Nybrev 46.indd - Info - Aarhus Universitet

info.au.dk

Nybrev 46.indd - Info - Aarhus Universitet

NUMMER 46

F E B R U A R 2 0 0 1

Stok eller gulerod?

Virkemidler i miljøpolitikken

Del 2

MILJØFORSKNING

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M


OBS

OBS

Nye telefonnumre til Det Strategiske

Miljøforskningsprograms sekretariat

Hovednummer 8620 5083

Bo Bjerre Jakobsen 8620 5082

Pia Abrahamsen 8620 5083

NR 46

SIDE 2

Helle Ørsted Nielsen 8620 5084

Søren Larsen 8620 5085

OBS

OBS

OM DETTE NUMMER

Dette blad er anden del af et temanummer af

Miljøforskning om miljøpolitiske virkemidler.

Temanummerets første del er nummer 45.


M I L J Ø

I N D H O L D S F O R T E G N E L S E

INDLEDNING

4

Bæredygtighed, reguleringsform

og virkemidlernes

ef fektivitet

Af Ellen Margrethe Basse og Peder Andersen

SEKTION 4

ERSTATNING,

PLANL ÆGNING OG TILSYN

20

Erstatningsansvar og farligt

af fald

Af Per Andersen og Tanja Nissen

F O R S K N I N G

SEKTION 3

FRIVILLIGE AFTALER

OG MILJØSTANDARDER

24

Planlægning - retlige rammer

for regulering af den fremtidige

arealanvendelse

Af Helle Tegner Anker

8

Frivillige af taler som virkemiddel

i energiregulering

Af Signe Krarup

NR 46

SIDE 3

11

Institutionelle betingelser

for ef fektive miljøaf taler

Af Martin Enevoldsen

28

Ef fekter af forskellige tilsynsstrategier

på landmændenes

ef terlevelse af Vandmiljøplanerne

Af Søren Winter

15

Standardbaserede virkemidler

- i et miljøretligt perspektiv

Af Birgitte Egelund Olsen

34

Bestilling af materiale fra

Det Strategiske

Miljøforskningsprogram

17

Miljømærkning

- som middel til fremme af

miljø og samhandel

Af Ellen Margrethe Basse og Sanford E. Gaines

35

Forfatteroplysninger

Miljøforskning nr 46

36

Ny miljødatabase

K O L O F O N

MILJØFORSKNING:

Nyhedsbrev for

Det Strategiske

Miljøforskningsprogram

Nr. 46, februar 2001

ISSN 0907-4678

REDAKTION:

Peder Andersen

Helle Ørsted Nielsen (ansv.)

LAYOUT:

Søren Larsen

OPLAG:

3400

TRYK:

Zeuner Grafisk as,

Århus,

Trykt på 115 g

Arctic Volume med

100% vegetabilske farver

RETURADRESSE:

Det Strategiske

Miljøforskningsprogram

Forskerparken

Gustav Wieds Vej 10 C

8000 Århus C

Eftertryk af artikler kun

tilladt efter aftale

KONTAKT TIL SEKRETARIATET:

Tlf.: 86 20 50 83

Fax: 86 13 59 10

E-post: smp@smp.au.dk

Internet: http://smp.au.dk


Indledning

Bæredygtighed, reguleringsform og virkemidlernes effektivitet

Af Ellen Margrethe Basse og Peder Andersen

D

Denne 2. del af temanummeret Stok eller Gulerod? Virkemidler i miljøpolitikken

fokuserer på administrative og juridiske virkemidler samt virkemidler,

der bygger på selvforvaltning. Temanummerets første del, der udkom i december

2000, omhandlede bæredygtighed og økonomi samt økonomiske

virkemidler i miljøpolitikken. Indledningen fra del 1 gentages her for at give

læseren overblik over temanummerets røde tråd.

NR 46

SIDE 4

Samlet illustrerer de to numre af

Miljøforskning om virkemidler i miljøpolitikken

nogle af de styrings- og

påvirkningsmidler, myndighederne

kan anvende for at sikre en opfyldelse

af politiske målsætninger,

herunder en målsætning om en bæredygtig

udvikling.

Valget af virkemidler, der varetager

miljøhensyn, er ikke kun et anliggende

for miljømyndigheder,

men er også relevant for andre sektormyndigheder.

Dette forhold begyndte

for alvor at slå igennem efter

1988, hvor regeringen fulgte op

på Brundtland-kommissionens rapport

om bæredygtig udvikling. Det

er vigtigt at forstå, at de ændringer,

der hermed er tale om, grundlæggende

kan ændre reguleringsformen,

idet miljøreguleringen skal integreres

i den generelle lovgivning

og i den økonomiske politik.

Rådighedsret

eller styring

Den direkte rådighed, som kan opnås

af staten i kraft af en ejendomsret

(f.eks. over skovarealer og kontinentalsokkel),

indebærer en betydelig

- men ikke en total frihed - i

prioriteringen af miljøværdier.

Som en ret direkte styringsmulighed

kan også fremhæves den indflydelse,

staten og kommuner har i

kraft af, at de optræder som ejere af

selskaber og som storforbrugere

(indkøbere) af varer og tjenester,

der har betydning for ressourceforbrug

og forurening.

I den udstrækning staten og/eller

kommuner ikke selv har rådighed

over de relevante naturressourcer

eller de relevante produktionsmidler,

er deres adgang til at øve direkte

og indirekte indflydelse på andres

beslutninger bestemt af de

kompetencer, de har til at foretage

styring, til at stille faciliteter til rådighed

samt til holdningspåvirkning

og information.

Miljølovgivningen er nok mere

end anden lovgivning præget af

eksperimenter med en meget bred

vifte af gamle og nye virkemidler.

Alle sektorområder

Den eksplosive vækst, der har præget

miljøreguleringen gennem de

seneste 20-30 år, indebærer, at alle

typer af erhver vsvirksomhed, forbrug,

udøvelse af rekreative aktiviteter

samt lokalisering af anlæg,

boliger m.v. er omfattet af miljøreguleringen.

Formen er forskellig fra

sektor til sektor. Det er bl.a. begrundet

i forskellige traditioner -

retlige, økonomiske såvel som politiske.

Også magtstrukturen inden

for de enkelte sektorer har betydning

for, hvordan miljøhensyn vægtes

og accepteres.

Vigtigst er det, at nogle sektorer

er meget forurenende. Andre sektorer

forbruger virkelig mange af de

fælles ressourcer. Endelig er der

nogle, der blot bidrager til forurening

og ressourceudnyttelse i moderate

former.

De mest forurenende sektorer

har gennem mange år været reguleret

miljømæssigt - andre er først på

det seneste blevet omfattet. Som

eksempel på en efterhånden mangeårig

regulering skal især fremhæves

reguleringen af industriens miljøforhold.

Flere

samtidige traditioner

Miljøreguleringen er i dag en blanding

af gamle traditioner og nye

løsningsmodeller. Der er traditioner

helt tilbage fra tiden fra grundlovens

vedtagelse i 1850, som stadig

præger de retlige vurderinger -

samtidig med at der eksperimenteres

med mange helt nye virkemidler.

Man sondrer traditionelt mellem

den første generation af virkemidler,

der blev indført i perioden fra

1850’erne og frem til 1970’erne,

den anden generation, der blev indført

under den første store miljøog

planreform (med hovedvægten

på regulering af fast ejendom) samt

den tredje generation af virkemidler,

som startede op i 1990’erne, og

som stadig kommer til i nye former.

I den sidstnævnte er diffuse kilder,

råstofbeskyttelse og markedsbaseret

styring kommet i fokus. Indsigt

hos beslutningstagerne i årsagerne

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

til forskellige miljøproblemer samt

kendskab til de relevante løsningsmuligheder

er en forudsætning for

hensigtsmæssige beslutninger og

miljøbevidst adfærd - derfor er især

de informative og processuelle virkemidler

blevet en meget central

del af den moderne miljøregulering.

Der er også introduceret

nye regler om databeskyttelse

og immaterielle

rettigheder. Sådanne

virkemidler er indført

på grund af de

behov, der er for

privatfinansieret

forskning i de risici,

der er forbundet

med

kemikalier og

genteknologi.

En sådan

forskning er

omkostningskrævende

-

derfor må den

kunne afskrives.

Flere

kategorier

Hovedsondringer

drages mellem

de økonomiske

henholdsvis de

administrative virkemidler.

De administrative virkemidler omfatter

bl.a. de fysiske virkemidler

som den infrastruktur, der er bl.a.

for håndtering af affald og rensning

af spildevand. Til de administrative

virkemidler hører også de traditionelle

juridiske normer (generelle

regler og konkrete afgørelser), f ysiske

planer i bred forstand, aftaler

mellem myndigheder og private,

klassificeringer og standarder

samt processuelle og informative

virkemidler. De fleste af de nævnte

administrative virkemidler er direkte

retligt forpligtende for beslutningstagere.

Nogle anvendes som

led i etablering af et par tnerskab

mellem den offentlige

og den private

sektor - herunder

som led i fremme

af visse

former

for

selvfor valtning.

De økonomiske virkemidler er som

udgangspunkt mere indirekte. De

enkeltes betalingsforpligtelse forudsættes

at være afhængig af den

miljøbelastning, deres aktiviteter

m.v. indebærer. Som traditionelle

økonomiske virkemidler indgår

grønne afgifter, gebyrer og støtteordninger.

Som mere moderne virkemidler

anvendes bl.a. omsættelige

kvoter og impact fees. Målsætningen

med brug af sådanne virkemidler

er at få aktørerne til at se en

økonomisk fordel i at nedbringe ressourceforbruget

og brugen af miljøfremmede

stoffer m.v.

Erstatnings-

og

lignende betalingsforpligtelser

ligger i

grænseområdet

mellem de juridiske

og økonomiske

virkemidler. Erstatningsansvaret

har således

samme basis

som de normative. Det

er baseret på direkte

handleforpligtelser og

forbud. Fælles med de

økonomiske er reaktionen

i form af økonomiske

konsekvenser

samt det økonomiske

incitament, det

er baseret på.

Selvforvaltning

Der er situationer,

hvor det er

virksomhederne

og deres

brancheorganisationer,

der primært

fastlægger de konkrete

valg af virkemidler.

Det gælder f.eks. ved

brug af miljøledelsessystemer

(ISO og EMAS) og miljøaftaler.

Ordningerne tilsigter at »nyttiggøre«

virksomhedernes interesser i

at konkurrere på grønt image og/

eller opnå direkte besparelser.

Teknologivalg og -udvikling er i

øvrigt også anliggender, der primært

henhører under den private

sektor. Typisk vil myndigheders viden

være relativt begrænset, idet

den er baseret på de aktuelt anvendte

teknologier og produktionsformer.

Blander myndighederne sig

derfor i valget mellem flere mulige -

og forsvarlige - teknologier gennem

meget præcise krav, vil løsningen

ikke nødvendigvis indebære, at der

bliver tale om de miljømæssigt, teknisk

og økonomisk bedste løsnin-

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 5


NR 46

SIDE 6

ger. Samtidigt vil myndighederne

ved brug af præcise krav til teknologivalg

på uheldig måde kunne gribe

ind i konkurrenceforholdene mellem

forskellige producenter af teknologisk

udstyr m.v.

Det offentliges funktion i forbindelse

med teknologi- og produktudviklingen

er primært at bidrage

til at sikre den fornødne infrastruktur,

de retlige og økonomiske incitamenter

til en miljømæssig forsvarlig

produktion, rammer for certificerings-

og akkrediteringssystemer

samt et uddannelses- og forskningsmiljø

på et højt internationalt

niveau.

Globalisering

- samspil mellem økonomi,

teknologi og miljø

Teknologiudvikling, samhandel og

miljøproblemer indebærer nye afhængighedsforhold

og nye løsningsmuligheder.

Den moderne

miljøpolitik - og de værdier den beskytter

- er præget af den globalisering,

som er en del af de samfundsmæssige

betingelser, der præger

livet i Danmark. Vigtige udviklende

faktorer er de åbne og integrerede

markeder for bl.a. kemiske

stoffer, genmodificerede

organismer

samt de grænseoverskridende

miljøproblemer,

der er et resultat

af teknologudvikling

og samhandel.

Særlig central i en

global vurdering af

miljøreguleringen er

de forudsætninger

om harmonisering af

miljøkrav, forbud mod

kvantitative importog

eksportrestriktioner

og forbud mod

statsstøtte, som begrænser

de nationale

(og regionale) reguleringskompetencer

og

skøn. Der er både i EU

og i regi af WTO opstillet

regler for afvejningen

af globale/ regionale

samhandelshensyn

over for regionale/nationale

miljøhensyn.

Protektionistiske

regler m.v. skal

forhindres - også hvor

de har karakter af

miljøregler. Det skal

nævnes, at pligten til

teknologioverførelse

og pligt til at dele

teknologisk viden

med andre, immaterielle

rettigheder m.v.

er centrale eksempler

på teknologiens relevans

i forbindelse

med moderne miljøregulering.

Brugen af mere eller

mindre frivillige

standarder er et centralt

eksempel på teknologiens

stigende

betydning samt selvfor

valtningens relevans

ved fastlæggelse

af fælles krav og retningslinier.

Globaliseringen

kan dog også give

nye muligheder med

hensyn til at bruge

markedsorienterede

reguleringsformer. Et oplagt eksempel

er handlen med forureningskvoter,

når forureningen har

international karakter som f.eks.

CO2-udledning. Men også her gælder

det, at internationale aftaler og

overholdelse af disse er essentiel

for at løse miljøproblemerne.

Temanummeret

Temanummeret viser, at de enkelte

virkemidlers relevans og effektivitet

afhænger af miljøproblemets

karakter, den regulerede sektor og

reguleringsniveauet, det være sig

regionalt, nationalt eller internationalt.

Artiklerne bygger på dele af

forskningen i miljøpolitiske virkemidler,

der er foregået ved de tre

centre under SMPs delprogram

Samfundsvidenskabelig Natur-, Miljøog

Energiforskning: Samfund, Økonomi

og Miljø (SØM), Center for Analyser,

Modeller og Regnskaber (AMOR)

og Center for Samfundsvidenskabelig

Miljøforskning (CeSaM).

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 7


Frivillige aftaler

som virkemiddel i energiregulering

Af Signe Krarup

NR 46

SIDE 8

Introduktion

Igennem de senere år har man såvel

i Danmark som i andre lande set en

stigende anvendelse af frivillige aftaler

på energiområdet. Fremkomsten

af frivillige aftaler på energiområdet

adskiller sig fra andre traditionelle

virkemidler som afgifter

og standarder. Frivillige aftaler er

skabt af industrien og politisk-administrative

beslutningstagere som

respons på et samfundsmæssigt behov

for at finde virkemidler til at

opnå reduktioner i miljømål uden at

overbebyrde industrien. Disse mål

vil typisk være reduktioner i CO 2

-

emissioner, et lavere energiforbrug

eller forbedret energieffektivitet.

På denne måde er frivillige aftaler

snarere skabt på markedet end i

miljøøkonomiske lærebøger. Dette

er en af årsagerne til, at der først i

de senere år er fremkommet såvel

teoretiske som empiriske evalueringer

af aftaler, der muliggør en vurdering

af, om aftaler medfører nogle

effekter, og om dette sker på en

økonomisk efficient måde.

Generelt fremhæver økonomer

afgifter som en optimal måde at regulere

forurening på. Og dette er

måske også tilfældet i en verden,

hvor der er fuldkommen information,

og der ikke eksisterer nogen

former for hverken politiske eller

administrative barrierer for at vælge

og anvende afgifter. Eller sagt på

en anden måde: “If regulators acted

ever y where in the public interest,

and if public regulation were costless

to introduce and enforce, there

would be little scope for voluntar y

agreements as a form of economic

regulation” (Sunnevåg, 1998). Men

virkeligheden ser anderledes ud.

Ofte kender den offentlige myndighed

ikke til virksomhedens energibesparelsesmuligheder

herunder

omkostninger ved at spare på energien.

Dette vanskeliggør en optimal

målfastsættelse for hver enkelt

virksomhed. Desuden har det vist

sig politisk meget vanskeligt at indføre

grønne afgifter. Derfor er

spørgsmålet, om man ved at anvende

aftaler kan opnå nogle miljøeffekter

på en efficient måde, når disse

forskellige markedsimperfektioner

er til stede.

En definition

Typisk plejer man at skelne mellem

to typer frivillige aftaler, forhandlede

aftaler (negotiated agreements)

og offentlige frivillige programmer

(public voluntar y programmes).

I en forhandlet aftale er der forhandlinger

mellem industrien (eller

en virksomhed) og en offentlig national

myndighed om aftalens indhold,

typisk målsætninger for energibesparelser

eller energieffektivisering.

Her er et eksempel de danske

aftaler om energieffektiviseringer.

Sådanne forhandlinger er der

ikke, når der er tale om et offentligt

frivilligt program. Her underskriver

virksomhederne eller industrien en

aftale, der allerede er udformet af

den offentlige myndighed. Eksempler

på offentlige frivillige programmer

er det engelske Making a

Corporate Commitment Campaign

og det svenske EKO-energi. Forskellen

mellem de to typer aftaler er

desuden, at forhandlede aftaler ofte

er mere strukturerede og bl.a. indeholder

procedurer for kontrol og

sanktioner. Aftalen vil typisk være

en kontrakt, der specificerer begge

parters forpligtelser. Målsætningerne

relaterer sig til energisektoren

og drejer sig typisk om konkrete

forbedringer i energieffektiviteten,

dvs. mindre energiforbrug per produceret

enhed. I de danske aftaler

om energieffektiviseringer er aftalerne

indgået mellem Energistyrelsen

og enkeltvirksomheder eller (i

få tilfælde) brancheorganisationer.

Aftalen specificerer de energibesparelsesinitiativer,

som virksomhederne

skal gennemføre over en

treårig periode. Disse omfatter såvel

investeringer som indførelse af

energiledelse.

Krav til effektive aftaler

Det spørgsmål, der så efterfølgende

dukker op, er, om frivillige aftaler

nu også er en hensigtsmæssig

måde at regulere virksomhedernes

energiforbrug og CO 2

-emissioner

på. Kan man opnå energibesparelser

og en reduceret CO 2

-emission

ved at anvende frivillige aftaler? Og

i givet fald på en effektiv måde? Såvel

den teoretiske litteratur som de

empiriske undersøgelser af frivillige

aftaler tyder på, at visse krav må

være opfyldt for, at frivillige aftaler

har nogen effekt (se f.eks. Krarup &

Ramesohl, 2000; Krarup, 2000).

Der har kun været få evalueringer

af aftalers effektivitet og efficiens.

Problemet er, at det er svært og

problematisk at måle såvel effekter

som de omkostninger, der er forbundet

med anvendelsen af et enkelt

virkemiddel, og dette gælder

også for frivillige aftaler. For det

første er det vanskeligt at udskille

effekter og omkostninger ved et

virkemiddel, hvis det område, der

reguleres, f.eks. industriens energiforbrug,

bliver reguleret ved hjælp

af flere virkemidler samtidig. For

det andet er det vanskeligt at estimere,

om aftalerne medfører effekter,

der ligger ud over “business-asusual”

i industrien. Med andre ord

er spørgsmålet, om aftalerne medfører

effekter, der ligger ud over

dem, industrien ville have opnået

uden aftalerne, men som blot skyldes

teknologiske fremskridt mv.

Derfor kan man pege på mindst

tre forhold, der skal være til stede,

for at man kan for vente, at aftalerne

medfører miljømål, der ligger ud

over “business-as-usual”.

For det første er det vigtigt, at

forhandlingerne om miljømålene

inddrager tredjeparter, f.eks. miljøog

forbrugerinteresser, så man undgår,

at aftalerne i for høj grad tilgodeser

industriens interesser på bekostning

af miljøet. Dette er især

vigtigt, hvis der er en meget industrivenlig

regering.

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 9

For det andet er det vigtigt, at

man forud for målfastsættelsen indhenter

information om industrien,

så man kan få et overblik over potentialet

for energibesparelser herunder

omkostningerne ved dette.

Dette kan f.eks. gøres gennem

energisyn af virksomhederne og udveksling

af information. Også når

der er tale om brancheaftaler, er

det vigtigt med denne information

om enkeltvirksomhederne.

For det tredje kan eksistensen af

en eksplicit trussel om anden regulering

i tilfælde af, at aftalerne enten

ikke indgås, eller at målene i aftalen

ikke nås, styrke myndighedens forhandlingssituation

i forhold til industrien

og dermed sikre, at industrien

forpligter sig til høje miljømål.

Ud over en ambitiøs målfastsættelse

er det nødvendigt, at industrien

og den offentlige myndighed er

bekendt med deres forpligtelser og

ansvar som følge af aftalen. I forbindelse

med brancheaftaler er der

risiko for free-riders, hvis ikke branchens

medlemsvirksomheder er forpligtet

gennem aftalen.

I mange brancheaftaler er det

uklart, hvorledes medlemsvirksomheder

er forpligtet gennem brancheaftalen.

Dette er især et problem,

hvis målsætningerne i brancheaftalen

er ambitiøse og dermed

byrdefulde for virksomhederne. Opstilling

af målsætninger eller energibesparelsesplaner

for enkeltvirksomheder

er en måde at løse dette

på. Her skal man dog være opmærksom

på, at dette medfører en del

omkostninger for virksomhederne

og den offentlige myndighed, dels

omkring målfastsættelse for enkeltvirksomheder,

dels omkring den efterfølgende

kontrol med, om virksomhederne

overholder aftalen.

Desuden må den offentlige myndighed

være i stand til at forhandle,

administrere, kontrollere og håndhæve

aftalerne i tilfælde af, at de ikke

overholdes. I tilfælde, hvor der

ikke er den nødvendige ekspertise,

bør andre parter involveres. I tilfælde

af at der er problemer med implementeringen

af aftalerne, er det

også vigtigt, at myndigheden afhjælper

de problemer eller mangler,

der afstedkommer dette. Hvis det

skyldes, at virksomhederne ikke

overholder aftalen, må myndigheden

også have mulighed for at

håndhæve dette i forhold til virksomhederne.

Hvis disse krav er opfyldt, taler

det for, at aftaler kan have effekt på

industriens energiforbrug, der ligger

ud over, hvad man ellers ville

have opnået. Derimod er det mere

usikkert, om aftalerne er omkostningsefficiente.

Meget taler for, at

aftaler, der er forholdsvis strukturerede

med kontrol og håndhævelse,

ofte er de aftaler, man må for vente

virker bedst, og dette peger på en

positiv sammenhæng mellem effekter

og de administrative omkostninger,

der er forbundet med implementeringen

af aftaler.

Frivillige aftaler

som del af et policy mix

Ofte fremføres det, at man ved at

anvende aftaler udskyder anvendelsen

af andre virkemidler. Hvis man

studerer aftaler på energiområdet,

ser man imidlertid, at aftaler ikke er


NR 46

SIDE 10

et “stand-alone” virkemiddel, men

ofte kombineres med andre virkemidler.

Dette har flere formål. I de

danske aftaler er aftalesystemet

tæt knyttet til CO 2

-beskatningen af

virksomhedernes energiforbrug.

Energiintensive virksomheder har

mulighed for at vælge mellem at

betale den fulde CO 2

-skat eller at

vælge at indgå en aftale, hvilket vil

udløse en rabat på deres afgiftsbetaling.

Aftaler indgår således i en

menu af virkemidler, som virksomhederne

kan vælge imellem. Her vil

økonomer hævde, at man ved at give

virksomheder dette valg sikrer,

at virksomhederne vælger den løsning,

der for dem er mest omkostningsefficient.

Dette betyder også,

at man ikke behøver information

om virksomhederne for at sikre efficiente

energibesparelser. Se f.eks.

Chidiak (1999) eller Millock (1999)

for en uddybning af dette.

Alternativt kombineres aftaler

oftest med energisyn eller miljøanalyser.

Formålet med dette er, at

den offentlige myndighed gennem

f.eks. energisynet indhenter information

om virksomhederne, så målene

i aftalerne kan blive fastsat under

hensyntagen til det energibesparelsespotentiale,

der er i virksomhederne.

Derved kan man bedre

sikre, at målsætningerne bliver ambitiøse.

Hvis aftaleperioden er lang,

er det dog vigtigt, at aftalerne genforhandles

for at tage højde for ændringer

i energibesparelsesmuligheder

og omkostninger ved dette.

Dernæst kombineres aftaler ofte

med andre virkemidler for derigennem

at give virksomhederne incitamenter

til at indgå en aftale. Dette

kan være ved at give virksomheder

mulighed for at opnå teknisk bistand

eller økonomisk støtte til at

gennemføre energibesparelser eller

energieffektiviseringer. Begge dele

kan give virksomhederne motivation

for at indgå en aftale. I visse tilfælde

kan virksomheder, der indgår

en aftale, undgå anden regulering.

Dette gælder f.eks. i det danske tilfælde,

hvor virksomhederne undgår

at betale den fulde CO 2

-afgift. Hvis

virksomhederne ikke overholder aftalen,

vil de imidlertid blive pålagt

at betale den fulde afgift. Denne

trussel om anden regulering er således

også et væsentligt argument

for virksomhederne til at indgå en

aftale.

Til sidst skal det nævnes, at fordelen

ved at bruge aftaler er, at aftaler

nogle gange kan bruges til at

regulere områder, det ellers er vanskeligt

eller umuligt at regulere ved

hjælp af andre virkemidler. Under

alle omstændigheder er det dog

vigtigt at gøre sig klart, hvilken rolle

aftaler har, når de kombineres

med andre virkemidler. Er de det

eneste virkemiddel, eller supplerer

de andre virkemidler på visse områder?

Konkluderende bemærkninger

Den største fordel ved frivillige aftaler

er måske, at de i praksis har

vist sig at være realistiske. Desuden

har det vist sig, at anvendelsen af

aftaler ikke betyder udskydelse af

nødvendige radikale indgreb, idet

aftaler oftest går hånd i hånd med

andre virkemidler. Med hensyn til

efficiens og omkostningseffektivitet

ligner aftaler andre virkemidler

fra det virkelige liv, som jo typisk

også lader meget tilbage med hensyn

til efficiens og omkostningseffektivitet.

Dog har det vist sig, at

aftaler i visse situationer bidrager

til at opnå effekter i industrien, der

ellers ikke ville have været opnået.

Referencer

v Chidiak, Martina (1999): The choice

between a tax and a “menu voluntary

agreement” under asymmetric information.

Paper presented at the CAVA

workshop on “The Efficiency of Voluntar

y Approaches”, May 25-26,

1999, Copenhagen, Denmark.

v Krarup, S. (2000): Can Voluntary Approaches

Ever be Efficient? Journal of

Cleaner Production, Vol. 8. Elsevier.

v Krarup, S. and S. Ramesohl (2000):

Voluntary Agreements in Energy Policy

– Implementation and Efficiency – The

Final Report from the project Voluntar

y Agreement – Implementation

and Efficiency (VAIE). AKF Forlaget,

Copenhagen.

v Millock, Katrin (1999): The combined

use of carbon taxation and voluntary

agreements for energy policy – a model

based on Danish policy. Paper presented

at the CAVA workshop on “The Efficiency

of Voluntar y Approaches”,

May 25-26, 1999, Copenhagen, Denmark.

v Sunnevåg, Kjell (1998): Voluntary

agreements and the incentives for innovation.

Paper presented at the workshop

on The Worldwide Use of Voluntar

y Approaches: State of the Art and

National Patterns, November 26-27,

1998, Gent, Belgium.

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

Institutionelle

betingelser for effektive miljøaftaler

Af Martin Enevoldsen

Indledning

Miljøaftaler er en del af den økologiske

moderniseringsbølge, der er

opstået med erkendelsen af de

statslige fejlgreb under den traditionelle

»command-and-control« regulering.

I modsætning til den mere

traditionelle regulering, rummer

den økologiske moderniseringsbølge

tre centrale visioner:

(1) aktivering af de private aktører,

der gives medindflydelse og

medansvar på statens miljøpolitiske

beslutninger;

(2) princippet for bæredygtig udvikling,

båret af troen på at økologiske

og økonomiske interesser

kan gå hånd i hånd;

(3) løsning af miljøproblemer via

omstilling til renere teknologi, og

dermed et mere optimistisk syn

på industriens potentielle rolle i

skabelsen af et bedre miljø [14].

Inspireret af disse idéer har miljøaftaler

udviklet sig til et virkemiddel

bestående af: frivillige forhandlede

løsninger mellem staten og private

erhver vsinteresser, der forpligter

sig til nogle målsætninger, inden

for rammerne af hvilke de indrømmes

lange tidsfrister for udvikling

af renere teknologi og andre miljøforbedringer.

Miljøaftalernes frivillige karakter

har naturligt nok rejst spørgsmålet,

om de nu også virker i praksis. Der

er gennem de senere år, især på

vegne af EU-kommissionen, blevet

foranstaltet en del konsulentrapporter,

der søger at evaluere udvalgte

eksempler på frivillige miljøaftaler

for derigennem at indkredse

de betingelser, der må være tilstede,

for at instrumentet virker hensigtsmæssigt.

Desværre er disse

rapporter ikke nået ret meget længere

end til den forholdsvis indlysende

konklusion, at aftalerne bør

indeholde klare og tidsbegrænsede

mål. Rapporterne har, som følge af

deres overfladiske karakter, kun i

ringe grad formået at identificere

det kompleks af institutionelle betingelser,

der er nødvendige for effektive

miljøaftaler.

Denne artikel giver et bud på de

institutionelle forudsætninger, der

skal opfyldes, for at miljøaftaler virker.

Frivillighed og samarbejde

Der har været stillet spørgsmålstegn

ved, om begrebet »frivillige«

miljøaftaler er retvisende. Indvendingerne

er dels, at miljøaftaler i

visse tilfælde kan have civilretlige

konsekvenser, dels at de er forbundet

med trusler om sanktioner fra

den offentlige myndigheds side,

f.eks. introduktionen af alternativ

lovgivning, såfremt de private parter

ikke overholder aftalen. Der er

imidlertid tale om reel frivillighed

på to planer. For det første står det

parterne frit for, om de overhovedet

vil forhandle, og om de vil acceptere

det forhandlede grundlag.

For det andet er der også en hidtil

Obligator y

Regulation by consensus

BINDENDE MILJØAF TALER

Command-and-control

regulation

High public-private

interaction

uset frivillighed mht. overholdelsen

af normer. Det gælder især for den

mest udbredte form, brancheaftalerne,

hvor brancheorganisationen

indgår aftale med miljømyndighederne

om en samlet miljømålsætning

på vegne af hele branchen. Her

er der som regel ingen mulighed for

et civilretligt søgsmål mod den private

part for aftalebrud, idet organisationen

ikke kan drages til retligt

ansvar for medlemsvirksomhedernes

manglende miljøinitiativer.

Det giver således mening at se

frivillighed som den ene af de to

centrale dimensioner ved miljøaftaler,

om end der også forekommer

bindende miljøaftaler, hvor parternes

retlige forpligtelser er eksplicit

fremhævet i aftalen (se figur 1).

Den anden væsentlige dimension af

miljøaftaler er den høje grad af

samarbejde mellem de offentlige

myndigheder og de private parter

(se figur 1). I mange tilfælde består

Self-regulation

PRIVATE FRIVILLIGE AF TALER

OG ERKL ÆRINGER

Low public-private

interaction

Joint environmental policy-making

FRIVILLIGE MILJØAF TALER

Voluntar y

Figur 1. Frivillige miljøaftaler i f.h.t. andre reguleringsformer. Kilde: tilpasset version af figur i [14].

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 11


»Virksomhederne risikerer nemlig

bryde aftalenormerne, hvilket kan

lange løb end omkostningerne ved

NR 46

SIDE 12

samarbejdet ikke blot i den forhandlede

løsning som sådan, men

også i et interaktivt samspil mht.

informationsudveksling og teknologiudvikling

under implementeringen

af de aftalte målsætninger.

Betydningen af

institutionelt design

I bestræbelserne på at finde frem til

betingelserne for effektive miljøaftaler,

må det i første række afklares,

hvorledes aftalerne kan indrettes

hensigtsmæssigt i form af regler og

institutionelle arrangementer. Dette

afhænger selvfølgelig i nogen

grad af situationen omkring hver

enkelt aftale. Ikke desto mindre er

det muligt at opridse nogle generelle

retningslinier, som bør overvejes i

forbindelse med design af frivillige

miljøaftaler på brancheniveau.

Selvfølgelig er det vigtigt, at aftalen

indeholder klare og præcise

mål af en kvantitativ karakter, samt

at parternes ansvar i forbindelse

med implementeringen af aftalen

er nøje fastlagt. Endvidere har aftalens

retlige status betydning for,

hvilke problemer der muligvis kan

opstå i implementeringsfasen. Vores

erfaringer med den længst

fremskredne aftalepraksis viser

imidlertid, at der ikke er de store

problemer mht. selve aftaleindholdet.

Desuden viser disse erfaringer,

at frivillige brancheaftaler i mange

tilfælde er effektive, selvom parterne

de facto ikke kan stilles til retligt

ansvar for brud på de aftalte miljømålsætninger.

Aftalernes effektivitet afhænger

derimod i høj grad af, hvorledes

kommunikationen mellem parterne

er struktureret [9]. Det institutionelle

design af aftalernes samarbejdsrelationer

kan således medvirke

til at styrke effektiviteten i tre

henseender:

(1) Koordinerende institutioner er

vigtige.

Det er således en fordel, at brancheorganisationen

påtager sig en

vejledende rolle i forhold til virksomhederne,

samt at organisationen

aktivt medvirker til at fordele

byrderne internt i branchen.

Endvidere er det nødvendigt at

oprette organer (på dansk »følgegrupper«,

på hollandsk »overleeg

groeppen«), hvor repræsentanter

for den offentlige myndighed, de

væsentligste interesseorganisationer

og virksomhederne jævnligt

mødes for at drøfte de opnåede

fremskridt og videre miljøtiltag.

Det ideelle er en gruppedannelse på

såvel det politiske som det tekniske

niveau, som det kendes fra den hollandske

praksis.

Endelig bør aftalerne tilgodese

integrationsprincippet i miljøreguleringen

ved at inkludere miljønormer

med overlappende aspekter. I

den henseende er den hollandske

target group approach et eksempel

til efterfølgelse. Aftalesystemet består

i, at de centrale miljøkrav – luftemissioner,

spildevand, jordforurening,

støj, affaldsdeponering – til

alle større hollandske industrisektorer

er integreret i én miljøaftale

for hver branche [12]. I modsætning

hertil har de danske miljøaftaler en

mere ad hoc præget karakter, idet

der oftest kun træffes aftale om et

enkelt aspekt af et større miljøproblem,

som man har haft vanskeligheder

ved at løse på anden måde.

De danske miljøaftaler indgår derfor

typisk i et kompleks af love og

bekendtgørelser [1, 2], hvor der ikke

altid opnås de ønskede fordele i

form af forenkling, integration, osv.

(2) Det institutionelle design af monitoreringen

er en væsentlig faktor

for aftalernes effektivitet.

Ved monitorering forstås den løbende

kontrol og måling af de opnåede

miljøfremskridt. Fra monitoreringen

udgår der feedback til aftaleparterne,

der dermed får mulighed

for at justere og evt. udvide deres

miljøtiltag i overensstemmelse

med tidsplan og målsætning. Der

bør derfor stilles krav om, at hver


M I L J Ø

Betydningen

af institutionel kontekst

De videregående forudsætninger

for succesrige miljøaftaler er først

og fremmest relateret til den institutionelle

sammenhæng, som parterne

indgår i forud for de ak tuelle

aftaler. Det er således ingen tilfældighed,

at miljøaftalerne har været

mest fremgangsrige i neo-korporatistiske

lande (især i Japan, Holland,

Tyskland, Østrig, Danmark,

Sverige og Belgien), hvor der er en

lang tradition for pragmatisk politisk

samarbejde mellem staten og

de centrale interesseorganisationer,

og hvor der generelt hersker

en høj grad af gensidig tillid mellem

par terne. Selvom er faringerne

t yder på, at miljøaftaler har større

gennemslagskraft i korporatistiske

end i andre lande, er der dog ikke

belæg for at drage den konklusion,

at miljøaftaler kun er effek tive i

førstnævnte. Fak tisk viser det sig,

at den institutionelle sammentab

af social kapital og anseelse ved at

vise sig langt mere bekosteligt i det

at bidrage til aftalen«

enkelt virksomhed i branchen afleverer

årlige rapporteringer med de

nødvendige miljødata.

Desuden er det vigtigt, at monitoreringen

medvirker til at udpege

og presse eventuelle free riders. Monitoreringen

– eller i det mindste

verificeringen heraf – bør derfor

henlægges til et uvildigt organ. Et

problem ved de danske aftaler er

netop, at man ofte overlader kontrollen

til branchen selv. Det er

selvfølgelig det billigste, men som

skandalen omkring PVC-aftalen viste,

er der ikke altid tilstrækkelig

sikkerhed for, at branchen og deres

hyrede konsulenter leverer et fyldestgørende

billede af de faktiske

resultater [5, 7].

Endelig vil en offentliggørelse af

periodiske monitoreringsrapporter

fremme aftalernes effektivitet, idet

aftalebrud bliver mere risikable for

parterne i form af dårlig omtale og

politiske reaktioner. Også på dette

punkt står den hollandske praksis

stærkere end den danske, idet der i

Holland er tradition for at publicere

opsummerende rapporter, hvorimod

de danske rapporter ofte henligger

som interne notater. Det hollandske

system lader dog endnu noget

tilbage at ønske, idet man for

visse aftaler har modsat sig frigivelse

af miljødata på virksomhedsniveau

[3, 4]. Fuld transparens er

imidlertid nødvendig for at garantere

et effektivt feedback.

(3) Hvor de fleste miljøaftaler indeholder

visse institutioner til koordinering

og monitorering, så er det

tredje kommunikationsled - institutioner

til fremme af teknologisamarbejde

– til gengæld en udtalt

mangelvare.

Miljøaftaler rummer en oplagt mulighed

for, at parterne samarbejder

omkring omstillingen til renere teknologi.

Et sådant samarbejde følger

dog ikke automatisk af det faktum,

at der træffes en miljøaftale. Det

kræver som regel yderligere institutionsdannelse,

herunder etableringen

af tekniske ekspertorganisationer,

indenfor hvilke der kan samarbejdes

om ny miljøteknik til væsentligt

lavere transaktionsomkostninger

end den udveksling, der sker via

markedet [10]. Det er på dette

punkt, den danske aftalepraksis

halter mest efter. Med nogle få

undtagelser inden for affaldsområdet,

er der således ikke taget initiativ

til vidtgående teknologisamarbejder

mellem aftalevirksomhederne.

Den hollandske praksis udmærker

sig derimod på dette punkt. Et

eksempel er de langsigtede aftaler

om energieffektivitet, der omfatter

størstedelen af hollandsk industri

[6, 8] Her har man overladt ansvaret

for implementeringen til den landsdækkende

halvoffentlige organisation

Novem, der - med udgangspunkt

i en årelang ekspertise inden

for miljø- og energiløsninger - har

initieret, organiseret og ser viceret

en lang række teknologisamarbejder

mellem virksomhederne inden

for hver enkelt brancheaftale.

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 13


NR 46

SIDE 14

hæng på sektorniveau er mere

afgørende for aftalernes effektivitet,

hvilket for så vidt er

for venteligt, idet de fleste

miljøaftaler netop praktiseres

på brancheniveau. De eksisterende

netværksrelationer

mellem miljømyndighederne

og de private aktører og netværksrelationerne

internt i

branchen, er således mere afgørende

end den nationale

politiske struktur, om end der

altid er en vis sammenhæng

[13, 14].

Min centrale hypotese er,

at oparbejdning af social kapital

mellem parterne er den

vigtigste faktor til begrænsning

af free riding og easy riding

i miljøaftaler [9]. Social kapital,

der bl.a. omfatter tillidsrelationer,

er et vigtigt aktiv i enhver social

sammenhæng, hvor individuel rationalitet

afviger fra kollektiv rationalitet

på en sådan måde, at alle risikerer

at blive stillet værre, hvis de

forfølger deres snævre personlige

interesser.

Frivillige miljøaftaler repræsenterer

netop et sådant kollektivt

handlingsdilemma for de private aktører,

idet hele branchen risikerer at

blive straffet med strengere lovgivning,

hvis miljøaftalen undermineres

af free riding. Social kapital, der

bedst lader sig realisere i stabile,

tætte, lukkede og rutineprægede

netværk, kan imidlertid forhindre

dette. Virksomhederne risikerer

nemlig tab af social kapital og anseelse

ved at br yde aftalenormerne,

hvilket kan vise sig langt mere bekosteligt

i det lange løb end omkostningerne

ved at bidrage til aftalen.

Konklusionen er, at der er bedre

forudsætninger for at praktisere

miljøaftaler i nogle brancher end i

andre. Dette bekræftes af de hollandske

miljøaftaler, hvor der inden

for nogle brancher kan konstateres

free riding, selvom det institutionelle

design af aftalen er ukritisabelt.

Det er således vigtigt at tage

bestik af netværksrelationerne og

den oparbejdede sociale kapital, inden

man forsøger sig med en miljøaftale

på frivilligt grundlag.

Referencer

v 1] Basse, E.M. (1995), »Aftaler som

virkemiddel«, s. 345-390 i E.M. Basse

(ed.), Affaldslovgivningen - et samspil

mellem miljø- og konkurrenceret, København:

GadJura.

v [2] Basse, E.M. and M. Enevoldsen

(forthc. 2000), »Negotiated decisionmaking

in Denmark: public-private

agreements in land use and waste

management policy«, in B. de Waard

and J. Verschuuren (eds.), op.cit. [15].

v [3] Biekart, J.W (1998), »Negotiated

agreements in EU environmental policy«,

pp. 165-189 in J. Golub (ed.),

New Instruments for Environmental

Policy in the EU, London: Routledge.

v [4] Enevoldsen, M. (1998), »Democracy

and environmental agreements«,

pp. 201-226 in P. Glasbergen (ed),

op.cit. [11].

v [5] Enevoldsen, M. (1997), »Bedre

miljøaftaler«, Information, 28.11.97,

p.15.

v [6] Enevoldsen, M. (1998), Joint environmental

policy-making and other

new abatement strategies for industrial

CO 2

pollution, Environmental Sociolo-

gy Series, Wageningen: Wageningen

Agricultural University.

v [7] Enevoldsen, M. (1998),

»Review studies: Austria, Denmark

and the Netherlands«, final

report annex A, in D. Liefferink

et. al, op.cit. [13].

v [8] Enevoldsen, M. (2000),

»Industrial Energy Efficiency«,

in A.P. Mol, V. Lauber and J.D.

Liefferink (eds.), op.cit. [14].

v [9] Enevoldsen, M. (forthc.

2001), Environmental Agreements

and Taxes: A New Institutionalist

Approach to Effective

CO 2

regulation, PhD dissertation,

Department of Political

Science, Aarhus University.

v [10] Enevoldsen, M. and S.

Brendstrup (2000), »Considing

Feasibility and Efficiency: The

Danish Mix of CO 2

Taxes and Agreements«,

pp. 148-171 in M. Skou Andersen

and R. U. Sprenger (eds.), Market-based

Instruments for Environmental

Management: Politics and Institutions,

Cheltenham: Edward Elgar.

v [11] Glasbergen, P. (ed.) (1998), Cooperative

Environmental Governance:

Public-Private Agreements as a Policy

Strategy, Dordrecht: Kluwer Academic

Publishers.

v [12] Glasbergen, P. (1998), »Partnership

as a learning process: Environmental

covenants in the Netherlands«,

pp. 133-156 in P. Glasbergen

(ed.), op.cit. [11].

v [13] Liefferink, J.D., M. Skou Andersen,

M. Enevoldsen, K. Hofer, V.

Lauber and A.P. Mol (1998), Joint environmental

policy-making: new interactive

approaches in the EU and selected

member states, Volume I + IIA-C +

Annex A, Environmental Sociology

Series, Wageningen: Wageningen Agricultural

University.

v [14] Mol, A.P, V. Lauber and J.D.

Liefferink (eds.) (2000), The Voluntary

Approach to Environmental Policy:

Joint Environmental Approach to Environmental

Policy-Making in Europe,

Oxford: Oxford University Press.

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

Standardbaserede virkemidler

- i et miljøretligt perspektiv

Af Birgitte Egelund Olsen

Standardbaserede

virkemidler

Behovet for fælles sikkerheds- og

kvalitetskrav, fælles teknologiudnyttelse

og fælles viden er baggrunden

for standardbaserede virkemidler.

Virkemidlerne indebærer

en mulighed for danske virksomheders

deltagelse i markedet på

grundlag af fælles europæiske eller

internationale kvalitetskrav, mulighed

for sikkerhedsstillelse og forsikring

ud fra forudberegnelige krav

samt en offentlig over vågning af, at

kravene respekteres.

I relation til EU har introduktionen

af standardbaserede virkemidler

i kombination med en ny metode

for standardisering betydet øget

harmonisering.

Standardisering

Standarder er dokumenter, som indeholder

regler eller retningslinier

til fastlæggelse af karakteristika for

et produkt eller en aktivitet, som

f.eks. kvalitet, sikkerhed, mærkning

eller emballering, samt fremstillingsmetoder

og -processer, når det

har indvirkning på karakteristika.

Standarderne kan fremme såvel

konkurrence som miljøbevidst adfærd.

Standardisering er et led i harmoniseringen

og har til formål at

fjerne tekniske handelshindringer.

Standarder er fastlagt ved konsensus

– eller fravær af opretholdte

indvendinger - og vedtaget af et anerkendt

standardiseringsorgan til

gentagen eller konstant anvendelse.

Overholdelsen af standarder er i

princippet frivillig.

Standarder er baseret på iagttagelse

af væsentlige kvalitetskriterier

og andre kriterier, som kan være

efterspurgt af markedet – men som

også kan være begrundet i FN’s

henstillinger og EU’s regler. Hensigten

er at opnå optimale fælles konkurrencebetingelser

og eventuelt

en højnelse af de gældende kvalitetskrav

i en given sammenhæng.

Formålet hermed er at ligestille industriens

produkter - bl.a. i relation

til prøvning - uanset hvor de markedsføres

i det standardiserede

marked. Standarder tages op til fornyet

vurdering hvert 5. år - først og

fremmest for at vurdere, om der er

behov for nye standarder.

Standarder

som virkemidler

Standarder og standardbaserede

virkemidler kan i et åbent marked,

som det europæiske, få langt større

betydning for reguleringen end traditionelle

regler.

De standardbaserede virkemidler

har til formål at fremme et konstruktivt

samspil mellem de offentlige

myndigheders beskyttelse af

det eksterne miljø og den private

sektors interesse i at have gode erhver

vsbetingelser i et internationalt

såvel som et nationalt marked. Sådanne

instrumenter indebærer mulighed

for at realisere højere miljøkvalitetsmål,

end de resultater der

kan opnås, hvis myndighederne på

traditionel vis, dvs. i form af lovregler,

skal påbyde, kontrollere og gennemtvinge

pligter og rettigheder.

Ved de frivillige ordninger opnås

det samtidig, at virksomhederne får

indflydelse på (og medansvar for)

valget - og udviklingen - af de konkrete

løsninger med hensyn til reduktion

af negative miljøeffekter.

Dermed må de for ventes at blive

mere aktive og ansvarlige deltagere.

De standardbaserede virkemidler

har således ikke blot betydning

for de konkurrenceforhold, som

virksomheder eller produkter indgår

i, men i høj grad også for de

kvalitetsniveauer, der kan realiseres

i en miljømæssig sammenhæng.

Standardiseringsorganer

Der sondres mellem tre typer af

standarder: internationale, europæiske

og nationale.

Udarbejdelsen af internationale

standarder sker inden for rammerne

af Den Internationale Standardiseringsorganisation

ISO. ISO er en verdensomspændende

sammenslutning

af nationale standardiseringsorganisationer,

hvor ca. 130 lande

er repræsenteret. Standardiseringskravene

i EU vedtages af Den Europæiske

Standardiserings Komité

(CEN). Forholdet mellem det europæiske

standardiseringsorgan og

det internationale organ er fastlagt

ved en samarbejdsaftale, der sikrer,

at ISO og CEN ikke laver dobbeltarbejde

i standardiseringsprocessen.

ISO-standarder skal ikke implementeres

som danske standarder.

Implementeringen er frivillig. Derimod

skal samtlige europæiske standarder

godkendes og udgives som

nationale standarder i alle EU’s

medlemslande. I Danmark varetages

denne funktion af det nationale

standardiseringsorgan Dansk Standard.

Den danske stat er i medfør af

informationsproceduredirektivet,

direktiv 98/34/EF, pligtig til at sikre,

at Dansk Standard ikke udarbejder

eller indfører nationale standarder,

hvor der er gennemført eller påtænkt

foranstaltninger på europæisk

niveau.

Den ny metode

Standarder indgår i den EU-retlige

regulering efter to metoder - den

gamle ikke-formaliserede metode

og den ny metode. Den ikke-formaliserede

metode er baseret på brug

af eksisterende internationale og

europæiske standarder. Ved anvendelse

af den ny metode fastsættes

der i direktivet en række væsentlige

krav - herunder miljøkrav - til typer

af produkter eller aktiviteter. De

væsentlige krav udfyldes gennem

nye standarder fastsat af CEN. I

standarderne indskrives dermed de

konkrete tekniske normer i henhold

til direktivet.

Den ny metode indebærer, at CEN

af Kommissionen får tildelt et mandat

til at udarbejde standarder, som

opfylder direktivets krav. Kommissionen

har dermed en rolle som initiativtager

i forhold til udarbejdelse

af standarder efter den ny metode,

mens den udførende del stadig va-

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 15


NR 46

SIDE 16

retages af de privatretlige

standardiseringsorganer.

Standarder for miljøledelse

og -styring

I ISO- og CEN-regi er der udarbejdet

en række standarder

inden for miljøledelse.

Det vigtigste tiltag er ISO

14000-serien. Den væsentligste

standard i serien er ISO

14001 fra 1996 (Environmental

Management Systems

Specifications), der specificerer

kravene til miljøledelsessystemet.

Den internationale

standard er efterføl gende

vedtaget som en europæisk

standard, jf. EN ISO 14001.

ISO 14001, der er et resultat

af international konsensus,

kan anvendes i hele verden og

er åben for alle erhver vssektorer.

Den er således geografisk og sektormæssigt

mere omfattende end

den europæiske EMAS-ordning.

Standarden opfylder imidlertid ikke

alle EMAS-kravene. Hovedforskellen

mellem ISO 14001 og den nuværende

EMAS-ordning er relateret til

krav om løbende vurdering af virksomhedernes

miljøperformance,

ekstern ve- rificering og offentliggørelse

af miljøredegørelse samt

kontinuerlig opdatering af miljøperformance

- krav der alene skal opfyldes

efter EMAS-ordningen.

I april 1997 vedtog Kommissionen

en beslutning, hvori det anerkendes,

at den internationale ISO

14001 standard er i overensstemmelse

med dele af EMAS-forordningen.

Formålet med beslutningen

var dels at give virksomhederne

mulighed for at anvende et eksisterende

ISO 1440-certifikat som et

trin hen imod en EMAS-registrering,

dels at undgå dobbeltarbejde.

Den igangværende revision af

EMAS-forordningen indebærer endvidere

en styrkelse af komparabilitet

mellem EMAS og ISO 14001 ved

at inddrage ISO 14001 som EMASordningens

miljøledelseskrav.

Klassificering

Klassificering er forudsætningen for

at kunne opstille ensartede krav og

standarder samt for at kunne formidle

viden om de generelle risici,

som er forbundet med håndtering

af farlige stoffer som f.eks. kemikalier,

genmodificerede organismer

og affald. Sædvanligvis tages der

udgangspunkt i et krav om, at klassifikationer

skal opstilles generelt

og skal være udtømmende.

Den moderne miljølovgivnings

regulering af produkter er tilsvarende

ofte baseret på klassificering.

Klassificering bruges i dag også

som led i anvendelser af standarder,

certificeringer m.v. med henblik på

at forenkle beslutningsprocesserne

hos myndighederne og sikre anden

kontrol gennem selvfor valtning.

Certificering

og akkreditering

Opfyldelsen af standarder sikres

gennem certificering. Certificering

er et virkemiddel, der bidrager til

kvalitetssikring. Der kan foretages

en certificering dels af selve ydelsen

eller tjenesteydelsen (produktcertificering),

dels af den virksomhed,

der præsterer ydelsen (systemcertificering).

Vurderingen vedrører

krav om sikkerhed, pålidelighed

og beskyttelse af

sundhed og miljø. Certificering

udføres af uvildige akkrediterede

organer, men

kan også udføres af virksomheden

selv.

Certificeringsorganerne

kontrolleres af akkrediterede

organer. Gennem akkrediteret

miljøcertificering

baseret på internationale og

europæiske standarder kan

virksomheder opnå visse

konkurrencemæssige fordele.

Akkreditering betyder, at

en virksomhed har opnået

en statslig eller europæisk

anerkendelse af sin kompetence

og uvildighed, inden

for en anerkendelsesordning,

der er etableret med det formål

at fremme tilliden til virksomhedernes

ydelser.

Akkrediteringen sikrer, at certificeringen

sker efter ensartede principper

og på ensartede vilkår. Den

er baseret på revisionskriterier efter

de standarder som det, CEN har

vedtaget. Akkreditering må siges at

være alternativet til, at et organ direkte

ved lov tillægges en godkendelses-

eller certificeringskompetence.

Kompetencen til at akkreditere

er lovfæstet - EU opstiller rammerne

for denne kvalitetssikringsordning.

Reglerne for akkreditering

til certificering af de forskellige certificeringssystemer

er fastlagt i de

respektive nationale regelsystemer.

I Danmark foretages akkrediteringer

af DANAK, der er en forkortelse

for »DANsk AKkreditering«.

En certificering foretaget af et

akkrediteret organ bidrager til at

skabe en høj grad af sikkerhed for

en standards overholdelse, idet der

fra det akkrediterende organs side

løbende føres kontrol med certificeringsorganets

uvildighed og

kompetence, samtidig med at det

sikres, at certificeringen sker efter

ens principper og på et ensartet niveau.

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

Miljømærkning

- som middel til fremme af miljø og samhandel

Af Ellen Margrethe Basse og Sanford E. Gaines

Miljømærke

som virkemiddel

Miljømærkning er designet til at

fremme et bæredygtigt forbrug.

Målsætningen er at sikre forbrugernes

bevidsthed og derigennem markedskræfterne,

så producenterne

bliver interesseret i at producere

miljørigtigt.

Det anvendte

datamateriale

Baseret på internationale forskningsresultater

og på konkrete afgørelser

og de debatter, der er foregået

bl.a. i regi af WTO’s Komite for

Miljø og Samhandel, har vi søgt at

afdække, under hvilke betingelser

det informative virkemiddel – miljømærkning

- er effektivt. Vi har

også vurderet, hvilke konkurrencemæssige

begrænsninger sådanne

virkemidler kan indebære. I sidstnævnte

sammenhæng har vi analyseret

miljømærkning ud fra kravene

om ikke-diskrimination og forbudet

mod kvantitative samhandelsrestriktioner

m.v., som de er fastlagt i

WTO-aftalerne og i EF-traktaten.

Det er især aftalen om tekniske

barrierer - Agreement on

Technical Barriers to Trade -

der her er central, idet denne

aftale i artikel 2 udtr ykkeligt

inddrager også frivillige virkemidler

som standarder og

miljømærkning, som støttes

af myndigheder (uden at de

skal være vedtaget af myndigheder).

EF-traktaten og

forordning (EØF) nr. 880/92

af 23. marts 1992 om en EFordning

for tildeling af et miljømærke

(Blomsten) indebærer

kun meget få barrierer for

nationale/lokale miljømærkningsordninger.

Det inddrages også i analysen,

at OECD har fremhævet,

at miljømærkning er et middel,

der er egnet til at fremme

fleksibilitet og effektiv

målopfyldelse på en økonomisk

måde, ligesom ISO har

interesseret sig for standarderne

som indgår i certificeringsprocessen

m.v.

Analysedesign

I analysen af de faktorer, der karakteriserer

miljømærkning, har vi arbejdet

med nogle hovedsondringer,

hvor især følgende er centrale:

(1) frivillige henholdsvis obligatoriske

mærkningsordninger (det

sidstnævnte vedrører faremærkning

og overensstemmelsesmærkning

vedr. CEN-standarder,

dvs. CE-mærkning),

(2) mærkning vedtaget af myndigheder

henholdsvis private ordninger,

(3) de ved certificeringen anvendte

vurderingskriterier, som kan være

baseret på livscyklusanalyser

henholdsvis andre kriterier

(f.eks. helt nationale prioriteringer

eller f.eks. i-landenes beskyttelse

af regnskovene i ulande),

(4) alene en certificering henholdsvis

en mere informativ formidling

af centrale oplysninger til

forbrugerne og endelig

(5) nationale mærkningsordninger

henholdsvis internationale ordninger.

Forskningsresultater

Analysen viser, at det er den miljømærkning,

der er baseret på lokale

kvalitetskrav, miljøproblemer og

oplysningsinitiativer m.v., der sikrer

de mest effektive mærkningsordninger.

Der er bl.a. nogle meget positive

svenske erfaringer, som er

inddraget til belysning af nærhedsprincippets

betydning for mærkets

effektivitet. Den miljømærkning,

som er gennemført i Fællesskabet

(Blomsten), kan i modsætning hertil

karakteriseres som ikke særlig effektiv.

Den nordiske Svane er baseret

på kriterier, der er afstemt med

EF-ordningen – denne ordning må

vurderes som mere effektiv end

Blomsten.

I Sverige har nogle NGO’er været

initiativtagere til udvikling af livscyklus-kvalitetskriterier

for udvalgte

varer. Dette initiativ er blevet

kombineret såvel med henvendelser

til producenterne (for at fremme

produktudvikling) som med

opfølgning over for forbrugerne

med uddybende information.

Et miljømærke er

ikke i sig selv tilstrækkeligt

til at sikre forbrugernes viden

og forståelse af deres

forbrugsvalgs betydning for

den samlede (diffuse) miljøpåvirkning

fra produkterne

– derfor er private informationssystemer,

bl.a. baseret

på pjecer, centrale som led i

formidlingen af kendskabet

til et mærke. Valget af kriterier

for tildeling af mærket

samt oplysninger om de konkrete

valg – og om undersøgelserne

forud for valget –

kan være af helt afgørende

betydning for forbrugernes

forståelse for, at de også selv

kan vælge fra henholdsvis

vælge til i forhold til at indgå

i rollen som forurener.

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 17


NR 46

SIDE 18

Som antydet i indledningen indebærer

miljømærkningsordninger

særlige problemer i forhold til den

globale samhandel. Vi har i den artikel,

der refereres til, fremhævet den

modvilje mod miljømærkningsordninger,

som kommer fra det flertal

af WTO’s medlemsstater, som ulandene

udgør. Producenter i ulande

har problemer med at forstå og acceptere

kriterierne, der anvendes

ved tildeling af miljømærker. De har

også problemer med at skulle acceptere,

at de (som økonomisk svage)

skal betale de gebyrer, der er en

forudsætning for at kunne deltage i

forskellige - mere eller mindre - lokale

ordninger etableret af de velbjergede

ilande. Skal der f.eks. eksporteres

blomster til europæiske

og/ eller amerikanske områder, og

har importørerne hver deres miljømærkningssystem,

opleves mærkningsordningerne

reelt som handelsbarrierer,

der er rettet imod de

økonomisk svage producenter i

ulandene.

Vi må konkludere, at myndighederne

gennem deres deltagelse i

opstilling af kriterier for tildeling af

miljømærker, hvor sådanne kriterier

er knyttet til nationale miljøproblemer

(og derfor også evt. til national

lovgivning), kan komme til at fastlægge

kvantitative restriktioner for

importen i strid med forbudet i

WTO-aftalen og i EF-traktaten. Vi

fremhæver, at det også vil være i

strid med WTO-aftalen, hvis EU anvender

Blomsten som middel til at

etablere restriktioner i forhold til

importen fra WTO’s medlemsstater.

Hvis der er tale om certificeringsordninger,

der finansieres af det offentlige,

eller hvis det offentlige

gennem økonomisk støtte til de nationale

virksomheder, der ansøger

om miljømærkning, reelt bidrager

til at påvirke konkurrencebetingelserne

for egne henholdsvis fremmede

virksomheder, kan det være i

strid med WTO-aftalen.

Derfor er der også i praksis tale

om, at der betales et gebyr af producenterne,

som ønsker at få deres

produkter miljømærket. Prisen bør i

princippet være omkostningsægte.

Den omkostningsægte pris og de

øvrige økonomiske ressourcer, der

skal investeres af virksomhederne

for at opnå miljømærkning hos de

forskellige certificerende myndigheder,

indebærer imidlertid også i

sig selv ulige konkurrencevilkår. Det

har begrundet, at det i WTO’s Komité

for Samhandel og Miljø er tilkendegivet,

at miljømærkningsordninger

– også selv om de reelt er private

- kan være i strid med WTO’s

regler.

Samlet vurdering

Det er vores samlede vurdering, at

miljømærkning er et nyttigt virkemiddel.

Det positive i dette virkemiddel,

som er relateret til dets

funktion som et incitament til en

miljøbevidst forbrugeradfærd, finder

vi er mere tungtvejende end det

negative m.h.t. samhandelsrestriktioner

(der især kan ramme ulandene).

Samtidig er det vores anbefaling,

at myndighederne er meget

opmærksomme på, at der er knyttet

negative aspekter til anvendelsen

af virkemidlet.

Reference

v Basse, Ellen Margrethe og Sanford

E. Gaines, 2000. How Thinking

About Trade Can Improve Environmental

Performance: Trade

Issues in Environmental Labelling

Systems i Environmental Liability,

Lawtext Publishing, Witney

Oxon, vol. 8, issue 3, pp. 71-84.

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 19


Erstatningsansvar og farligt affald

Af Per Andersen og Tanja Nissen

Den danske erstatningslov skulle realisere forureneren-betaler-

princippet, men loven er for svag til at give virksomhederne incitament

til at undgå miljøskader.

NR 46

SIDE 20

Indledning

Den danske lov for (privatretligt)

erstatningsansvar - lov nr. 225 af

6.4.1994, om erstatning for miljøskader

- trådte i kraft i 1994. Intentionerne

med loven var at drage

miljøforurenere til ansvar for de

omkostninger, deres erhver vsaktivitet

for volder samfundet. Erstatningspligtige

omkostninger er ifølge

loven personlige tab, tab af ejendomsværdi

og andre former for

økonomisk tab. Det vil sige, at deciderede

miljøskader eller eksternalitetsomkostninger

ikke er inkluderet,

med mindre disse kan vurderes

i økonomiske termer samt har et rimeligt

omfang. Allerede her fås et

signal om lovens begrænsning, idet

omkostninger forbundet med forurening

af farligt affald eller miljøskader

generelt er svære at værdisætte.

I et økonomisk perspektiv 1 er det

relevante spørgsmål, om den danske

erstatningslov giver økonomiske

tilskyndelser til at forebygge

forurening og specielt i relation til

farligt affald? Trods lovens gode intentioner

må svaret være, at erstatningsloven

har en begrænset præventiv

effekt på forurening generelt,

men også på forurening forårsaget

af (håndteringen af) farligt affald.

2 De begrænsende faktorer har

for det første udspring i det farlige

affalds karakter. For det andet begrænses

effekten af selve erstatningsloven

og dens bogstav, og endeligt

er der “ydre faktorer” som

den øvrige lovgivning i Danmark og

den manglende tradition for anvendelsen

af økonomiske styringsinstrumenter

på området.

Erstatningsloven kan derfor ikke

betragtes som komplementær i forhold

til andre økonomiske instrumenter,

som er meget fraværende i

reguleringen af bl.a. farligt affald,

som er genstand for denne artikel.

Hidtil har farligt affald primært været

administrativt reguleret, hvilket

der måske er gode grunde til.

Farligt affald

og erstatningsansvar

Erstatningsansvar på miljøområdet

er ikke det mest kendte styringsinstrument

i Danmark - i hvert fald ikke

i den økonomiske diskussion. Instrumentet

må dog alligevel betragtes

som værende væsentligt i

en diskussion af miljøreguleringen

set i lyset af instrumentets store

betydning og effekt i USA.

USA er fra slutningen af 70’erne

foregangslandet for anvendelsen af

erstatningsansvar for forurening

forårsaget af farligt affald. Derudover

har man i USA en meget anderledes

kultur for det at føre erstatningssager.

Den amerikanske lovgivning

for erstatningsansvar 3 er

langt mere omfattende både i kraft

af lovens indhold og retspraksis

samt i kraft af de muligheder, der

ligger i det amerikanske retssystem

for at retsforfølge ansvarlige parter,

hvilket forklarer en del af forskellen

i gennemslagskraften i lovgivningen

i henholdsvis USA og

Danmark.

I forbindelse med pålæggelsen af

et erstatningsansvar er det for det

første relevant at definere den ansvarlige

part (forureneren) og for

det andet at bevise årsagssammenhæng

mellem forureningen og kilden

til forureningen. Farligt affald

er imidlertid et kompliceret reguleringsobjekt,

som følge af dets specielle

kendetegn. Den lovmæssige

begrænsning er heller ikke skarp,

men overordnet defineres farligt affald

ved de substanser, affaldet består

af og ved de egenskaber, disse

substanser har.

Det kan være vanskeligt for sagsøgeren

at udpege lige netop de

forurenende substanser, der har

1

Peter Pagh (1990, 1998) har analyseret den danske erstatningslov ud fra et juridisk perspektiv. Peter Pagh anser den danske erstatningslov

som værende den mest begrænsede i verden.

2

Loven indeholder et bilag, som lister potentielt ansvarlige virksomhedstyper. §K omhandler affald.

3

To meget vigtige love er “The Resource and Recover y Act” (RCR A) fra 1976 og “The Comprehensive Environmental Response, Compensation

Act” (CERCLA) eller “Superfund” fra 1980.

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 21

forårsaget helbredseffekten og

samtidig udpege forureneren eller

kilden til forureningen. Eksempelvis

kan der være adskillige virksomheder,

der forurener med samme

stof. Bevisbyrden er lettere, hvis

der er tale om en virkelig alvorlig

forurening, men der er mange mindre

forureninger, hvor der enten er

mange mulige kilder, eller hvor latensperioden

slører årsagssammenhængen.

»Selv om det ikke er realistisk

direkte at overføre

CERCL A i dansk

lov, burde man have

haf t erfaringerne med

CERCL A for øje, da eksempelvis

omkostninger

og erstatningsregler

blev fastsat i den danske

lov«

Erstatningsansvar for

håndtering af farligt affald

En ansvarliggørelse af affaldsproducenterne

forudsætter, at ansvaret

kan videreføres, hvilket ikke er muligt

i den nuværende erstatningslov.

I relation til anvendelsen af erstatningsansvar

og håndteringen af farligt

affald i Danmark er det derfor

problematisk, at affaldet blandes i

de store affaldsanlæg hos Kommunekemi,

fordi ansvaret ikke kan videreføres,

når affaldet først er kommet

inden for Kommunekemis mure.

For det første muliggør den anvendte

erstatningsregel det ikke.

For det andet er det ikke muligt at

udpege den ansvarlige affaldsproducent,

når affaldet er blandet.

Den danske erstatningsregel slår

ikke til, fordi der anvendes objektivt

ansvar, og fordi det er den direkte

ansvarlige/indehaveren af anlægget,

der bærer det potentielle

erstatningsansvar. I modsætning

hertil anvendes der i USA via retspraksis

en kollektiv form for erstatningsansvar,

idet en virksomhed

herunder kan blive sagsøgt og dømt

for et forureningsuheld, som virksomheden

kun har en andel i.


NR 46

SIDE 22

Erstatning for

miljøskader i privat regi

Ved en gennemlæsning af loven og

lovens forarbejde kan det sluttes, at

loven i sig selv er en begrænsende

faktor for de tilsigtede økonomiske

tilsk yndelser. I forlængelse af den

øgede fokusering på forureneren betaler

princippet, var det hensigten

med loven af 1994 at indføre et instrument,

som ville gøre det muligt

at pålægge særlig farlige eller forurenende

virksomheder et ansvar

for de miljøskader disse virksomheder

for volder. Det er ligeledes sandsynligt,

at man fra udvalgets side

har skelet til de konkrete og forholdsvis

store (finansierings)problemer,

der var og er på jordforureningsområdet,

idet der eksisterer et

stort antal forurenede grunde.

Trods lovens gode intentioner er

det sandsynligvis ikke blevet over vejet

tilstrækkeligt, hvilket retssystem

loven skal fungere i. Hensyntagen til

relationen til erstatningsansvar i offentligt

regi og den øvrige miljølovgivning

eller til miljøskadernes

egenart har ligeledes været utilstrækkelig.

Den danske lov indeholder

en række begrænsninger, herunder

en hensyntagen til den danske

kotume for erstatningssager eller

manglen på samme. Sammenlignet

med den amerikanske CERCLA mangler

der et omfattende rapporteringssystem

til indberetning af enhver

forurening af farlige substanser. Der

er endvidere en afvigelse i forhold til

de offentlige myndigheders ret til at

agere på enhver forurening eller risiko

for forurening og efterfølgende

gøre forureneren ansvarlig for omkostningerne.

Der eksisterer ingen

»Superfund« til finansiering af opr

ydninger, hvor den ansvarlige ikke

kan udpeges eller ikke eksisterer

mere. Endelig er den danske lov

langt mindre omfattende med henblik

på, hvem der er ansvarlig, hvem

der kan sagsøge og hvilke sanktioner,

der kan anvendes (Pagh, 1998).

For at erstatningsansvaret skal

have en effekt, skal der være en reel

mulighed for at blive sagsøgt. Er der

ikke det, vil potentielt ansvarlige anse

sandsynligheden for en retssag,

som værende ubetydelig og vil af

samme grund selvfølgelig ikke bruge

midler på at reducere risikoen for

et forureningsuheld. Den danske lov

begrænser for det første de erstatningspligtige

omkostninger, idet ikke-pekuniære

omkostninger umiddelbart

er ekskluderet, med mindre

disse er af rimeligt omfang og kan

vurderes i økonomiske termer. Det

vil sige, at ødelæggelserne af et rekreativt

område normalt ikke inkluderes

på samme måde som i CERCLA.

CERCLA ansvarliggør enhver part

(nuværende og fortidige), som udleder

farlige substanser til miljøet,

hvilket er en kraftig udvidelse af,

hvem der er ansvarlig. Det danske

erstatningsansvar er knyttet til en liste

af virksomheder og ansvaret er

mere specifikt bundet til indehaveren

af virksomheden. Ydermere er

det ikke muligt at sagsøge de pågældende

virksomheder, hvis skaden ikke

er forbundet med de farlige aktiviteter,

der gør, at virksomhederne

er optaget på lovens liste. CERCLA

giver langt større bemyndigelse til

miljømyndigheden og til den enkelte

borger. I Danmark er det den, der

har specielle interesser eller har rådighedsret

over det beskadigede, og

det er kun den person, som har lidt

skade, der kan sagsøge. Endelig skal

det beskadigede være værnet af loven.

Endvidere er erstatningsreglen ikke

entydig, og det er her relationen

til erstatningsansvar i offentligt regi

er vigtig. Erstatningsloven foreskriver

et objektivt ansvar, det vil sige,

at ansvaret kan pålægges uanset,

om der er begået en fejl eller forsømmelse.

Derimod tager den almindelige

lovgivning udgangspunkt

i culpa-reglen, hvor den sagsøgte

skal have udvist forsømmelig adfærd,

Det vil sige, at forureneren ikke

har taget de fornødne sikkerhedsforanstaltninger,

hvorfor uheldet

opstår. I sig selv stiller culpa-reglen

urealistiske krav til bevisførelsen.

Fordi det skal bevises, at skaden hidrører

fra netop den anklagedes aktivitet,

og at virksomheden har ageret

forsømmeligt. Derimod har den

amerikanske retspraksis bevirket at

omfanget af CERCLA er blevet udvidet

betydeligt, idet domstolene tolker

loven i lyset af et kollektivt ansvar.

Bevisbyrden reduceres ved anvendelse

af kollektivt ansvar, idet en

virksomhed kan ansvarliggøres for

en skade, den kun har en andel i.

Endvidere er der indført retroaktivt

erstatningsansvar, hvilket udvider

relevante omkostninger betydeligt,

idet fortidens syndere her ved kan

ansvarliggøres. Dette bevirker en

stor udvidelse af erstatningsansvaret,

hvilket amerikansk retspraksis

også viser.

Selv om det ikke er realistisk direkte

at overføre CERCLA i dansk lov,

burde man have haft erfaringerne

med CERCLA for øje, da eksempelvis

omkostninger og erstatningsregler

blev fastsat i den danske lov.

Erstatningsregler

Erstatningsreglen er bestemmende

for, hvor skrapt erstatningsansvaret

er. Den potentielle omkostning, og

dermed de økonomiske tilsk yndelser

forbundet med erstatningsansvaret,

er dermed relateret til den erstatningsregel,

loven anvender. Eksempelvis

gælder det i offentlig ret, at

forureneren er ansvarlig, hvis han

har udvist forsømmelig adfærd eller

har handlet culpøst. Er erstatningsreglen

objektiv, er forureneren erstatningspligtig

uanset, om han har

ageret i overensstemmelse med normen

for eksempelvis sikkerhed. Dermed

er det objektive ansvar skrappere

end culpa-ansvaret, idet virksomheden

under et culpa-ansvar

helt kan undgå en sag, hvis sikkerhedsnormen

er overholdt. Under det

objektive ansvar er det kun muligt at

reducere sandsynligheden for at blive

sagsøgt.

I den danske erstatningslov er der

anvendt objektiv erstatningsansvar

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

for forureningsuheld. Denne regel er

dog begrænset af lovens tolkning af,

hvad forurening er. Overstiger forureningen

ikke, hvad der må for ventes,

er der ikke tale om en forurening

(Lovens tillæg, sp 4747). Dette

står i skarp kontrast til den amerikanske

lovgivning, hvor enhver forurening

med farlige substanser er

relevante. Det indicerer, at man i loven

har taget tilløb til en skærpelse

af erstatningsansvaret, men på

grund af en række betingelser eller

undtagelser udvandes lovens gennemslagskraft.

Uanset om miljøsager er baseret

på culpa-reglen eller på det objektive

ansvar, kan bevisførelsen i miljøsager

være problematisk. Hvis reglen

derimod udvides til et kollektivt

eller solidarisk ansvar, kan virksomheden

dømmes for de fulde omkostninger

uanset virksomhedens andel i

forureningsuheldet. De potentielle

omkostninger her ved bliver meget

større, og tilsk yndelserne til at undgå

en sag bliver alt andet lige også

større. En sådan erstatningsregel

stiller store krav til den pågældende

forureners betalingsevne, som dog

til dels kan indfries ved købet af en

passende forsikring.

Det retroaktive ansvar er ligeledes

en kraftig udvidelse af ansvaret.

Det siger sig selv, at de potentielle

erstatningsomkostninger kan beløbe

sig til meget store summer, som

kan bevirke, at den pågældende virksomhed

ikke kan indfri erstatningskravet

og dermed udvandes de økonomiske

tilsk yndelser i erstatningsreglen.

Derfor skal en udvidelse af

den anvendte erstatningsregel balancere

de tilsigtede økonomiske tilsk

yndelser eller betalingsbyrden

med den reelle betalingsevne. Hvis

et erstatningskrav medfører insolvens,

vil erstatningsansvaret ikke

have de tilsigtede incitamenter, og

samfundet vil i sidste ende risikere

selv at skulle betale omkostningerne.

Hermed bliver det relevant at

diskutere køb af forsikringer som et

supplement til erstatningsansvaret.

Afslutning

Trods intentionerne om at realisere

forureneren-betaler-princippet med

indførelsen af erstatningsloven, er

det ikke lykkedes at implementere

en lov med den fornødne gennemslagskraft.

Der er en række udvandende

faktorer på de økonomiske

tilsk yndelser i erstatningsloven. Farligt

affald er et relativt kompleks reguleringsobjekt,

og erstatningsloven

og -reglen bør derfor tage højde

for karakteren eller egenarten af

miljøskader forårsaget af farligt affald.

Endeligt er erstatningslovens

bogstav i sig selv en begrænsning

for tilsk yndelserne - herunder erstatningsreglen

og definitionen af

forurening. Ligeledes har man sandsynligvis

begået en fejl ved at ekskludere

kravet om miljøansvarsforsikringer,

idet miljøomkostningerne

kan beløbe sig til store summer,

hvor den ansvarliges betalingsevne

ikke er tilstrækkelig.

Den amerikanske lov CERCLA er i

større udstrækning i overensstemmelse

med en internalisering af eksternaliteterne,

som ifølge økonomisk

tankegang er formålet med et

økonomisk instrument. Ved udformningen

af den danske lov burde man

have inkluderet de amerikanske erfaringer.

Endvidere burde man i større

omfang have over vejet, hvilket

retssystem og miljøregulering erstatningsloven

skal fungere i, samt

miljøskadernes egenart.

Set i lyset af de amerikanske erfaringer

og de skandinaviske landes love

betyder det, at bevisbyrden bør

lettes, erstatningspligtige omkostninger

bør konkretiseres og udvides,

kredsen af erstatningsansvarlige bør

udvides og endeligt burde kredsen

af parter, der kan sagsøge, ligeledes

øges.

Bemærk: En udbygget version af denne

artikel kan rek vireres ved henvendelse

til Tanja Nissen (se adresse side 35).

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 23


Planlægning - retlige rammer for regulering

af den fremtidige arealanvendelse

Af Helle Tegner Anker, Juridisk Institut, Aarhus Universitet

NR 46

SIDE 24

Indledning

Planlægning er et helt centralt virkemiddel

i miljøpolitikken. Det er et

nødvendigt og velegnet middel til

at styre udviklingen i den ønskede

retning. Planlægning kan f.eks. danne

grundlag for en differentieret

miljøindsats, hvor der lægges vægt

på områders særlige sårbarhed

mht. natur- eller vandkvalitet. Men

planlægningen på miljøområdet har

sine begrænsninger - ikke mindst i

kraft af de retlige rammer for plansystemet.

Planlægning er et meget bredt

begreb, som anvendes i mange forskellige

former inden for langt de

fleste samfundsområder. Inden for

miljøområdet dækker planlægning

også over flere forskellige kategorier

med en vigtig sondring mellem

fysisk planlægning og sektorplanlægning.

Det er kendetegnende for fysisk

planlægning, at der sker en planlægning

vedrørende anvendelse og

udformning af vore fysiske omgivelser,

dvs. areal- og naturressourcer.

Fysisk planlægning er ydermere

kendetegnet ved, at der anlægges

en helhedsbetragtning, hvor forskellige

arealanvendelsesinteresser

søges koordineret. Sektorplanlægning

tager derimod udgangspunkt i

en enkelt sektor f.eks. trafik, råstofindvinding,

landbrug, affald, spildevand

m.v., hvor der ud fra denne

sektors behov og samspil med omgivelserne

foretages en planlægning.

I dag er sektorplanlægningen

dog i et vist omfang indarbejdet i

eller nært sammenhængende med

den fysiske planlægning.

Det er den fysiske planlægning,

som vi kender den i form af lands-,

region-, kommune- og lokalplanlægning,

der er genstand for nærmere

behandling i denne artikel.

Planloven danner den umiddelbare

retlige ramme for den fysiske planlægning.

Men planloven indgår sammen

med den øvrige miljølovgivning

som en del af det danske retssystem,

der atter indgår i et større

internationalt retssystem. Den fysiske

planlægning er således undergivet

en række retlige rammer og begrænsninger,

som nødvendigvis må

forstås og accepteres, når man anvender

fysisk planlægning som et

virkemiddel i dansk miljøpolitik.

Plansystemet

og planloven

Det plansystem, vi har i dag, blev i

begyndelsen af 1970’erne til i et tæt

samspil med kommunalreformen.

Plansystemet blev tilpasset de kommunale

enheder - amter og kommuner

- samtidig med at det blev baseret

på og legitimeret ved et betydeligt

demokratisk element. Inddragelse

af offentligheden spiller derfor

en vis rolle i plansystemet og er

fremhævet som en selvstændig

målsætning i planlovens formålsbestemmelse.

Borgerdeltagelse er

måske nok centralt, men er af en indirekte

karakter - borgerne har indflydelse

på de retningslinier, som

fastsættes for myndighedernes administration

i øvrigt. Det skyldes, at

plansystemet primært tjener som

et administrationsgrundlag for

myndighederne og ikke direkte er

rettet mod den enkelte borger.

Endvidere er planlægning et ganske

fleksibelt instrument i det politiske

system - man har en plan indtil man

vedtager en ny. Der er altså en betydelig

spændvidde i plansystemet,

hvilket i mange tilfælde kan skabe

frustrationer både blandt borgere,

for valtning og politikere. For hvor

går grænserne for, hvad man kan og

ikke kan inden for plansystemet?

Og hvad er retsvirkningen af en

vedtaget plan?

Planloven opstiller såkaldte kataloger

for, hvilke emner der kan og

skal indgå i region-, kommune- og

lokalplanlægning. Men planloven siger

ikke meget om det nærmere

indhold af planlægningen. Planlovens

grænser eller rammer for planers

indhold følger primært af det

såkaldte rammestyringsprincip,

hvorefter en plan ikke må stride

mod overordnet planlægning. Eksempelvis

må der i en kommune- eller

lokalplan kun planlægges for

vindmøller, der ligger inden for de i

regionplanen udpegede vindmølleområder.

Rammestyringsprincippet kan betegnes

som det ene ben af plansystemets

to retsvirkningsbestemmelser.

Det andet ben udgøres af de såkaldte

»virke-for«-bestemmelser,

der omhandler planers retsvirkning

som administrationsgrundlag.

Amtsråd og kommunalbestyrelser

har bl.a. pligt til at virke for gennemførelsen

af regionplanens retningslinier,

f.eks. ved behandling af

en miljøgodkendelse eller landzonetilladelse.

Betydningen af virkefor

kravet er imidlertid uklart - der

er ikke tale om en bindende virkning

i traditionel forstand.

Planlægningens gennemslagskraft

i forhold til f.eks. en miljøgodkendelse

eller en landzonetilladelse

afhænger af flere forhold. For det

første kan planlægningens egnethed

som administrationsgrundlag

variere. Her er graden af præcision

helt afgørende. En meget præcis regionplanretningslinie,

f.eks. at antennemaster

over en vis højde skal

undgås i det åbne land, vil have en

mere tydelig gennemslagskraft end

en retningslinie, om at anlæg eller

indgreb, der kan forringe særlige

beskyttelsesområder, bør undgås.

For det andet kan vanskelighederne

med at spore en gennemslagskraft

af planlægningen skyldes en manglende

sammenhæng med planlægningen.

Eksempelvis har mange

landzonesager en meget ringe eller

slet ingen (negativ) betydning i forhold

til regionplanens retningslinier.

For det tredje kan tilstedeværelsen

af andre gode grunde, f.eks.

hensynet til en bæredygtig udvikling

i landdistrikterne, føre til en

fravigelse af f.eks. regionplanens

retningslinier om beskyttelse af natur-

og landskabsværdier.

Gennemslagskraften eller retsvirkningen

af en vedtaget plan er

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 25


NR 46

SIDE 26

altså ikke klar. Det er helt afgørende

at forstå planlægningens karakter

af retningslinier for den fremtidige

arealanvendelse. Selv landsplanbestemmelser

som de såkaldte

kystplanbestemmelser, der nu er

indføjet direkte i planloven, har karakter

af retningslinier. Derfor er en

i øvrigt velbegrundet overførsel af

en ejendom fra sommerhusområde

til landzone ikke udelukket, selvom

det af planloven fremgår, at sommerhusområder

skal fastholdes til

ferieformål.

Andre retlige rammer

Det er ikke kun selve planloven,

men også øvrige retlige rammer,

der sætter begrænsninger for plansystemet.

Her skitseres kort retlige

rammer af for valtnings-, forfatnings-

og EU-retlig karakter.

For valtningsretlige grundsætninger

opstiller en række krav til, hvad

der kan betegnes som god for valtningsskik.

Planlægning er som

nævnt et meget fleksibelt virkemiddel

med en betydelig spændvidde.

Derfor er kravene til god for valtningsskik

en vigtig retsgaranti,

selvom planlægningen oftest ikke

retter sig direkte mod den enkelte

borger. Et væsentligt element i de

for valtningsretlige grundsætninger

er, at myndighederne administrerer

ud fra saglige hensyn. Planernes

indhold skal altså være sagligt velbegrundet.

Når planlægning anvendes

som administrationsgrundlag i

forhold til enkeltsager, f.eks. miljøgodkendelse

eller landzonetilladelse,

er det også vigtigt, at der foretages

en konkret bedømmelse af

forholdene i den enkelte sag. Der

må altså kræves en saglig og konkret

velbegrundet anvendelse af

plangrundlaget i enkeltsagsbehandlingen.

Myndighederne må ikke fristes

til at afgøre sager på forhånd i

henhold til planlægningen uden en

konkret vurdering af sagen. Der er

heller ikke noget, der tyder på, at

det er tilfældet i praksis, hvor undersøgelser

viser, at det konkrete

skøn har en meget stor betydning.

Ud fra en forfatningsretlig vinkel

er navnlig ejendomsretten vigtig i

relation til arealanvendelse. Planlægning

er normalt ikke problematisk

i forhold til ejendomsretten, da

der er tale om en (generel) erstatningsfri

regulering af den fremtidige

arealanvendelse. Erstatning

kommer sædvanligvis først på tale

ved indgreb i den eksisterende arealanvendelse.

Planlægningen kan

ikke direkte gribe ind i eller kræve

ændringer i den eksisterende arealanvendelse,

men der kan fastsættes

ønsker eller retningslinier for

den fremtidige arealanvendelse.

Navnlig i forbindelse med lokalplanlægning

kan der dog forekomme

planer, der reelt afskærer en rimelig

og forsvarlig udnyttelse af en ejendom.

Her gælder særlige regler om

overtagelse m.v. I andre tilfælde

kan det for at realisere en plan være

nødvendigt at ekspropriere fast

ejendom. Planloven indeholder

hjemmel hertil, når det vil være af

væsentlig betydning for gennemførelse

af byudvikling i overensstemmelse

med en kommuneplan eller

for virkeliggørelsen af en lokalplan.

I forbindelse med Vandmiljøplan II’s

krav om genopretning af 16.000 ha

vådområder skulle der i regionplanerne

udpeges potentielle vådområder.

Hjemlen til at sikre genopretning

af vådområder - herunder ved

ekspropriation - findes imidlertid i

naturbeskyttelsesloven.

Et tredje vigtigt element er EUretten.

I det omfang der er tale om

bindende EU-krav, f.eks. vedrørende

vand- eller naturkvalitet, får sådanne

kvalitetskrav, når de indgår i

regionplanen, en anden retlig karakter

end regionplanretningslinierne i

øvrigt. Hvis man derfor som en del

af planlægningen udpeger områder,

hvortil der er knyttet EU-krav, så

må man også acceptere, at der ikke

længere er tale om retningslinier,

men derimod om bindende - og

ufravigelige - krav, der skal lægges

til grund i en efterfølgende sag. Det

er f.eks. tilfældet, hvis man anvender

EU’s kvalitetskrav for laksefiskevand

eller karpefiskevand. Det kan

imidlertid også handle om, hvilke

undersøgelses- eller tilladelseskriterier

der skal anvendes inden for

fuglebeskyttelses- og habitatområder.

Myndighederne har pligt til at

fortolke de danske regler i overensstemmelse

med EU-reglerne.

Fremtidsperspektiver

Plansystemets karakter og de begrænsninger,

der følger heraf, kan

vanskeligt adskilles.

Det afgørende er at gøre sig

klart, hvad man ønsker at bruge

planlægningen til, og hvordan man

kan realisere planlægningens målsætninger

inden for de (retlige)

rammer eller begrænsninger. Hvis

man vil bruge planlægningen som

grundlag for en differentieret miljøindsats,

f.eks. i forhold til landbruget,

må man nøje over veje de muligheder

eller begrænsninger, som

retssystemet stiller til rådighed.

Planlægningen er her vigtig til at

identificere eller udpege områder,

hvor der er brug for en særlig indsats.

Dette sker bl.a. som et led i

den såkaldte vandressourceplanlægning,

hvor der skal udpeges indsatsområder

for bl.a. nitrat og pesticider.

Planlægningen er også vigtig til

at koordinere indsatsen mellem forskellige

(sektor-)områder. Men

planlægningen må sammenkobles

med andre beføjelser for faktisk at

iværksatte en indsats inden for det

udpegede område. Planlægningen

er - bortset fra lokalplanlægning -

ikke direkte rettet mod den enkelte

borger. Planlægningen kan ikke gribe

ind i den eksisterende udnyttelse

af det enkelte areal eller den enkelte

ejendom. Der kræves altså en

sammenkobling med indgrebsbeføjelser

i henhold til anden lovgivning,

f.eks. miljøbeskyttelsesloven

eller vandforsyningsloven. Det behøver

imidlertid ikke at være en

sammenkobling til enkeltsagsbeføjelser

såsom miljøgodkendelser.

Der kan også ske en kobling til generelle

regler, f.eks. vedrørende

landbrugets gødningsanvendelse.

Dette kendes imidlertid ikke i den

danske lovgivning.

Også andre muligheder eksisterer,

f.eks. kobling af planlægningen

til støtteordninger, særlige indsatsplaner

m.v. Der er altså mange muligheder

for en konstruktiv anvendelse

af planlægningen i den fremtidige

miljøpolitik - men der må

kræves opmærksomhed omkring de

retlige rammer.

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 27


Effekter af forskellige tilsynsstrategier

på landmændenes efterlevelse

af Vandmiljøplanerne

af Søren Winter

NR 46

SIDE 28

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

Et mere indgående og

målrettet tilsyn samt

rådgivning og indskærpelse

af reglerne - frem

for flere sanktioner -

synes at være vejen til

et bedre miljø.

Landbruget har siden midten af

1980’erne været udsat for en omfattende

og detaljeret miljøregulering

vedr. husdyrhold gennem Vandmiljøplan

I og II. Disse planer har været

mødt med en betydelig skepsis fra

landbruget og dets organisationer.

Tilsynet med og håndhævelsen af

denne regulering er spredt på flere

myndigheder. Kommunerne har

stået for en væsentlig del af dette

tilsyn. De har en betydelig handlefrihed

med hensyn til tilrettelæggelse

heraf, og der er da også stor

forskel på, hvordan tilsynet i praksis

føres i de enkelte kommuner. Ligeledes

er der stor forskel på, hvordan

de enkelte landmænd reagerer på

miljølovgivningen og tilsynet med

dens overholdelse.

To hovedstrategier synes at være

mest effektive til at få landmændene

til at overholde miljøreglerne og

til eventuelt at gøre en ekstra indsats

for miljøet. Den ene er en afskrækkelsesstrategi,

som har til formål

at få landmændene til at tro, at

eventuelle overtrædelser af miljølovgivningen

med stor sandsynlighed

vil blive opdaget af miljøtilsynet.

Den anden er en informations- og forventningsstrategi,

der har til formål

at forøge landmændenes kendskab

til reglerne og deres moralske pligtfølelse

til at overholde dem.

Undersøgelsen

af tilsyn og effekter

De to hovedstrategier bygger på

foreløbige resultater af et forskningsprojekt

om gennemførelsen af

vandmiljøplanen og dens effekt på

landmændenes adfærd. 1 Undersøgelsen

bygger på spørgeskemaundersøgelser

af 1.562 husdyrbrug og

af tilsynsførende i de kommuner,

der har husdyrbrug. Desuden inddrages

en del andre data, bl.a. fra

kommunernes indberetninger til

miljøstyrelsen om deres tilsynsarbejde

og ressourceforbrug.

I spørgeskemaet har landmændene

angivet, hvordan deres landbrugspraksis

lever op til miljøreglerne.

Selv om disse mål for overholdelse

af miljøregler er subjektive,

for venter vi, at de relative forskelle

i forhold til regeloverholdelse

mellem de enkelte landmænd er nogenlunde

pålidelige, og det er disse

forskelle, vi analyserer.

Motiver og evne til at

overholde miljøreguleringen

Udformningen af en mere effektiv

regulering kræver kendskab til de

reguleredes måde at tænke og

handle på, herunder til deres motiver

og incitamenter og deres kapacitet

til at overholde reglerne. Undersøgelsen

har derfor kortlagt

landmændenes motiver og evne til

at overholde miljøreguleringen.

Det har resulteret i opstillingen

af en handlingsmodel for reguleredes

adfærd. Hvad viljen angår, er

der tre typer af motiver: (1) økonomiske,

nyttebaserede hensyn, (2)

normative eller moralske motiver

samt (3) sociale motiver, som baseres

på sociale for ventninger til landmanden.

Vilje til at overholde lovgivningen

er dog ikke nok, hvis ikke

evnen er til stede i form af (4) kendskab

til reglerne og (5) økonomisk

formåen til at opfylde lovgivningens

krav bl.a. med hensyn til miljøinvesteringer.

Risiko for opdagelse

og miljøomkostninger

Ifølge den klassiske afskrækkelsesteori

overholdes lovgivningen i højere

grad, desto større de for ventede

nettoomkostninger er ved, at eventuelle

overtrædelser opdages og

straffes i forhold til fortjenesten

ved at overtræde reglerne. I praksis

viser det sig da også, at jo større risikoen

er for, at overtrædelser af

reglerne bliver opdaget af tilsynet,

desto flere landmænd retter sig efter

reglerne. Tilsvarende reduceres

lovoverholdelsen, desto større

landmændenes omkostninger ved

at overholde lovgivningen er. Derimod

har den oplevede risiko for at

få en bøde ingen effekt. Det vil sikkert

komme bag på mange, at det

vigtigste led i en forebyggende afskrækkelsesstrategi

ikke er risikoen

for at blive straffet, men risikoen

for at blive opdaget, hvis man overtræder

lovgivningen. Disse forskningsresultater

støttes imidlertid af

et betydeligt antal internationale

undersøgelser af forskellige former

for offentlig regulering og kriminalitetsforebyggelse.

Oven i købet virker trusler fra de

tilsynsførende om sanktioner stik

imod deres hensigt. Når sådanne

trusler anvendes overfor landmænd,

som har et dårligt kendskab

til miljøreglerne, giver de bagslag,

»Jo mere formelle de tilsynsførende

er i forhold

til landmændene, desto

mere overholder landmændene

lovgivningen«

så landmændene overholder lovgivningen

i mindre grad! Truslerne

sætter tilsyneladende en trodsreak-

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 29

1 For sk n i n gspr o j e k te t f o r e g å r u n d e r l e d e lse a f l e k t o r S ø r e n W i n ter, I ns t i t u t f o r Stat sk u n dska b v e d A a r h us U n i v e r si te t (f r a 20 01 f o r sk n i n gspr o f e s s o r v e d S o c i a l f o r sk n i n gsins

t i t u t te t) o g d e t s a m f u n ds v i d e nska b e l i g e m i l j ø f o r sk n i n gsce n ter, CeSaM. E n d e l a f p r o j e k te t g e n n e m f ø r e s i s a m a r b e j d e m e d p r o f e s s o r P e ter J . M a y, U n i v e r si t y o f Washingt

o n, S e a t t l e, US A .


»Rådgivningen fra disse tredjeparter – og særligt landbrugskonsulenterne –

påvirker såvel landmændenes viden om miljøreglerne som deres moralske

opbakning bag reglerne. Og både moralsk opbakning og især viden forøger

som nævnt deres overholdelse af lovgivningen«

NR 46

SIDE 30

tion i gang, når landmændene ikke

forstår baggrunden.

Når trusler anvendes over for

landmænd, der kender reglerne, har

de ingen effekt. Implikationerne af

disse forskningsresultater vedr. effekt

af henholdsvis opdagelsesrisiko

og strafrisiko, er, at en effektiv

tilsynsstrategi må satse på at forøge

målgruppens oplevelse af risiko

for, at eventuelle lovovertrædelser

opdages, hvorimod straf og trusler

herom normalt ikke vil være hensigtsmæssigt.

Landmændenes moral

har betydning for effekten

Der findes imidlertid alternativer til

afskrækkelse. Således har også

landmændenes følelse af en moralsk

pligt til at overholde miljølovgivningen

betydning for deres miljøadfærd.

Denne pligtfølelse næres

af deres generelle pligtfølelse til at

overholde landets love i al almindelighed,

men svækkes, hvis landmændene

opfatter miljøreglerne og

miljøtilsynets adfærd som uretfærdige,

eller hvis de ikke mener, at

overtrædelse af miljøreglerne udgør

noget miljøproblem. Denne

skepsis over for, om landbruget forurener

deles imidlertid af ganske

mange landmænd.

På denne baggrund er det overraskende,

at langt de fleste landmænd

alligevel føler et moralsk ansvar

for at overholde miljøreglerne.

Der ligger givet en socialisering

gennem et helt liv – ja gennem generationer

af landmænd - i samfundsborgeres

rettigheder og pligter

bag ved denne moralske opbakning.

Det er imidlertid ganske vanskeligt

for offentlige tilsynsmyndigheder

at påvirke landmændenes

moralske pligtfølelse – i hvert fald i

positiv retning. Mens de tilsynsførendes

rådgivning af landmændene

ikke har nogen effekt, styrkes den

moralske pligtfølelse af rådgivning

fra landbrugets egne konsulenter,

lokale landboforeninger og ERFAgrupper.

Effekten af de tilsynsførendes

forventninger og

tilsynsstil

Et tredje motiv til at overholde miljøreglerne

er et socialt pres fra omgivelserne.

I modsætning til den

moralske pligtfølelse behøver man

her ikke at være enig i lovgivningen,

eller i, at man som borger har en

moralsk pligt til at overholde landets

love. Men man overholder dem

alligevel, fordi dette for ventes eller

kræves af nogle personer, som man

har regelmæssig kontakt med, og

hvis opfattelse man tillægger vægt.

Landmændene udsættes f.eks. fra

for ventninger i samspillet med de

kommunale tilsynsførende. Sådanne

for ventninger signaleres gennem

den tilsynsstil, som de tilsynsførende

anvender i det daglige i

omgangen med landmændene.

Tilsynsstilen kan for det første

være mere eller mindre formel. Formelle

tilsynsførende lægger således

vægt på reglerne og skriftlighed,

mens uformelle tilsynsførende læg-

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

ger vægt på mundtlighed, er mere

fleksible, forhandler med landmændene

og søger at påvirke deres

holdninger frem for at holde sig til

reglerne.

Jo mere formelle de tilsynsførende

er i forhold til landmændene,

desto mere overholder landmændene

lovgivningen. Vores fortolkning

er, at formalisme giver landmænd

som virksomhedsledere en større

grad af sikkerhed for deres fremtidige

økonomiske dispositioner, som

gør, at de relativt hurtigt indretter

sig efter disse krav, som i mange tilfælde

betyder investeringer i faciliteter

til opbevaring og håndtering

af husdyrgødning. Uformelle tilsynsførende

giver ikke en sådan sikkerhed,

og de kan måske ved deres

fleksibilitet rejse tvivl om, hvor alvorligt

disse regler egentligt er

ment, og hvor striks de håndhæves.

Formalisme har dog kun en gavnlig

effekt indtil en vis grænse.

For det andet kan tilsynsstilen

være mere eller mindre tvangsorienteret.

Tvangsorienterede tilsynsførende

er skeptiske over for landmændene

og bruger trusler om

sanktioner, mens andre tilsynsførende

er tillidsfulde og undgår at

bruge trusler. Tvangsorientering

har imidlertid en negativ effekt på

lovoverholdelsen hos de landmænd,

der ikke kender miljøreglerne særligt

godt.

Ikke kun vilje, men også

evne…

Landmændenes overholdelse af miljøreglerne

afhænger ikke kun af vilje,

men også af deres evne. Det har

overordentlig stor betydning, om

landmændene føler, at de har kendskab

til miljøreglerne.

Tilsvarende har landmændenes

økonomiske situation betydning. En

relativ dårlig økonomisk situation

medfører mindre overholdelse af

reglerne. Men igen sker dette dog

kun for de landmænd, som har et

ringe kendskab til reglerne. Regelkendskabets

store betydning understreger

igen behovet for en rådgivningsindsats.

Rådgivning og tilsyn snarere

end sanktioner er

vejen frem

En samlet vurdering af undersøgelsens

resultater er, at både afskrækkelse,

moralsk pligtfølelse og socialt

pres er vigtige motiver til lovoverholdelse,

ligesom evne i form

af kendskab til reglerne og økonomisk

kapacitet har betydning. Det

viser sig imidlertid for det første, at

alle disse faktorer tilsyneladende

kun kan forklare en mindre del af

forskellene på landmændenes miljøadfærd.

Der må også være andre

faktorer, der har betydning, som vi

ikke har afdækket, herunder vanens

magt: at man bare gør, som man

plejer. For det andet viser det sig, at

afskrækkelse har langt mindre effekt

på landmændenes miljøadfærd

end deres kendskab til reglerne. Afskrækkelse

har heller ikke større betydning

end landmændenes moralske

pligtfølelse samt de tilsynsførendes

sociale for ventninger til

dem.

Først og fremmest viser de hidtidige

resultater af undersøgelsen, at

risiko for sanktioner og trusler om

sanktioner næppe har nogen positiv

effekt på landmændenes miljøadfærd.

Det hjælper ikke at fare frem

med »trusler om bål eller brand«.

Der synes derimod at være mere

perspektiv i en flerleddet strategi,

der bygger dels på afskrækkelse og

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 31


NR 46

SIDE 32

tilsyn, dels på information og sociale

for ventninger.

Afskrækkelse og tilsyn

De mest effektive elementer i en afskrækkelsesstrategi

er for det første

et relativt hyppigt og indgående

miljøtilsyn, hvor der bruges forholdsvis

megen tid på tilsynet. For

det andet har en målretning af tilsynet

en positiv effekt. Det indebærer,

at der fokuseres mest på de

landbrug og på de forhold på de enkelte

gårde, hvor risikoen for miljøproblemer

er størst. For det tredje

har det betydning for afskrækkelsen,

om landmændene oplever tilsynet

som retfærdigt i forhold til de

enkelte landmænd. Her har det også

betydning, om landmændene oplever,

at de fleste andre landmænd i

kommunen overholder lovgivningen.

Hvis en landmand skønner, at

der er mange lokale landmænd, der

ikke overholder reglerne (og åbenbart

slipper af sted med det), bedømmer

han naturligt nok opdagelsesrisikoen

som lille.

En informations- og

forventningsstrategi

Efterlevelsen kan imidlertid også

styrkes gennem en indsats, der stimulerer

landmændenes normative

og sociale motiver til at efterleve

lovgivningen samt forøger deres

kendskab til miljøreglerne. En sådan

strategi kan kaldes en informations-

og for ventningsstrategi. De mest

effektive elementer heri er for det

første en information om reglernes

indhold og implikationer i forhold

til de enkelte landmænd. Dette indebærer

ikke kun en simpel rådgivning

om regler, men også at de tilsynsførende

er forholdsvis formelle

i deres tilsynsstil. Det indebærer, at

de i deres kontakt med landmændene

betoner reglerne og deres vigtighed

og dermed signalerer forventninger

om, at de bliver overholdt,

og at landmanden afhjælper

de påpegede overtrædelser af reglerne

Tredje-parters

rolle i rådgivningen

Et andet led i en sådan informations-

og for ventningsstrategi kan

være at bruge landbrugets egne

konsulenter, foreninger og ERFAgrupper

i informationsarbejdet.

Langt de fleste landmænd angiver,

at de bruger landbrugskonsulenter,

og deres rådgivning er overordentlig

vigtig for landmændenes anvendelse

af husdyrgødning og kunstgødning.

Disse konsulenter nyder en meget

stor faglig respekt hos landmændene.

Både de og de lokale

landboforeninger og ERFA-grupper

taler landmændenes eget sprog, og

de mødes alle med større tillid end

de kommunale tilsynsførende. Men

samtidig har landmændene sikkert

også mere tillid til, at landbrugets

egne folk grundlæggende rådgiver

ud fra, at landbrug skal være profitabelt.

I forhold til det offentlige reguleringsapparat

fungerer landbrugets

egne konsulenter, foreninger

og ERFA-grupper således som tredjeparter,

der har indflydelse på landmændenes

overholdelse af lovgivningen.

Rådgivningen fra disse tredjepar

ter – og særligt landbrugskonsulenterne

– påvirker såvel landmændenes

viden om miljøreglerne

som deres moralske opbakning bag

reglerne. Og både moralsk opbakning

og især viden forøger som

nævnt deres overholdelse af lovgivningen.

Rådgivningen fra tredje part har

større effekt end de råd, der modtages

fra de kommunale tilsynsførende.

De kommunale tilsynsførendes

rådgivning har nemlig mindre

effekt på kendskabet til reglerne

end rådgivningen fra tredjeparterne

og herunder navnlig landbrugskonsulenterne.

Ydermere har vi ikke

kunnet konstatere nogen som helst

effekt af den rådgivning, som landmændene

modtager fra de tilsyns-

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

»Selv om der her er peget

på en række »redskaber«,

der kan forbedre

overholdelsen af

miljølovgivningen, er det

dog samtidigt bemærkelsesværdigt,

at den

politiske kontrol over en

del af disse ef fekter er

beskeden«

førende, på landmændenes moralske

pligtfølelse til at overholde miljøreglerne.

Effekten er dog svær

at kontrollere politisk

Selv om der her er peget på en række

»redskaber«, der kan forbedre

overholdelsen af miljølovgivningen,

er det dog samtidigt bemærkelsesværdigt,

at den politiske kontrol

over en del af disse effekter er beskeden.

Undersøgelsen viser, at effekterne

generelt er forholdsvis beskedne

og indirekte.

Landmændenes adfærd påvirkes

kun marginalt af de forskellige typer

af ændringer af tilsynet. Politikere

gør sig ofte overdrevne forestillinger

om, i hvilket omfang man

kan ændre borgernes og virksomhedernes

adfærd. Den generelle efterlevelse

af reglerne er ganske vist

forholdsvis høj hos landmændene.

Men hvor variationer i kendskabet

til reglerne har stor effekt på lovoverholdelsen,

betyder forskelle i

landmændenes motiver og de anvendte

tilsynsformer mindre herfor.

Tredjeparternes påvirkning af

lovoverholdelsen er også ganske

vanskelig at kontrollere for offentlige

beslutningstagere. En del kommuner

har dog forsøgt at etablere

et samarbejde med konsulenterne.

Ligeledes har kommunalpolitikere

kun meget små muligheder for at

påvirke de tilsynsførendes stil.

Kommunalpolitikernes politiske

præferencer med hensyn til opbakning

af den statslige miljøregulering

af landbruget og deres politiske

krav om mere indgående eller

mere lempeligt miljøtilsyn har således

ingen effekt på den anvendte

tilsynsstil. Derimod afspejler de anvendte

tilsynsstile i betydelig omfang

tilsynspersonalets egne præferencer

og erfaringer på jobbet med

hensyn til, hvad der virker og ikke

virker. Kommunalpolitikerne kan

dog i høj grad påvirke omfanget af

tilsynsindsatsen – især gennem deres

bevillingskompetence. De kan

også ændre brugen af formelle påbud,

indskærpelser og politianmeldelser

gennem politiske krav om et

mere lempeligt eller mere indgående

miljøtilsyn.

Resultaterne har gyldighed

også på andre reguleringsområder

Om end landmænd blandt andet

gennem deres tilknytning til lokalsamfundet

kan være præget af andre

motiver end f.eks. større virksomheder,

er der er god grund til at

tro, at disse forskningsresultater

om effekter af miljøtilsyn har en

gyldighed, der rækker ud over miljøtilsyn

med landbrug.

Den afdækkede handlingsmodel

- hvorefter de reguleredes adfærd

bestemmes af deres vilje i form af

nyttebaserede, normative og sociale

motiver til at overholde lovgivningen

og af deres evne i form af regelkendskab

og økonomisk formåen

- har relevans også på andre reguleringsområder.

Dette støttes af den

internationale regulerings- og kriminologiforskning.

Det samme gælder

resultaterne vedr. afskrækkelsesstrategiers

muligheder for at

forøge lovoverholdelsen gennem

større risiko for opdagelse af overtrædelser.

Der er også grund til at

tro, at de reguleredes kendskab til

regelgrundlaget er vigtigt også på

andre reguleringsområder.

Ligeledes bør offentlige reguleringsmyndigheder

over veje, hvilken

rolle tredjeparter spiller – og kunne

spille – på forskellige reguleringsområder.

Brancheforeninger, konsulenter

og lignende kan have en

vigtig rolle med hensyn til at udbrede

reguleringsbudskabet, baggrunden

for det og dets relevans for

branchen, f.eks. i henseende til at

være på forkant med udviklingen.

Tredjeparter kan således have en

vigtig både informerende og legitimerende

rolle i forhold til offentlig

regulering.

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 33


NR 46

SIDE 34

Bestilling af materiale fra

Det Strategiske Miljøforskningsprogram

r Jeg ønsker fremover at modtage nyhedsbrevet Miljøforskning samt andet materiale

udgivet af programmet (kun kryds hvis ny abonnent).

r Jeg ønsker at ophøre som abonnent på Miljøforskning.

r Jeg ønsker følgende allerede udgivet, gratis materiale tilsendt (udgåede papir versioner

kan eventuelt læses på/udskrives fra Internet på adressen: http://smp.au.dk):

r Miljøforskning nr. 7 - tema: Atmosfæreforskning i Danmark.

r Miljøforskning nr. 9 - tema: Jordbrugsvidenskabelig miljøforskning i Danmark-1.

r Miljøforskning nr. 14 - tema: Strategisk Forskning.

r Miljøforskning nr. 15 - tema: Økotoksikologisk forskning.

r Miljøforskning nr. 17 - tema: Strategisk miljøforskning efter 1996 - del 1.

r Miljøforskning nr. 20 - tema: Midtvejsevaluering af de første forskningscentre.

r Miljøforskning nr. 21 - Miljøforskning for Fremtiden 1. Inter views med forskere.

Forskningsformidling til en bredere læserkreds (gymnasier, seminarier, o.l.)

r Miljøforskning nr. 22 - tema: Forskning i miljø og kræft.

r Miljøforskning nr. 24 - Miljøforskning for Fremtiden 2. Inter views med forskere.

Forskningsformidling til en bredere læserkreds (gymnasier, seminarier, o.l.)

r Miljøforskning nr. 25 - tema: Samfundsvidenskabelig miljøforskning.

r Miljøforskning nr. 26 - Præsentation af de 3 nye centre, 1996-1999.

r Miljøforskning nr. 28 - tema: Kvælstofomsætning i rodzonen.

r Miljøforskning nr. 29 - Miljøforskning for Fremtiden 3. Inter views med forskere.

Forskningsformidling til en bredere læserkreds (gymnasier, seminarier, o.l.)

r Enkelteks.

r Klassesæt. Antal eksemplarer:

r Miljøforskning nr. 30 - tema: Tab af fosfor fra landbrugsjord.

r Miljøforskning nr. 33 - tema: Miljøfremmede stoffers skæbne.

r Miljøforskning nr. 35 - tema: Ulandsforskning: SEREIN, SASA og DIVA (engelsk)

r Miljøforskning nr. 36 - Miljøforskning for Fremtiden 4. Inter views med forskere.

Forskningsformidling til en bredere læserkreds (gymnasier, seminarier, o.l.)

r Enkelteks.

r Klassesæt. Antal eksemplarer:

r Miljøforskning nr. 37 - Miljøforskning for Fremtiden 5. Inter views med forskere.

Forskningsformidling til en bredere læserkreds (gymnasier, seminarier, o.l.)

r Enkelteks.

r Klassesæt. Antal eksemplarer:

r Miljøforskning nr. 38 - tema: Forskning i miljø- og sundhedsfarlige stoffer.

r Miljøforskning nr. 39 - tema: Den Gode Jord. Forskning i økologi. FØJO.

r Miljøforskning nr. 40 - tema: Hormonlignende stoffers effekter.

r Miljøforskning nr. 42 - tema: Pesticider og grundvand. Grundvandsgruppen.

r Miljøforskning nr. 43 - tema: Bioteknologi i Landbruget.

r Miljøforskning nr. 44 - Miljø- og transportforskning - præsentation af nyt center.

r Miljøforskning nr. 45 - tema: Stok eller Gulerod? Virkemidler i Miljøpolitikken. Del 1.

r Miljøforskning nr. 46 - tema: Stok eller Gulerod? Virkemidler i Miljøpolitikken. Del 2.

r Præsentationsmappe med beskrivelser af programmets centre:

r Dansk r Engelsk

r Mid-term evaluation 1995. Evaluering af programmets centre: maj 1995.

r Brochure: Nyttedyr, Skadedyr og Biodiversitet. Folkeskoleunder visningsmateriale.

r Hæfte: Miljøfarlige Stoffer. Dansk Center for Økotoksikologisk Forskning 1997.

r Hæfte: Vor fælles luft - En truet ressource. Center for Luftforureningsprocesser og Modeller 1998.

r Pjece om forskningsresultater m. m. under Det Humane Delprogram 1997.

Stilling / Navn:

Institution / Firma:

Adresse:

Tlf: Fax: E-post:

Sendes til:

Det Strategiske Miljøforskningsprogram,

Forskerparken, Gustav Wieds Vej 10 C, 8000 Århus C.

Tlf.: 86 20 50 83 ¯ Fax: 86 13 59 10 ¯ E-post: smp@smp.au.dk

D E T S T R A T E G I S K E M I L J Ø F O R S K N I N G S P R O G R A M © F E B R U A R 2 0 0 1


M I L J Ø

Forfatteroplysninger

Miljøforskning nr 46

Indledning

Professor Ellen Margrethe Basse

Centerleder, CeSaM

Juridisk Institut, Aarhus Universitet

Tlf.: 8942 1628

E-mail: emb@jura.au.dk

Sekretariatschef Peder Andersen

Centerleder, AMOR

Det Økonomiske Råds Sekretariat

Tlf.: 3313 51 28

E-mail: pa@dors.dk

Artikel 1

Frivillige aftaler som virkemiddel i energiregulering

Kandidatstipendiat Signe Krarup

SØM

Amternes og Kommunernes Forskningsinstitut (AKF)

Tlf.: 33 14 59 49 + 142

E-mail: sk@akf.dk

Artikel 2

Institutionelle betingelser for effektive miljøaftaler

Ph.d.-studerende Martin Enevoldsen

CeSaM

Institut for Statskundskab, Aarhus Universitet

Tlf.: 8942 1133

E-mail: Cesamme@au.dk

Cand.oecon. Tanja Nissen

Det Samfundsvidenskabelige Fakultet

Syddansk Universitet – Odense

Tlf.: 6550 3247

E-mail: tni@sam.sdu.dk

Artikel 6

Planlægning - retlige rammer for regulering af den

fremtidige arealanvendelse

Lektor Helle Tegner Anker

CeSaM

Juridisk Institut, Aarhus Universitet

Tlf.: 8942 1352

E-mail: ha@jura.au.dk

Artikel 7

Effekter af forskellige tilsynsstrategier på landmændenes

efterlevelse af Vandmiljøplanerne

Forskningsprofessor Søren Winter

CeSaM

Socialforskningsinstituttet

Tlf.: 3348 0942

E-mail: scw@sfi.dk

F O R S K N I N G

NR 46

SIDE 35

Artikel 3

Standardbaserede virkemidler

- i et miljøretligt perspektiv

Forskningsadjunkt Birgitte Egelund Olsen

CeSaM

Tlf.: 8942 1627

E-mail: cesambeo@au.dk

Artikel 4

Miljømærkning

- som middel til fremme af miljø og samhandel

Professor Ellen Margrethe Basse (se indledning)

Professor Sanford E. Gaines

University of Houston Law Center

USA

Artikel 5

Erstatningsansvar og farligt affald

Lektor Per Andersen

SØM

Økonomisk Institut,

Syddansk Universitet – Odense

Tlf.: 6550 3211

E-mail: pan@sam.sdu.dk


»Postbefordret blad«, (8245 ARC)

Bladnummer 11573

N y m i l j ø d a t a b a s e

Det Strategiske Miljøforskningsprograms

Miljødatabase er udkommet i en ny udgave.

Miljødatabasen kortlægger den miljøforskning,

der foregår ved danske forskningsinstitutioner.

I alt 80 forskningsinstitutioner

omfattende ca. 200 afdelinger har angivet,

hvilke emner de forsker i inden for miljøområdet.

Databasen giver mulighed for to typer af informationssøgning:

1. Søgning på institutioner giver en oversigt

over den enkelte institutions forskningsprofil

på miljøområdet, opført på afdelingsniveau.

2. Søgning i forskningsemner giver en oversigt

over de forskningsinstitutioner, der forsker

i det søgte emne.

Den nye Miljødatabase ligger på Internettet

og er således let tilgængelig. Informationen

vil blive opdateret løbende.

Se www.smp.au.dk

- menupunktet

Miljødatabasen

More magazines by this user
Similar magazines