Analyse van de verdelende effecten van economische milieubeleidsinstrumenten

UNIVERSITEIT GENT FACULTEIT ECONOMIE EN BEDRIJFSKUNDE ACADEMIEJAAR 2010 – 2011

Analyse van de verdelende effecten van economische milieubeleidsinstrumenten.

Masterproef voorgedragen tot het bekomen van de graad van Master in de algemene economie

Simon Staelens onder leiding van Prof. Tom Verbeke

1

Inleiding ..................................................................................................................................... 4

1.

2.

Wat zijn milieuheffingen? .................................................................................................. 7 1.1

Milieuheffingen volgens heffingsfunctie..................................................................... 7

1.2

Milieubelastende- of vervuilende activiteiten en ‘externe kosten’ .............................. 8

1.3

Regulerende doeltreffendheid en de bepaling van een aanvaardbaar emissieniveau 13

1.4

Milieuheffingen: de vervuiler betaalt ........................................................................ 17

Milieuheffingen: een beleidsinstrument met regressieve impact? Een beknopt overzicht van de bevindingen in de literatuur .................................................................................. 18

3.

De vervuiler betaalt? Enkele overwegingen omtrent rechtvaardigheid en het principe ‘de vervuiler betaalt’. ............................................................................................................. 22

4.

3.1

Het reguleringsdoel.................................................................................................... 24

3.2

Het beleidsinstrument ................................................................................................ 25

3.3

De verdelende effecten .............................................................................................. 26

‘Willingness to pay’: een relevant concept in de milieubeleidskeuze? ............................ 29 4.1

Marktgerichte monetaire waarderingstechnieken ...................................................... 29

4.2

Allocatie van het publieke milieugoed en de inkomensgerelateerde bereidheid tot betalen ........................................................................................................................ 31

4.3

Verdelende effecten en het ‘vervuiler betaalt principe’ – welke verdelingseffecten zijn relevant in de beleidscontext? .............................................. 37

4.4

‘Public choices’ – ‘Private preferences’: Enkele bedenkingen bij de aanwending van individuele preferentiecriteria ter allocatie van het publieke goed, en de beperkende veronderstellingen hieromtrent in het licht van een in het ‘de vervuiler betaalt principe’-geankerd milieubeleid ................................................................................ 41

5.

Milieusubsidies................................................................................................................. 46 5.1

Wat zijn milieusubsidies? .......................................................................................... 46

5.2

Redenen voor het gebruik van subsidies als milieubeleidsinstrument ...................... 47

5.3

Subsidies: de vervuiler betaald ? ............................................................................... 52

5.4

Subsidies en incentives .............................................................................................. 55 2

6.

Conclusie: Het belang van de policy mix in het milieubeleid in functie van de, in het licht van het VBP, relevante en ongewenste verdelingseffecten ................................... 58

Appendix: De federale ecopremie als stimulans voor de aankoop van milieuvriendelijke wagens ...................................................................................................................................... 65 Bibliografie............................................................................................................................... 72

Figuren:

Figuur 1: De Pigouviaanse heffing (p.10) Figuur 2: De heffing en technologische vooruitgang (p.12) Figuur 3: Het heffingstarief en de geaggregeerde marginale reductiekosten (p. 13) Figuur 4: De heffing en kostenefficiëntie (p. 14) Figuur 5: Het nut van milieukwaliteit bij verschillende budgetlijnen (p. 32) Figuur 6: Subsidie ter beïnvloeding van productieniveau en prijs (p. 49)

3

Inleiding

De bekommernis om ons leefmilieu is gedurende de laatste decennia steeds belangrijker geworden, en heeft meer en meer geleid tot het algemeen aanvaard besef dat schadelijke milieueffecten ten gevolge van het economisch handelen niet langer als verwaarloosbare externe effecten te beschouwen zijn, waarmee geen rekening gehouden dient te worden. Er wordt daarom gepleit voor een internalisatie van deze ‘externe kosten’, zodat de schade toegebracht aan het milieu, als kost in het marktproces geïntegreerd wordt. Hiervoor zijn reeds diverse ‘economische instrumenten’ uitgedacht zoals milieusubsidies, verhandelbare emissierechten, emissienormen en milieuheffingen, e.a. om dergelijk gedragsveranderend effect te bereiken. In dit werkstuk zal de aandacht voornamelijk uitgaan naar het gebruik van regulerende milieuheffingen

of

–belastingen

en

milieusubsidies

als

economische

milieubeleidsinstrumenten, en dit in de context van het in nationale en internationale beleidsniveaus dominante principe ‘de vervuiler betaalt’. Dit beleidsprincipe wordt in deze verhandeling niet in vraag gesteld – het fungeert als uitgangspunt voor de beleidsanalyse – gezien dergelijke discussie, een filosofische discussie omtrent rechtvaardigheid uitlokt die niet aan de orde is in dit werkstuk. Er is evenwel een beleidsprincipe of- premisse vereist, dat kan fungeren als een objectief gegeven aan de hand waarvan de relevantie van bepaalde effecten beoordeeld kan worden. De analyse zal zich toespitsen op enerzijds de doeltreffendheid waarmee economische milieubeleidsinstrumenten de milieudoelstellingen beogen en de beleidsconsistentie garanderen in het licht van het principe ‘de vervuiler betaalt’, en anderzijds de mogelijke distributieve effecten die ze teweeg brengen voor particuliere huishoudens. Hiertoe is het de bedoeling een conceptueel kader te schetsen, aan de hand waarvan men de relevantie van uiteenlopende, soms tegenstrijdige, vermeende verdelingseffecten in de beleidsevaluatie kan kaderen, en hoe het overheidsbeleid, middels de policy mix in het gevoerde milieubeleid, deze relevant geachte ongewenste effecten kan tegengaan. Ten einde een milieubeleid te voeren dat zich kan beroepen op een consistente beleidslogica, is het immers nodig dié relevante distributieve effecten te onderscheiden waarmee, bij de milieubeleidsuitvoering, rekening dient gehouden te worden. Zoals uiteengezet in deze verhandeling, zijn niet alle ‘verdelende effecten’ hierbij van belang: in zekere mate zijn bepaalde verdelende effecten juist het directe gevolg van het beleidsprincipe 4

‘de vervuiler betaalt’, en als zodanig geen reden voor compensatie vanwege het gevoerde milieubeleid. Hoewel de distributieve impact van het gebruik van milieuheffingen als economisch beleidsinstrument, niet enkel betrekking heeft op de verdeling van de extra kosten tussen individuele

gezinnen,

maar

ook

op

de

potentieel

nadelige

concurrentiële-

en

werkgelegenheidseffecten voor bepaalde sectoren en industrieën, beperkt dit werkstuk zich tot het niveau van de particuliere huishoudens als consumenten, belastingbetalers en ontvangers van overheidssubsidies. Ook aan het intergenerationeel distributief vraagstuk1 zal, wegens de relatieve uitgebreidheid en complexiteit ervan, in dit werkstuk geen verdere aandacht besteed worden.

Een eerste sectie bespreekt de algemene economische redenering die schuilgaat achter het gebruik van milieuheffingen als beleidsinstrument, en een tweede geeft een overzicht van de hedendaagse literatuur omtrent de werking en de verdelende effecten van milieubelastingen als middel om bepaalde milieubeleidsdoelstellingen te bereiken en milieukosten te integreren in het economische proces. De derde sectie bespreekt het gebruik van belastingen en andere heffingen als specifiek regulerende instrumenten, en biedt een denkkader van waaruit verschillende, en soms tegenstrijdige overwegingen omtrent het doel (de internalisatie van voorheen externe milieukosten in de beslissingen van marktactoren), het middel waarmee dit doel gerealiseerd poogt te worden (economisch efficiënte instrumenten) en de potentieel verdelende effecten van dergelijke belastingen gedacht kan worden in beleidscontexten. Hierbij

aansluitend

wordt

in

het

vierde

deel

dieper

ingegaan

op

monetaire

waarderingstechnieken (op basis van de individuele ‘bereidheid tot betalen’ van de verschillende marktactoren) m.b.t. milieugoederen –en functies, en de relevantie en implicaties van deze, voor het te voeren milieubeleid. De sectie erna gaat dieper in op het gebruik van overheidssubsidies, in het licht van de eraan voorafgaande overwegingen omtrent milieuheffingen en de potentiële verdelingseffecten.

1

Deze problematiek heeft betrekking op de vraag in welke mate huidige generaties ervoor dienen te zorgen dat latere generaties een evenwaardig aandeel natuurlijke rijkdommen en grondstoffen ter beschikking hebben. Een bijzonder interessante reflectie met betrekking tot dit vraagstuk, is onder meer terug te vinden in (Abplanalp, 2010).

5

In een aansluitende appendix, wordt het geschetste conceptuele kader ter analyse van het gebruik van economische milieubeleidsinstrumenten en de relevante verdelingseffecten, bij wijze van voorbeeld toegepast op de in juli 2007 door de federale overheid, ingevoerde ‘ecopremie’ als subsidie-instrument ter bevordering van de ‘vergroening’ van het Belgische wagenpark.

6

1. Wat zijn milieuheffingen? Een milieugerelateerde belasting is elke verplichte betaling zonder tegenprestatie aan de overheid, geheven op een belastingbasis die geacht wordt 2 milieuschadelijk te zijn.

Milieuheffingen

kunnen

beschouwd

worden

als

milieubeleidsinstrumenten

van

marktconforme regulering: het wordt de verschillende marktpartijen vrij gelaten hun handelingswijzen te bepalen, maar er wordt gepoogd, door middel van beïnvloeding van de kosten/batenanalyses van de alternatieve handelingswijzen, het economisch gedrag zodanig te sturen dat dié alternatieven worden gekozen die vanuit milieustandpunt te verkiezen zijn. De marktactoren behouden dus de keuzevrijheid om hun (milieubelastend) gedrag onveranderd aan te houden, mits ze bereid zijn de prijs, die verband houdt met de door hen rechtstreekse of onrechtstreekse belasting van het leefmilieu, hiervoor te betalen.

1.1 Milieuheffingen volgens heffingsfunctie3 Met betrekking tot de indeling van de diverse soorten milieuheffingen, verschillen de typologieën naargelang het criterium dat men hanteert: volgens het heffingssubject, volgens de heffingsbasis of volgens de heffingsfunctie. In het geval van de regulerende milieuheffingen, centraal in dit werkstuk, staat het bereiken van bepaalde doelstellingen voorop. Regulerende heffingen zijn dus een soort milieuheffingen, dusdanig geclassificeerd op basis van de heffingsfunctie, en worden onderscheiden van financierende en compenserende heffingen. De doelstelling van regulerende milieuheffingen bestaat er (idealiter) steeds in om een gedragsveranderend effect teweeg te brengen bij de marktactoren, door middel van beïnvloeding van de prijsverhoudingen. Financierende milieuheffingen hebben als primaire doelstelling het genereren van inkomsten, eerder dan een gedragswijzigend effect, om de milieuschadekosten van de door de heffing belaste activiteit te

2

Gedefinieerd door de OESO als “A tax whose tax base is a physical unit (or a proxy of it) that has a proven specific negative impact on the environment. Four subsets of environmental taxes are distinguished: energy taxes, transport taxes, pollution taxes and resources taxes.“ (OECD, 2005) 3 (De Clercq, 2010)

7

dekken (men spreekt in dit geval van speciefieke financierende milieuheffingen4) of ter (gedeeltelijke)

financiering

van

het

milieubeleid

in

zijn

geheel

(algemene

financieringsheffing). Ten slotte kan men, op basis van de heffingsfunctie, ook compenserende

heffingen

onderscheiden,

die

als

doel

hebben

om

de

door

milieuverontreiniging veroorzaakte schade te vergoeden of dienen ter financiering van maatregelen om de schade te voorkomen, te minderen of op te heffen. Voorbeelden van milieubelastingen op gewestelijk niveau zijn onder meer de Vlaamse grondwaterheffing, de afvalheffing en de mestheffing. Op federaal niveau zijn er de milieuheffingen op drankverpakkingen, wegwerpfototoestellen en batterijen. Daarnaast zijn er ook de energie- en transportbelastingen die deels geheven worden vanwege hun regulerend karakter. Hoewel de federale energiebijdrage niet uitsluitend milieudoelstellingen beoogt en een duidelijke verbruiksbelasting is (waarvan de opbrengst bestemd is ter financiering van een zestal fondsen5), wordt ze in dit werkstuk beschouwd als een milieugerelateerde belasting, daar er ook een beroep gedaan wordt op het verhoopte regulerend effect dat energiegebruik efficiënter en milieuvriendelijker zou worden.

1.2 Milieubelastende– of vervuilende activiteiten en ‘externe kosten’ Alvorens de verdelende effecten van milieuheffingen op het niveau van de huishoudens te bespreken, wordt eerst kort de algemene economische gedachte erachter – een idee dat teruggaat op de neoklassieke econoom A.C. Pigou – beknopt toegelicht. Milieutaksen worden vrij algemeen begrepen als gedwongen betalingen aan de overheid, waarvan de heffingsbasis gerelateerd is aan één of meer milieuaspecten. 6 Ze dienen onderscheiden te worden van retributies (vergoedingen voor door de overheid verleende diensten) en hebben de allocatieve doelstelling de externe kosten7 (zoals milieuvervuiling, geluids- of geurhinder, gebruik van schaarse grondstoffen, etc.) in de productie- en

4

(Vanheule, 2001, p. 1211) Dit zijn het 'denuclearisatiefonds', 'CREG-fonds', 'sociaal fonds voor energie', fonds 'broeikasgassen', fonds 'beschermde klanten' en het fonds 'forfaitaire verminderingen voor verwarming' 6 (De Clercq, 2010, p. 234) 7 Een begrip dat in de context van milieuvervuiling door Hennipman vernoemd wordt “wanneer van het economisch handelen van de ene persoon of groep van personen invloeden uitgaan die zich voor één of meerdere personen als een economisch voor- of nadeel uitwerken” (De Clercq, 2006, p. 415) 5

8

verbruikersbeslissingen van marktactoren te integreren. Milieuheffingen zijn derhalve wenselijk vanuit economisch perspectief, omdat ze, althans in theorie, de allocatieve efficiëntie in de markt bevorderen.8 Een economisch efficiënt marktevenwicht vereist immers in de regel dat het aanbod van een bepaald goed (marginale kosten van productie) gelijk is aan de vraag naar dit goed (marginale nut van consumptie). In het geval van milieuschadendeen/of vervuilende productie en consumptie stelt zich evenwel het probleem van de (negatieve) externe kosten: aan de schade, toegebracht aan het leefmilieu (emissie van afvalstoffen in water, lucht, bodem, etc.), is geen monetaire waarde toegekend en een adequaat prijssysteem of afdwingbare eigendomsrechten op de betrokken milieucomponenten ontbreken. Deze externe kosten (die samen met de interne of private kosten de totale sociale kosten vormen) worden dus niet opgenomen in de individuele productie- en consumptiebeslissingen, hoewel ze wel degelijk een maatschappelijke kost betekenen die de welvaartsopbrengst van de betreffende productie en consumptie potentieel kan overtreffen. De milieuheffing heeft als doel aan dit allocatieprobleem tegemoet te komen door, via de werking van het prijsmechanisme, producenten en consumenten te confronteren met de werkelijke kosten (d.w.z. de volledige sociale (interne + externe) kosten) van hun desbetreffende productie en consumptie. Milieutaksen pogen dus de externe kosten van milieubelastende goederen en diensten, die voorheen ten laste van de samenleving vielen, te internaliseren opdat het niveau van milieubelastende productie en consumptie optimaal zou zijn, gebaseerd op juiste schaarsteverhoudingen en kosten-baten afwegingen. Als zodanig worden milieubelastingen beschouwd als een economisch instrument, daar ze een rechtstreekse invloed uitoefenen op de marktprijs van diverse milieubelastende goederen en diensten, en zodoende een economische incentive geven om de consumptie van deze goederen en diensten – die zonder dergelijke milieuheffing een milieukost (te begrijpen als een welvaartsverlies) veroorzaken, die niet wordt gedragen door de verantwoordelijken – te minderen of te substitueren door andere, milieuvriendelijkere alternatieven. Het idee om belastingen te heffen op milieubelastende goederen en diensten, en de term ‘sociale kosten’ als de som van interne en externe kosten, is afkomstig van A.C. Pigou, die de negatieve externe effecten van deze productie in de analyse van de welvaartseffecten betrok.

8

(De Clercq, 2010, p. 275)

9

Door rekening te houden met de marginale externe kosten van de productie, verandert de optimale productiehoeveelheid. Beschouw de volgende figuur9(1): De collectieve vraagcurve V geeft het marginale nut van consumptie voor de consumenten weer. Voor een productie van Q1 eenheden, is het totale monetaire nut voor

de

oppervlakte

consumenten ODCQ1.

De

gelijk

aan

collectieve

aanbodcurve A1 geeft de marginale private kosten van de producenten weer. Beide curven snijden elkaar in het punt C, er wordt derhalve een hoeveelheid Q1 geproFiguur 1

duceerd tegen evenwichtsprijs P1. De

productie in punt C is optimaal aangezien het marginale nut van de marginale Q1-de eenheid gelijk is aan de marginale private kosten van productie. Het consumentensurplus bedraagt DCP1, het producentensurplus P1CE, de totale welvaartstoename van deze evenwichtssituatie (de som van producenten- en consumentensurplus) bedraagt dus DCE. Wanneer er echter rekening gehouden wordt met de negatieve externe effecten die met de productie gepaard gaan, verkrijgen we een andere analyse van de welvaartseffecten. De marginale sociale kostencurve A2, waarin de volledige sociale kosten opgenomen zijn (private + externe), laat zien dat een productie van Q1 eenheden, een hoeveelheid externe kosten met zich meebrengt ten belope van EFC. Het evenwichtspunt verschuift in deze situatie naar punt B, het snijpunt van het marginaal nut van productie en de marginale sociale kosten, waarbij een hoeveelheid Q2 geproduceerd wordt tegen evenwichtsprijs P2. Het consumentensurplus bedraagt in deze situatie P2DB, het producentensurplus P2BE, de totale welvaartstoename bedraagt dus EDB. Zonder overheidsoptreden waardoor de volledige sociale kosten toegerekend worden, blijven er evenwel Q1 eenheden geproduceerd worden tegen prijs P1. De onvergoede schade, die derden ondervinden van de negatieve externe effecten (oppervlakte EFC), dient evenwel als welvaartsverlies opgenomen te worden in de analyse. De totale welvaart gecreëerd door de

9

Gebaseerd op (De Clercq, 2006, p. 416)

10

productie in C, indien de externe effecten mee in rekening worden gebracht, bedraagt hier slechts DCE-EFC. Het is duidelijk dat de sociaal ongewenste output Q2Q1 een toename van de externe kosten veroorzaakt (oppervlakte BFCG) die niet verantwoord kan worden door de veel kleinere toename van consumenten- en producentensurplus (oppervlakte GBC). De productie in punt C betekent voor de maatschappij zodus een welvaartsverlies ten belope van het verschil tussen oppervlakte DBE en BFC (een welvaartsverlies dat theoretisch gezien de welvaartswinst kan overtreffen10). Wanneer de overheid een Pigouviaanse heffing wenst op te leggen, die gelijk is aan het verschil tussen de marginale sociale kosten en de marginale private kosten bij optimaal productieniveau, dient deze gelijk te zijn aan GB (=EH). In dit geval verschuift de originele aanbodcurve A1 naar A3, en bevindt het snijpunt van het marginaal nut en de marginale sociale kosten (=marginale private kosten + heffing) van de productie zich in punt B, en wordt hoeveelheid Q2 geproduceerd aan prijs P2. De totale gecreëerde welvaart is dus groter dan in de situatie zonder heffing, aangezien het welvaartsverlies ten belope van oppervlakte BFC niet geleden wordt. Het verlies aan consumenten- en producentensurplus (resp. oppervlakten P2BCP1 en P1CE-P2BH), gaat deels als heffing naar de overheid (ten belope van oppervlakte HBGE) en betekent dus geen welvaartsverlies aangezien deze laatste de haar toegeëigende welvaart kan herverdelen.

Milieubelastingen impliceren een uitspraak over de eigendomsrechten op het milieu. Het gebruik van milieuheffingen berust immers op de impliciete aanname dat vervuilers geen eigendomsaanspraken hebben op het milieu (een assumptie waarop verder in deze verhandeling dieper wordt ingegaan). Dit valt eveneens af te leiden uit de hierboven geschetste situatie: vanuit welvaartsperspectief kan men stellen dat enkel de hoeveelheid Q2Q1 overbodig is en de maatschappelijke welvaart doet dalen. Dit wordt het Paretorelevante externe effect genoemd11, dat vanuit welvaartsperspectief ongewenst is. De productie 0Q2 is evenwel niet Pareto-relevant: de productie doen dalen onder Q2 zou de

10

(De Clercq, 2010, p. 101) “Slechts voor een hoeveelheid Q2Q1 wegen de voordelen van producenten en consumenten niet op tegen de externe hinder van de productie. Die productie is dus vanuit welvaartsoogpunt overbodig. Dit is het Paretorelevante externe effect, dat dient weggewerkt te worden. De externe kosten verbonden aan de productie 0Q 2, zijn Pareto niet relevant. Ze dienen vanuit het oogpunt van optimalisering van de maatschappelijke welvaart niet te worden afgebouwd, aangezien de kosten daarvoor (de vermindering van het producenten- en consumentensurplus) niet opwegen tegen de baten (de vermindering van de milieuschade).” (De Clercq, 2006, p. 418) 11

11

totale gecreëerde welvaart doen dalen. Maar in het geval van de milieuheffing dient toch een milieuheffing (ten belope van HBGE) te worden betaald voor deze output; er dient, met andere woorden, meer aan heffingen te worden betaald dan er Pareto-relevante externe kosten worden veroorzaakt.12 Bovenop het streven naar een optimalere allocatie van milieugoederen -en functies, zijn milieuheffingen ook dikwijls gemotiveerd door een beroep op hun regulerende werking. Juistere schaarsteverhoudingen waarin de milieukost wordt meegerekend, leiden tot milieuvriendelijker gedrag en zouden op lange termijn tot een ‘groenere’ economie kunnen leiden, omdat investeringen in milieuvriendelijke technologie rendabeler worden wegens de continue aansporing (aangezien ook voor de Pareto-relevante productie een heffing betaald dient te worden) om kostenbesparende technologie te ontwikkelen en in te zetten. Beschouw de volgende figuur13 (2): Een heffing 0H1 zet de vervuiler (bij een gegeven productieniveau) aan tot een eigen reductie ten belope van 0R1. Gezien zijn marginale kostencurve MKA, dient hij heffingen te betalen ten belope van ADR0R1 (R00 zijnde de maximale lozing). Indien, door technologische innovaties, de marginale kostencurve van de vervuiler teruggebracht kan worden tot

MKB, zal

de reductie worden

opgevoerd 0R2. Bij eenzelfde gegeven productieniveau, heeft de vervuiler in dit Figuur 2

geval zijn kosten gereduceerd ten belope

van oppervlakte CAB. Indien de overheid haar emissiedoel ongewijzigd houdt op 0R1, en in

12

“Men bemerkt dus dat de vervuilers een dubbele reden hebben om zich tegen heffingen te verzetten. Men dwingt hen de kosten van het beleid volledig te dragen en zij worden zelfs wanneer het beleidsdoel bereikt is nog getaxeerd. Die taxatie kan nog groter zijn dan de resterende schade. Dit blijkt in de praktijk een belangrijke reden van verzet van de industrie tegen milieuheffingen: men wil geen tweemaal betalen.” (De Clercq, 2010, p. 290) 13 (De Clercq, 2010, p. 274)

12

een volgende fase de heffing verlaagt tot H2, veroorzaakt de technologische vooruitgang nog een additionele lastenvermindering ten belope van oppervlakte BDEC.

1.3 Regulerende doeltreffendheid en de bepaling van een aanvaardbaar emissieniveau Aangezien het nagenoeg onmogelijk is de marginale sociale kosten van een bepaald emissieniveau te berekenen, wordt het heffingstarief bepaald door het snijpunt van de geaggregeerde marginale reductiekosten van de individuele vervuilers (= de som van alle extra kosten voor elke producent afzonderlijk, ter reductie van milieuschade –of vervuiling, per (infinitesimaal kleine) additionele eenheid productie), en de door de overheid beoogde emissiebeperking (waar mogelijk gebaseerd op een schatting van de marginale sociale kosten). Beschouw de volgende figuur14 (3): een rationele vervuiler zal pogen het te betalen bedrag aan heffingen te minimaliseren door middel van emissiebeperking. Hierbij zal hij de marginale

kosten

van

emissiebeperking

vergelijken met de heffingsvoet (H op figuur 3). Zolang de marginale kosten ter reductie van Figuur 3

de emissie kleiner zijn dan de heffingsvoet, zal

hij de emissie inperken. Is dit niet het geval, dan zal hij ervoor opteren de emissie verder te zetten en de heffing te betalen. Als de heffingsvoet (H) gelijk is aan de geaggregeerde marginale reductiekosten van alle individuele vervuilers samen, dan zal de totale emissiereductie (som van alle individuele emissiebeperkingen) gelijk zijn aan de beoogde emissiebeperking. Ook in dit geval (wanneer de regulerende heffing haar emissiedoel bereikt), blijft er een opbrengst, in de figuur voorgesteld als de oppervlakte OHAC, te beschouwen als “vergoeding voor de nog overblijvende schade en een taxatie op de rente, verbonden aan het gebruik van de schaarse lozingsruimte” 15.

14 15

Gebaseerd op (De Clercq, 2010, p. 249) (De Clercq, 2010, p. 250)

13

Een belangrijk kenmerk van de heffing als milieubeleidsinstrument, is dat de gegeven milieudoelstelling tegen een zo laag mogelijke prijs gerealiseerd wordt. Een kostenefficiënte inspanningsverdeling, vereist immers dat de marginale reductiekosten over alle vervuilers gelijk zijn, immers: zolang er nog verschillen bestaan tussen de emissiereductiekosten van de individuele vervuilers, kan eenzelfde reductie tegen een lagere kost bereikt worden (door vervuilers met relatief lagere emissiereductiekosten meer, en vervuilers met relatief hogere emissiereductiekosten minder te laten reduceren).16 Beschouw de volgende figuur17(4): Stel

dat

er

twee

verschillende

vervuilingsbronnen zijn (resp. 1 en 2) met sterk uiteenlopende marginale emissiereductiekosten. In het geval aan beiden eenzelfde procentuele

emissiereductie

opgelegd

(ten

wordt

belope

van

bijvoorbeeld 6 in figuur 3), worden de totale kosten weergegeven door de oppervlakte

0A6+0D6.

Indien

er

evenwel een uniforme lozingsheffing Figuur 4

opgelegd wordt (H in figuur 4), en de

vervuilers zelf hun emissiereductie mogen bepalen, zal vervuiler 1 (met de relatief hogere marginale emissiereductiekosten) zijn emissie slechts reduceren met een waarde van 5. Vervuiler 2, met de relatief lagere marginale emissiereductiekosten, zal evenwel zijn reductie opvoeren tot een waarde van 7. De totale emissiereductie blijft dan dezelfde als in het geval van een uniforme procentuele emissiereductieverplichting, maar deze wordt bereikt tegen lagere totale kosten, grafisch weergegeven door oppervlakte 0B5+0C7 (<0A6+0D6).

Of de invoering van de milieuheffing het vooropgestelde emissiedoel al dan niet bereikt, hangt af van de beschikbare informatie met betrekking tot de geaggregeerde marginale eliminatiekosten (die afhankelijk zijn van alle beschikbare emissiereductiemogelijkheden) van de aan de heffing onderworpen vervuilers. In het geval er sprake is van een regulerende

16 17

(De Jaegher, Eyckmans, Van Biervliet, Van Puyenbroeck, 2005, p. 61) Gebasseerd op (De Jaegher et al., 2005, p.61)

14

heffing op consumptie van bepaalde goederen, waarbij het doel van de heffing erin bestaat de totale consumptie van deze goederen te minderen, dient men over informatie te beschikken omtrent de aanwezigheid van substitutiegoederen –en mogelijkheden, en de reactieelasticiteiten van de aan de heffing onderworpen goederen. Het hoeft niet gezegd dat perfecte informatie, met betrekking tot alle relevante elementen die het bereiken van het vooropgestelde emissiedoel bepalen, onmogelijk te verzamelen valt. Als men, zoals in de hierboven beschreven Pigouviaanse heffing, de hoogte van deze zodanig wenst te bepalen opdat ze gelijk zou zijn aan de marginale externe (milieu-) kosten bij een optimaal productieniveau, zou ten eerste kennis vereist zijn m.b.t. alle actuele en (potentiële) toekomstige externe effecten van dit productieniveau, ten tweede van de in monetaire termen uitgedrukte schadekost hiervan voor (te identificeren) gehinderden, en ten laatste van de kost van de preventieve maatregelen die ze zouden treffen om zich te beschermen bij de verschillende emissieniveaus.18 Zelfs al zou er een mogelijkheid bestaan om deze informatie te verzamelen, zou dit een bijzonder ingewikkelde en kostelijke procedure blijven die, omwille van het feit dat een optimaal productieniveau een dynamisch karakter heeft, telkens opnieuw herhaald zou moeten worden.

Daarenboven impliceert elke inschatting van de totale sociale kosten, een oordeel of assumptie omtrent de berekening van de sociale welvaart19; een strikt economisch perspectief kan immers geen uitspraak doen over wat een ‘aanvaardbaar’ gebruik van milieufuncties inhoudt, die een ‘redelijke levenskwaliteit’ garandeert voor huidige en toekomstige generaties. Omwille van deze redenen wordt, bij de aanwending van heffingen als economisch instrument ter regulatie van de omgang met het leefmilieu, gebruikt gemaakt van ‘acceptability standards’20: voorafgaandelijk wordt er, via politieke weg, een collectieve

18

Gebaseerd op Coase, 1988, p.182, zoals aangehaald in (Wallart, 1999, p. 53). Zo zullen de welvaartsfuncties die men hanteert om de sociale welvaart te berekenen, verschillen naargelang de invulling die men aan het begrip ‘welvaart’ toekent. Zoals beschreven door (Olof & Konow, 2010 ), kan men vanuit een utilitaristisch perspectief deze functie voorstellen als ‘W=w(U 1, U2, …, Un)’, waarbij de totale welvaart (W) de som is van het welzijn van elk individu (Ui). Baseert men zijn welvaartsoverweging echter op een procedureel rechtvaardigheidsbegrip, zoals dat van John Rawls, dan zal ook de gehanteerde welvaartsfunctie verschillen. Deze zou dan eerder ‘W=min(U1, U2, …, Un) zijn, waarbij de sociale welvaart gerelateerd is aan het inkomensniveau van de armsten in de samenleving (maximin-regel). Er zijn vanzelfsprekend talloze andere welvaartsfuncties voorstelbaar. Omtrent het statuut van de sociale welvaartsfuncties en de relatie met kostenbatenanalyses op basis van ‘bereidheid tot betalen’, wordt verder ingegaan in sectie 4. 20 “In sum, the basic trouble with the Pigouvian cure for the externalities problem does not lie primarily in the technicalities that have been raised against it in the theoretical literature but in the fact that we do not know how 19

15

beslissing genomen met betrekking tot wat men een aanvaardbaar emissieniveau acht. Een groot voordeel hierbij is de geringe informatie die vereist is: men dient enkel te beschikken over gegevens m.b.t. de huidige emissie, die dan vergeleken kunnen worden met de initiële emissiedoelstelling. Als het gestelde emissiedoel niet werd bereikt of overtroffen werd, kan de overheid ertoe beslissen de heffing al dan niet te verhogen of te verlagen. Dat deze milieudoelstellingen gekenmerkt worden door een hoge mate van arbitrarireit hoeft niet te verbazen, gezien het de voorziening van een publiek goed betreft21; er wordt immers een collectieve beslissing genomen over de mate waarin in een publiek goed (i.c. een kwaliteitsvol leefmilieu) voorzien wordt, en deze beslissing is niet gestoeld op een zuivere optimalisatiegedachte22, omwille van het reeds vermelde gebrek aan informatie omtrent de publieke kosten en baten, alsook omwille van de verschillende opvattingen met betrekking tot sociale welvaart. In theorie kan een dergelijk trial-and-error proces evenwel tot dezelfde uitkomst leiden als een zuiver Pigouviaanse heffing (die gelijk is aan de marginale sociale kosten, cf. supra). Immers, niet enkel de heffingshoogte maar ook de (in wezen arbitraire) ‘acceptability standards’ zijn voor herziening vatbaar. Als, bijvoorbeeld, het bereiken van bepaalde emissiedoelstellingen goedkoper blijkt dan werd verwacht, kan dit ertoe leiden dat die emissiedoelstellingen verstrengd worden. Zoals aangehaald door Baumol & Oates23, indien de doelstellingen verstrengd worden telkens er een (gegronde en accurate) reden is om aan te nemen dat de marginale opbrengsten hoger zullen zijn dan de marginale kosten, kan dit in theorie uiteindelijk leiden tot dezelfde ‘optimale’ situatie als deze bij een Pigouviaanse heffing.

to determine the dosages that it calls for. Though there may be some special cases in which one will be able to form reasonable estimates of the social damages, in general we simply do not know how to set the required levels of taxes and subsidies. [...] There is a fairly obvious way, however, in which one can avoid recourse to direct controls and retain the use of the price system as a means to control externalities. Simply speaking, it involves the selection of a set of somewhat arbitrary standards for an acceptable environment.” (Baumol & Oates, 1971, p. 44) 21 “As we have emphasized, the most disturbing aspect of the charges and standards procedure is the somewhat arbitrary character of the criteria selected. […] In fact, as is well known, it is a difficulty common to the provision of nearly all public goods. In general, the market will not generate appropriate levels of output where market prices fail to reflect the social damages (benefits) associated with particular activities. As a result, in the absence of the proper set of signals from the market, it is typically necessary to utilize a political process (that is, a method of collective decision-making to determine the appropriate level of an activity involving external effects.” (Baumol & Oates, 1988, p 174) 22 Op het belang van deze bewering zal in sectie 4.4 van dit werkstuk dieper ingegaan worden. 23 (Baumol & Oates, 1988, p. 163)

16

1.4 Milieuheffingen: de vervuiler betaalt Dat milieuheffingen rechtstreeks het ‘polluter pays principle’24 toepassen, wordt doorgaans als een groot voordeel van dit beleidsinstrument gewaardeerd, zowel vanuit allocatieve overwegingen als vanuit algemene rechtvaardigheidsoverwegingen.25 Vanuit allocatief perspectief wordt de milieuheffing gekenmerkt door het comparatieve voordeel van allocatieve26 en dynamische efficiëntie. In tegenstelling tot systemen van fysieke regulering27, wordt het de vervuiler vrij gelaten om zijn milieubelastende activiteit te minderen, dan wel de heffing te betalen, wat de kosten van het milieubeleid minimaliseert indien er grote verschillen zijn in de marginale reductiekosten tussen de verschillende vervuilers (cf. Figuur 4). Daarenboven worden de verschillende marktactoren op lange termijn blijvend aangespoord om deze externe effecten te minimaliseren door veranderingen in productietechnieken, goederen, diensten en consumentenvraag (dynamische efficiëntie28). Daarnaast worden de producenten die vóór de instelling van de heffing het milieuvriendelijkste productieproces hadden, waarbij de externe kosten gerelateerd aan de heffingsbasis het kleinst zijn, tijdelijk beloond, aangezien deze minder financiële inspanningen dienen te leveren om zich aan de heffing aan te passen.29 Vanuit

24

Door het OESO gedefinieerd als: “The polluter-pays principle is the principle according to which the polluter should bear the cost of measures to reduce pollution according to the extent of either the damage done to society or the exceeding of an acceptable level (standard) of pollution.” (OECD, 2001) In het vervolg van dit werkstuk zal steeds verwezen worden naar de Nederlandse vertaling van het principe, namelijk het ‘vervuiler betaalt principe’ (ook aangeduid als ‘VBP’). 25 “Bij het verdelen van de inspanningen om aan een bepaald milieuprobleem te verhelpen, wordt het als rechtvaardig beschouwd dat de veroorzaker van het probleem opdraait voor de kosten.” (De Jaegher et al., 2005, p.66) 26 “De heffing bezit vanuit allocatief oogpunt overwegend gunstige eigenschappen. Dit is in de eerste plaats het geval voor de verdeling van de eliminatie over de verschillende vervuilers.” (De Clercq, 2010, p. 275) 27 In geval van fysieke regulering of normen wordt een bepaalde emissiedoelstelling vastgesteld waaraan vervuilers zich dienen te houden. In dit geval wordt het principe ‘de vervuiler betaalt’ niet toegepast, aangezien er voor de door de productie veroorzaakte externe kosten die de emissienorm niet overschrijden, niet betaald hoeft te worden. Omdat er niet hoeft betaald te worden voor de overblijvende schade, is het in een efficiënt stelsel van reguleringsnormen mogelijk dat “de vervuiler die het goedkoopste elimineert zelfs, afhankelijk van het verloop van de kostencurven, het meest moeten betalen” (De Clercq, 2010, p. 232). In deze verhandeling wordt er niet verder ingegaan op fysieke regulering als instrument van het milieubeleid. 28 (De Clercq, 2010, p. 274). 29 “Toch heeft de heffing vanuit rechtvaardigheidsoogpunt ook gunstige effecten. Zo ontvangen de vervuilers die reeds, zonder daartoe door de overheid te zijn aangezet, een milieuvriendelijker productieprocédé hadden gekozen een tijdelijke beloning: zij moeten immers minder financiële inspanningen leveren dan hun concurrenten zolang deze hun gedrag niet op de heffing hebben ingeschakeld. Ook vervuilers die sneller de technische vooruitgang volgen, hebben een dergelijk tijdelijk voordeel.” (De Clercq, 2010, p. 293)

17

rechtvaardigheidsoverwegingen valt op te merken dat het ‘vervuiler betaalt principe’ nauw aansluit

bij

een

onmiddellijke,

intuïtieve

rechtvaardigheidsopvatting:

dat

men

verantwoordelijk is voor de schade die men aanricht, lijkt een kwestie van gezond verstand. Niettemin behoeft het ‘vervuiler betaalt principe’ een genuanceerdere interpretatie, teneinde ‘rechtvaardig’ te kunnen worden genoemd. In een volgende sectie wordt daarom de aanzet tot een denkkader geschetst, waarbinnen het ‘vervuiler betaalt principe’ in de context van regulerende heffingen mijns inziens geïnterpreteerd dient te worden. Hierbij wordt verduidelijkt in welke opzichten het intuïtief vrij aannemelijk ‘vervuiler betaalt principe’ – naast de externe effecten van milieuvervuiling, -hinder en grondstoffengebruik – ook andere rechtvaardigheidsoverwegingen waarmee het in conflict kan komen (meer bepaald de potentieel regressieve distributieve werking van het principe), in overweging genomen kunnen worden. Hieraan voorafgaand zal in de volgende sectie eerst een overzicht gegeven worden van de voornaamste empirische bevindingen in de literatuur omtrent de potentieel regressieve verdeling van de kosten die gepaard gaan met het gebruik van milieuheffingen als milieubeleidsinstrument.

2. Milieuheffingen: een beleidsinstrument met regressieve impact? Een beknopt overzicht van de bevindingen in de literatuur

The evidence suggests that we can typically expect a somewhat regressive pattern of distribution of the benefits and costs from environmental programs; we find some basis for the contention that 30 environmental concern “is not the poor man’s game”

De distributieve impact van milieugerelateerde belastingen vormt het onderwerp van tal van empirische studies waarbij men de effecten van deze belastingen poogt te analyseren. De onderzoeksvragen die hierbij gesteld worden (in dit werkstuk duidelijk onderscheiden), zijn meestal van tweeërlei aard: -

Welke is de verdeling van de kosten van het gevoerde milieubeleid? (specifieker: is er een disproportionele impact op de koopkracht van lagere-inkomensgroepen?)

30

(Baumol & Oates, 1988, p 236)

18

-

Welke is de verdeling van de voordelen van de betere milieukwaliteit?

Met betrekking tot de eerste vraag, bevestigen de meeste studies in het algemeen dat, mits er geen compenserende maatregelen getroffen worden, milieuheffingen beschouwd kunnen worden als een regressief belastinginstrument. Zo concluderen Ekins & Dresner 31 dat – ongeacht de grote verschillen in energiegebruik binnen dezelfde inkomensgroepen – een heffing op huishoudelijk energiegebruik in het Verenigd Koninkrijk, een grotere proportionele impact zou hebben op de meeste lage-inkomensgroepen bij afwezigheid van compenserende maatregelen. Hoewel compenserende maatregelen de regressieve werking voor de gemiddelde lage-inkomensgroepen grotendeels zouden kunnen wegnemen, varen sommige lage-inkomensgezinnen – omwille van de grote variatie in energiegebruik binnen de groep van lage-inkomens –er nog steeds significant slechter bij. Een aanpak van de onderliggende oorzaken van het huishoudelijk energiegebruik is noodzakelijk, hoewel een zuiver subsidiebeleid ter bevordering van de energie-efficiëntie van de woningen als ondoeltreffend wordt beschouwd, en niet in staat om het groeiende energieverbruik door gezinnen te minderen. Er wordt ook gewaarschuwd voor mogelijke onaanvaardbare sociale gevolgen van energieheffingen. De door de heffing gewijzigde prijsverhoudingen, zouden er immers kunnen toe leiden dat sommige lage-inkomensgroepen hun energieverbruik zodanig zouden minderen dat de eigen gezondheid in gevaar komt. Met betrekking tot heffingen gerelateerd aan het waterverbruik van de gezinnen, concluderen de auteurs dat er geen redenen zijn om aan te nemen dat deze een regressieve impact zouden hebben. Integendeel, de verschillende opties voor het meten van waterverbruik die onderzocht werden, blijken de situatie van de laagste-inkomensgroepen gemiddeld te verbeteren.32 Daarnaast wordt ook betoogd dat de invoering van een gebruiksgerelateerde heffing op water, effectiever is in het bereiken van milieudoelstellingen dan een subsidiebeleid ter bevordering van huishoudelijke toestellen met een efficiënter waterverbruik.33 Ook Johnson, McKay en Smith34 komen tot de

31

(Ekins & Dresner, 2004) Deze vaststelling berust op de vergelijking met de toenmalige methode (een systeem met een vaste heffing en een heffing gerelateerd aan het kadastraal inkomen van de woning) aan de hand waarvan de waterrekening berekend werd in het Verenigd Koninkrijk. 33 Zoals bijvoorbeeld waterbesparende kranen, toiletten, douchekoppen, etc. Er wordt gesteld dat een dergelijk subsidiebeleid niet doeltreffend zou zijn vanwege een te verwachten rebound-effect: aangezien de onderzochte stijging in het waterverbruik door gezinnen, voornamelijk toe te schrijven valt aan een stijging van het nietessentiële waterverbruik, vrezen de auteurs dat bij afwezigheid van een prijssignaal, er onvoldoende incentive 32

19

conclusie dat het gebruik van belastinginstrumenten in het milieubeleid, een potentieel veel grotere distributieve impact kunnen hebben dan andere milieubeleidsmaatregelen (zoals fysieke regulering) en dit voornamelijk met betrekking tot energie-gerelateerde heffingen. Hierbij werd niet enkel de impact op het huishoudeninkomen als criterium gehanteerd maar ging ook aandacht uit naar bepaalde groepen (zoals gepensioneerden) die gekenmerkt worden door een extra kwetsbaarheid voor koude. Huishoudens met gepensioneerden hebben immers een gemiddeld veel hoger energieverbruik dan huishoudens waarbij geen enkel gezinslid gepensioneerd is. De door de auteurs onderzochte cijfers tonen aan dat de energieconsumptie van gepensioneerden een significant sterkere daling kent ten gevolge van een energieheffing dan het geval is voor het bevolkingsgemiddelde; een vaststelling die in de context van de bevolkingsgezondheid, verontrustend kan zijn.35 Maatregelen ter bevordering van de energieefficiëntere verwarmingsmethoden kunnen helpen in dit opzicht, maar zullen niet effectief zijn wanneer de minst energie-efficiënte verwarmingsmethoden geconcentreerd zijn bij huishuurders. Met betrekking tot transport-gerelateerde milieuheffingen, stellen de auteurs dat – omwille van het stijgend aandeel van transport-gerelateerde uitgaven bij stijgend inkomen – deze over het algemeen een progressieve impact hebben. Beschouwt men echter het effect van transport-gerelateerde heffingen op de groep van wagenbezitters afzonderlijk, dan blijkt ook hier sprake te zijn van een regressieve impact. De betreffende heffing voor wagenbezitters uit de lagere-inkomensgroepen, vertegenwoordigt immers een significant groter aandeel van het inkomen. Concluderend wordt er gepleit voor het gebruik van de opbrengsten van milieugerelateerde belastingen, ter compensatie van die groepen die een proportioneel grotere last dragen. Dit kan onder meer door middel van wijzigingen in de structuur van het belastingsysteem, dat beschouwd wordt als het meest toegankelijke systeem om compensaties in te bouwen, hoewel het ook hierbij onvermijdelijk is dat sommigen benadeeld blijven. De klemtoon op het belang van de ‘policy mix’ waarbinnen milieugerelateerde belastingen zich situeren, waarbij compenserende maatregelen mogelijk zijn voor de lage-inkomensgroepen, komt in vele studies terug. 36

zal bestaan voor de beoogde gedragsverandering. Waterbesparende technologieën kunnen, bij afwezigheid van een prijsincentive, als resultaat hebben dat het niet-essentiële waterverbruik nog sterker stijgt. 34 (Johnson, Mc Kay& Smith, 1990) 35 Deze bezorgdheid wordt ook aangehaald in (Johnson, Mc Kay, Smith, 1990) 36 Zie onder meer (Bachus, 2010)

20

Symons, Speck & Proops37 wijzen op de regiospecifieke kenmerken als determinant voor de al dan niet regressieve werking van milieuheffingen. Er wordt op gewezen dat de verschillende

milieugerelateerde

belastingen,

omwille

van

de

variatie

tussen

de

gezinsuitgaven in de verschillende EU-lidstaten, verschillende distributieve effecten zullen teweegbrengen.38 Ook in de bevindingen van Labandeira et al. worden regiospecifieke kenmerken, als determinant voor potentiële verdelingseffecten, benadrukt. Zo luidt hun conclusie dat de invoering van een energieheffing in Spanje, verbazend genoeg 39, een progressieve verdelingsimpact zou hebben. Deze vaststelling wordt ondermeer verklaard door het mindere belang van verwarmingsnoden in landen met een warmer klimaat. Jacobsen, BirrPedersen & Wier40, benadrukken dan weer het belang van de gehanteerde methodologie ter berekening van distributieve effecten: de al dan niet regressieve werking van milieugerelateerde belastingen zullen grote verschillen vertonen naargelang men het huidige inkomen, dan wel het inkomen over de gehele levensloop als berekeningscriterium hanteert. Er treden ook grote verschillen op tussen analyses gebaseerd op gezinsinkomens en analyses gebaseerd op gezinsuitgaven.41 De conclusie is evenwel dat compenserende maatregelen vereist zijn om tegemoet te komen aan de te verwachten regressieve distributieve impact. Ook hier, zoals in het merendeel van de relevante onderzoeken, wordt gewezen op het progressieve distributief effect van transportgerelateerde milieubelastingen. Andere studies gaan dan weer na in welke mate er een verband is tussen het inkomensniveau enerzijds en de vraag naar milieukwaliteit anderzijds.42 De hypothese die hierbij wordt onderzocht, is of de inkomenselasticiteit van de vraag naar milieukwaliteit vanaf een bepaald

37

(Symons, Speck & Proops, 2002) Zo stijgt bijvoorbeeld het aandeel van het huishoudelijk budget dat gespendeerd wordt aan brandstof, bij een stijgend inkomen, bij alle in deze analyse betrokken landen. De gemiddelde omvang van dit aandeel in het huishoudelijk budget in de verschillende landen, verschilt echter significant: 4,2% in het VK, 4,9% in Frankrijk, 6,4% in Italië, 4% in Spanje en gemiddeld 2,5% in Duitsland. Deze verschillen zullen meebepalen welke de grootte is van de distributieve impact ten gevolge van een heffing op brandstof. 39 “This result is somehow surprising, as most international empirical literature considers the effects of energy and carbon taxes to be regressive (e.g., Callan et al., 2009; Kerkhof et al., 2008; Wier et al., 2005 or Brannlünd and Nordstrom, 2004).” (Labandeira, Labeaga & Rodríguez, 2009, p. 5784) 40 (Jacobsen, Birr-Pedersen, Wier, 2002) 41 Zo verhogen de effecten van de onderzochte milieubelastingen in Denemarken de inkomensongelijkheid wanneer men zich baseert op de actuele gezinsinkomens, maar vermindert de ongelijkheid wanneer men zich in de analyse baseert op actuele gezinsuitgaven. 42 Zie vb.(Ghalwash, 2008) 38

21

inkomensniveau (het omslagpunt van de Kuznetscurve43) al dan niet groter is dan 1, en dus of de vraag naar milieukwaliteit afhankelijk is van het beschikbaar inkomen. Ook hieromtrent zijn de conclusies verdeeld. Aan deze benadering van potentieel distributieve effecten van economische milieubeleidsinstrumenten, gaat in dit werkstuk geen primaire aandacht uit. Er wordt evenwel op ingegaan in sectie 4 hieronder, waarbij ook de redenen waarom deze overwegingen niet prioritair worden geacht in de context van deze verhandeling, belicht worden.

3. De vervuiler betaalt? Enkele overwegingen omtrent rechtvaardigheid en het principe ‘de vervuiler betaalt’. Overwegingen omtrent rechtvaardigheid zijn vanzelfsprekend niet van zuiver allocatieve / economische aard maar vormen niettemin een onmiskenbare component van de beleidsvorming. Zeker in de context van het milieubeleid en het gebruik van economische instrumenten ter internalisering van de kosten van milieuschade en -hinder, die voorheen ten laste van de samenleving vielen, wordt vaak een beroep gedaan op argumenten die niet enkel berusten op efficiency-principes maar ook op equity-principes. Beide perspectieven zijn van belang in een analyse en evaluatie van de verdelende effecten van economische milieubeleidsinstrumenten. Regulerende heffingen hebben, zoals vermeld, als voornaamste doel om via prijseffecten een gedragsveranderend effect teweeg te brengen. Idealiter zijn de overheidsinkomsten die gegenereerd worden door regulerende heffingen dus louter incidenteel, en mogen ze niet beschouwd worden als de expliciete doelstelling of motivatie voor het invoeren van de heffing. Aangezien de aanwending van milieuheffingen op basis van financieringsdoelstellingen steeds ten koste gaat van regulering44, kan het principe ‘de vervuiler betaalt’ (verder aangeduid als ‘het VBP’) het best gerealiseerd worden als het doel van de betreffende regulerende heffing een zichzelf opheffend effect inhoudt: zolang de

43

De stelling vervat in de milieu-Kuznetscurve, verwacht dat eens het inkomen per capita een bepaald niveau heeft bereikt, de milieu-intensiteit van de economische groei afneemt. (De Clercq, 2010, p. 8) 44 “Zonder een uitspraak te willen doen over de wenselijkheid van milieuheffingen als financieringsbron van het milieubeleid, mag niet uit het oog verloren worden dat financiering steeds ten koste gaat van regulering: het is onmogelijk beide doelstellingen op evenwaardige wijze te incorporeren in een heffing.” (Vanheule, 2001, p. 1212)

22

vervuiler zijn milieubelastende activiteit aanhoudt, dient hij ook de kosten van de door hem veroorzaakte vervuiling te betalen, middels een heffing. Indien de vervuiler zijn milieubelastende activiteit ophoudt, dient geen heffing meer te worden betaald. Zoals reeds naar voren kwam in de literatuurstudie hierboven geschetst, zijn er echter potentieel nadelige verdelende effecten voor lagere inkomensgroepen en dreigen dezen, bij afwezigheid van compenserende maatregelen, een proportioneel grotere last van het milieubeleid te moeten dragen dan hogere inkomensgroepen. Vrijstelling van heffingen voor deze lagere inkomensgroepen, ondermijnt uiteraard de regulerende werking van het milieubeleid (aangezien het prijssignaal, dat door de heffing wordt beïnvloed, zou weggenomen worden en zodoende ook het regulerend effect) en er wordt daarom vaak gepleit voor compenserende maatregelen in andere domeinen (hierbij wordt voornamelijk gedacht aan een vermindering van de lasten op arbeid45). Bij het ontwikkelen van een consistent denkkader op basis waarvan een milieubeleid gevoerd kan worden, dien men aandacht te hebben voor, enerzijds, de vermeende (on)rechtvaardigheid van de (potentieel regressieve) effecten van regulerende milieuheffingen – in hun samenhang met eventuele compenserende of verzachtende maatregelen – en, anderzijds, voor de efficiëntie-criteria tot het bereiken van de milieubeleidsdoelstellingen. In deze denkoefening dienen

er

drie

verschillende

elementen

van

heffingen

als

specifiek

regulerend

belastinginstrument van een milieubeleid duidelijk onderscheiden te worden 46: -

het doel van de regulering

-

de (consistente en coherente) relatie tussen de heffing en het doel van regulering47

-

de distributieve effecten van de heffing die geen verband houden met het doel van de regulering

45

Zie vb. (Bachus, 2010) Deze drieledige karakterisering van regulerende belastingen is gebaseerd op (Duff, 2008): “With respect to the regulation of social and economic behaviour, the concept of tax fairness necessarily assumes a different character, related to the justice of the regulatory goal, the presence of a rational relationship between the tax or tax incentive and the regulatory goal, and the distributional effects attributable to the tax or incentive.” (Duff, 2008, p. 3) 47 Immers; “Where the linkage between the tax base and pollution is weak, the tax may fail to have a desired impact on pollution, and may introduce unnecessary and costly distortions into production and consumption decisions.” (Patterson, 2000, p. 138) 46

23

3.1 Het reguleringsdoel Met betrekking tot het doel van de regulerende milieuheffing, is het duidelijk dat het behalen van een bepaalde kwaliteit van het leefmilieu centraal staat. Aangezien de beslissing hieromtrent, onderwerp uitmaakt van het beleid gevoerd door de overheid – die een emissiedoel vooropstelt en een heffingsbedrag bepaalt – impliceert dit onrechtstreeks een uitspraak over de eigendomsrechten op het milieu. Hierbij komt een eerste distributief aspect als onderdeel van het doel van regulering naar voor. Dat de vervuiler moet opdraaien voor de schade die zijn activiteiten aan derden toebrengen, is op zich een logische extensie van het in een rechtsstaat fundamentele principe dat ieder persoon verantwoordelijk is voor de gevolgen van de handelingen die hij/zij stelt. Een coherente toepassing van dit principe, vereist evenwel een uitspraak over eigendomsrechten: als persoon x schade toebrengt aan persoon y, wordt er begrepen dat x schade toegebracht heeft aan iets wat y toebehoort – ‘zijn eigendom’. In de context van milieuvervuiling, betekent dit dat het eigendomsrecht op het leefmilieu van zij die het niet belasten en ‘opgebruiken’, absolute voorgang verkrijgt op het eigendomsrecht van de vervuiler om het leefmilieu te gebruiken in functie van zijn afvalontvangende capaciteit. Daar een heffing, voor milieubelastende activiteiten en goederen, een kost introduceert voor de individuele marktactoren, die ze voorafgaand aan de instelling van de heffing niet dienden te betalen, kan dit beschouwd worden als een (her)verdeling van de eigendomsrechten op het leefmilieu. Immers; deze marktactoren wordt het recht ontnomen om het leefmilieu vrij te belasten of te vervuilen; wie vervuilt, betaalt. Het recht op een kwaliteitsvol leefmilieu verkrijgt dus prioriteit boven het individuele eigendomsrecht op dit leefmilieu; vervuilers kunnen niet langer onbeperkt gebruik maken van de leefmilieufuncties, maar dienen voor het gebruik ervan een kost te betalen.48 Hoewel de eigendomsrechten op het leefmilieu in deze zin, voorafgaand aan de instelling van de heffing, in principe niet gedefinieerd waren, kwam

48

“Het ‘vervuiler betaalt’ criterium gaat er vanuit dat de maatschappij en de burgers recht hebben op een schoon leefmilieu. Elke vorm van milieuvervuiling, bijvoorbeeld overbemesting in de landbouw, is dan een inbreuk op dat eigendomsrecht en kan bijgevolg niet rechtvaardig zijn. Hieruit volgt dan onmiddellijk dat de vervuiler de aangerichte schade moet vergoeden, of met andere woorden dat de vervuiler moet betalen. […] Volgens Hanley et al. (1998) is de hele discussie terug te voeren op de definitie van de onderliggende eigendomsrechten. Indien we ervan uit gaan dat de maatschappij en de burgers recht hebben op een schoon leefmilieu, dan leidt ons dat automatisch tot het “vervuiler betaalt” principe wat impliceert dat de landbouwer onderworpen zou moeten worden aan een heffing in plaats van een subsidie te ontvangen.” (De Jaegher et al., 2005, p.69)

24

dit neer op een de facto eigendomsrecht van de vervuiler49, die in zijn soevereine consumptieen productiebeslissingen niet gehinderd werd door rekening te houden met de milieugerelateerde externe effecten die zijn beslissingen inhielden voor derden. Er is dus hier reeds sprake van een (re)distributieve opzet, inherent aan het doel van een op het VBP gebaseerd milieubeleid: om een internalisatie van de externe kosten in het economische beslissingsproces te realiseren, worden de eigendomsaanspraken die vervuilers op het milieu maken, hen absoluut ontnomen.

3.2 Het beleidsinstrument Een tweede en te onderscheiden element van regulerende heffingen -of belastingen, is de relatie tussen het doel van regulering (het behalen of behouden van een bepaalde kwaliteit van het leefmilieu) en het instrument waarmee dit doel beoogd wordt (de regulerende milieuheffing zelf). Vanuit dit perspectief, kan een beroep gedaan worden op het feit dat milieuheffingen het hierboven vermelde VBP duidelijk toepassen50, en op de voordelen van regulerende heffingen als milieubeleidsinstrumenten inzake economische efficiëntie en doeltreffendheid op lange termijn. De regulerende milieuheffingen hebben als doel een fundamentele en blijvende verandering teweeg te brengen inzake productie- en consumptiebeslissingen van individuele marktpartijen, door middel van het toekennen van een marktwaarde aan het gebruik van milieufuncties – zoals inputfuncties, ruimtelijke functies,

afvalontvangende

functie,

recreatieve

functie,

etc.

–

die

de

geldende

schaarsteverhoudingen wijzigt. Dit doel lijkt het best verwezenlijkt door het instellen van een rationele en consequente relatie tussen enerzijds het gebruik van deze milieufuncties en anderzijds de sociale kosten die dit gebruik met zich meebrengt. Het adagium ‘Wie vervuilt, betaalt’ wordt hierbij op ondubbelzinnige wijze toegepast en vormt dan ook het dominante uitgangspunt van waaruit het algemene milieubeleid wordt benaderd. Het VBP heeft dan ook grote aanhang gewonnen in internationale samenwerkingsverbanden zoals ondermeer in de

49

Deze stellingname hoeft dus niet strijdig te zijn met het Lockeaanse adagium – ‘Where there is no property, there is no injustice’ – gezien een theoretische afwezigheid van eigendomsrechten niet uitsluit dat deze de facto wel bestaan. 50 “Heffingen berusten op de filosofie, dat het milieu niet toebehoort aan de vervuilers.” (De Clercq, 2010, p. 289)

25

OESO, de Europese Unie en de Verenigde Naties. De toepassing van het VBP sluit temeer aan

bij

algemeen

aanvaarde

‘common

sense’-redeneringen

met

betrekking

tot

rechtvaardigheid; wie verantwoordelijk is voor het toebrengen van schade aan het milieu, dient ook de kosten daarvan te dragen. Vanuit instrumenteel perspectief is er het belangrijk voordeel dat heffingen (althans op lange termijn51 en in de veronderstelling van een, op z’n minst bij benadering, juiste inschatting van de marginale externe- en eliminatie- kosten en baten) het doel van regulering – de internalisatie van de milieukost in individuele consumptieen productiebeslissingen van economische agenten – ondubbelzinnig benaderen52. Milieugerelateerde regulerende heffingen verkrijgen hun rechtvaardiging vanuit hun correctieve werking op de verdeling van eigendomsrechten op het leefmilieu. Bij afwezigheid van de heffing en andere milieubeleidsinstrumenten, zouden de eigendomsrechten op het milieu de facto in de handen van vervuilers vallen. Gezien de maatschappelijke wenselijkheid van de internalisatie van externe milieukosten, en de groeiende bewustwording van de noodzaak om een duurzame omgang met het leefmilieu te ontwikkelen, worden de distributieve effecten direct-gerelateerd aan deze eigendomsverdeling, dan ook rechtvaardig geacht (vb. de landbouwer die een heffing dient te betalen voor het gebruik van zijn akker in de functie van stortplaats voor overtollig mest).

3.3 De verdelende effecten Tot hiertoe lijkt de gevolgde redenering maatschappelijke rechtvaardigheids- en efficiëntieoverwegingen met betrekking tot het VBP te kunnen verzoenen. Niettemin berust deze redenering evenwel op een voorafgaande assumptie met betrekking tot de maatschappelijke inkomensverdeling. Immers; de instelling van milieuheffingen gebaseerd op de logica van het VBP, kan slechts beroep doen op argumenten van maatschappelijke rechtvaardigheid, in zoverre de inkomensverdeling die aan de instelling van de heffing voorafging, rechtvaardig genoemd kan worden. Dit brengt ons bij het derde element van regulerende heffingen zoals

51

Op lange termijn kan technologische ontwikkeling ertoe bijdragen dat heffingen, waarvan de belastingbasis gerelateerd is aan een in oorsprong onelastische vraag, door hun kosten-internaliserende werking, leiden tot een groter aanbod van substituten met een geringere milieu-impact. 52 Gezien het feit dat voor élke eenheid milieuvervuiling, ook de Pareto-niet-relevante, betaald dient te worden.

26

hierboven vermeld, namelijk de distributieve effecten van de heffing die geen verband houden met het initiële doel van de regulering. Milieuheffingen, die aan het gebruik van bepaalde milieufuncties een kost toekennen, wijzigen de geldende schaarsteverhoudingen in het marktproces en betekenen zodus een herverdeling van economische middelen. Dergelijke herverdeling wordt gerechtvaardigd vanuit de beoogde milieudoelstelling en de daarmee samenhangende opvatting met betrekking tot eigendomsrechten (‘er bestaat geen recht om te vervuilen’), maar kan geen indirecte verdelingseffecten rechtvaardigen die geen verband houden met de intentie van het reguleringsdoel, betracht door middel van de heffing.53 Met ‘indirecte verdelingseffecten’ van milieuheffingen, worden verdelingseffecten (van het regulerend milieubeleidsinstrument) bedoeld, die geen direct gevolg zijn van het geïntendeerd verdelingsdoel – ‘de vervuiler heeft geen eigendomsrecht op het milieu’ – maar een gevolg zijn van het feit dat elke belasting of heffing, steeds ingevoerd wordt in een context met een reeds bestaande maatschappelijke verdeling van economische middelen en lasten. Er dient dus ook aandacht uit te gaan naar de mate waarin mogelijks bepaalde (voorheen arbitraire) distributieve aspecten van de voorafgaande verdeling (niet gerelateerd aan de distinctie vervuiler/gehinderde), in negatieve of positieve zin versterkt worden.54 Zo is het theoretisch denkbaar dat juist dié individuen of groepen, die in de situatie zonder internalisering van externe milieugerelateerde kosten, er het slechtst van af zijn (die het meest lijden onder de afwezigheid van een eigendomssysteem dat de baten en kosten van milieubelastende activiteiten aan de betrokken actoren toewijst), in een nog

slechtere

situatie

terechtkomen

wanneer

dergelijke

kosten-internaliserende

milieubeleidsinstrumenten wél gehanteerd worden. Niet zozeer omdat voor lageinkomensgroepen, in hun rol als vervuiler, een daling van de koopkracht verwacht zou kunnen worden (dit is een geïntendeerd, direct effect van het VBP), maar omwille van een, aan de heffing voorafgaande, ongelijke verdeling van het vermogen om zich aan de

53

Er is dus een verschil tussen de geïntendeerde verdelingseffecten en de niet-geïntendeerde verdelingseffecten, die afhangen van de het betreffend beleidsdoel, immers: “Although the most obvious purpose of most taxes is to raise revenue to finance public expenditures, this is not the only rationale for taxation which may also be employed to regulate social and economic behaviour and to shape the distribution of economic resources. For this reason, the concept of tax fairness is necessarily pluralistic, depending on the particular purpose for which the tax is imposed.” (Duff, 2008, p. 2) 54 Immers, “provided that the tax incentive is rationally related to the regulatory goal that it is supposed to advance, one might expect that the fairness of any particular tax expenditure should depend solely on the justice of the regulatory goal that it is designed to promote. Since tax expenditures can have different distributive effects, however, a concept of tax fairness in this context should also consider the manner in which the resulting tax benefit is distributed.” (Duff, 2008, p. 18)

27

milieukost-gerelateerde wijziging van schaarsteverhoudingen – waarmee in het marktproces rekening wordt gehouden – aan te passen. Het is omwille van deze ongelijke verdeling (nietgerelateerd aan het vervuiler/gehinderde-onderscheid) van capaciteiten en/of mogelijkheden om zich aan te passen aan de door de milieuheffing gecorrigeerde marktsituatie, dat compenserende maatregelen voor bepaalde groepen gerechtvaardigd kunnen zijn en zich opdringen. Immers, hoewel het reguleringsdoel reeds uitgaat van de rechtvaardigheid van het VBP, en dus een herverdeling van eigendomsrechten van vervuilers naar gehinderden als impliciete beleidspremisse aanneemt (een geïntendeerde herverdeling die dus in principe geen aanleiding geeft tot compensatie), kan dit beleidsprincipe niet rechtvaardigen dat bepaalde vervuilers ongewild kosten moeten dragen die een significant groter deel uitmaken van hun inkomen en een veel grotere invloed hebben op hun koopkracht dan andere (gelijkaardige of grotere) vervuilers. Het potentieel regressieve effect van dit milieubeleidsprincipe wordt immers versterkt, zeker op korte termijn, indien de gedaalde koopkracht van de betreffende inkomensgroepen hen zou verhinderen de milieuvervuilende consumptie te substitueren of te minderen (door vb. investeringen in isolatie, efficiënter energieverbruik, etc.). Dit distributief effect kan met andere woorden niet verantwoord worden vanuit de door het milieubeleid geïntendeerde herverdeling tussen vervuilers en gehinderden. De oorzaken ervan houden immers geen verband met het onderscheid vervuiler-gehinderde, maar gaan eraan vooraf en komen voort uit de (toevallige) verdelingskenmerken (binnen de groep van vervuilers) die versterkt worden door de verdelende effecten van elke heffing of belasting op productie en consumptie.55 Hoewel een precieze afweging van alle relevante kosten en baten met betrekking tot de kwaliteit van het leefmilieu een nagenoeg onmogelijke opgave uitmaakt, dienen de potentiële, indirecte regressieve of progressieve effecten van milieugerelateerde heffingen als onderdeel van het milieubeleid in zijn geheel, in rekening te worden gebracht en zo coherent mogelijk ingepast te worden in meer algemene rechtvaardigheidsoverwegingen, kenmerkend voor moderne liberale democratieën, teneinde het VBP een zo groot en stabiel mogelijk maatschappelijk draagvlak te geven. Hierbij dient, zoals vermeld, een duidelijk analytisch onderscheid gemaakt te worden tussen het doel, de middelen en de (ongewenste) indirecte effecten (gegeven het nagestreefde doel) van regulerende milieuheffingenheffingen in het licht van het milieubeleid in zijn geheel. Hoewel er steeds afwegingen gemaakt zullen

55

Op deze argumenten wordt teruggekomen in de conclusie (cf.sectie 6.)

28

moeten worden tussen ‘efficiency concerns’ en ‘equity concerns’, en conflicten tussen deze nooit volledig weg te werken zijn, kunnen de distincties in de hierboven geschetste redenering, functioneren als kader waarbinnen men deze verschillende overwegingen kan afwegen en een milieubeleid op haar coherentie en efficiëntie kan evalueren.

De hierboven gemaakte onderscheiden, worden in de volgende sectie verduidelijkt, door stil te staan bij enkele distributieve overwegingen die in de economische literatuur vaak naar voor komen

in

de

context

van

economische

milieubeleidsinstrumenten.

Distributieve

overwegingen met betrekking tot milieubeleid, beperken zich immers niet tot de vraag of bepaalde belastingen aanvaardbare distributieve effecten teweegbrengen. Ze stellen zich ook in het kader van het bepalen van de hoogte van de heffing – de ‘prijs’ die betaald dient te worden voor het milieu – en hoe die prijs moet bepaald worden. Hierbij komen vaak overwegingen aan bod omtrent de ‘willingness to pay’ (‘bereidheid tot betalen’) voor, en de verdeling van de ‘benefits’ of baten van het milieubeleid. Hoewel deze benaderingen, en de distributieve vraagstukken die ze opwerpen, zeker hun recht hebben, zijn enkele distincties tussen deze en andere distributieve overwegingen op hun plaats. De soms tegenstrijdige argumenten omtrent de verdelende effecten van economische milieubeleidsinstrumenten, dienen verduidelijkt te worden, ter afbakening van de in de context van dit werkstuk relevant geachte verdelende effecten.

4. ‘Willingness to pay’: een relevant concept in de milieubeleidskeuze? 4.1 Marktgerichte monetaire waarderingstechnieken Om de kosten en baten van milieuhinder –of vervuiling in te schatten, zijn reeds verschillende monetaire waarderingstechnieken ontwikkeld aan de hand waarvan men de vraag naar, en consumptie van milieugoederen –en functies tracht te achterhalen.56 De prijs

56

(De Clercq, 2010, p. 188).

29

die toegekend wordt aan de voor de heffing relevante milieucomponenten, zal immers in grote mate bepalen in welke mate de milieuschadende productie en consumptie teruggeschroefd zal worden. Vanuit efficiëntie-overwegingen is het hierbij dan ook interessant de relevante vraag naar deze natuuraspecten te kennen, teneinde een optimale heffingshoogte te kunnen bepalen die (op z’n minst bij benadering) overeenkomt met het evenwichtspunt waarop de totale marginale (milieu-)baten van de betreffende heffing gelijk zijn aan de totale marginale kosten ervan. De economische waarde van de natuur wordt bepaald door de onderscheiden functies die natuurgoederen kunnen uitoefenen57, en ter inschatting van de waarde die aan deze functies gehecht wordt – de ‘bereidheid tot betalen’ voor bepaalde milieufuncties – zijn reeds enkele methoden ontwikkeld58:

-

Expressed preference methods peilen expliciet naar de voorkeuren van personen. Zo kan men (i.g.v. stated preference methods) gebruik maken van interviews of enquêtes, waarbij ondervraagden een rangschikking tussen een aantal alternatieven maken (waarbij van sommige de marktprijs gekend is en als richtpeil dient) die hun voorkeur weerspiegelt. Op basis hiervan kan men een waardeschatting maken van het onderzochte natuurgoed.59 Men kan er (i.g.v. contingent valuation methods) ook voor opteren op een meer directe wijze te peilen naar de bereidheid tot betalen voor bepaalde milieufuncties: men legt de ondervraagde een hypothetische situatie voor (vb. de mogelijke aanleg van een bos) en vraagt dan hoeveel hij/zij bereid zou zijn te betalen hiervoor. Er stellen zich echter betrouwbaarheidsproblemen. Zo kan men verwachten dat sommige antwoorden strategisch zullen zijn (vb. als de ondervraagde vermoedt dat de antwoorden een invloed kunnen hebben op de toekomstige toegangsprijs van het milieurecreatiegebied in kwestie, zou deze een lagere dan zijn werkelijke bereidheid

57

Men maakt meestal het onderscheid tussen gebruikswaarde (huidig/toekomstig, direct/indirect) en nietgebruikswaarde (de waarde geput uit het bestaan van de natuur an sich). (De Clercq, 2010, p. 187-188) 58 Het hierop volgende overzicht van milieuwaarderingstechnieken is ontleend aan (De Clercq, 2010, p. 188195). 59 Een eenvoudig voorbeeld hiervan is het volgende (De Clercq, 2010, p. 189): stel dat er gevraagd wordt een keuze te maken voor de bestemming van een bepaald terrein tussen enerzijds een cinemazaal of anderzijds een park (milieurecreatiefunctie). Indien men de prijs kent per bioscoopticket en men weet dat de persoon in kwestie soms gebruik maakt van een bioscoop (m.a.w. de bereidheid tot betalen is minstens de prijs van het toegangsticket), dan kan men hieruit de bereidheid tot betalen voor een parkbezoek afleiden.

30

tot betalen kunnen aangeven), en wordt ervan uitgegaan dat de ondervraagden – aan wie gevraagd wordt waarden toe te kennen aan veranderingen in het leefmilieu – hiervoor over voldoende kennis en ervaring beschikken.

-

Revealed preference methods pogen de bereidheid tot betalen voor milieugoederen indirect af te leiden uit het daadwerkelijke gedrag van de individuele marktactoren in markten voor goederen die complementair geacht worden aan de onderzochte milieugoederen. Zo kan men (i.g.v. de travel cost method), voor de waardering van recreatiegebieden, peilen naar de reiskosten (vervoerskosten, genuttigde maaltijden onderweg, opportuniteitskosten van de bestede tijd, …) die een persoon bereid is te betalen voor het gebruik van het recreatiegebied, en deze als indicatie opvatten voor diens vraagcurve naar het betreffende natuurgoed. Een andere, veelgebruikte methode (de hedonic pricing method), bestaat erin marktgedrag te observeren dat in een duidelijk relatie staat tot de milieufunctie waarvan men de bereidheid tot betalen wenst te meten. Voornaamste voorbeelden zijn hier de vastgoedmarkt (waarbij het prijsverschil tussen woningen in buurten met een hoge milieukwaliteit en buurten met een lage milieukwaliteit opgevat wordt als de bereidheid tot betalen voor het verschil in milieukwaliteit) en markten voor goederen die de milieuhinder voorkomen, compenseren of minderen.

Alle hierboven vermelde technieken hebben dus als doel een zo correct mogelijke inschatting te maken van de bereidheid tot betalen voor milieugoederen, op basis waarvan een vraagcurve voor deze goederen berekend kan worden. Aan de hand van deze inschatting kan men in theorie de prijs (vb. de heffing) die men instelt voor het private gebruik van bepaalde milieufuncties -of goederen, zodanig bepalen dat een optimale allocatie van milieubaten -en kosten, waarbij de totale welvaart maximaal is, bereikt wordt.

4.2 Allocatie van het publieke milieugoed en de inkomensgerelateerde bereidheid tot betalen In

deze

context

wordt

vaak

gesproken

van

de

distributieve

effecten

van

milieubeleidsmaatregelen. De bereidheid tot betalen voor bepaalde milieugoederen –en 31

functies is immers inkomensgerelateerd, en er wordt over het algemeen aangenomen dat de vraag naar milieukwaliteit stijgt in functie van het inkomen. Een milieubeleid – waarbij gebruik gemaakt wordt van een systeem van uniforme heffingen die een kost introduceren voor het gebruik van bepaalde milieucomponenten, en baten oplevert in termen van milieukwaliteit – zal dus steeds aanleiding geven tot een aanbod van het publieke goed (i.c. milieukwaliteit), dat voor sommigen te klein zal zijn, en voor anderen teveel want te kostelijk. Beschouw waarbij

de de

volgende

figuur60(5),

indifferentiecurven

en

budgetlijnen gegeven zijn van twee personen, A en B, met verschillende inkomens: persoon B, met het hogere inkomen gekenmerkt door budgetlijn BB’, bereikt

zijn

hoogstgelegen

indifferentiecurve Ib bij een consumptie van

een

hoeveelheid

Qb

van

milieukwaliteit. Persoon A daarentegen, met het lagere inkomen gekenmerkt door Figuur 5

budgetlijn AA’, bereikt zijn hoogste

indifferentiecurve Ia bij een consumptie van slechts Qa milieukwaliteit. In geval van een zuiver marktgerichte benadering, zal de mate waarin elk van deze personen zijn ‘optimale’ hoeveelheid milieukwaliteit kan consumeren (en bijgevolg het nut van zijn totale consumptie kan maximaliseren), bepalen welke inkomensgroepen het meest baat hebben bij het gevoerde beleid. Bepalend hierbij, is in hoeverre de relevante milieuaspecten gekenmerkt kunnen worden als zuiver ‘publieke goederen’ of niet.

60

Gebaseerd op (Baumol & Oates, 1988, p. 242) en (Pearce, 2003, p. 16) Bij deze figuur worden drie dingen verondersteld: 1) dat voor een doorsnee individu, milieukwaliteit een ‘normaal goed’ is (waarvan de vraag stijgt volgens inkomen), 2) er wordt verondersteld dat de individuele preferentiefuncties ruwweg gelijk zijn voor de verschillende inkomensgroepen (en, meer bepaald, dat lagereinkomensgroepen geen systematisch sterkere preferenties hebben voor milieukwaliteit, dan hogereinkomensgroepen), en 3) dat er een gegeven prijs bestaat voor milieukwaliteit, die invariant is t.o.v. inkomen (m.a.w. in de hierboven geschetste situatie is er nog geen sprake van compenserende of verzachtende maatregelen).

32

Publieke goederen worden gekenmerkt door de eigenschappen non-rivaliteit (de consumptie van de ene hindert de consumptie van de andere niet – het goed vermindert dus niet bij consumptie ervan) en non-exclusiviteit (niemand kan uitgesloten worden van consumptie).61 Het is duidelijk dat niet alle milieugoederen die het voorwerp uitmaken van milieubeleid, gekenmerkt kunnen worden als zuiver publieke goederen. Zo worden vb. recreatieparken niet gekenmerkt door non-rivaliteit (een teveel aan bezoekers kan de waarde van het bezoek minderen), en zijn er vaak ook geografische verschillen in vb. luchtkwaliteit (zelfs binnen eenzelfde stad), grondwatervervuiling, lokale emissieniveaus, etc. Indien men, in navolging van Tiebout, veronderstelt dat de, in de hierboven geschetste situatie in figuur 5, personen met verschillende inkomens (en alle inkomensniveaus ertussen) zouden kunnen kiezen tussen verschillende (lokale) milieukwaliteitsniveaus (een continuüm tussen Qa en Qb), en, in functie van hun bereidheid tot betalen, al dan niet een lagere milieukwaliteit (met een lagere opportuniteitskost) verkiezen om zo een grotere hoeveelheid andere goederen te consumeren, dan zou dit leiden tot een situatie waarbij beide personen hun nutsniveau maximaliseren. Immers, in dit geval wordt aan elk van beiden de geprefereerde hoeveelheid milieukwaliteit toegekend (resp. Qa en Qb) en wordt het welzijn van beiden gemaximaliseerd in de zin dat de marginale substitutiegraad tussen milieukwaliteit en andere goederen voor beiden gelijk is aan de opportuniteitskost van een additionele eenheid milieukwaliteit. Hoewel persoon A in dit geval een mindere hoeveelheid milieukwaliteit zou consumeren, zou zijn marginale waardering van deze hoeveelheid (gemeten aan de hand van de bereidheid om andere goederen op te offeren voor een additionele eenheid milieukwaliteit) identiek zijn aan deze van persoon B.62 Deze redenering veronderstelt evenwel dat personen hun locatie kunnen kiezen in functie van hun vraag naar milieukwaliteit. Er zijn reeds vele studies63 uitgevoerd die bevestigen dat er

61

Deze karakterisering gaat terug op Samuelson (1954): “Samuelson (1954) defines collective consumption goods as goods “which all enjoy in common in the sense that each individual’s consumption of such a good leads to no subtraction from any other individual’s consumption of that good” (Samuelson, 1954, p. 387); “A public consumption good, like an outdoor circus or national defense, which is provided for each person to enjoy or not, according to his tastes” (Samuelson, 1955, p. 350, italics original).” (Krepelka, 2007, p. 16) 62 (Baumol & Oates, 1988, p. 244) 63 “Zo observeerde Spillman, met betrekking tot de prijzen in de huizenmarkt in Zwitserland: “They demonstrate the dependence between real estate prices and noise or air pollution in the areas. A 1 percent increase in noise or pollution emissions is followed by a price decease of between 0.05 and 0.14 per cent and between 0.08 and 1.05 per cent respectively […] These examples show that environmental consumers are explicitly willing to pay implicit environmental prices.” en “To summarize, the following is emphasized: one can prove empirically that

33

een correlatie bestaat tussen vb. woningprijzen en bepaalde milieuaspecten (luchtkwaliteit, geluidshinder, etc.) en dit zou de hierboven gemaakte assumptie – dat een lagere milieukwaliteit gecompenseerd wordt door een in de markt reeds aanwezig impliciet prijssysteem – bevestigen.64 Aangezien milieukwaliteit evenwel in vele gevallen een in hoge mate publiek goed is (de vereiste dat de kosten en baten van milieugoederen steeds exclusief zijn gaat lang niet op 65, men denke maar aan de opwarming van de aarde), en er dus over slechts één niveau van milieukwaliteit beslist kan worden, zullen beide personen in figuur 5 eenzelfde compromisniveau (Qc) van milieukwaliteit consumeren. Dit geeft aanleiding tot een situatie die door sommigen als distributief onrechtvaardig66 wordt beschouwd: het milieubeleid, dat tot een hoeveelheid Qc milieukwaliteit leidt, betekent voor persoon A met het lagere inkomen een overaanbod, waarvan de prijs (in de figuur aangegeven door de helling van de budgetrechte) hoger is dan zijn bereidheid tot betalen ervan (aangegeven door de helling van de indifferentiecurve in punt 1 bij een hoeveelheid milieukwaliteit Qc), en voor persoon B met het hogere inkomen, een onderaanbod waarvan de prijs lager is dan zijn bereidheid tot betalen ervan (helling van de indifferentiecurve van B in punt 2). Op basis van de hierboven geschetste verdeling van de baten of ‘benefits’ van milieukwaliteitsverbetering, wordt gesteld dat deze groter zijn voor hogere- dan voor lagere-inkomensgroepen, aangezien het totale nut van de consumptie van deze laatste groep wordt verkleind, door de verplichting meer te betalen voor het publieke goed dan ze eigenlijk bereid zijn.67 In de mate dat lagereinkomensgroepen minder geneigd zijn om over te gaan tot collectieve actie en in mindere

environmental goods are appropriated with an implicit price mechanism. Consequently, the environment consumer voluntarily pays environment prices.” (Spillman, 1995, p. 5) 64 Zo concluderen Blomquist, et al. dat “[…] compensation for location-specific, non-traded amenities takes place in both labor and housing market and that the amount is substantial.” (Blomquist, Berger & Hoehn, 1988, p. 105) 65 “Buchanan and Tiebout’s models assume that the suppliers of public goods and of local public goods are able to approve non-paying demanders. This, precisely is impossible for environment suppliers, as microeconomic theory discovered. If industry invests in green technology, or if a motorist drives more slowly and less noisily, both supply a higher environmental quality and for both it is impossible to internalize the benefit by demanding a cost sharing with the beneficiary.” (Spillman, 1995, p. 6) 66 “The concept of equity here rests on the view that it is more unfair to make the poor pay for something they do not want […] than to fail to supply what the rich want […].” (Pearce, 2003, p. 17) 67 “Nevertheless, the public-good model suggests that the dollar value placed on these benefits will be greater among higher-income recipients. […] This implies that an incremental increase in the quality of the environment will be worth more (as measured by willingness to pay) to those with higher incomes than to the poorer members of the community.” (Baumol & Oates, 1988, p. 246)

34

mate uitdrukking geven aan politieke oppositie68, kan ook verwacht worden dat dit compromisniveau dichter gelegen zal zijn bij Qb dan Qa, en het ‘welvaartsdeficit’ van de lagere-inkomensgroepen bijgevolg groter zal zijn.

Het oordeel dat deze situatie een distributieve onrechtvaardigheid insluit, berust op de aanname dat een kwaliteitsverbetering van het milieu, gebaseerd op fysische meeteenheden en (objectieve) kennis omtrent (potentiële) gevaren van lagere kwaliteitsniveaus, op zich niet als basis kan functioneren voor het bepalen van de welvaart/nutsniveau van een persoon. De verbeterde milieukwaliteit wordt slechts relevant geacht in het licht van de door de persoon zelf afgewogen (op grond van de individuele preferenties) kosten en baten van de verschillende kwaliteitsniveaus. Immers, het is niet zozeer de observatie dat bepaalde inkomensgroepen een lagere milieukwaliteit genieten dan andere, die in deze redenering leidt tot de conclusie dat er sprake is van een distributieve onrechtvaardigheid, maar wel de observatie dat de beslissing m.b.t. de allocatie van het publieke goed (waarbij eenzelfde prijs voor de verschillende inkomensgroepen wordt verondersteld), een situatie tot gevolg heeft waarbij de lagere inkomensgroepen gedwongen worden een groter deel van het inkomen te besteden aan de voorziening van het publieke goed, dan ze eigenlijk bereid zouden zijn op basis van hun individuele kosten-baten-afwegingen. Het oordeel m.b.t. (on)rechtvaardigheid berust dus op de aanname dat de uitgedrukte/geobserveerde preferenties van de consumenten, de enige relevante criteria vormen ter bepaling van wie (lagere- of hogere-inkomensgroepen) het meeste baat heeft bij een kwaliteitsverbetering van het leefmilieu. Dit is dan ook volledig in lijn met de conventionele economische methodologie69, die gegrond is op het concept van consumentensoevereiniteit, en preferenties als gegeven aanneemt waartussen dan een optimale allocatie wordt gezocht. Er stelt zich evenwel nog steeds het probleem van de inkomenselasticiteit van de bereidheid tot betalen voor milieugoederen. Er wordt vaak aangevoerd dat, zelfs indien elke persoon dié

68

Deze these is onderzocht door ondermeer Hamilton (1993), die observeerde dat het vestigen van risicovolle afvalbedrijven in de VS tussen 1987 en 1992, gecorreleerd was met een lage opkomst bij verkiezingen. (Pearce, 2003, p 19) 69 Deze is utilitaristisch in opzet en komt in essentie neer op het begrijpen van sociale welvaart als een allocatieprobleem tussen individuele preferenties. De kern van dit perspectief wordt goed weergegeven in het volgend citaat uit het werk van de econoom J.C. Harsanyi: “The utilitarian theory I have proposed defines social utility in terms of individual utilities, and defines each person’s utility function in terms of his personal preferences. Thus, in the end, social utility is defined in terms of people’s personal preferences.” (De Vita, 2000, p. 96)

35

hoeveelheid milieugoederen consumeert waarbij het individuele nut van de totale consumptie wordt gemaximaliseerd, dit misschien wel als economisch efficiënt aangeduid kan worden, maar niet als rechtvaardig. Dit argument stelt niet zozeer de soevereiniteit van de individuele consument (die autonoom bepaalt welke hoeveelheid milieukwaliteit hij wenst te consumeren) in vraag, maar wel de ongelijke maatschappelijke inkomensverdeling die de ‘bereidheid tot betalen’ beïnvloedt.70 Het oordeel – dat een ongelijke blootstelling aan milieurisico’s, vervuiling, geluidshinder etc.; en de ongelijke consumptie van milieugoederen (schone lucht, zuiver grondwater, etc.), tot een optimale allocatie leidt, gerechtvaardigd is omwille van, en gecompenseerd wordt door, de ongelijke bereidheid tot betalen – veronderstelt dat de eraan ten grondslag liggende inkomensverdeling optimaal is. Het distributieve vraagstuk dat hier centraal wordt gesteld, is er dus niet langer één dat specifiek gerelateerd is aan het milieuvraagstuk, maar is een afgeleide van het distributieve vraagstuk omtrent de ongelijke maatschappelijke inkomensverdeling als dusdanig. Wanneer men zich bij de allocatie van het publieke goed baseert op de bereidheid tot betalen voor milieufuncties –en goederen, wordt deze inkomensverdeling immers als gegeven beschouwd. Zoals aangevoerd door Pearce71, kan een marktgericht milieubeleid dergelijke overwegingen incorporeren in een maatschappelijke kosten-batenanalyse gebaseerd op individuele preferenties. Deze overwegingen vormen in essentie dus geen bezwaar tot het berekenen van sociale welvaart (en ipso facto, de allocatie van het publieke goed) op basis van het nutsniveau (bepaald a.d.h.v. de in individuele preferenties) van de individuele marktactoren, tussen dewelke het allocatieprobleem zich stelt. Men kan immers, afhankelijk van de specifieke welvaartsfunctie72 aan de hand waarvan men de kosten-batenanalyse uitvoert (een publiek-politieke keuze waarover de economische theorie geen uitspraak doet) 73, de

70

“Hence, on the preference-based approach we cannot say if there is an environmental justice problem. In so far as those preferences show up in willingness to pay, and given that willingness to pay is conditioned by income, the inequity is really one of unequal incomes. […] What might be called the ‘market dynamics’ approach to equity therefore acknowledges that outcomes may be inequitable but that the inequity is a direct result of inequality of incomes.” (Pearce, 2003, p. 19-22) 71 (Pearce, 2003) 72 Zo geeft Pearce een aantal voorbeelden van verschillende ‘sociale welvaartsfuncties: zo is ‘SW=min (U1, U2,…,Un)’ gemodelleerd naar de Rawlsiaanse maximin-regel, in distinctie met de klassiek utilitaristische welvaartsfunctie ‘SW= (U1, U2,…,Un)’. (Pearce, 2003, p. 36-39) 73 De ‘distributieve overwegingen’ waarmee rekening wordt gehouden, en de hiermee samenhangende gehanteerde ‘sociale welvaartsfunctie’ aan de hand waarvan een kosten-batenanalyse uitgevoerd wordt, zijn binnen deze redenering voorwerp van het collectieve/politieke beslissingsproces omtrent de ‘aanvaardbaarheid’ van verschillende verdelingspatronen. Als zodanig stellen overwegingen met betrekking tot de inkomenselasticiteit van de bereidheid tot het betalen voor milieuverbetering, geen probleem op zich voor de

36

verschillende preferenties omtrent de vraag naar milieugoederen –en functies volgens inkomen (of andere criteria) egaliseren. Dit laat toe om een optimale allocatie van alle milieubaten (hoeveelheid milieukwaliteit in figuur 5, en de in de markt reeds aanwezige compensaties voor milieurisico’s –en hinder) en opportuniteitskosten (het verzaken aan de consumptie van andere goederen in figuur 5, en de in de markt reeds aanwezige schaduwprijzen voor milieugoederen –en functies) te berekenen waarbij de sociale welvaart – een, naar men wil, volgens inkomen gecorrigeerde maatschappelijke aggregatie van individuele welvaartsniveaus – gemaximaliseerd wordt, zonder dat er impliciet uitgegaan wordt van een reeds optimale inkomensverdeling.74

4.3 Verdelende effecten en het ‘vervuiler betaalt principe’ – welke verdelingseffecten zijn relevant in de beleidscontext? Mijns inziens wordt het debat omtrent de distributieve effecten van economische milieubeleidsinstrumenten bemoeilijkt, vanwege een zekere mate van conceptuele verwarring. Deze berust enerzijds op de doorgaans genegeerde vaststelling dat bepaalde distributieve overwegingen van een verschillende logische orde zijn en anderzijds, hiermee samenhangend, op een denkfout omtrent de conceptie van sociale welvaart – ook aanwezig in de hierboven geschetste argumentatie van Pearce. Deze denkfout legt een fundamentele tegenstelling bloot tussen enerzijds het gebruik van monetaire waarderingstechnieken gebaseerd op individuele consumptie-preferenties ter bepaling van de publieke allocatie van milieugoederen –en functies, en anderzijds de (heden ten dage algemene) aanvaarding van het VBP als milieubeleidspremisse. Ter verduidelijking van deze stellingen, is het vooreerst van belang de

door Pearce verdedigde marktgerichte (d.w.z. op basis van de marktvraag naar milieugoederen –en functies) benadering van milieubeleid: “The economic literature is careful to point out the potential importance of such factors [locational decisions]. For example, locating in a more polluted area produces wellbeing losses that may be, at least partially, compensated by lower prices for other goods such as housing. The policy relevance of this finding depends on how the distributional issue is perceived. […] On the basis that all decisions involve some form of comparison between costs and benefits, a decision rule would require that benefits exceed costs in the aggregate, and that the distributional incidence of (net) benefits should be ‘acceptable’. What constitutes the degree of acceptability will depend on the form of ‘social welfare function’ adopted by decision makers.” (Pearce, 2003, p. 36-37) 74 “What this shows is that cost-benefit analysis does not have to assume that the prevailing distribution of income is ‘optimal’. CBA [cost-benefit analysis] can be flexible in allowing for different SWFs [Social Welfare Functions].” (Pearce, 2003, p. 39)

37

reeds vermelde assumpties m.b.t. de toewijzing van eigendomsrechten, die ten grondslag liggen aan het VBP, in herinnering te brengen.

Het VBP verplicht degene die door zijn activiteiten externe (milieu-)effecten voortbrengt, voor de kosten op te draaien hierdoor veroorzaakt aan derden. Daar de eigendomsrechten op het milieu voorheen niet- geëxpliciteerd waren – wie bezit vb. de ‘schone lucht’ die aangetast wordt door milieuschadende emissies? – dringt een eigendomsverdeling zich op. Op die manier kan een internalisatie bereikt worden van deze externe effecten in de private kostprijs voor milieugoederen -en diensten. Immers, als men de situatie beoogt waarbij de verantwoordelijken van externe kosten, deze kosten ook dragen, en waarbij deze dus niet onterecht op de schouders van derden (of de maatschappij als dusdanig) vallen, is een uitspraak vereist met betrekking tot de rechten van de verschillende betrokken actoren op het gebruik van milieugoederen –en functies. De vraag die hierbij naar voor komt, is de volgende: welke ‘rechten’ op het milieu verkrijgen voorrang? Het recht om het leefmilieu te gebruiken in termen van zijn input-functie (als productiefactor), ruimtelijke functie, recreatieve functie, etc., ofwel het recht om het te gebruiken in functie van zijn afvalontvangende capaciteit? De beslissing hieromtrent heeft immers gevolg voor wat wel en wat niet als ‘extern effect’ zal worden aangeduid. Zo sluit de vaststelling dat milieuvervuilende productie externe (gezondheids-, e.a.) effecten heeft, niet uit dat de opportuniteitskosten van niet-vervuilen, niet beschouwd kunnen worden als ‘externe effecten’ van het gebruik van het leefmilieu in functie van de niet-gebruikswaarde die eraan gegeven wordt. Het beroep op het VBP impliceert een duidelijke uitspraak hieromtrent, namelijk dat de rechten van zij die het leefmilieu aanwenden als een zuiver ‘publiek goed’ – met de eigenschappen non-rivaal, niet-exclusief en waarvan de consumptie de milieugoederen –en functies in kwestie dus niet verminderen – een absolute prioriteit verkrijgen op de rechten van zij die een ‘privaat’ (exclusief, rivaal) gebruik maken van de betreffende milieugoederen –en functies. Milieuheffingen, die uitdrukking geven aan het VBP, dwingen dié economische actoren die een privaat gebruik wensen te maken van milieugoederen –en functies (i.e. de vervuilers), een prijs te betalen hiervoor – zo betaalt men vb. voor de schone lucht die opgebruikt wordt door het private gebruik dat ervan wordt gemaakt bij het uitstoten van afvalstoffen erin (ongeacht de vraag of deze uitstoot Pareto-relevant is of niet). De impliciete logica waarin het VBP gekaderd is, wijst de eigendomsrechten op het leefmilieu toe aan de ‘gehinderden’ – zij die, door andermans private aanwending van milieugoederen –en functies, 38

gehinderd worden in het zuiver publieke gebruik/consumptie van deze. Dit is dan ook de reden waarom de soms opgeworpen kritiek op het VBP – namelijk dat het de vervuiler een recht geeft om te vervuilen in de zin dat de vervuiler dit recht kan afkopen (en er dus geen absolute grens wordt gesteld aan vervuilende activiteiten, zoals wel het geval is bij systemen van fysieke regulering) – niet coherent is. De kost die private gebruikers voor hun gebruik van milieugoederen –en functies moeten dragen – de ‘prijs’ die ze betalen voor het recht op vervuilen – wordt immers bepaald uit hoofde van de gehinderden. Er kan nu eenmaal niet worden uitgegaan van een in epistemologisch opzicht uiterst problematisch ‘nietantropocentrisch’ standpunt –‘het milieu’ als rechtsentiteit– waar dergelijke critici op lijken aan te sturen. De eigendomsrechten behoren in deze toe aan zij die een publiek gebruik maken van milieugoederen –en functies, het zijn dezen die bepalen welke de kost is die vervuilers dienen te dragen, en dus, in welke mate zij aanspraak kunnen maken (‘recht hebben’) op een privaat gebruik van het publieke goed (het leefmilieu). De hierboven geschetste redenering met betrekking tot het VBP, heeft consequenties voor de relevant geachte criteria, die van tel zijn bij het in kaart brengen van de distributieve effecten die de implementatie van dit principe, als beleidspremisse75 van waaruit economische milieubeleidsinstrumenten gerechtvaardigd en gehanteerd worden, tot gevolg hebben. Wanneer in het milieubeleid van dit principe wordt uitgegaan, en men het tot uitdrukking poogt te brengen in de beleidsinstrumenten die aangewend worden, is het niet langer coherent om rekening te houden met distributieve overwegingen die voortkomen uit het in vraag stellen van de, in beginsel, reeds geïntendeerde herverdeling van de eigendomsrechten op het leefmilieu tussen vervuilers en gehinderden (hier onderscheiden in functie van het private of publieke gebruik dat van het leefmilieu wordt gemaakt). Dit betekent concreet dat, bij het bepalen van de milieudoelstellingen en de hoeveelheid milieukwaliteit waartoe beslist wordt in figuur 5 hierboven, het niet langer relevant is in welke mate deze allocatie aansluit bij de individuele/private preferenties van bepaalde groepen of personen in de samenleving – ongeacht het inkomensniveau van de betrokken actoren. De criteria op basis waarvan het distributieve probleem zich stelt – de vaststelling dat de uiteindelijke hoeveelheid milieukwaliteit waartoe beslist wordt, lagere-inkomensgroepen zou verplichten meer te betalen voor het publieke goed dan ze bereid waren – zijn de individuele indifferentiecurven.

75

Een principe, hier functionerend als beleidspremisse, niet begrepen als een ‘op te leggen waarde’, maar wel functionerend als grens of kader waarbinnen het beleid en de maatschappelijke instellingen zich situeren.

39

Het zijn deze indifferentiecurven die het nutsniveau van de consumptie bepalen van de bij de allocatie van het publieke goed betrokken actoren. Het ‘nut’ van dezen wordt hierbij bepaald door de individuele afweging die gemaakt wordt tussen de baten van een grotere hoeveelheid milieukwaliteit (het grotere aanbod van het publieke goed, dat het individuele nut van het ‘publieke gebruik’ ervan verhoogt) en de kosten ervan (het verzaken aan de consumptie van andere goederen omwille van de inperking van het private recht op het vrije gebruik van milieugoederen –en functies). Distributieve overwegingen die hieruit voortkomen, stellen dus het VBP als zodanig in vraag, aangezien er bij dergelijke nutsoverwegingen- en vergelijkingen, uitgegaan wordt van een gelijk gewicht van publieke en private aanspraken op het leefmilieu. In tegenstelling tot wat sommige economen bepleiten – een simultane overweging van de verschillende private en publieke baten en kosten van bepaalde milieukwaliteitsniveaus ter waardering van milieugoederen –en functies – sluit het VBP bij voorbaat reeds uit dat aanspraken, die vervuilers (arm of rijk) op het leefmilieu maken (en dus ook de private (opportuniteits)kosten die het niet-vervuilen voor hen meebrengt), in overweging genomen worden. Dit betekent niet dat het VBP geen rekening zou kunnen houden met het nut dat voortkomt uit (de facto onvermijdelijke) vervuilende activiteiten en milieubelastende aanwendingen van milieugoederen –en functies, maar wel dat overwegingen hieromtrent uit hoofde van de gehinderden moeten gebeuren. Het zou immers niet coherent/consistent76, om – wanneer men uitgaat van het VBP – zich bij de waardering van de milieugoederen- en functies te baseren op de indifferentiecurven van diegenen die a priori reeds alle eigendomsrechten werden ontnomen. Het oordeel dat het publieke aanbod van milieukwaliteit – die de bereidheid tot het betalen ervoor van sommigen (i.c. lagereinkomens-vervuilers) overtreft – een distributieve onrechtvaardigheid inhoudt, is dus van een andere orde dan, en extern aan77 distributieve overwegingen met betrekking tot de verdeling

76

Coherentie wordt hierbij begrepen als de situatie waarbij er een logische relatie bestaat tussen de verschillende regels en onderdelen van een bepaalde redenering en het overkoepelende principe waaruit deze redenering voortkomt. Consistentie wordt begrepen als de situatie waarbij er geen onderlinge tegenstelling bestaat tussen de verschillende regels en onderdelen van de redenering. 77 De stelling dat deze overwegingen van een andere orde zijn, impliceert geen waardeoordeel over de betreffende, te onderscheiden distributieve overwegingen, maar enkel dat ze gegrond zijn in verschillende uitgangspunten waarmee het allocatieprobleem benaderd wordt en dus niet verward mogen worden.

40

van de kosten, tussen de vervuilers onderling78, van een bepaald milieubeleid, gegeven de instemming met het ‘de vervuiler betaalt principe’.

4.4 ‘Public choices’ – ‘Private preferences’: Enkele bedenkingen bij de aanwending van individuele preferentiecriteria ter allocatie van het publieke goed, en de beperkende veronderstellingen hieromtrent in het licht van een in het ‘de vervuiler betaalt principe’-geankerd milieubeleid De hierboven uiteengezette distincties wijzen daarenboven op een fundamentele tegenstelling tussen een public-choice model, voor de allocatiebeslissingen betreffende publieke goederen, dat op individuele preferenties gebaseerd is, en de benadering die impliciet vervat ligt in het VBP. Er wordt soms (o.a. in het hierboven vermeld werk van Pearce79) beweerd dat – met betrekking tot de beslissing in welke mate in een bepaald publiek goed voorzien hoeft te worden – een kosten-batenanalyse gebaseerd op individuele preferenties (gemeten aan de hand van de individuele bereidheid tot betalen) gemodelleerd kan worden naar verschillende invullingen van het begrip ‘sociale welvaart’ (afhankelijk van de sociale welvaartsfunctie die gehanteerd wordt). Aangezien er bij deze dus gecorrigeerd kan worden voor maatschappelijke ongelijkheden allerhande, dient het public-choice model (in de context van milieubeleid) bij voorkeur gericht te zijn op deze (al dan niet sociaal-gecorrigeerde80), op individuele preferenties gebaseerde, meest efficiënte allocatie. Er wordt immers van uitgegaan dat een op individuele preferenties gebaseerd public-choice-model ter vaststelling van vb. ‘aanvaardbare’ milieukwaliteitsniveaus –en risico’s, een, op zichzelf, waardenvrije methode is om tot een ‘optimale’ allocatie van het publieke goed te komen. Vanuit het perspectief van de economische wetenschap, waarin waarde-neutraliteit wordt verondersteld, valt deze methode dan ook te verkiezen. Immers, binnen deze logica maken waarde-conflicten het voorwerp uit

78

Deze ‘distributieve overwegingen met betrekking tot de verdeling van de kosten tussen de vervuilers onderling’, verwijzen naar de in sectie 3 reeds vermelde ‘indirecte distributieve effecten’ van milieubeleidsinstrumenten die geen verband houden met het geïntendeerde reguleringsdoel. 79 (Pearce, 2003) 80 Zoals reeds vermeld, wélke sociale overwegingen in acht genomen worden, vormen hierbij geen voorwerp van de economische wetenschap, maar zijn een politiek-maatschappelijke keuze. Het punt dat in deze context gemaakt wordt, is dat overwegingen van sociale of maatschappelijke aard, opgeworpen bij sommige kostenbatenanalyses, op zich geen argument vormen tegen de modellering van een public-choice-theorie gegrond in individuele/private preferenties.

41

van de (politieke) keuze voor een specifieke welvaartsfunctie, die determineert op welke wijze de interpersoonlijke vergelijking van de individuele preferenties gebeurt. Deze waardeconflicten stellen zich echter niet door het loutere feit dat men zich baseert op de individuele/private preferenties als uitgangspunt bij de (publieke) allocatiebeslissing.

Deze redenering negeert evenwel enkele niet-waarde-vrije assumpties die eraan ten grondslag liggen, en niet zomaar te rijmen vallen met de logica die schuilt achter de implementatie van het VBP. Een eerste reden hierbij, is dat een publiek allocatiemodel dat op individuele preferenties gebaseerd is, impliciet uitgaat van een niet-geëxpliciteerde assumptie81 waarvoor geen rationele verklaring wordt gegeven. De vaststelling dat een persoon een zekere voorkeur heeft voor een bepaalde situatie waarin hij zich geplaatst ziet (vb. een vervuilde omgeving) of een situatie die hij voor ogen heeft, verkiest (vb. een kwaliteitsvoller leefmilieu), vormt blijkbaar op zich een goede/juiste en voldoende reden vormt om er rekening mee te houden bij het nemen van publieke beslissingen82. Het moge duidelijk zijn dat deze opvatting getuigt van een zekere mate van intellectuele armoede – niet te verwarren met ‘neutraliteit’ – die weinig overtuigt, immers; “That someone (or some group) prefers something is not a good reason, in and of itself, for this interest to weigh in public policy decisions”83. Afgezien van de mogelijkheid dat hierbij een ‘endowment effect’ speelt (waarbij er sprake is van een causale relatie tussen individuele voorkeuren voor bepaalde goederen en de mate waarin in deze goederen als vanzelfsprekend worden gezien84), negeert dit perspectief dat de publiek-politieke aard van de keuze omtrent de te verkiezen sociale welvaartsfunctie, de eraan

81

“The point Dworkin emphasizes stands: when we compare individual interests, the standard we employ is not contained within those interests.” (De Vita, 2000, p. 99) 82 Het feit dat, afhankelijk van de gehanteerde sociale-welvaartsfunctie, deze preferenties verschillende gewichten toegekend kunnen worden, verandert niets aan de vaststelling dat bij deze welvaartsanalyse – afgezien van de specifieke welvaartsfunctie die gekozen wordt – het enkel de individuele preferenties zijn die worden gewogen. Het in deze vaststelling impliciet vervat oordeel bestaat uit een niet-neutraal waardeoordeel, namelijk dat de publiek-politieke sfeer, enkel bestaat in de aggregatie van de, verondersteld, te onderscheiden en (althans in theorie) te meten private voorkeuren van zij die er deel van uitmaken. 83 (De Vita, 1995, p. 95) 84 Dit begrip is niet hetzelfde als louter inkomensgerelateerde elasticiteiten die de consumptievraag beïnvloeden. Er wordt van een ‘endowment effect’ gesproken, wanneer de individuele preferenties voor bepaalde goederen beïnvloed worden – niet enkel door inkomens- en vermogensgerelateerde determinanten – maar ook door de veel bredere sociaal-economische institutionele achtergrondstructuur van de samenleving. Kort samengevat, komt het endowment-effect neer op de hypothese dat personen goederen méér gaan waarderen, wanneer hun eigendomsrecht en mogelijke aanspraak erop vanzelfsprekender is, omdat consumptie van deze goederen anders niet als een valabele optie wordt gezien in de individuele preferentieschaal: “The endowment effect is the consequence, for preferences and willingness to pay, of the initial allocation of an entitlement.” (De Vita, 2000, p.100)

42

voorafgaande kosten-batenanalyse, die op individuele preferenties gebaseerd is, niet zonder meer ‘waardevrij’ of ‘neutraal’ maakt. Wat genegeerd wordt, is dat waardeoordelen zich niet enkel situeren in de (vanuit economisch perspectief, externe) vraag op welke manier met de verschillende preferenties rekening gehouden dient te worden opdat de allocatiebeslissing ‘sociaal rechtvaardig’ zou kunnen worden genoemd. Deze oordelen situeren en stellen zich vooreerst m.b.t. de vraag met welke preferenties er überhaupt rekening dient te worden gehouden. De vraag, namelijk in welke mate bepaalde individuele preferenties, an sich, als ‘redelijk’, ‘verantwoordbaar’ of ‘aanvaardbaar’ worden beschouwd85, gaat immers logischnoodzakelijk vooraf aan gelijk welke sociale welvaartsfunctie op basis waarvan de sociale welvaart wordt berekend, in zoverre deze functies slechts bestaan uit een variatie van verschillende manieren om dezelfde, gegeven, relevante en redelijk geachte preferenties te wegen en te aggregeren. Slechts indien men vb., zoals in het Tiebout-model hierboven beschreven, er vanuit zou gaan dat milieugoederen voornamelijk van private aard zijn, en individuen bijgevolg kunnen kiezen in welke mate ze deze goederen consumeren, dan zou men, in principe, een beleid kunnen voeren dat aan de individuele preferenties van allen in dezelfde mate tegemoet komt. Dit zou aldus, in termen van economische efficiëntie, in een optimale allocatie resulteren. Een noodzakelijk element hierbij, is evenwel de bepaling van wat als ‘aanvaardbare’ milieukwaliteit wordt beschouwd. Immers, indien men geen milieudoelstellingen voorafgaandelijk zou formuleren, en men simpelweg uitgaat van de huidige

milieukwaliteit,

die

dan

gealloceerd

wordt

volgens

individuele

consumptiepreferenties, dan zou dit resulteren in de paradoxale vaststelling dat er eigenlijk geen verdere milieuverbetering vereist is. De ‘optimale allocatie’ die aldus resulteert gaat immers uit van de gegeven milieukwaliteit waarvoor een efficiënte allocatie wordt gezocht.86 De bepaling van deze ‘milieukwaliteitdoelstellingen’ kan niet louter het voorwerp zijn van de te hanteren sociale welvaartsfunctie. Deze welvaartsfunctie kan dan wel oordelen over de waarde die al dan niet aan bepaalde preferenties wordt gehecht, of

corrigeren volgens

relevant geachte criteria (vb. inkomen) die verondersteld worden de individuele preferenties

85

Zo lijkt het ondenkbaar dat vb. sadistische preferenties opgenomen worden in een kosten-batenanalyse. “Another reason shows why these two approaches [Buchanan-model, Tiebout-model] will not solve the established contradiction. In both models there is a price mechanism (membership fees, taxes) which leads to an optimal allocation of the scarce environmental resources. Price distortions do not exist within the models. Consequently, if we explained environmental problems with these models, we would implicitly assume that the present environment quality level is already in an optimal position and environmental policy is not at all essential.” (Spillman, 1995, p. 7) 86

43

te beïnvloeden, maar wordt steeds voorafgegaan door een oordeel over de ‘claims’ die de bevrediging van bepaalde preferenties maakt op de (schaarse) middelen aanwezig in de samenleving. En dit oordeel, over de mate waarin individuele preferenties relevant geacht worden voor de beleidsanalyse, kan niet uit diezelfde preferenties worden afgeleid.

De noodzaak om een milieubeleid te voeren komt voort uit het feit dat, zonder enige vorm van marktinterventie in de allocatie van milieugoederen –en functies, onverantwoorde externe kosten ontstaan. Hierdoor worden preferenties, die vb. een hogere nutswaarde hechten aan een veel lagere dan de actuele milieukwaliteit, bij voorbaat alle relevantie ontnomen. Zoals reeds vermeld, vereist het internaliseren van externe milieukosten immers steeds een uitspraak omtrent de eigendomsrechten op het leefmilieu. Deze bepalen welke externe effecten geïnternaliseerd moeten worden, en het is op basis van dit oordeel omtrent rechten, dat bepaalde preferenties al dan niet als basis zullen functioneren van een kosten-batenanalyse. In de context van het VBP, komt dit oordeel (in theorie) neer op de niet inoverwegingname van het individuele nut dat vervuilers putten uit de vervuiling van het leefmilieu.87 De individuele kosten en baten waarmee rekening wordt gehouden in de (al dan niet sociaal-gecorrigeerde) kosten-batenanalyse, in de context van een op het VBP gestoeld milieubeleid, zijn deze van de gehinderden en niet deze van de vervuilers. Hierin schuilt dan ook de fundamentele tegenstelling tussen een milieubeleid dat het VBP als beleidspremisse hanteert, en een zuivere ‘willingness-to-pay’-benadering: indien men uitgaat van het VBP, wordt er een op rechten gebaseerde limiet gesteld. Deze rechtslimiet is indifferent is t.a.v. individuele preferenties en gaat vooraf aan de inoverwegingname van de specifieke kosten en baten van het milieubeleid. Het principe dat de vervuiler dient op te draaien voor alle door hem veroorzaakte milieuschade, door zijn ‘privaat’ gebruik van de afvalontvangende functie van het leefmilieu, kan niet anders dan (wil dit beleidsprincipe zijn consistentie en coherentie behouden) gegrond zijn in de assumptie dat een zekere hoeveelheid milieukwaliteit door elk redelijk individu

87

Nogmaals, dit betekent niet dat het ‘de vervuiler betaalt principe’ geen rekening zou kunnen houden met het welvaartsnut dat voortkomt uit (de facto onvermijdelijke) vervuilende activiteiten en milieubelastende aanwendingen van milieugoederen –en functies, maar enkel dat dergelijke overwegingen gemaakt dienen te worden vanuit een publiek perspectief (en niet dat van de individuele vervuilers), m.b.t. wat als een ‘aanvaardbare milieukwaliteit’ opgevat wordt – en, indirect, welke de grootte is van de verantwoordelijkheid van de vervuilers voor de door hen veroorzaakte vervuiling. In deze vormt de publieke erkenning van de mate van verantwoordelijkheid voor externe effecten van milieuvervuiling –en beschadiging, de voorwaarde om er verder, in het individuele gedrag van de verschillende marktactoren (waaronder vervuilers), geen rekening meer mee te houden. Zie onder meer: (De Vita, 1995, p.106).

44

verlangd wordt, ongeacht de grote divergentie tussen de verschillende individuele preferenties. Theoretisch gezien komt deze stellingname overeen met een (Rawlsiaansgeïnspireerde) conceptie van procedurele rechtvaardigheid, uitgaande van een zekere notie van ‘sociale primaire goederen’ die noodzakelijk zijn voor de ontwikkeling en nastreving van individuele preferenties als zodanig.88 Het is op basis van dit gegeven, dat kostenbatenanalyses uitgevoerd worden en al dan niet gecorrigeerd worden aan de hand van een specifieke welvaartsfunctie. Deze redenering heeft niet als bedoeling een potentiële (filosofische) discussie te beslechten omtrent het al dan niet rechtvaardige karakter van de assumpties die ten grondslag liggen aan het VBP, maar wijst enkel op de beperkende implicaties van het VBP, bij de analyse van de verdelende effecten ervan. Zoals reeds aangevoerd in sectie 4.3; als men de verdelende effecten van een milieubeleid wenst te analyseren, dient er in dit kader duidelijkheid te zijn over de reeds veronderstelde (rechtvaardig geachte) eigendomsverdeling die in fine steeds bepaalt welke preferenties analyserelevant worden geacht, teneinde verschillende, soms tegenstrijdige distributieve effecten te onderscheiden.89

88

Dat het VBP als een procedureel rechtvaardigheidsbegrip gekenmerkt kan worden, wordt ook beaamd in de, in opdracht van het Vlaams departement Leefmilieu, Natuur en Energie, uitgevoerd Toegepast Wetenschappelijk Onderzoek Leefmilieu (TWOL): “In het kader van het Vlaamse milieubeleid wordt rechtvaardigheid vaak geïnterpreteerd als het principe “de vervuiler betaalt”. […] In feite is het een eerder “procedurele” rechtvaardigheidsopvatting. De acties van een persoon worden als rechtvaardig bestempeld als die persoon het recht heeft die handeling uit te voeren of als hij handelt in overeenstemming met de overeengekomen regels. De uitkomst van die handeling is bij de rechtvaardigheidsevaluatie daarbij van ondergeschikt belang.” (mijn cursivering). (De Jaegher et al., 2005, p. 66) 89 Zoals vb. de op eerste zicht tegenstrijdige beweringen dat milieuheffingen enerzijds het distributief sociaalongewenste effect hebben lagere-inkomensgroepen te dwingen, meer dan ze bereid zijn, te betalen voor milieugoederen –en diensten dan, en anderzijds de bewering dat milieubeleid en een verhoging van milieukwaliteit, lagere-inkomensgroepen ten goede komt, gezien de vaststelling dat deze laatsten over het algemeen in meer vervuilde locaties wonen. Het onderscheid dat hierbij soms over het hoofd wordt gezien, en aanleiding kan geven tot conceptuele verwarring, is dat de eerste bewering kosten en baten definieert in termen van het individuele nutsniveau van de betrokken actoren, en dat de tweede bewering een niet-subjectief criterium aanwendt ter bepaling van kosten en baten, namelijk dat een verhoogde milieukwaliteit een objectieve baat is, onafhankelijk van elke subjectieve waardering.

45

5. Milieusubsidies Een milieubeleid dat gericht is op een zo groot mogelijke milieudoeltreffendheid, dient er ook voor te zorgen dat alle mogelijke doeltreffende milieubeleidsinstrumenten in de policy mix opgenomen worden, of minstens in overweging genomen worden. Een coherent milieubeleid dient dus ook aandacht te schenken aan andere economische milieubeleidsinstrumenten dan milieubelastingen –of heffingen. De beleidsrelevante evaluatiecriteria van coherentie en logische consistentie, sluiten immers niet bij voorbaat uit dat, ter behalen van de beleidsdoelen, verschillende instrumenten worden aangewend – zolang het gevoerde milieubeleid in zijn globale samenhang, zich kan blijven beroepen op een funderende en logisch samenhangende beleidsopzet. Er wordt dan ook vaak gebruik gemaakt van milieusubsidies, naast een systeem van heffingen, teneinde een grotere doeltreffendheid te verlenen aan het gevoerde milieubeleid. Alvorens in te gaan op de moeilijkheden die het gebruik van dit milieubeleidsinstrument mijns inziens opwerpt, en op de restrictieve voorwaarden waarmee rekening dient te worden gehouden bij de aanwending ervan in het licht van het gevoerde milieubeleid in zijn geheel, worden eerst de betekenis, de werking, opzet en mogelijke voor- en nadelen van dit milieubeleidsinstrument toegelicht.

5.1 Wat zijn milieusubsidies? De OESO kenmerkt milieusubsidies als omvattende “various forms of financial assistance (grants, soft loans, tax allowances) used as an incentive for altering environmental behaviour or given to firms to help them comply with imposed standards”90. De (bredere) definitie gehanteerd door de Wereldhandelsorganisatie strookt hiermee, en onderscheidt tevens drie elementen die een subsidie kenmerken: “The definition contains three basic elements: (i) a financial contribution (ii) by a government or any public body within the territory of a Member (iii) which confers a benefit. All three of these elements must be satisfied in order for

90

(OECD 1994, p. 22)

46

a subsidy to exist.”91 Een universele, uniforme definitie van subsidies bestaat evenwel niet, en tussen de verschillende definities bestaan vaak grote verschillen. Zo worden soms, bijvoorbeeld, de directe transfers van de overheid naar individuele consumerende huishoudens, in de definitie van de System of National Accounts van de Verenigde Naties, niet als subsidies begrepen92, terwijl dit wel het geval is wanneer de subsidiedoelgroep producenten betreft. In wat volgt zullen subsidies in een zeer brede zin worden begrepen, namelijk volgens het criterium dat in zowat elke definitie voorkomt: het betreft een niet terug te betalen transfer van de publieke overheid naar private marktpartijen.93

5.2 Redenen voor het gebruik van subsidies als milieubeleidsinstrument Met betrekking tot de (economische) werking van subsidies als milieubeleidsinstrument, worden vaak de volgende voordelen naar voren geschoven. Ten eerste kunnen subsidies, in principe, net zoals het geval is voor milieuheffingen (cf. figuur 2, sectie 1.2), leiden tot een kostenefficiënte verdeling van de emissiereductie-inspanningen94: wanneer de economische agent, middels een subsidie, beloond wordt voor een bepaalde vorm van milieuvriendelijk gedrag, dan zal deze een inspanningsniveau kiezen waarbij de marginale opportuniteitskost van dit gedrag gelijk is aan het niveau van de subsidie.95 In de veronderstelling dat de

91

De volledige definitie luidt als volgt: “For the purpose of this Agreement, a subsidy shall be deemed to exist if: (a)(1) there is a financial contribution by a government or any public body within the territory of a Member (referred to in this Agreement as "government"), i.e. where: (i) a government practice involves a direct transfer of funds (e.g. grants, loans, and equity infusion), potential direct transfers of funds or liabilities (e.g. loan guarantees); (ii) government revenue that is otherwise due is foregone or not collected (e.g. fiscal incentives such as tax credits) (iii) a government provides goods or services other than general infrastructure, or purchases goods; (iv) a government makes payments to a funding mechanism, or entrusts or directs a private body to carry out one or more of the type of functions illustrated in (i) to (iii) above which would normally be vested in the government and the practice, in no real sense, differs from practices normally followed by governments; or (a)(2) there is any form of income or price support in the sense of Article XVI of GATT 1994; and (b) a benefit is thereby conferred” (WTO, 1994, p. 229) 92 “Subsidies are not payable to final consumers, and current transfers that governments make directly to households as consumers are treated as social benefits” (Inter-Secretariat Working Group on National Accounts, 1993, p. 215) 93 “All economic definitions of subsidies have one common characteristic: a benefit is conferred from the public to the private sector.” (Biermann et al., 2003, p. 41) 94 Gebasseerd op (De Jaegher et al., 2005, p. 61) 95 Met andere woorden: de economische agent zal voor een inspanningsniveau opteren waarbij de marginale opbrengstencurve van de subsidie, de marginale kostencurve van de te leveren inspanning snijdt.

47

vervuilers zich richten op een uniek subsidietarief ter bepaling van hun inspanningsniveau, zullen de marginale reductiekosten over alle vervuilers gelijk zijn en kan men aldus spreken van kostenefficiëntie. Een groot voordeel van milieusubsidies, is anderzijds het incentieve effect dat ze kunnen teweegbrengen, ter ontwikkeling van bepaalde (milieuvriendelijke) marktsectoren.96 Zoals uiteengezet in het begin van deze verhandeling, wordt de milieuproblematiek vanuit een economisch perspectief begrepen als een vorm van marktfalen: zonder enig overheidsoptreden, slaagt de marktwerking er niet in om (negatieve zowel als positieve) externe effecten in het economische handelen van de betrokken actoren te internaliseren. Aangezien, in dit geval, de consumptieprijzen enkel de productie- en transactiekosten (en niet de milieukost) weerspiegelen, bestaat er een foute relatieve prijsverhouding t.o.v. alternatieve, potentieel nog te ontwikkelen, milieuvriendelijkere productietechnieken en consumptiegoederen.97 Er wordt daarom vaak gepleit voor een subsidiebeleid ter ondersteuning van onderzoek en ontwikkeling naar milieuvriendelijkere technologieën98, en ter beïnvloeding van de productie en het prijsniveau van milieuvriendelijke goederen99. Beschouw de volgende figuur100(6): Stel dat de overheid ertoe beslist productiesubsidies uit te keren aan producenten van milieuvriendelijke energie, om op die manier bepaalde marktfalingen (vb. gebrek aan private investeringen, het bestaan van negatieve externe kosten, etc.) te verhelpen. Vóór de toekenning van subsidies, werd een hoeveelheid Q1 geproduceerd tegen prijs P1 (= snijpunt c van vraagcurve V en aanbodcurve A1). Het consumentensurplus bedraagt a+b, het producenten- surplus e+i. De overheidssubsidie, met als doel de productie te verhogen en de

96

Theoretically, subsidies may be used to achieve incentive effects similar to those of efficient pollution taxes by equivalent subsidies paid for each unit of pollution abated. Practically, subsidies are used to compensate for the cost of pollution abatement investments (rather than for actual pollution abatement achieved) […].” (Lovei, 1995, p. 3) 97 Zie oa. (De Jaegher et al., 2005, p. 93-94) 98 Zie vb. (Aalbrecht, 1998, p10): “For industry, basic research, R&D programmes or clear implementation programmes could be sponsored to develop and diffuse new processes and applications to save energy during industrial activities. For the residential and tertiary sectors, subsidies could be used for stimulating a wide range of energy-efficiency investments (from central heating systems and insulation materials to freezers, micro waves, computers, washing machines and many more). For transport, similar subsidies for clean cars should be elaborated.” 99 “Subsidies, in this context, are current unrequited payments from government to producers with the objective of influencing the levels of production, the prices or the remuneration of the factors of production. Broadly, what a subsidy does is to keep prices below the market prices by giving financial support to producers for their production. A subsidy is introduced to change the marginal cost of a good and can therefore change the price of a good or service.” (SCB, 2003, p. 25) 100 Gebaseerd op:URL (16/03/2011).

48

prijs te verlagen, bedraagt P’-P. Hierdoor verschuift de aanbodcurve van A1 naar A2, waaruit een nieuw marktevenwicht resulteert (= snijpunt van vraagcurve V en aanbodcurve A2), waarbij

een

hogere

hoeveelheid

Q2

geproduceerd wordt tegen een lagere prijs P. Het consumentensurplus is door de prijsverlaging vergroot met e+f+g. Ook de producenten genieten een welvaartstoename: de output neemt toe, alsook de prijs die ze ontvangen stijgt, aanFiguur 6

gezien deze gelijk is aan de som van de

marktprijs (P) en de ontvangen subsidie (P’-P). Het producentensurplus neemt derhalve toe met b+c. De kost van de subsidie-uitgaven voor de overheid, overtreffen evenwel de welvaartswinst voor producenten en consumenten. In het geval weergegeven in Figuur 6, zou de kost voor de overheid b+c+d+e+f+g+h zijn (= subsidie-uitgave x totale productie), er is dus sprake van een welvaartsverlies ten belope van d+h. Het subsidie-instrument kan zo, door de gedaalde prijs en toegenomen aanbod, de kosteninternaliserende opzet van het milieubeleid in zijn geheel versterken101, daar er eveneens een prijssignaal uitgestuurd wordt: niet-gesubsidieerde, milieuonvriendelijke producten worden relatief duurder. Daarenboven wordt het gebruik van subsidie-instrumenten in het milieubeleid – in distinctie met milieugerelateerde belastingen – aanvaardbaarder geacht voor de betrokken producenten en consumenten (men verwacht immers minder weerstand)102, wat de maatschappelijke draagkracht van het te voeren beleid potentieel vergroot. Hiermee samenhangend kan men ook vaststellen dat de voordelen voor de ontvangers van subsidies expliciet en relatief transparant zijn, terwijl de nadelen/kosten van de uitgereikte subsidies (die ten laste van de samenleving vallen) veel minder lokaliseerbaar zijn.103

101

(Kim, 2000, p. 117) “However, while sticks, such as more stringent regulation, may cause political objections from firms, subsidies work as carrots that are more acceptable to firms. Thus, governments may feel inclined to apply subsidies instead of more stringent regulation.” (Kim, 2000, p. 117) 103 “[…] while the benefits from subsidies is explicit, the harm from them is normally invisible […] while producers are politically well organized, the general public that is harmed by subsidies, is not […] while 102

49

De hierboven vermelde voordelen van het subsidie-instrument ter implementatie en versterking van het milieubeleid, worden evenwel door sommigen tegengesproken. Een eerste te vermelden potentieel nadeel, bestaat erin dat het subsidie-instrument, ter bevordering en ontwikkeling van nieuwe of voorheen niet-rendabele marktsegmenten, een ‘crowd out’-effect kan teweeg brengen. In dit geval zou men kunnen spreken van interventiefalen i.p.v. marktfalen: de door de overheid uitgereikte subsidies zouden van een zodanig niveau kunnen zijn, dat mogelijke vrije initiatieven van marktpartijen verder verhinderd worden.104 Een tweede element dat vaak wordt aangevoerd in de context van milieugerelateerde subsidies, bestaat erin dat de door de subsidie teweeg gebrachte relatieve prijsverandering, een ‘rebound effect’ kan teweegbrengen.105 Een eerste aspect hiervan bestaat erin dat de, door technologische ontwikkeling, vergrote milieu-efficiëntie van de productie en consumptie van bepaalde goederen, het perverse effect kan hebben de productie en consumptie zodanig te vergroten, dat de totale milieuwinst negatief wordt.106 Een tweede mogelijk probleem stelt zich in het geval van productiesubsidies ter reductie van milieuschadende emissies. Aangezien subsidie-ontvangsten de gemiddelde productiekosten voor de bedrijven verlagen, kunnen deze op langere termijn nieuwe marktparticipanten aantrekken, de prijs van de betrokken goederen verder doen dalen, de output vergroten en de uiteindelijke

producers have the intention and the power to influence the policy-making processes, those who are harmed by subsidies often do not” (Kim, 2000, p. 117) 104 “Further, it is difficult to design a subsidy program that relates directly to the activity to be encouraged and doesn’t crowd out market based financing.” (Lovei, 1995, p. 3) Op het belang van dergelijke ‘crowding-out’ effecten in de context van de door het milieubeleid geïntendeerde fundamentele gedragswijzigingen van economische agenten, wordt later in deze verhandeling verder ingegaan (sectie 5.4). 105 “Although theoretically the use of subsidies leads to the same level of pollution abatement as the use of other MBIs, subsidies could lead to a suboptimal situation in the long run; as subsidies reduce the equilibrium market price for industry output, they tend to expand sales attracting more polluters and altogether more pollution to the market (Baumol and Oates, 1988, Conrad and Wang, 1993).[…] The larger the subsidy element is in pollution abatement financing, the more serious the long term negative effects of subsidies can be on the total pollution load. In addition, subsidies also weaken fiscal performance (as opposed to environmental taxes that strengthen it). Due to these negative effects, subsidies should be avoided as environmental policy instruments.” (Lovei, 1995, p. 4) 106 “Higher efficiency due to technological improvement may instead create a rebound effect: saving energy or natural resources per unit of production results in lower costs which encourage increased consumption (Jevons, 1865; Herring, 1998). In the end, a growing volume of activity will offset the initial gain, like futile attempts to catch one’s own tail.” (Sanne, 2002, p. 275) Deze kritiek is natuurlijk ook toepasbaar op het gebruik van milieugerelateerde heffingen, aangezien deze eveneens tot doel hebben om technologische ontwikkelingen die de milieukost van productie en consumptie verminderen, te stimuleren.

50

milieuvervuiling doen stijgen.107

Men zou kunnen stellen dat dit effect vermeden kan

worden, indien, voor de toekenning van bepaalde milieusubsidies, aan de vereiste voldaan moet zijn dat de keuze van milieutechnieken onafhankelijk is van de keuze van het totale productieniveau van de betrokken onderneming(en).108 Subsidie-instrumenten lijden ook onder het probleem van asymmetrische informatie. Omdat bedrijven, in vergelijking met de publieke overheden, vaak volledigere en betere informatie hebben betreffende de verschillende mogelijkheden ter bevordering van de milieu-efficiëntie van hun productie, kan dit als effect hebben dat subsidie-instrumenten inefficiënties in de keuze van emissiereductietechnieken, bevorderen.109 Dit probleem van asymmetrische informatie hangt samen met, en versterkt mogelijks, het reeds vermelde ‘crowd out’-effect die de verschaffing van publieke middelen kunnen hebben op de aanwezigheid, in de markt, van private initiatieven.110

De grootte van deze effecten, en de sterkte waarmee deze optreden, dienen dus steeds onder de aandacht te staan van de publieke overheid die het milieubeleid voert. Daar een gericht subsidiebeleid soms van vitaal belang is ter ontwikkeling en ter ondersteuning van bepaalde sectoren, die het bereiken van bepaalde milieudoelstellingen op langere termijn haalbaarder maken, zou het mijns inziens fout zijn dit beleidsinstrument bij voorbaat te discrediteren. Dit betekent evenwel niet dat men het subsidie-instrument à la carte kan gebruiken, dat men, telkens wanneer een positief milieueffect verwacht kan worden, subsidies begroot om bepaalde gedragingen te ondersteunen en aan te moedigen. Wil een beleid zijn coherentie en

107

“While both tax and subsidy will increase the firm’s marginal costs, tax increases average costs while subsidy decreases average costs. In the long run, at the industry level, with free entry and exit, tax increases product price and reduces output, whereas a […] subsidy may attract the firms, reduce product price, increase output, and increase pollution.” (Kim, 2000, p. 123) 108 “Indien deze voorwaarde niet voldaan is, dan wordt de milieusubsidie eigenlijk een verkapte product- of outputsubsidie en leidt ze tot productievolumes van vervuilende goederen die hoger zijn dan maatschappelijk gewenst. Bovendien kan dit in een competitieve markt leiden tot toetreding van nieuwe ondernemingen en opnieuw meer productie van vervuilende goederen dan gewenst. Zie ondermeer Fullerton (2001) en Kolstad (2000).” (De Jaegher et al., 2005, p. 61) 109 “Moreover, subsidizing pollution-abatement expenditures encourages inefficiencies in the choice of abatement techniques. Because they tend to be more easily documented and hence subsidized, firms are encouraged to use end-of-pipe treatments rather than change process techniques or input mix or take recourse recovery measures.” (Pearson, 2000, p. 161) 110 “While technical assistance programs tackle the root of the problem (information disparities), subsidy programs and special financing institutions can easily lead to misdirected credit, perpetual dependence on government subsidies, and inefficient allocation of public resources without addressing the causes of high transaction costs and poor access of credit.” (Lovei, 1995, p. 7)

51

logische consistentie behouden, dan dient er ook aandacht te worden geschonken aan het gebruik van milieugerelateerde subsidies, binnen de context van het gevoerde beleid in zijn geheel111, en rekening houdend met de niet-geïntendeerde, vanuit milieuperspectief irrelevante, effecten (i.c. de verdelingseffecten) die het gevoerde beleid mogelijks voortbrengt. Hiertoe worden in de volgende sectie enkele fundamentele overwegingen gemaakt met betrekking tot de plaats van subsidie-instrumenten, in het licht van een op basis van het VBP gevoerd milieubeleid.

5.3 Subsidies: de vervuiler betaald ?

PPP was originally a cost-allocation principle between private and public sectors for efficiency purposes, meaning that the costs of pollution abatement activities undertaken in the private sector should be borne by the private sector and not by government grants and subsidies. In this respect, PPP is called a ‘non-subsidizing principle’.” 112

Dat subsidie-instrumenten, in het kader van het milieubeleid, zich moeilijk verhouden t.o.v. het VBP, is op het eerste gezicht een ondubbelzinnige en moeilijk te betwisten vaststelling. Daar waar het VBP de vervuiler verantwoordelijk stelt voor de voorheen externe milieukosten, en hem verplicht deze kosten te dragen, kunnen milieugerelateerde subsidies begrepen worden als een betaling aan de vervuiler, vanwege de publieke overheid, teneinde zijn milieubelastend gedrag te vermijden of te verminderen. Er worden immers maatregelen genomen

om

bepaalde

(schadelijke)

milieueffecten

van

sommige

productie-

en

consumptiebeslissingen te verminderen of te vermijden, maar de kosten hiervan (die, idealiter, gelijk zijn aan de externe kosten van deze productie- en consumptiebeslissingen) worden niet gedragen door de individuele vervuilers zelf, maar door de samenleving in haar geheel. Vanuit dit perspectief stelt zich een duidelijke inconsistentie m.b.t. het VBP: daar waar het VBP, in beginsel, de vervuilers alle rechten op het leefmilieu ontneemt, worden zij, in de context van een milieusubsidiebeleid, vergoed voor hun verminderde gebruik van milieufuncties. In plaats van vervuilers verantwoordelijk te stellen en te laten opdraaien voor

111

“Subsidies are typically applied in combination with policy instruments (environmental taxes and regulations) that also contribute to the correction of the same market failures. The necessary level of subsidies, therefore, would depend on the combined effect of all environmental policy instruments […].”(Lovei, 1995, p. 7) 112 (Kim, 2000, p. 126)

52

de door hen veroorzaakte externe kosten, die hun beslissingen inhouden voor de maatschappij in haar geheel, worden hen financiële (publieke) middelen ter beschikking gesteld, opdat de betreffende marktpartijen hun economisch gedrag zouden veranderen. In tegenstelling tot het penaliserende karakter van een heffing of belasting – waarbij verondersteld wordt dat een zuiver private aanwending van milieufuncties geen ‘recht’ is waarover men vrij kan beschikken, maar waarvoor een prijs betaald dient te worden die bepaald wordt uit hoofde van de gehinderden (cf. sectie 4.3 en 4.4) – kunnen milieusubsidies gekenmerkt worden als een beloning of vergoeding die de vervuilers toekomt (een vaststelling die de reeds vermelde ‘reboundeffecten’ kunnen versterken113). In plaats van vervuilers te laten betalen voor de negatieve milieueffecten van hun economisch gedrag, worden ze dus betaald om hun economisch gedrag op voorhand aan te passen. Ze krijgen m.a.w. een ‘vergoeding’ voor het niet veroorzaken van externe kosten die ten laste van de samenleving vallen, een observatie die in duidelijk conflict staat met de in 1974 door de OESO-lidstaten aangenomen beleidsaanbevelingen omtrent de implementatie van het VBP.114 De relatieve prijsveranderingen die teweeggebracht worden door subsidies (i.e. de gesubsidieerde productie- en consumptiepatronen worden relatief goedkoper), zenden temeer een prijssignaal uit dat fundamenteel verschilt van het prijssignaal in het geval van een heffing. Daar waar een heffing de relevant geacht externe kosten van productie- en/of consumptiebeslissingen internaliseert in de werkelijke kostprijs van deze, en de milieurelevante aspecten ervan weerspiegeld worden in de relatief duurdere prijs, worden in het geval van subsidies, maatregelen genomen die alternatieve (milieuvriendelijkere) productieen/of consumptiebeslissingen relatief goedkoper maken. In plaats van de externe effecten te internaliseren in de werkelijke kostprijs van de betreffende productie en consumptie, en zodoende een prijssignaal uit te zenden waardoor deze productie en consumptie relatief duurder wordt t.o.v. alternatieven met geringere externe kosten, gaan subsidies omgekeerd te

113

“However, such subsidies often violate the “polluter pays principle” and can encourage too many firms to enter the market because costs of improved practices are paid by taxpayers rather than the firms themselves.” (Ayala & Gallagher, 2005, p. 11) 114 “Member countries continue to collaborate and work closely together in striving for uniform observance of the Polluter-Pays Principle, and therefore that as a general rule they should not assist the polluters in bearing the costs of pollution control whether by means of subsidies, tax advantages or other measures […].” (OECD, 1974, III, 1)

53

werk.115 Belangrijke opmerking hieromtrent, is de vaststelling dat dergelijke prijssignalen geen dynamisch karakter hebben: eens de betreffende producenten of consumenten aan de subsidievereisten voldoen, en deze de subsidie ontvangen, ondervinden zij geen verdere incentive meer om hogere dan de in de subsidievereisten bepaalde milieunormen, te betrachten.116 Concluderend kan men dus stellen dat milieugerelateerde subsidies geen internalisatie van (negatieve) externe milieukosten in de productie- en consumptiebeslissingen van de marktpartijen teweegbrengen (aangezien de kosten ter vermijding of vermindering van deze externe kosten ten laste van de samenleving vallen en niet van degene die ze veroorzaakte), en over het algemeen strijdig zijn met het VBP.117 Een nuance is hier evenwel op zijn plaats, betreffende het verschil tussen negatieve en positieve externaliteiten. Een van de vooropgestelde milieudoelstellingen van het milieubeleid, bestaat erin om op lange termijn technologische ontwikkelingen aan te moedigen die de milieu-efficiëntie van bepaalde productie- en consumptiepatronen vergroten. Subsidie-instrumenten kunnen hiertoe helpen, zonder dat deze in strijd hoeven te zijn met het VBP. Immers, wanneer private marktpartijen investeren in onderzoek en ontwikkeling naar dergelijke technologische vernieuwingen, kan er sprake zijn van positieve externe effecten, effecten die de hele samenleving ten goede komen. Indien er bijvoorbeeld een heffingssysteem ingevoerd wordt, gerelateerd aan bepaalde milieucomponenten, ter internalisatie van externe milieukosten, kan hieruit (zoals vermeld, cf. sectie 1.4) een incentive voortkomen voor bedrijven, om (blijvend) te investeren in onderzoek en ontwikkeling

naar

productietechnologieën,

die

de

aan

de

heffing

onderworpen

milieucomponenten, minder intensief (of helemaal niet) benutten. Een potentieel verstorende factor, hierbij relevant, is het bestaan van positieve externe effecten. 118 Eens de investeringen

115

“We zeggen daarom dat de relatieve prijsverhouding tussen oude en nieuwe (eventueel nog te ontwikkelen) technologieën fout zit: de bestaande vervuilende technieken zijn relatief té goedkoop. Deze foute relatieve prijsverhouding kan men natuurlijk proberen recht te zetten door het verlenen van genereuze subsidies aan de nieuwe technologieën, hierdoor wordt de kloof met de prijzen van de bestaande technologieën verkleind en worden de nieuwe technologieën competitiever. Maar men zou evengoed andersom tewerk kunnen gaan en de vervuilende technieken duurder maken à rato van de externe milieuvervuiling die ze veroorzaken.” (De Jaegher et al., 2005, p. 94) 116 (De Jaegher et al., 2005, p. 90) 117 “Alhoewel zij een prijssignaal invoeren die conform de milieudoelstelling is, maken dergelijke beleidsmaatregelen het niet mogelijk de externe kosten te integreren: zij blijven ten laste van de samenleving. Anders uitgedrukt staat de milieusubsidie de toepassing van het beginsel « de vervuiler betaalt » niet toe.” (Hoge Raad van Financiën Afdeling Fiscaliteit en Parafiscaliteit, 2009, p. 25) 118 “De economische literatuur (de industriële economie literatuur in het bijzonder) bekijkt O&O voornamelijk vanuit een externaliteitenkader. Dat wil zeggen dat elke geslaagde onderzoeksinspanning van een bedrijf leidt tot

54

in technologische ontwikkeling hun vruchten afwerpen, kunnen deze technologische innovaties op termijn worden overgenomen door andere, niet-investerende marktpartijen (free-riders). Net zoals het geval is bij negatieve externe effecten, is het dus wenselijk dat ook de positieve externe effecten in de productiebeslissingen van de verschillende marktpartijen geïnternaliseerd worden, teneinde de investeringsbeslissingen van dezen te optimaliseren.119 Hierbij kunnen subsidies een belangrijke rol spelen. Merk op dat het subsidiëren van private marktpartijen, voor de door hen geleverde investeringsinspanningen, met positieve externe effecten, niet strijdig is met het VBP. In dit geval is er immers geen sprake van het toekennen van publieke middelen ter compensatie van de voor de vervuiler gederfde private baten, maar wel van een vergoeding van de door de private marktpartijen geleverde bijdragen aan een publiek goed. In deze context kunnen milieusubsidie-instrumenten dus niet begrepen worden als een betaling aan vervuilers, maar fungeren ze als een instrument dat de externe baten van private investeringsbeslissingen internaliseert. Dit kan op termijn leiden tot een investeringsniveau dat vanuit maatschappelijk oogpunt te verkiezen is.120

5.4 Subsidies en incentives Zoals hierboven aangevoerd, zijn milieugerelateerde subsidies die de vervuiler als vervuiler (m.a.w. als veroorzaker van negatieve externaliteiten) toekomen, niet verzoenbaar met het VBP. Desalniettemin wordt het gebruik ervan soms gerechtvaardigd op basis van de incentives die ze creëren in hoofde van de vervuilers, om te opteren voor milieuvriendelijkere alternatieven. Immers, als de totale milieu-impact van een milieubeleid, positiever is, wanneer naast heffingsinstrumenten, ook subsidie-instrumenten gehanteerd worden, dan noopt

een innovatie die op termijn ook door zijn concurrenten kan overgenomen worden. Met andere woorden, uitgaven die bedrijven doen voor O&O genereren externe effecten: niet alleen het bedrijf zelf wordt er beter van (door kostenbesparingen indien het om efficiëntieverbeteringen gaat of door het aanboren van nieuwe markten indien het over volledig nieuwe eindproducten gaat) maar ook de concurrenten kunnen in zekere mate meeprofiteren van de onderzoeksinspanningen. Onderzoeksinspanningen door private bedrijven leiden dus tot positieve externe effecten voor andere bedrijven.” (De Jaegher et al., 2005, p. 94) 119 Immers; “Aangezien alle actoren liever free-riden dan zelf bij te dragen tot het publiek goed, raken ze gevangen in een ongunstig evenwicht waarbij er, vanuit maatschappelijk oogpunt, te weinig in O&O geïnvesteerd wordt door private bedrijven.” (De Jaegher et al., 2005, p. 95) 120 “Al deze argumenten leiden ons tot het besluit dat, zelfs indien er een goede patentregeling bestaat, er toch nog redenen zijn waarom de overheid O&O zou proberen aan te moedigen door middel van bijvoorbeeld subsidies. Op die manier kan ze de vrijwillige ondervoorziening van O&O doorbreken.” (De Jaegher et al., 2005, p. 95)

55

dergelijke vaststelling tot de conclusie dat een policy mix van beide instrumenten een te verkiezen alternatief is. Daarnaast wordt er ook vaak geopperd dat subsidies wel degelijk een kosteninternaliserend effect bewerkstelligen, middels het prijssignaal dat er het resultaat van is, en milieu-onvriendelijke substituten relatief duurder maakt.121 Naast de reeds vermelde spanning met het VBP (namelijk dat het subsidie-instrument niet in staat is de kosten van vervuiling te internaliseren, cf. sectie 5.3), zijn er ook andere fundamentele opmerkingen bij het gebruik van subsidie-instrumenten, waarbij het doel bestaat uit het creëren van incentives die die de keuzemogelijkheden van de economische agenten beïnvloedt (zodanig dat ze opteren voor milieuvriendelijkere productie- en consumptiebeslissingen). Vanuit het rationeel perspectief van de economische agent, geven subsidies aanleiding tot een dergelijke incentive, aangezien de relatief goedkopere prijs van het gesubsidieerd product de individuele preferenties van producenten en consumenten wijzigt.122 Een prijssignaal met gelijkaardig effect kan evenwel ook bereikt worden met behulp van heffingsinstrumenten, en de relatieve prijswijzigingen die volgen uit dezen, zijn niet in strijd met het VBP. Het moge duidelijk zijn dat, wanneer men uitgaat van het VBP als beleidspremisse, het gebruik van heffingen een te verkiezen instrument van het milieubeleid vormt. Er kan immers aan beleidsmaatregelen en wetten ook een expressieve functie123 worden toegeschreven – ze geven uitdrukking aan de maatschappelijk consensus – en deze is als dusdanig ook van belang in een beleidscontext waarvan de initiële opzet erin bestaat de externe kosten in de private productie- en consumptiebeslissingen te internaliseren. De door het milieubeleid uitgestuurde incentives dienen derhalve niet enkel rekening houden met het bereikte prijseffect, maar eveneens met de interne consistentie van het door wetten uitgedrukt

121

“The public authority can use either ‘sticks’ or ‘carrots’ to induce socially desirable patterns of behaviour. As long as transaction costs are minimized, the optimal pollution reduction can also be achieved by paying polluters reducing their emissions. Although this policy appears to reverse the PPP, the prospect of ongoing environmental degradation and unsustainable recourse use is far worse. In fact, subsidizing the acquisition of more environmentally benign products, technologies or production processes can reinforce the costinternalization goal. Specifically, by lowering the cost of the less polluting alternative, one raises the relative price of the polluting product, technology, or production process, thereby increasing the incentive for consumers and producers to choose the environmentally preferable course of action.” (Kim, 2000, p. 122) 122 “subsidies change the relative price of the subsidized activity, thereby altering individuals’ opportunity sets. Individuals will be more likely to take the subsidized choice (e.g., purchasing the “green” car). Whether or not they actually take that choice will depend upon the relative costs and benefits of all comparable choices.” (Green, 2006, p. 429) 123 “This expressive function arises because a society’s laws arguably embody its norms or at least the dominant view of its people. By enacting a certain regulation, such as a littering ban or a requirement to pick up after one’s dog, a government may be able to use law’s expressive function to change behavior even without applying any resources to enforcing that law.” (Green, 2006, p. 429)

56

beleid. Gedrags- en beslissingsincentives bestaan nu eenmaal, naast uit zuiver rationele overwegingen, ook uit normatieve en andere opvattingen. Het zijn aan deze, niet te onderschatten124 determinanten van individuele preferenties, dat de expressieve functie van de beleidsvoering appelleert, en zodoende analyserelevant is125. In deze context kan immers ook gesproken worden van een ‘crowd out’-effect: de aard van de uitgestuurde incentive126 (in vergelijking met het penaliserend karakter van heffingen) heeft mogelijks een degressief effect op de, aan de subsidie voorafgaande, in de maatschappij reeds aanwezige individuele preferenties en motivaties. Het uitsturen van louter monetaire incentives, zonder rekening te houden met het mogelijke effect van deze op de in de samenleving aanwezige principiële, normatieve of conventionele gedragsdeterminanten, kunnen een ‘crowd out’-effect teweegbrengen ten opzichte van niet-monetaire incentives.127 Immers, zelfs indien men de bredere expressieve functie van het beleid buiten beschouwing laat, en uitgaat van een (engere) rational-choice theorie – waarbij de functie van het gevoerde beleid begrepen wordt als

loutere

informatieverschaffing,

waarschijnlijkheid

van

sancties

–

voor is

de

het

economische

agenten,

subsidie-instrument

een

omtrent eerder

de

zwak

beleidsinstrument: er wordt, met behulp van financiële stimuli, aangemoedigd een bepaald gedrag te vertonen, maar het niet-aanpassen van het gedrag heeft geen sanctionerende gevolgen. Er wordt aldus een beloning i.p.v. een sanctie gekoppeld aan het stellen van een

124

“Moreover, changing a law might have a greater effect if legal sanctions work not just directly, by raising the price of a behavior, but indirectly, by changing norms. A new law might change perceptions of what incurs disapproval (McAdams 2000), by creating shame, or even by changing the person’s own preferences and creating guilt– as Kenneth Dau-Schmidt (1990) discusses in the context of criminal law.” (McAdams & Rasmusen, 2004, p. 16) 125 “(I) Generally. In two respects, norms matter to positive economic analysis of law. First, positive analysis tries to predict how a change in legal rules affects behavior. One cannot accurately predict behavior without knowing something about all the incentives that influence behavior – which includes normative incentives – as well as the way that legal change interacts with them. Economic analysis of law needs to consider carefully how norms may govern behavior in the absence of law and how a new legal rule may intentionally or unintentionally change (or fail to change) a norm.” (McAdams & Rasmusen, 2004, p. 15) 126 “A subsidy, on the other hand, does not signal that anything is ‘wrong’ per se. […] Subsidies seem less likely to lead to significant updating or changes in norms. The consensus expressed is not that the behavior must change but that it would be nice if it did. It gives some information but is weaker than prohibitions or regulations in expressing society’s disapproval of the act.” (Green, 2006, p. 431) 127 “Relatedly, a law may not only lead to an internalization of a norm but may displace or “crowd out” an existing norm. If an individual obtains intrinsic benefits from an act, or possibly sees acting from altruism as part of her self-conception, paying her for taking the act may remove this benefit or reduce the impact of the act on her self-conception. The result is that a law or policy designed to offer a price incentive, such as a subsidy, can have two effects: the standard relative price effect and a “crowding out” effect on intrinsic or moral motivations.” (Green, 2006, p. 433)

57

bepaald gedrag, waardoor dergelijke gedragsvormen op termijn enkel nog in functie van de monetaire beloning gezien dreigen te worden.128 De implementatie van het VBP in het economisch proces, en de economische milieubeleidsinstrumenten die hiervoor worden aangewend, zijn er vanuit dit perspectief bij gebaat wanneer het gevoerde milieubeleid op een transparante en consistente wijze haar eigen beleidspremisse uitdraagt, aangezien een dergelijke beleidsopzet beter in staat gesteld is ook andere dan zuiver instrumentele, op rationeel eigenbelang gegronde preferenties, positief te beïnvloeden op langere termijn.129

6. Conclusie: Het belang van de policy mix in het milieubeleid in functie van de, in het licht van het VBP, relevante en ongewenste verdelingseffecten De hierboven uiteengezette overwegingen, met betrekking tot het gebruik van economische milieubeleidsinstrumenten, laten toe een voorlopige conclusie te trekken. Deze spitst zich toe op de verhouding van de door de publieke overheid gewenste gedragswijzigingen van de economische agenten enerzijds, en anderzijds de effecten die hiervan het resultaat kunnen zijn. In de context van een op het VBP gestoeld beleid, zijn niet alle verdelende effecten van belang, maar dient een conceptueel onderscheid in acht te worden genomen tussen verdelende effecten die wél en verdelende effecten die niét relevant zijn, indien men in de beleidsopzet uitgaat van het VBP en de ‘fairness’ van dit principe niet in vraag stelt.

128

Deze thematiek wordt ondermeer uitgebreid behandeld in (Frey & Jegen, 2001). Empirische onderzoeken die peilen naar de relatie tussen het geven van monetaire incentives en het aanvaarden van de plaatsing van nucleaire afvalopslagplaatsen, kwamen tot de conclusie dat wanneer geen monetaire compensaties aangeboden worden, de graad van aanvaardbaarheid veel hoger ligt. Zie: (Bruno & Oberholzer-Gee, 1997, p. 748) en (Frey & Jegen, 2001, p. 604). 129 “Where it once appeared that law offered the only solution to the market failure of externalities, we now see that norms often work to punish those who create negative externalities and reward those who create positive ones. At the same time, where theorists once emphasized the need for law to overcome collective action problems caused by individuals maximizing their narrow self-interest, theorists now recognize an important role for law to correct inefficient conventions and [sic.]. Where welfare economics once gave little attention to the fact that the rules it identified as “optimal” might be perceived as “unfair,” it is now more accepted that such perceptions are common and their effect on utility–whether it fits the taste of the analyst or not– must be reckoned into social welfare.” (McAdams & Rasmusen, 2004, p. 32)

58

Zoals uitvoerig besproken in deze verhandeling, impliceert het VBP een voorafgaandelijke uitspraak over de verdeling van de eigendomsrechten op het leefmilieu. Indien het door de overheid gevoerde beleid als doelstelling heeft dit principe in de werking van het economische proces, en in de productie- en consumptiebeslissingen van de betrokken actoren, op structurele wijze te verankeren, is het niet opportuun om simultaan maatregelen te treffen die de lasten voor de vervuilers als vervuilers, ten gevolge van de implementatie van het VBP, verlichten. Er kan met andere woorden, niet als zodanig gecompenseerd worden voor de, voor de vervuilers, vermeerderde kost van de private aanwending van het leefmilieu – ongeacht het inkomensniveau van dezen. Het VBP kan immers gekenmerkt worden als een procedurele rechtvaardigheidsopvatting130 die, zoals vermeld in sectie 4.4, uitgaat van een op rechten gebaseerde limiet dat een zekere milieukwaliteit voor elk redelijk individu vereist is. Bijgevolg fungeert het VBP als (procedureel) kader131 waarbinnen het publiek-politiek debat omtrent het te voeren milieubeleid zich afspeelt.132 Binnen dit kader is het dan ook niet mogelijk om bepaalde samenlevingsgroepen (vb. lage-inkomensgroepen) minder dan de volledige (private + externe) kosten van hun beslissingen en handelingen te doen dragen, gezien hieraan een herverdelende intentie ten grondslag ligt, die niet te verenigen valt met het VBP133. In dit geval zouden derden immers (gedeeltelijk) de kosten moeten dragen van de

130

Een uitgebreidere bespreking van de procedurele aard van principes m.b.t. het milieubeleid, in het bijzonder toegepast op de Rawlsiaanse opvatting van ‘justice as fairness’, kan men vinden in (Abplanalp, 2010). Het volgende citaat hieruit, met betrekking tot de status van principes aangenomen in Rawls’ contractuele fase , kan de in deze verhandeling ingenomen positie (namelijk dat het op rechten gebaseerd VBP begrepen dient te worden als het procedureel kader waarbinnen overwegingen m.b.t. het milieubeleid zich situeren) evenwel verduidelijken: “While the Rawlsian model mandates that regressive taxes not be levied on citizens […] if the aim of the taxation is simply to generate governmental revenues, the parties still might agree to implement these sorts of policies if they are required to support the existence of a just and stable society over time. […] First, one can see now that the contracting parties would agree to such measures if they were needed to secure fundamental environmental rights for present or future citizens. Second, the parties would agree to regressive ‘eco taxes’ if they are required to ensure that present or future citizens have the required social minimum of environmental goods (or other social goods) owed to them in virtue of their humanity. […] In all of these cases, however, the aim of such taxes (e.g., a gasoline tax) must not be simply to raise revenues for the government, but to change the behavior of participants within society.” (Abplanalp, 2010, p. 118-144) 131 “The polluter-pays principle establishes the requirement that the costs of pollution should be borne by the person responsible for causing the pollution. […] The practical implications of the polluter-pays principle are in its locations of economic obligations in relation to environmentally damaging activities, particularly in relation to liability, the use of economic instruments, and the application of rules relating to competition and subsidy.” (Sands, 2003, p. 280) 132 Zo vermeld ook onder meer De Sadereel, i.v.m. de status van het VBP in de context van de Europese Unie: “They are legally obliged to consider the principle in the course of the normative process; in this way, all acts of secondary legislation will be subordinated to the principle.” (De Sadeleeer, 2002, p. 30-31) 133 “The polluter-pays principle also would prevent the involuntary wealth distribution that occurs when some benefit at the expense of others.” (Dernbach, 1998, p. 59)

59

private opbrengst die voortkomt uit de productie- en consumptiebeslissingen van de betreffende samenlevingsgroepen. Concreet betekent dit dat vrijstelling van heffingen of variaties in heffingstarieven naar rato van het inkomen van de betrokken actoren, in principe niet te verenigen is met het VBP, en een doeltreffende en structurele implementatie ervan in de marktwerking, in de weg staat.

Dit betekent evenwel nog niet dat elke vorm van compensatie voor bepaalde groepen, die een proportioneel grotere last van een dergelijk milieubeleid dreigen te moeten dragen, überhaupt uitgesloten is, maar wel dat dergelijke compensatiemechanismen zich niet zouden mogen situeren binnen dezelfde instrumenten van dit milieubeleid. De in sectie 3.3 vermelde ‘nietgeïntendeerde distributieve effecten van milieuheffingen die geen verband houden met het initiële doel van de regulering’, zijn niet relevant voor het onderscheid vervuiler-gehinderde. Ze komen voort uit toevallige verdelingskenmerken die onrechtstreeks worden versterkt t.g.v. de, door kosteninternaliserende milieuheffingen, gewijzigde marktsituatie. Dit onderscheid valt misschien makkelijker te begrijpen aan de hand van een simpel voorbeeld: stel dat persoon A, met een relatief hoog inkomen, een proportioneel veel kleiner deel van zijn inkomen

hoeft

te

spenderen

aan

de

milieukosten

van

zijn

productie-

of

consumptiebeslissingen dan persoon B, met een relatief laag inkomen, terwijl beiden een even grote hoeveelheid externe milieukosten veroorzaken. Deze situatie is op zich volkomen gerechtvaardigd wanneer het gevoerde milieubeleid uitgaat van het VBP als premisse voor de beleidsvoering, immers: de vervuiler betaalt de door hem veroorzaakte externe milieukosten, ongeacht de proportie die deze kosten vertegenwoordigen ten opzichte van zijn beschikbaar inkomen. Een voorbeeld van een ‘niet-geïntendeerd distributief effect’ dat zich in deze situatie evenwel zou kunnen voordoen, ontstaat wanneer de verminderde koopkracht van persoon B, het hem onmogelijk of significant moeilijker maakt, om zich aan de door milieuheffingen gewijzigde marktsituatie aan te passen. De aanpassing aan milieu-efficiëntere beslissings- en gedragspatronen, vereist immers vaak investeringen – die slechts na een bepaald tijdsbestek rendabel worden – waarbij verwacht kan worden dat lagere-inkomensgroepen er niet of minder toe in staat zijn deze te doen. Zeker op kortere termijn, wanneer de door de

60

milieuheffing relatief duurder geworden goederen, nog geen aanleiding geven134 tot een aanbod van relatief goedkoper geworden substituten135, kan dit leiden tot ongewenste distributieve effecten die niet voorafgaandelijk door het VBP (impliciet) rechtvaardig geacht worden: in dit geval ontstaat er immers niet enkel een situatie waarbij de vervuiler moet betalen, maar ook een ongelijkheid tussen vervuilers onderling in de mogelijkheden om zich aan deze situatie aan te passen. Dergelijke ongelijkheden in reactievermogen tot een gewijzigde marktsituatie, houden dan ook geen verband met de distinctie vervuiler-gehinderde, maar wél met de aan de implementatie van het VBP voorafgaandelijke, aanwezige maatschappelijke ongelijkheden. Het betreft immers geen verdelend effect tussen vervuilers en gehinderden, maar tussen vervuilers onderling. Het punt is hier dat dergelijke maatschappelijke ongelijkheden, die het kosteninternaliserend beleidsdoel voorafgaan, in wezen niet relevant waren in de voorheen geldende marktsituatie. De responsabilisering van zij die negatieve externe milieukosten veroorzaken, met behulp van het VBP als beleidspremisse, maakt deze maatschappelijke ongelijkheden relevant. De geldende schaarsteverhoudingen in de markt worden gewijzigd en er wordt relevantie verleend aan voorheen arbitraire, niet relevante maatschappelijke verdelingspatronen136. Deze oefenen een determinerende invloed uit op het vermogen van de economische actoren om hun productie- en consumptiebeslissingen op de gewijzigde marktsituatie in te schakelen. Een beroep op het VBP, gaat er dan wel impliciet van uit dat het de vervuiler is – arm of rijk – die moet betalen, en rechtvaardigt zodoende ook rechtstreekse verdelende effecten die hieruit volgen137; maar kan geen rechtvaardiging bieden voor de

134

“The short-run impacts of taxes might be rather less than their long-run impacts—the short run price elasticity of demand for petrol, for example, is generally estimated at around −0.25 while the long-run elasticity is about −0.6. This reflects the fact that consumers and manufacturers can take some time to respond to price (tax) changes through manufacture and purchase of more fuel efficient vehicles, for example.” (Fullerton, Leicester & Smith, 2010, p. 532) 135 “in general, supply and demand responses to the imposition of an environmental tax are likely to be rather greater in the long run (when taxpayers’ patterns of production and consumption can be freely adjusted), than in the short run (when taxpayers’ production and consumption decisions may be constrained by existing capital equipment)” (Fullerton, Leicester & Smith, 2007, p. 19) 136 Kort samengevat, deze maatschappelijke verdelingspatronen – zoals vb. de ongelijke maatschappelijke verdeling van het aanpassingsvermogen aan een marktsituatie waarbij externe milieukosten in productie- en consumptiebeslissingen geïnternaliseerd worden – waren volkomen arbitrair en niet van tel, in een marktsituatie waarbij deze verdelingspatronen geen rol speelden (m.a.w.: een marktsituatie die helemaal geen dergelijke aanpassing vereist). 137 Zo kan er aangenomen worden dat milieuheffingen een grotere impact hebben op lagere-inkomensgroepen, en deze dus een proportioneel grotere last moeten dragen van het milieubeleid (cf. sectie 2). Deze loutere vaststelling – dat wie een relatief lager inkomen heeft, een proportioneel grotere last draagt wanneer, bij

61

ongelijke verdeling van de mogelijkheden om zich naar dit principe te schikken. Het is in deze context, dat de combinatie van verschillende economische milieubeleidsinstrumenten – de ‘policy mix’ binnen het milieubeleid – en meer bepaald het gebruik van subsidieinstrumenten, aangewend kunnen worden.

Milieusubsidie-instrumenten zijn, zoals vermeld, over het algemeen niet verenigbaar met een strikte toepassing van het VBP. Omwille van deze reden, is het dan ook niet wenselijk dat – wanneer het gevoerde milieubeleid zich situeert binnen het kader van het VBP – milieusubsidie-instrumenten vrij worden aangewend, telkens er mogelijks een positief milieueffect te verwachten valt. Immers, in vele gevallen kunnen gelijkaardige effecten ook bereikt worden met behulp van andere milieubeleidsinstrumenten138, zoals belastingincentives, die niet strijdig zijn met het beleidsdoel dat een volledige internalisatie van de negatieve

externe

kosten

vooropstelt.

Daarbij

wordt

het

incentive-effect

van

milieugerelateerde subsidies op lange termijn soms in twijfel getrokken, gezien het mogelijks negatieve effect op niet-monetaire incentives (cf. supra, sectie 5.2) en de afwezigheid van een continue aansporing tot gedragsverandering.139 Het is omwille van deze redenen dat milieusubsidie-instrumenten niet louter te beschouwen vallen als een ‘aanvulling’ op een het VBP, maar begrepen zou moeten worden als een instrument dat kan corrigeren voor ongewenste indirecte verdelende en andere effecten, die geen direct gevolg zijn van de aan het milieubeleid gevoerde, inherente rationale (namelijk, het VBP). Dit onderscheid valt beter te begrijpen wanneer stilgestaan wordt bij de vaststelling dat milieugerelateerde belastingen steeds kaderen binnen een reeds aanwezig, breder maatschappelijk belastingstelsel. Bekommernissen omtrent potentieel ongewenste regressieve effecten op maatschappelijke

ongewijzigd gedrag, bepaalde van zijn productie- of consumptiebeslissingen relatief duurder worden t.g.v. het prijseffect van de heffing – is niet relevant vanuit het perspectief van het VBP. Het enige relevante criterium in deze, is de distinctie vervuiler-gehinderde, en heeft net als doel een gedragswijzigend effect teweeg te brengen. 138 “Theoretically, subsidies may be used to achieve incentive effects similar to those of efficient pollution taxes by equivalent subsidies paid for each unit of pollution abated.” (Lovei, 1995, p. 3) 139 “Wenders moreover, has suggested that, where there is this sort of interaction between the polluter’s behavior and regulatory standards, there is less of an inducement for pollution-abatement technology from a system of subsidies than a program of taxes. Consider a firm that is evaluating a pollution-reducing innovation. If the introduction of the new technique (and the resulting lower level of waste emissions) is likely at some future time to induce the public authority to reduce fiscal incentives, then the decision of the firm may well depend upon whether the agency is employing taxes or subsidies. In the former case, the prospective tax reduction would promise increased profits to the firm and thus encourage the introduction of the new technology, but under a system of subsidies, the change in fiscal incentives would take the form of a reduction in the future rate of payments form the agency and hence reduce the profitability of the innovation.” (Baumol & Oates, 1988, p. 212)

62

verdelings- en andere kenmerken, wil men een structurele implementatie van het VBP consequent nastreven, dienen binnen dit bredere kader te worden gesitueerd en zo nodig gecompenseerd, en niet het onderwerp uit te maken van het milieubeleid als zodanig – als deel van het beleid in zijn geheel – waarbij de vervuiler-gehinderde distinctie fundamenteel is.140 Vanuit dit perspectief kunnen milieugerelateerde subsidies worden aangewend, op grond van beleidsoverwegingen die extern zijn aan het gevoerde milieubeleid als specifiek deeldomein waarbinnen het VBP doorslaggevend is. Dit betekent ondermeer dat het incentive-element van milieusubsidie-instrumenten, niet de doorslaggevende factor mag uitmaken in de aanwending ervan. De door het milieubeleid uitgestuurde incentives dienen daarentegen het VBP zo consequent mogelijk toe te passen opdat een structurele implementatie ervan in de marktwerking aangemoedigd zou worden. Milieugerelateerde subsidies kunnen evenwel nog een rol spelen, maar belangrijk hierbij is dat de achterliggende motivatie zich niet situeert binnen hetzelfde theoretisch evaluatiekader als dat van het op het VBP gefundeerd milieubeleid.141 Dergelijke milieugerelateerde subsidies nemen dan de vorm aan van correctieve instrumenten om de vermelde ongewenst geachte indirecte distributieve, niet-geïntendeerde effecten tegen te gaan142, of als instrument ter internalisatie van de in sectie 5.3 vermelde positieve externe effecten. Indien aan het gebruik van milieusubsidieinstrumenten bredere criteria143, dan louter de milieudoeltreffendheid (middels het eruit resulterende prijseffect), worden aangewend – zoals vb. inkomensgerelateerde elementen – kunnen deze samen met heffingsinstrumenten geïntegreerd worden in een policy mix, waarbij uitgegaan wordt van het VBP, zonder dat hierbij inconsistenties ontstaan tussen de

140

De beleidscriteria die aangewend worden ter beoordeling van het belastingsysteem in zijn totaliteit, kunnen immers verschillen van de criteria die worden aangewend in specifieke beleidsdomeinen (zoals milieubeleid). Zo sluit een over het algemeen progressief belastingstelsel, in principe niet uit dat bepaalde deeldomeinen ervan een regressief karakter kunnen vertonen. Het verdelingscriterium dient hierbij te worden geanalyseerd in het licht van het belastingstelsel in zijn totaliteit, niet voor elke individuele belastingheffing en elk beleidsdomein afzonderlijk. 141 “This […] points to the importance of how the government action is framed. If the subsidy is provided as a price reduction or rebate, it may be perceived as a payment for taking the action. The choice would then be framed in the language of a price rather than an obligation or responsibility. On the other hand, if the money were spent on making environmentally friendly choices easier (such as providing curbside recycling or at home audits for GHG emissions), it may not reframe what is perceived as a responsibility as a price.” (Green,, 2006, p. 434-435) 142 In deze worden subsidies dan niet begrepen als compensatie voor diegenen die een proportioneel grotere kost dragen voor het verderzetten van het aan de heffingsbasis gerelateerd gedrag, maar wel als compensatie voor de maatschappelijk ongelijk verdeelde mogelijkheden zich aan de gewijzigde marktsituatie aan te passen. 143 Criteria dus, die extern zijn aan de milieubeleidsvoering als zodanig, en zich situeren binnen het beleidsgeheel, waarvan het milieubeleid slechts een deelaspect is.

63

beleidsinstrumenten

en

de

achterliggende

beleidsrationale.

Indien

milieusubsidie-

instrumenten geen compensaties bieden aan de economische actoren in hun rol als vervuiler, maar wel functioneren als compensatie voor de, door de implementatie van het VBP geactiveerde, maatschappelijke ongelijkheden144 (die geen direct gevolg zijn van de vervuilergehinderde distinctie), kunnen deze in de policy-mix geïntegreerd worden. De in het licht van het VBP, relevante distributieve effecten145, kunnen dan gecorrigeerd worden, zonder dat er spanning ontstaat met de door dit principe wenselijk geachte verdelende effecten. Een dergelijk milieubeleid kan de regulerende functie van milieubelastingen versterken door subsidie-instrumenten te hanteren in functie van een grotere gelijkheid van individuele aanpassingsmogelijkheden (of opportuniteiten tot gedragswijziging) aan de gewijzigde marktsituatie, in plaats van een subsidiebeleid gericht op een gelijkheid van uitkomst (m.b.t. de bevrediging van de individuele preferenties)146, of een subsidiebeleid waarbij subsidies enkel begrepen worden als ‘aanvulling’, zonder rekening te houden met enige andere criteria. Inkomensgerelateerde criteria ter toewijzing van milieugerelateerde subsidies, zouden verhelpen aan de uit het VBP voortkomende niet-geïntendeerde verdelingseffecten, zonder verlies aan beleidscoherentie en met mogelijks positieve effecten op het maatschappelijke draagvlak van het VBP. Een dusdanig gefundeerd milieusubsidiebeleid ‘betaalt’ de vervuilers niet, maar vormt een noodzakelijke aanvulling op het VBP omwille van de in een liberale rechtsstaat noodzakelijke vereiste dat gelijken niet ongelijk behandeld mogen worden. Wil men de rechtvaardig geachte eis – de vervuilers moeten zelf voor hun vervuiling opdraaien – op een rechtvaardige manier in het marktproces implementeren, dan mogen deze vervuilers niet op een ongelijke manier behandeld worden, maar dienen hen gelijke opportuniteiten geboden te worden.

144

‘Geactiveerd’ in de betekenis van de reeds vermelde observatie (cf. p.61), dat de economische responsabilisering van de veroorzaking van negatieve externe kosten, voorheen niet relevante maatschappelijke verdelingsaspecten, relevantie verschaft. 145 Relevante verdelingseffecten in het licht van het VBP, zoals in deze verhandeling uiteengezet, zijn dié verdelingseffecten van het principe die geen direct gevolg zijn van de, door het VBP principieel reeds gerechtvaardigde, herverdeling tussen vervuilers en gehinderden. 146 Waarbij, zoals vermeld in sectie 4.2, distributieve onrechtvaardigheden berusten op de aanname dat een kwaliteitsverbetering van het milieu, gebaseerd op fysische meeteenheden en (objectieve) kennis omtrent (potentiële) gevaren van lagere kwaliteitsniveaus, op zich niet als basis kan functioneren voor het bepalen van de welvaart/nutsniveau van een persoon, maar deze slechts relevant geacht dienen te worden in het licht van de door deze persoon zelf afgewogen (op grond van de individuele preferenties) kosten en baten van de verschillende kwaliteitsniveaus.

64

Appendix:

De federale ecopremie als stimulans voor de aankoop van milieuvriendelijke wagens

Sinds juli 2007 reikt de Belgische federale overheid subsidies uit ter bevordering van de verkoop van wat ze als milieuvriendelijke wagens beschouwt. Er wordt een ecopremie toegekend voor “de aankoop ‘in nieuwe staat’147 van een personenwagen, een wagen voor dubbel gebruik of een minibus”148. Hierbij worden twee categorieën van voertuigen onderscheiden149:

-

Bij de aankoop van voertuigen die minder dan 105 gram CO2 per kilometer uitstoten, wordt een rechtstreekse korting (subsidie) toegekend van 15% op de aankoopprijs (incl. BTW) van het voertuig. Deze korting bedraagt maximaal € 4640 (nettogeïndexeerd bedrag voor het burgerlijk jaar 2011).

-

Bij de aankoop van voertuigen die tussen 105 en 115 gram CO2 per kilometer uitstoten, wordt een rechtstreekse korting toegekend van 3% op de aankoopprijs (incl. BTW) van het voertuig. Deze korting bedraagt maximaal € 870 (netto-geïndexeerd bedrag voor het burgerlijk jaar 2011).

Daarnaast werd voor dieselwagens, uitgerust met een roetfilter, die niet meer dan 130 gram CO2, en maximum 0,005 gram roetdeeltjes per kilometer uitstoten, sinds 2009 een forfaitaire korting toegekend van € 210 op de aankoopprijs. Deze korting was cumuleerbaar met de hierboven vermelde ecopremie en viel weg vanaf 1 januari 2011. De volgende tabel (1)150 geeft een overzicht van het aantal toegekende kortingen op de factuur, de kostprijs hiervan en het totaal aan uitgekeerde subsidies voor de periode 20082010 van de hierboven beschreven federale fiscale maatregelen. Tabel 2151 geeft de evolutie weer

van

de

inschrijvingen

van

nieuwe

wagens

≤

115

gram

CO2/km.

147

“Het aangekochte voertuig is ‘in nieuwe staat’. Dat wil zeggen dat het bij de DIV (Dienst voor Inschrijving van de Voertuigen) wordt ingeschreven en dat dit nog niet eerder gebeurde (in België of in het buitenland) dan de datum die voorkomt op de factuur .” Gebaseerd op: URL 148 Gebaseerd op: URL 149 Gebaseerd op: URL 150 Gebaseerd op (FOD Financiën, 2011). 151 Bron: Febiac (http://www.febiac.be/public/statistics.aspx?FID=23&lang=NL). Geraadpleegd op 13/07/2011.

65

TABEL 1 Aantal toegekende kortingen

Toegestane korting

2008 CO2-uitstoot < 105 gram per km.

9637

€ 26 665 980, 69

CO2-uitstoot ≥105 en ≤ 115 gram per km.

18175

€ 6 796 548,63

Roetfilter

15814

€ 3 161 970,57

CO2-uitstoot < 105 gram per km.

19 129

€ 47 736 923,52

CO2-uitstoot ≥105 en ≤ 115 gram per km.

29 635

€ 12 034 622,49

Roetfilter

28123

€ 5 815 201,96

Totaal 2008: € 36 624 499,89

2009

Totaal 2009: € 65 586 747,97

2010 CO2-uitstoot < 105 gram per km.

75 587

€ 197 134 178,70

CO2-uitstoot ≥105 en ≤ 115 gram per km.

36 215

€ 16 241 154,63

Roetfilter

85 146

€ 17 865 015,91

Totaal 2010: € 231 240 349,24

66

TABEL 2

Evolutie van de inschrijvingen van nieuwe wagens ≤ 115 g CO2/km

2007 x < 105 g

105 g ≤ x ≤ 115 g

2008 x < 105 g

105 g ≤ x ≤ 115 g

2009 x < 105 g

105 g ≤ x ≤ 115 g

2010 x < 105 g

105 g ≤ x ≤ 115 g

Totaal ≤ 115 g CO2/km op naam van een particulier

1.742

13.357 15.099

9.657

22.712 32.369

24.864

32.926 57.790

82.792

34.544 117.336

Totaal ≤ 115 g CO2/km eigenaars)

2.895

21.450 24.345

13.923

32.529 46.452

30.881

47.558 78.439

108.336

62.588 170.924

(alle

Totale markt Aandeel van de ≤ 115 g in de totale markt

524.795 535.946

476.194

547.347

8,7%

16,5%

31,2%

4,6%

67

De populariteit van deze fiscale steunmaatregelen valt duidelijk op: het aantal toegekende kortingen kent jaarlijks een forse stijging. Het aandeel van voertuigen met een CO2 uitstoot < 115 gram per kilometer, steeg over dezelfde periode dan ook van 8,7% in 2008 tot 31,2% in 2010. De totale kosten kennen eveneens een forse jaarlijkse stijging. De kosten voor de fiscale steunmaatregelen ter bevordering van de aankoop van voertuigen met een uitstoot ≤ 115 gram CO2/km. stijgen van € 33 462 529,32 in 2008 tot een totaal van € 213 375 333,33 in 2010. Over de hele periode heen, bedraagt de kostprijs van de rechtstreekse subsidie op de aankoopprijs van voertuigen met een uitstoot ≤ 115 gram CO2/km, in totaal € 306 609 408,66. De stijgende populariteit doet daarnaast ook het relatieve belang van de buitenkans152 dalen, wat de kost per vermeden ton CO2 zou moeten verminderen. De gemiddelde kosten per vermeden ton CO2 blijven evenwel van een aanzienlijke grootte153, en het succes van de maatregelen bij het publiek “ neemt niet weg dat stijgende middelen worden besteed aan een

maatregel

die

vanuit

milieuoogpunt

te

wensen

overlaat

inzake effectiviteit en efficiëntie.”154. Het Rekenhof merkt in zijn verslag van het federaal klimaatbeleid op, dat de fiscale korting bij het kopen van CO2-zuinige wagens, weinig effectief is omwille van het te kleine aanbod155 van dergelijke wagens, en waarschuwt ook voor de concentratie van deze type wagens bij een beperkt aantal merken. De mate waarin de subsidie-uitgaven bijdragen tot de reductie van CO2-uitstoot, door de vergroening van het wagenpark, en het beleidsdoel behalen – een reductie van 310 000 – 390 000 ton CO2-uitstoot – wordt eveneens weinig plausibel geacht.156 Dit wordt nog eens versterkt door het door de federale overheid erkende probleem 157 dat de

152

“Het buitenkanseffect komt overeen met de kopers die zelfs zonder belastingvermindering een schone auto gekocht zouden hebben.”(FOD Volksgezondheid, Veiligheid van de Voedselketen en Leefmilieu, 2010, p. 444) 153 (FOD Volksgezondheid, Veiligheid van de Voedselketen en Leefmilieu, 2010, p. 444) 154 (FOD Volksgezondheid, Veiligheid van de Voedselketen en Leefmilieu, 2010, p. 44() 155 “Wat betreft de fiscale korting voor CO-zuinige wagens zijn er, van de 7.958 beschikbare modellen op de markt in juni 2008, slechts 41 die in aanmerking komen voor de korting van 15 % (deze modellen zijn bovendien geconcentreerd bij een beperkt aantal merken) en slechts 110 die in aanmerking komen voor de korting van 3 %.” (Rekenhof, 2009, p. 32) 156 (Rekenhof, 2009, p. 52) 157 “Als reactie op het grootschalig Nederlands onderzoek waaruit blijkt dat de milieuvriendelijkste voertuigen de CO2-emissienormen van de Europese Unie niet respecteren, verzekert Bernard Clerfayt, staatssecretaris voor de Milieufiscaliteit, de kandidaat-kopers van voertuigen die voor fiscale voordelen in aanmerking komen dat er daarom nog geen sprake is van een afschaffing van het federale belastingvoordeel. […] De regering is zich bewust van het probleem met de ijking van de laboratoriumtests die niet noodzakelijk overeenstemmen met de reële verkeerssituatie. De wegen zijn immers duidelijk veel drukker dan toen de normen met betrekking tot deze

68

voor de subsidie in aanmerking komende voertuigen, in de praktijk lang niet altijd aan de vereiste emissienormen voldoen. Een grootschalig onderzoek hieromtrent bij ruim 240 000 voertuigen, uitgevoerd in opdracht van de Nederlandse overheid, wees uit dat bij alle onderzochte wagens, het praktijkgebruik een veel groter verbruik en uitstoot als resultaat heeft, dan vereist door de Europese normen.158 In een studie uitgevoerd door VAB bleek dat dieselwagens gemiddeld 20% meer brandstof verbruiken dan aangegeven door de autoconstructeurs, en zou geen enkele van de door VAB geteste wagens nog in aanmerking komen voor de federale subsidie van 15 of 3%.159 Hoewel deze wel nog steeds milieuvriendelijker zijn dan voertuigen die niet voor een ecopremie in aanmerking komen, stellen dergelijke bevindingen de doeltreffendheid van het subsidiebeleid, in het bereiken van de vooropgestelde emissiereductiedoelstellingen, eens te meer in vraag. Daarenboven getuigen sommige autoproducenten dat de meeste van hun consumenten deze premies maximaal willen benutten, en daartoe extra accessoires laten installeren in de aan de premie onderheven voertuigen.160 Koploper hierin is de Mini Cooper D die 104 g CO2/km uitstoot en dus kan genieten van 15% korting, vermeerderd met de premie voor de roetfilter. Het standaardmodel kost ongeveer € 20640, maar het best verkochte model ervan is deze met alle accessoires (full option), dat met een kostprijs van € 29000 een veel grotere absoluut subsidiebedrag oplevert (namelijk € 4350 + € 210).161 Verder wordt er ook beweerd dat een belangrijk deel van de uitgekeerde subsidies ten goede komt van de autoproducenten, wegens het te verwachten effect dat dezen hun prijzen aanpassen in functie van de aangeboden premies162, hoewel op basis van tabel 1 dergelijke conclusies moeilijk getrokken kunnen worden: de gemiddelde toegekende korting voor wagens in de eerste categorie (<105 g CO2/km), daalde van € 2767 in 2008 naar € 2608 in 2010, de gemiddelde korting voor wagens

tests werden vastgelegd. Voorts verandert dit niets aan de gegrondheid van de milieufiscale maatregelen, aangezien deze tests in principe identiek zijn voor alle wagens.” (FOD Financiën Cel communicatie, 2010) 158 (Bos & Ligterink, 2010) 159 (VAB, 2009) 160 (Muylaert, 2008) 161 (Muylaert, 2008) 162 “Op een open, niet gesubsidieerde markt bepalen autobouwers hun prijsstructuur in functie van de concurrentiële marktpositie van hun modellen. In een selectief gesubsidieerde markt worden prijzen aangepast in functie van de aangeboden premies. Met als gevolg hogere prijzen voor modellen die in aanmerking komen voor subsidies. Met recent hogere Belgische prijzen voor Duitse en Franse modellen die op hun nationale markten normaal goedkoper worden verkocht. De uitgekeerde 210 miljoen euro aan ecopremies komt op die manier voor een belangrijk gedeelte ten goede van autobouwers en importeurs.” (Flanders Centre for Automotive Research, 2011)

69

in de tweede categorie (105-115 g CO2/km), steeg van € 374 in 2008 naar € 448 in 2010. In zoverre een prijsdaling van deze voertuigen t.g.v. de relatief sterk toegenomen vraag te verwachten valt, kan besloten worden dat deze evolutie niet op te merken valt in termen van de gemiddelde grootte van de toegekende kortingen. Naast de betwijfelbare milieudoeltreffendheid en efficiëntie, die de relatief grote uitgavepost van deze fiscale maatregelen niet lijken te rechtvaardigen, is er ook een duidelijk conflict met het VBP, en worden de niet-geïntendeerde verdelende effecten van een beleid dat zich richt op een internalisatie van negatieve externe milieukosten, op een suboptimale manier aangepakt.

De hierboven vermelde subsidie-instrumenten van de federale overheid, staan duidelijk de toepassing van het VBP in de weg en zijn niet in staat tot een internalisatie van externe kosten; het volgende wordt hieromtrent vermeld in het federaal milieurapport 2004-2008: “Het

belastingvoordeel

bij

de

aankoop

van

zuinige

wagens

gaat

in de richting van een meer milieuvriendelijke fiscaliteit: zelfs al is er geen integratie van de externe kosten, dan is er toch een aansporing tot minder milieuschadelijk gedrag. Het belastingvoordeel is herverdelend, wat vrij uitzonderlijk is, en de verdeling van de huishoudens die een zuinige wagen aangekocht hebben, is duidelijk minder ongelijk dan die van de begunstigden van andere fiscale uitgaven.” 163. In deze beoordeling wordt enkel rekening gehouden met het incentive-effect van de relatieve prijsdaling voor de consument – wat de sterkte van deze incentive, binnen de context van het gehele milieubeleid, betwijfelbaar maakt (cf. supra, sectie 5.4). Het staat immers een structurele implementatie van het VBP in de weg, daar er een rechtstreekse transfer van middelen plaatsvindt, van de publieke overheid naar privépersonen, die hen financieel beloont om minder CO2 uit te stoten. De vervuilers (eigenaars van voertuigen) verkrijgen dus subsidies voor investeringen in voertuigen die minder (maar nog steeds) vervuilen, zonder dat hiermee enig kosteninternaliserend effect wordt bereikt. Dit is geen wenselijke evolutie vanuit het perspectief van het milieubeleidsdoel, dat erin bestaat de externe milieukosten te internaliseren in de prijsstructuur van de in de markt aanwezige automodellen. Naast de vaststelling dat selectieve subsidies (op basis van vb. CO2-uitstoot) kunnen leiden tot

163

(FOD Volksgezondheid, Veiligheid van de Voedselketen en Leefmilieu, 2010, p. 443-444)

70

inefficiënties in de keuze van reductiemogelijkheden (cf. supra, sectie 5.2), geven ze geen aanleiding tot een permanente incentive om emissiereductie na te streven (eens aan de vereisten van de subsidie voldaan is en deze ontvangen is, blijft er geen incentive over), en bestaat steeds de mogelijkheid dat producenten hun prijzen afstemmen op de aangeboden premies. Voor het vermelde herverdelende effect worden geen cijfers gegeven, en de onduidelijke vergelijking omtrent de ‘minder ongelijke’ verdeling dan het geval is bij andere fiscale uitgaven laat hiertoe geen uitsluitsel. Het feit echter dat de korting, bij voertuigen in de eerste categorie, 15% van de aankoopprijs bedraagt, met een relatief hoog maximumbedrag van € 4640 (geïndexeerd bedrag voor 2011), doet het vermoeden ontstaan dat wie relatief vermogend is, een grotere opportuniteit heeft deze subsidie maximaal te benutten (door vb. de aankoop van extra accessoires in de voertuigen of het kopen van de duurdere modellen). Daarenboven kregen kopers van voertuigen uit beide categorieën, tot 1 januari 2011, tweemaal een subsidie voor dezelfde aankoop: de zogenaamde ‘ecopremie’ omdat het een voertuig betreft dat minder dan 105 of 115 gram CO2 per kilometer uitstoot én de premie voor de roetfilter omdat het een voertuig betreft dat minder dan 130 gram CO2 en 0,005 gram roetdeeltjes uitstoot per kilometer. Hierbij valt eveneens op te merken dat aan de, in sectie 6 vermelde, criteria op basis van dewelke de aanwending van milieusubsidie-instrumenten, in het licht van de in deze verhandeling uiteengezette redenering m.b.t. beleidscoherentie- en consistentie, getoetst worden, niet voldaan is, gezien de vervuiler als vervuiler gesubsidieerd wordt, en er een verdelend effect optreedt op de verhouding tussen de vervuilers onderling. Daar de subsidie, (kapitaalkrachtigere) kopers van relatief duurdere voertuigen die aan de vereiste milieunormen voldoen, bevoordeelt in termen van de ontvangen subsidie, noopt de conclusie dat dergelijke fiscale maatregel niet enkel de vervuilers betaalt, maar ook het meest betaalt aan dié vervuilers die zich de relatief duurste voertuigen kunnen permitteren. Wil men deze fiscale maatregelen evenwel in stand houden – omwille van redenen die te maken hebben met de positieve externe effecten (m.b.t. technologische innovatie) die mogelijks gecreëerd worden in de betrokken sector – dringt er zich vanuit het in deze verhandeling uiteengezet evaluatiekader evenwel een hervorming op, die de vermelde ongewenste verdelende effecten zou tegengaan. Deze zou vb. kunnen bestaan uit een verhoging van de procentuele tegemoetkoming op de factuur in combinatie met een lager maximumbedrag, ofwel uit het koppelen van de subsidie aan bepaalde inkomensvereisten. 71

Bibliografie Aalbrecht, J., Environmental Consumer Subsidies and Potential Reductions of CO2 Emissions, URL: . (15/03/2011). Abplanalp E. R., 2010, Background Environmental Justice: An Extension of Rawl’s Political Liberalism, (ongeplubiceerde doctoraalthesis), URL: . (03/02/2011). Ayala F. A., Gallagher K. P., 2005, Preserving Policy Space for Sustainable Development: The Subsidies Agreement at the WTO, URL: . (15/03/2011). Bachus K., 2010, Indirecte belastingen en duurzame ontwikkeling: een vakbondsperspectief, URL: < http://www.hiva.be/resources/pdf/publicaties/R1322.pdf>. (02/02/2011). Baumol W. J., Oates W. E., 1971, The Use of Standards and Prices for Protection of the Environment, in: The Swedish Journal of Economics, vol. 73, nr. 1, maart 1971, 42-54. Te raadplegen op URL: < http://www.sfu.ca/~wainwrig/Econ400/documents/Baumol-OatesSwedishEconJnl71.pdf>. Baumol W.J., Oates W.E., 1988, The theory of environmental policy, (2e druk), Cambridge University Press, Cambridge. Bazin D., Ballet J., Touahri D., 2004, Environmental Responsibility versus Taxation, in: Ecoological economics, vol. 49, nr. 2, 2004, 129-134. Biermann F. et al., 2003, The Polluter Pays Principle under WTO Law: The Case of National Energy Policy Instruments, URL: < http://www.umweltdaten.de/publikationen/fpdf-l/2549 .pdf>. (15/03/2011). Blomquist G. C., Berger M. C. & Hoehn J. P., 1988, New Estimates of Quality of Life in Urban Areas, in: American Economic Review, vol. 78, nr. 1, 1988, 89-107. Te raadplegen op URL: < http://gatton.uky.edu/faculty/blomquist/AER%201988%20Urban%20QOL%20Blom BergerHoehn%20clean.pdf >. Bos B. en Ligterink, N.E., 2010, TNO-rapport: CO2 uitstoot van personenwagens in norm en praktijk – analyse van gegevens van zakeljke rijders, URL: . (15/07/2011). Brännlund R., Ghalwash T., Nordström J., 2005, Increased Energy Efficiency And The Rebound Effect: Effects on Consumption and Emissions, in: Energy Economics, vol. 29, nr.1, januari 2007, 1-17. Bruno S., Oberholzer-Gee F., 1997, The Cost of Price Inceentives: An Empirical Analysis of Motivation Crowding-Out, in: The American Economic Review, vol. 87, nr. 4, september 72

1997, 746-755. Te raadplegen op URL: < http://pages.towson.edu/jpomy/behavioralecon/ freygeeare97.pdf>. De Clercq M., 2006, Economie Toegelicht, (13e druk), Garant, Antwerpen. De Clercq M., 2010, Milieueconomie, (3e druk), Uitgeverij Acco, Leuven. De Jaegher S., Eyckmans J, Van Biervliet K., Van Puyenbroeck, T., 2005, TWOL studie 2003-00164: Ontwikkeling van een Coherent Beleidskader voor de Evaluatie van Leefmilieugerelateerde Financiële Tegemoetkomingen (vooral subsidies) en Toepassing van dit Evaluatiekader op een Aantal Cases, URL: . (22/03/2011). Dernbach J, 1998, Sustainable Development as a Framework for National Governance, in: Case Western Reserve Law Review, vol. 49, nr. 1. URL: . (30/05/2011). De Sadeleer N., 2002, Environmental Principles: from Political Slogans to Legal Rules, Oxford University Press, Oxford. De Vita A., 2000, Individual Preferences and Social Justice, in: Brazilian Review of social Sciences, nr 1, oktober 2000, 95-109. Te raadplegen op URL: < http://www.scielo.br/pdf/ rbcsoc/nspe1/a07nesp1.pdf>. Duff D. G., 2008, Tax Fairness and the Tax Mix, URL: < http://taxprof.typepad.com/taxprof_ blog/files/tax_fairness.pdf>. (10/03/2011). Ekins P., Dresner S., 2004, Green Taxes and Charges. Reducing their Impact on Low-Income Households, Joseph Rowntree Foundation, York. Flanders Centre for Automotive Research, 2011, Ecopremie voor auto's: gesubsidieerde vraag verstoort de markt, URL: . (16/07/2011). FOD Volksgezondheid, Veiligheid van de Voedselketen en Leefmilieu, 2010, Federaal Milieurapport 2004-2008, URL: . (27/05/2011). FOD Financiën Cel communicatie, 2010, Persmededeling. Behoud van de premies voor propere wagens in 2010 en 2011, URL: . (15/07/2011). FOD Financiën, 2011, Wegwijs in de fiscaliteit van uw auto, URL: http://koba.minfin.fgov. be/commande/pdf/brochure-vervoer-2011.pdf>. (13/07/2011). FOD Financiën, 2011, Parlementaire vraag nr. 5-1574 van mevrouw Cindy Franssen dd. 28.02.2011, URL: < http://ccff02.minfin.fgov.be/KMWeb/document.do?method=view&id= 06d1327c-32b8-48fb-9fc1-631f793820ba&caller=1#findHighlighted>. (16/07/2011). 73

Frey B. S., Jegen R., 2001, Motivation Crowding Theory, in: Journal of Economic Surveys, vol. 15, nr. 5, december 2001, 590-611. Te raadplegen op URL: . Fullerton D., Leicester A. en Smith S., 2007, Environmental Taxation. Conference Paper, URL: . (22/05/2011). Fullerton D., Leicester A. en Smith S., 2010, Environmental taxes, in: Mirrlees J. A. (ed.), Dimensions of tax design: The Mirrlees Review, Oxford University Press, Oxford, 428-521. Te raadplegen op URL: < http://works.bepress.com/cgi/viewcontent.cgi?article=1036& context=don_fullerton>. Ghalwash T., 2008, Demand for Environmental Quality: An Empirical Analysis of Consumer Behavior in Sweden, in: Environmental and Resource Economics, vol. 4, nr. 1, september 2008, 71-81. Green, A., 2006, You can’t pay them enough: subsidies, environmental law, and social norms, in: Harvard Environmental Law Review, vol. 30, nr. 2, 407-440. URL: . (01/06/2011) Hoge Raad van Financiën Afdeling Fiscaliteit en Parafiscaliteit, 2009, Het Belastingbeleid en het Leefmilieu, URL: . (15/03/2011). Inter-Secretariat Working Group on National Accounts, 1993, System of National Accounts 1993, URL: < http://unstats.un.org/unsd/nationalaccount/docs/1993sna.pdf>. (20/05/2011). Jacobsen H. K., Birr-Pedersen K., Wier M., 2003, Distributional Implications of Environmental Taxation in Denmark, in: Fiscal Studies, vol. 24, nr. 4, december 2003, 477499. Johnson P., McKay S. & Smith S., 1990, The Distributional Consequences of Environmental Taxes, The institute for Fiscal Studies, Londen. Kim H., 2000, Subsidy, Polluter Pays Principle and Financial Assistance among Countries, in: Journal of World Trade, vol.34, nr. 6, december 2000, 115-142. Te raadplegen op URL: . Krepelka, J., 2007, Public Goods and Private Preferences: Are they Reconcilable?, URL: . (10/03/2011). Labandeira X., Labeaga J. M. & Rodríguez M., 2009, An Integrated Economic and Distributional Analysis of Energy Policies, in: Energy Policy, vol. 37, nr.12, december 2009, 5776-5786.

74

Lovei M., 1995, Financing pollution abatement: theory and practice, in: OECD, Environmental economics series, nr. 28, URL:. (20/05/2011). McAdams R.H., Rasmusen E. B., 2004, Norms in Law and Economics, in: Handbook of Law and Economics, vol.2, URL: < http://www.bus.indiana.edu/riharbau/RePEc/iuk/wpaper /bepp 2004-11-mcadams- rasmusen.pdf> (10/03/2011). Muylaert J. (2008, 22 januari). CO2-korting wordt misbruikt voor luxe. Overheid betaalt airco in ‘groene’ auto’s. De Standaard, p. 6 OECD, 2005, Environmental Taxes, in Glossary of Environment statistics, URL: < http:// stats.oecd.org/glossary/detail.asp?ID=6437>. (10/03/2011). OECD, 1994, Methodologies for Environmental and Trade Reviews, URL: < http://www. oecd.org/dataoecd/54/1/36767000.pdf>. (15/03/2011). OECD, 1974, OECD: The Implementation of the Polluter-Pays-Principle, URL: . (15/03/2011). OECD, 2001, Polluter-Pays-Principle, in: Glossary of Environment Statistics, URL: . (10/03/2011). Olof J., Konow J., 2010, Fair Air: Distributive Justice and Environmental Economics, in: Environmental and Resource Economics, vol. 46, nr.2, juni 2010, 147-166. Patterson, C. D., 2000, Environmental Taxes and Subsidies: What is the Appropriate Fiscal Policy for Dealing with Modern Environmental Problems?, in: William & Mary Environmental Law and Policy Review, vol. 24, nr. 1, 2000, 121-159. Te raadplegen op URL: < http://scholarship.law.wm.edu/cgi/viewcontent.cgi?article=1248&context=wmelpr>. Pearce, D., 2003, Conceptual Framework for Analysing the Distributive Impacts of Environmental Policies. Prepared for the OECD Environment Directorate Workshop On The Distribution of Benefits and Costs of Environmental Policies, URL: . (02/03/2011). Pearson C. S., 2000, Economics and the Global Environment, Cambridge University Press, Cambridge. Rekenhof, 2009, Federaal klimaatbeleid. Uitvoering van het kyotoprotocol. Verslag van het Rekenhof aan de kamer van volksvertegenwoordigers, URL: <www.ccrek.be/docs/Reports /2009/2009_12_Kyoto_NL.pdf>. (15/07/2011). Sands P., 2003, Principles of International Environmental Law, (2e druk), Cambridge University Press, Cambridge. Sanne C., 2002, Willing consumers-or locked-in? Policies for a sustainable Consumption, in: Ecological Economics, vol. 42, nr. 1-2, 2002, 273-287. Te raadplegen op URL: . 75

SCB, 2003, Environmental Subsidies – a Review of Subsidies in Sweden between 1993 and 2000, URL: . (15/03/2011). Spillmann A., 1995, Social Justice and Environmental Policy, in: International Journal of Social economics, vol. 22, nr. 3, 1995, 3-10. Symons E. J., Speck S. & Proops J. L. R., 2002, The effects of Pollution and Energy Taxes across the European Income Distribution, in: European Environment, vol. 12, nr. 4, augustus 2002, 203-212. VAB, 2009, Kiezen tussen benzine en diesel, URL: . (15/07/2011). Vanheule J., 2001, Milieu en Fiscaal Recht, in: Deketelaere K. (ed.), Handboek Milieurecht, die Keure, Brugge, 1209-1296. Wallart N., 1999, The Political Economy of Environmental Taxes, Elgar, Cheltenham. WTO, 1994, Agreement on Subsidies and Countervailing Measures, URL: . (15/03/2011).

76