Økonomi og Miljø 2015
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 grund- og 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 ressource- og 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 grund- og 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 grund- og 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering 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 Resume. Økonomi og Miljø 2015 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 Resume. Økonomi og Miljø 2015 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 Grundvand, drikkevand og pesticider 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 Resume. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 grund- og 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 Resume. Økonomi og Miljø 2015 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. Den økonomiske vækst og miljøet 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 Resume. Økonomi og Miljø 2015 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 Resume. Økonomi og Miljø 2015 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 Resume. Økonomi og Miljø 2015 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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). I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 (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. I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.2 Næringsstoffer og opfyldelse af vandrammedirektivet 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.3 Udfordringer ved kvælstofregulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.3 Udfordringer ved kvælstofregulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.3 Udfordringer ved kvælstofregulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.3 Udfordringer ved kvælstofregulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 natur- og 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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, I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 Konstruerede minivådområder - 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.4 Virkemidler og nuværende regulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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). I.4 Virkemidler og nuværende regulering … 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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) Målrettet regulering Ikke-målrettet 7.800 7.800 81 106 630 830 Målrettet regulering 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 Målrettet regulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 Konstruerede minivådområder Randzoner I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 … 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 I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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). I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015). I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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. TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015). 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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: TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015). 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 Tilfældigt +/- 10 pct. 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. TargetEconN-modellen, jf. Hasler mfl. (2015). I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 Tilfældigt +/- 10 pct. 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 Tilfældigt +/- 10 pct. 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 I.5 Omkostningseffektivitet i reduktion af udledningen af kvælstof 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.6 En skitse til ny kvælstofregulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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). I.6 En skitse til ny kvælstofregulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.6 En skitse til ny kvælstofregulering 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.6 En skitse til ny kvælstofregulering (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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. I.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 I.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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. De Økonomiske Råd (2012): Økonomi og Miljø 2012. De Økonomiske Råd (2013): Økonomi og Miljø 2013. De Økonomiske Råd (2014): Økonomi og Miljø 2014. 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 for Miljø og Energi, Aarhus Universitet. Henriksen, P. (2012): Hvorfor er kvælstofudledning et problem i vandmiljøet? Kort beskrivelse af sammenhængen mellem kvælstofudledning til vandmiljøet og natur- og 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 for Miljø og Energi, Aarhus Universitet. 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 2014. Miljøministeriet. 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 grund- og 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 grund- og drikkevand, jf. Natur- og Landbrugskommis-sionen (2013). Beskyttelse af grund- og 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 grund- og drikkevand. Det er derfor relevant at undersøge, om arealbaserede tiltag ud fra en bredere samfundsøkonomisk betragtning kan ses som hensigtsmæssige virkemidler til beskyttelse af grund- og 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 grund- og 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 grund- og 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 grund- og drikkevand. Hvordan er det gået med målopfyldelsen for disse planer? Der bruges en lang række forskellige virkemidler til beskyttelse af grund- og 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 grund- og 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 grund- og drikkevand. Analysen dengang sammenlignede omkostninger og gevinster ved f.eks. generelle afgifter og målrettede arealtiltag til beskyttelse af grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.2 Tilstand og trusler 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 II.2 Tilstand og trusler 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 II.2 Tilstand og trusler 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.2 Tilstand og trusler 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og drikkevand. II.2 Tilstand og trusler 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.2 Tilstand og trusler 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.2 Tilstand og trusler 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.2 Tilstand og trusler 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 II.2 Tilstand og trusler 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. Thorling mfl. (2013). 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.2 Tilstand og trusler 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. Thorling mfl. (2013). 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. Thorling mfl. (2013). 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 grund- og drikkevand mod risikoen for pesticider. Udgangspunktet for afsnittet er, at der er mulighed for at afveje gevinster ved at beskytte grund- og 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 grund- og 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, grund- og drikkevand. 145 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.3 Fordele og begrænsninger ved forskellige tiltag og instrumenter 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 II.3 Fordele og begrænsninger ved forskellige tiltag og instrumenter 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.3 Fordele og begrænsninger ved forskellige tiltag og instrumenter 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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. II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 grund- og 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. II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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). II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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). II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider … 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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). II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.4 Eksisterende mål for og regulering af pesticider 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 grund- og 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 grund- og 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 grund- og 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 grund- og drikkevand samt en indikator for påvirkningen af biodiversiteten. Pågældende analyse sammenlignede imidlertid ikke fordele og ulemper ved for- 171 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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. II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 hold eller allerede eksisterende arealtiltag på dele af arealet i case-områderne, som har betydning for, hvad der helt konkret er mest hensigtsmæssigt. 174 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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. II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Økonomi og Miljø 2015 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 II.5 Omkostninger ved forskellige arealtiltag til beskyttelse af grund- og drikkevand 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 grund- og 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 grund- og 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 grund- og 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. II.6 Regulering af vandressourcen 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. II.6 Regulering af vandressourcen 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 II.6 Regulering af vandressourcen 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 II.6 Regulering af vandressourcen 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 II.6 Regulering af vandressourcen 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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. II.6 Regulering af vandressourcen 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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…”. II.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 II.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Økonomiske Råd (2004). 209 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 grund- og 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 grund- og 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). II.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 II.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 grund- og 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 grund- og 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 grund- og 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 II.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 II.7 Sammenfatning og anbefalinger 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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. De Økonomiske Råd (2009): Økonomi og Miljø 2009. De Økonomiske Råd (2010): Økonomi og Miljø 2010. De Økonomiske Råd (2014): Økonomi og Miljø 2014. 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 Miljøstyrelsen (2011): Redegørelse om jordforurening 2009. Miljøministeriet. 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 Grundvand, drikkevand og pesticider. Diskussionsoplæg Økonomi og Miljø 2015 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 natur- og 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 natur- og 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 natur- og 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 ressource- og miljøbegrænsningerne lægger på økonomien i forhold til et hypotetisk 245 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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. III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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- III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 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. Afgiften er angivet i 2010-priser. Beregninger på DICE. 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 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. 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Økonomiske Råd (2010). 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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. Beregninger på DICE. 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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. Beregninger på DICE. 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 Figur III.6 Industrielle emissioner Gigaton CO2 pr. år 60 Optimalt forløb Tograder 50 40 30 20 10 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. Beregninger på DICE. 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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. Beregninger på DICE. 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 Figur III.8 Industrielle emissioner 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. Beregninger på DICE. 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 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. I Sternforløbet anvendes en lavere diskontering end de normale DICEantagelser. Beregninger på DICE. 263 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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. Beregninger på DICE. 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Lav befolkningsvækst 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. Beregninger på DICE. 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Lav befolkningsvækst 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. Beregninger på DICE. 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- III.3 Klimaet og den økonomiske vækst ningsændringerne, når klimapolitikken tilrettelægges. Dette skyldes, at det hensyn, man tager til generationer, der lever på forskellige tidspunkter, i DICE afhænger af generationernes størrelse. Figur III.13 Industrielle emissioner Gigaton CO2 pr. år 50 45 40 35 30 25 20 2010 Anm.: Kilde: Optimalt forløb Lav befolkningsvækst 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. Beregninger på DICE. 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Her sammenlignes to forløb, hvor der føres optimal global 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. Beregninger på DICE. Figur III.15 Industrielle emissioner Gigaton CO2 pr. år 50 40 30 20 10 2010 Anm.: Kilde: Optimalt forløb Større klimaskader 2030 2050 2070 2090 Her sammenlignes to forløb, hvor der føres optimal global 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. Beregninger på DICE. 271 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.3 Klimaet og den økonomiske vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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. III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst Vækst i den økonomiske velstand bliver ofte kædet sammen med forbrug af naturens ressourcer som eksempelvis fossile 274 III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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. III.4 Naturressourcer og økonomisk vækst 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 ressource- og 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 økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 bygge- og 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. III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressource- og miljøperspektiv 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressource- og miljøperspektiv 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 Figur III.21 Indenlandsk materialeforbrug Mio. ton 200 175 Andre produkter Fossil energi Ikke-metalliske mineraler Metalliske mineraler 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 bygge- og 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 III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressource- og miljøperspektiv Figur III.22 Dansk materialeforbrug af ikke-metalliske mineraler og biomasse Ikke-metalliske mineraler 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. Danmarks Statistik, Statistikbanken. 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 Figur III.23 Dansk materialeforbrug af fossil energi og metaller Fossil energi Mio. ton 50 40 Samlet Olie Bunkring Metalliske mineraler 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. Danmarks Statistik, Statistikbanken. 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 III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressource- og miljøperspektiv 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. Danmarks Statistik, Statistikbanken. 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 bygge- og 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 økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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. III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressource- og miljøperspektiv 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 Økonomiske Råd (2008). 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Danmarks Statistik, Statistikbanken. 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. III.5 Danmarks økonomiske vækst i ressource- og miljøperspektiv 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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. De Økonomiske Råd (2010): Økonomi og miljø 2010. De Økonomiske Råd (2012): Økonomi og miljø 2012. De Økonomiske Råd (2013): Økonomi og miljø 2013. De Økonomiske Råd (2014): Økonomi og miljø 2014. 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Den økonomiske vækst og miljøet. Økonomi og Miljø 2015 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og drikkevand i forskellige pesticidfølsomme områder rundt omkring i Danmark. Der er set på følgende tiltag: Skovrejsning, åbne naturområder, økologisk landbrug og pesticidfri landbrug. 322 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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. Grundvand, drikkevand og pesticider 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 grund- og 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer Udpegning af særligt pesticidfølsomme grund- og drikkevandsområder er en forudsætning for at kunne realisere gevinsten ved arealtiltag. Udpegningsprocessen bør derfor styrkes. Den økonomiske vækst og miljøet 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering 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. Grundvand, drikkevand og pesticider 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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: Vandrammedirektivet og kvælstofregulering 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 grund- og 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Vandrammedirektivet og kvælstofregulering 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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. Grundvand, drikkevand og pesticider 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Grundvand, drikkevand og pesticider 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer Den økonomiske vækst og miljøet 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 natur- og 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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-, ressource- og 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 grund- og 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer 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 Skriftlige indlæg fra rådets medlemmer. Økonomi og Miljø 2015 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 English Summary. Økonomi og Miljø 2015 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 English Summary. Økonomi og Miljø 2015 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 English Summary. Økonomi og Miljø 2015 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 English Summary. Økonomi og Miljø 2015 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 English Summary. Økonomi og Miljø 2015 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 English Summary. Økonomi og Miljø 2015 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
© Copyright 2024