not be renewed and that the activities funded by this tax
instead are included in the general prioritization of public
spending.
Chapter III: Economic growth and the environment
Economic activity draws on natural resources and causes
pollution, and it is necessary to take account of these factors. Thus, one of today's key economic questions is whether nature sets limits on economic growth in the sense that
either pollution or depletion of natural resources will diminish or eliminate further growth in real GDP in the future.
This is the central question in chapter III.
A general perception among the public is that continued
economic growth is associated with higher pressure on nature in the form of more pollution and/or greater natural
resource use. However, economic growth does not necessarily imply a greater consumption of resources or more
harmful emissions. Economic growth measures the increase
370
English Summary
in the value of what we produce, and the value of our production may rise even if the purely physical input of natural
resources, measured in, e.g., tonnes or kilojoules, is constant
or falling. Changes in consumption patterns and technological progress will help to conserve resource use without necessarily requiring lower real wealth.
Environmental impact on economic growth
Continued economic growth with a fall in (or at least constant) resource use and pollution is possible if substitutability between natural inputs (resources in the broad sense,
including the environment) and man-made inputs is sufficiently good. Thus, substitution possibilities are a central
keyword for the issue of sustainable growth.
A very important mechanism to ensure that substitution
possibilities are used is that the increasing scarcity of resources leads to rising prices of the resource. Increasing
prices will contribute to savings on the use of resources in
production and consumption. At the same time, price increases will provide an incentive for research and development of alternative products and production methods that
use fewer resources. Rising prices of scarce natural resources will also increase the incentives for recycling and
make exploration for new finds more profitable.
Although the price signals are important, we cannot be confident that rising prices will be able to resolve problems of
resource scarcity in all cases and in the indefinite future. It
depends on how good the basic future substitution options
are. The future substitution possibilities are inherently unknown. It is, therefore, not possible to exclude that resource
scarcity will prevent further growth or even lead to falling
production one day. However, the experience for most important resources so far has been that substitution possibilities, in the broad sense, including the use of new technology
and the appearance of new discoveries, have been sufficiently good for economic growth to be maintained.
Thus, the problem of scarcity of natural resources has so far
not been of acute importance. Among other things, new
371
discoveries of many natural resources have meant that the
remaining reserves have not decreased despite the fact that
resources are consumed. For example, in 1980 it was estimated that the global oil reserves would stretch to 30 years
of continued consumption. In 2013 the equivalent estimate
was over 50 years. Continued technological research and
development, partly due to the expectation of rising prices,
has contributed to the increasing reserves of oil, despite a
significant increase in consumption in the intervening period. Similar upward revisions of the remaining reserves have
happened to many other resources.
The impact of growth on the environment
Climate change is probably the most important environmental problem facing the world at the moment. Calculations in
the chapter using the economic climate model DICE indicate that there is a need for significantly more stringent
climate policies at a global level than exist today. In the
baseline scenario presented, where the level of ambition for
global climate policy is not changed compared to today, the
temperature rises to six degrees above pre-industrial levels
in a few hundred years. To comply with the objective that
the average global temperature must not rise more than two
degrees, greenhouse gas emissions must be reduced. According to calculations in DICE, the necessary reduction in
emissions could be achieved by the introduction of a global
tax of 50 dollars per tonne of CO2 in 2015. This corresponds
to an eightfold increase in climate action compared to today.
According to DICE calculations, the tax would have to rise
further over the coming decades and must be over 270 dollars in 2060.
Although there are costs associated with an ambitious climate policy, they are far from a magnitude that prevents
continued growth in global GDP. The DICE calculations
show that cost-effective fulfilment of the two-degree target
will lead to global GDP being 2½ percent lower in 2050 and
almost 1 percent lower in 2100 than in a situation where the
level of ambition in climate policy is not changed compared
to today. When taking into account the economic value of
the climate damage that is avoided by living up to the two-
372
English Summary
degree target, the cost in 2050 is reduced to around 2 percent, and there will be a net gain of 1 percent by 2100 compared to the laissez-faire scenario. These effects can be described as rather small compared with the increase in per
capita consumption; in the baseline scenario the increase in
consumption per capita is over 400 per cent from 2010 to
2100. While there is great uncertainty associated with such
model calculations, the results are confirmed by a number
of other calculations and considerations, including the UN’s
Intergovernmental Panel on Climate Change.
Calculations based on the DICE model indicate that reducing global CO2 emissions bring improvements to welfare.
Based on the standard assumptions in the model, the twodegree target is too ambitious. The model, however, involves only a limited risk of extreme disaster scenarios and
the trade-off between current and future generations’ welfare is also debatable. All these factors indicate that the
baseline results in DICE are on the optimistic side in terms
of the need to prevent future climate damage. Taking this
into account, the two-degree target can be perceived as an
appropriate compromise between the interests of a continued increase in material wealth and the environment.
In most countries the production consists increasingly of
services and to a lesser degree of physical goods. Thus,
changes in the industrial structure contribute to a relatively
minor drain on natural resources. Of the total increase in
Danish GDP of 40 per cent since 1990, about 90 per cent is
due to growth in the private and public service sector. Only
one-tenth of the growth comes from the manufacturing industry and primary sectors.
Changes in the composition of demand and the industrial
structure are important for the consumption of materials and
natural resources. While total production in Denmark during
the past 20 years, as mentioned, increased by about 40 per
cent, there has only been a small increase in the total physical material consumption measured in tonnes over the same
period. The increase in material consumption calculated in
tonnes is, however, mostly due to an increase in consumption of heavy construction materials such as sand and grav-
373
el. On the other hand, the consumption of metals, fossil
fuels, etc. has decreased. These developments show that
economic growth is not necessarily accompanied by use of
extra materials.
It is debatable whether it is appropriate that politicians set
targets to reduce resource consumption. Concern for resource scarcity is an often used argument for governmental
interference. Basically, increasing scarcity of resources,
however, leads to rising prices, which gives incentives to
reduce consumption. The government should only intervene
if there are identifiable market failures in the price formation, or if the use of the resource leads to negative impacts on the environment that are not taken into account in
the price of the resource. In such cases, we should work to
resolve the issue at a global level, since a single country or a
small region can only do very little to affect global supply
and demand for resources.
GDP growth is not in itself a particularly good measure of
the development of national welfare and quality of life.
There are many well-known reasons for this. It is, therefore,
concerning to have an unconditional political objective to
maximize GDP without taking the possible costs of this
growth into account. These costs are, for example, loss of
leisure or a deterioration of the environment, health, distribution etc., which may also have important implications for
people's welfare. It is important to be aware of these tradeoffs when demands for action that may lead to a higher
GDP are discussed.
However, in many respects, GDP plays, for practical reasons, an important role as an indicator of a country's economic success. Since what you measure affects what you
do, it may have the consequence that there will be a bias
towards too much emphasis on material wealth compared to
other conditions.
In recent years there has been a growing recognition that it
is important to develop more nuanced objectives, which
cover various aspects of people's welfare better. Not least,
the Stiglitz-Sen-Fitoussi Commission, which was set up by
374
English Summary
French President Sarkozy, has put this aspect on the agenda.
Therefore, it is positive that on an international level there is
much work being done to develop better indicators of sustainability and green accounts. Goals such as genuine savings that involve several aspects other than those covered by
traditional savings concepts can be seen as part of this development.
375

Økonomi og Miljø 2015

Transcription

Similar documents

Fremtidens Vandrensning Henrik Tækker Madsen 25-11

Derfor skal du passe på bierne, når du sprøjter

Kombieffekter af hormonforstyrrende pesticider

Qooler M24i drikkevandskøler

I økologisk jordbrug bruger vi ikke pesticider. Denne rapport

Sag 12 - bilag 01.pdf

Spar penge på kvælstof til solbær

Økologisk Samsø – Lokal afsætning

Drikkevandsforsyning for fremtidige generationer