Komparace ekonomicko-teoretických přístupů k ochraně přírodních zdrojů ve vazbě na přírodní zdroj voda

Vysoká škola ekonomická v Praze Národohospodářská fakulta Katedra institucionální ekonomie

Komparace ekonomicko-teoretických přístupů k ochraně přírodních zdrojů ve vazbě na přírodní zdroj voda Disertační práce

Autorka: Ing. Lenka Slavíková Školitelka: prof. Ing. Jiřina Jílková, CSc. Studijní obor: Hospodářská politika Praha: duben, 2008

Prohlášení Prohlašuji, že svou disertační práci s názvem „Komparace ekonomicko-teoretických přístupů k ochraně přírodních zdrojů ve vazbě na přírodní zdroj voda“ jsem vypracovala samostatně. Veškerou použitou literaturu jsem v textu náležitě označila a její seznam uvádím na konci práce. ________________________ Lenka Slavíková V Praze dne 14. dubna 2008

2

Poděkování Ráda bych poděkovala své školitelce, prof. Ing. Jiřině Jílkové, CSc., za metodické vedení a poskytnutí zázemí pro zpracování této práce. Dále děkuji doc. Ing. Josefu Šímovi, CSc. a kolegům z Katedry institucionální ekonomie a ekonomiky životního prostředí za jejich cenné připomínky. Děkuji také svému manželovi za trpělivost a podporu.

3

Abstrakt Práce se soustředí na komparaci východisek neoklasické environmentální ekonomie, ekologické institucionální ekonomie a tržních přístupů k ochraně životního prostředí. Uvedené tři ekonomicko-teoretické směry v současné době představují hlavní paradigmata v rámci ekonomie životního prostředí a soupeří o míru vlivu na ekologickou politiku jednotlivých států či nadnárodních organizací. Jelikož tyto směry dochází k diametrálně odlišným doporučením ohledně preferovaných režimů správy přírodních zdrojů (státní, komunitní či soukromé vlastnictví), je cílem komparace nalézt prvky pro možný společný postup či naopak identifikovat příčiny hlavních odlišností. Práce se proto soustředí na následující srovnávací kritéria: a) do jaké míry zvolená metoda či metodologie zkoumání ovlivňuje výsledná doporučení, b) podle čeho jsou vybírány optimální instituce pro správu přírodních zdrojů, c) jakou roli ve vztahu k závěrům dané teorie hraje její otevřenost (environmentální) etice. Ucelené srovnání všech tří ekonomicko-teoretických směrů nebylo doposud provedeno, což vede k izolovanému vývoji všech tří sledovaných paradigmat. Doporučení k alokaci přírodních zdrojů přijímaná analyzovanými směry jsou v práci ilustrována na praktických příkladech státního a soukromého vlastnictví vody a na zavádění prvků komunitního vlastnictví do státního vlastnictví vody.

4

Abstract The study is focused on comparison of three main enviro-economic schools of thoughts – neoclassical environmental economics, ecological institutional economics (new institutional approach to environmental governance) and free-market environmentalism. Those three approaches currently represent main paradigms and compete for the influence on the environmental policy, worldwide. Because preferred institutional solution to environmental problems differ significantly among described schools of thoughts (i.e. government, group or individual ownership), the aim of the study is to find the common ground for the comparison or/and indentify sources of main differences or misunderstandings. The most important criteria is: a) how (if somehow) the used methodology influences the final recommendations or policy outcomes, b) what is the baseline for the selection of optimal institutional framework for the environmental protection, c) what is the role of the environmental ethics. There is no such a comparison available until now, which causes isolation of evolved approaches. The practical applications of theoretical conclusions are illustrated on “water” case studies that include the Czech centralized water management scheme, implementation of the multilevel governance approach within the Water Framework Directive and evolution of water markets in USA and Great Britain.

5

Obsah Úvod.........................................................................................................................................................8 1

Historická evoluce ekonomicko-teoretických přístupů a současné rozložení sil .....................11 1.1

2

Klíčové pojmy......................................................................................................................14

Environmentální ekonomie a selhání tržních mechanismů.......................................................17 2.1 Optimum kvality životního prostředí ...............................................................................18 Určení optima ..............................................................................................................18 2.1.1 2.1.2 Pragmatismus při nalézání optima a společenská volba ........................................20 2.2 Selhání trhů .........................................................................................................................23 Víra ve volné trhy, ale... .............................................................................................24 2.2.1 2.2.2 Veřejné statky a externality .......................................................................................25 2.2.3 Tradiční řešení problému technologických externalit a jeho praktická aplikace .....26 2.3

Etika v environmentální ekonomii ....................................................................................29

2.4 Ocenění vody a způsoby internalizace externalit na příkladu správy vod v ČR ..........31 Institucionální rámec ..................................................................................................31 2.4.1 2.4.2 Nástroje vodní politiky, oceňování a teorie externalit ...........................................33 2.5 3

Závěr kapitoly .....................................................................................................................38

Ekologická institucionální ekonomie – ekosystémový přístup a režimy správy přírodních zdrojů..........................................................................................................................40 3.1

Co je ekologická institucionální ekonomie? .....................................................................40

3.2

Kritika neoklasické pozice .................................................................................................42

3.3 Optimální instituce a změna institucí................................................................................46 Režimy správy a optimální řešení.............................................................................46 3.3.1 3.3.2 Jak určit vhodné instituce?.........................................................................................51 3.3.3 Kdo je hybnou silou změny institucí? ......................................................................54 3.4

Rekapitulace poznatků o roli etiky....................................................................................56

3.5 Institucionální reforma podle Rámcové směrnice o vodě ...............................................58 Cíle směrnice a požadavky na změnu institucí .......................................................58 3.5.1 3.5.1.1 Správa vod podle hydrologických povodí .................................................... 59 3.5.1.2 Účast veřejnosti ............................................................................................ 61 Problémy s implementací nového institucionálního rámce ..................................64 3.5.2 3.5.3 Problémy s účastí veřejnosti ......................................................................................67 3.6 4

Závěr kapitoly .....................................................................................................................70

Tržní přístupy k ochraně životního prostředí – selhání vlády a obhajoba soukromého vlastnictví .......................................................................................................................................72 4.1

Kritika neoklasické pozice .................................................................................................73

6

4.1.1 4.1.2 4.1.3

Metodologický individualismus, hodnotové soudy a racionalita jednotlivce ....73 Optimum, informační náklady a tržní selhání.........................................................77 Vládní selhání ..............................................................................................................78

4.2 „Rakouská“ teorie blahobytu a role vlastnických práv ..................................................80 Proces ustanovení vlastnických práv........................................................................83 4.2.1 4.3 Implikace pro oblast ochrany životního prostředí...........................................................85 Přehodnocení problému znečištění ...........................................................................87 4.3.1 4.4

Role etiky? ...........................................................................................................................91

4.5 Evoluce a fungování vlastnických práv k vodním tokům v USA a Velké Británii .......92 Evoluce vlastnických práv k vodním tokům v USA ..............................................93 4.5.1 4.5.2 Vlastnická práva k rybaření ve Velké Británii........................................................97 4.6 5

Závěr kapitoly .....................................................................................................................99

Komparace ekonomicko-teoretických přístupů .......................................................................101 5.1

Vliv zvolené metody a metodologie na výsledek analýzy ..............................................101

5.2 Režimy správy a kritéria jejich hodnocení.....................................................................107 Spontánní evoluce soukromého a kolektivního vlastnictví .................................108 5.2.1 5.2.2 Tvorba a garance režimů správy přírodních zdrojů vládou ................................110 5.2.3

Efektivnost, udržitelnost a spravedlnost jako kritéria pro hodnocení režimů správy...114

5.2.3.1 5.2.3.2 5.2.3.3

Kritérium efektivnosti................................................................................. 115 Kritérium udržitelnosti................................................................................ 116 Kritérium spravedlnosti .............................................................................. 118

5.3

Vliv etiky na závěry teorií ................................................................................................120

5.4

Využitelnost případových studií pro tvorbu závěrů ......................................................123

5.5

Preferovaný režim správy? ..............................................................................................127

Závěr....................................................................................................................................................133 Literatura............................................................................................................................................135

7

„Because water is essential to life, and because clean water and sanitation are essential to health, many argue that market allocation mechanisms should be rejected in favor of regulatory approaches“ [Young, 2005: 9].

„Whether it is true or not, people think of water resources as public property. They feel entitled to water“ [Griffin, 2006: 2]. „Water certainly is necessary for life. But clothing and shelter are also necessities, and there is no justification for having government control their allocation“ [Anderson, Snyder, 1997: 49].

Úvod Optimální využívání přírodních zdrojů a míra ochrany životního prostředí před znečištěním jsou stále častěji diskutovaná témata nejen v oblasti přírodních, ale i společenských věd. Tyto diskuse nabírají na intenzitě spolu s polarizací názorů na skutečný stav životního prostředí. Interpretační rozpory ilustrujme na příkladě vody: Podle evropské iniciativy EUWI „existují zjevné důkazy o globálních vodních krizích, jež ohrožují životy, udržitelný růst a dokonce i mír a bezpečí... Přes 1 bilion lidí dnes nemá přístup k nezávadné pitné vodě a 2,4 bilionu lidí není napojeno na kanalizaci a 2,2 milionu lidí v rozvojových zemích, z nich většina jsou děti, zemře každý rok na nemoci související s nedostatečným přístupem k nezávadné vodě... [EUWI, 2008]. Oproti tomu B. Lomborg uvádí, že „dostatečné zdroje vody má v současnosti více než 96 procent všech zemí světa. Na všech kontinentech se dostupnost vody na osobu zvýšila a přístup k čisté pitné vodě a hygienickým zařízením zároveň získalo vetší procento obyvatelstva… Naše prameny nevysychají; naší budoucností není nezvládnutelná nouze. Problémy s vodou spíše upozorňují na to, že musíme s vodou hospodařit šetrněji…“ [Lomborg, 2006: 185]. Není výjimkou, že objektivně popsané jevy (např. fyzická zásoba vody) jsou různými autory interpretovány až extrémně odlišně. Na různou intenzitu vnímání problému reagují političtí představitelé i vědecká obec při navrhování konkrétních řešení. Významnou roli v této oblasti hraje ekonomie, jenž se zabývá alokací vzácných statků mezi alternativní užití [Tietenberg, 1992] nebo také jednáním lidí ve vztahu k těmto statkům [Anderson, Leal, 2001], a je tudíž schopna nalézt vhodné mechanismy pro

8

nakládání s přírodními zdroji. Ekologické problémy nejsou v rámci ekonomie vnímány jako absolutní, tj. např. „nedostatek vody – ať už v odpovídající kvalitě či množství – je zapříčiněn z větší části neefektivním užíváním a správou než reálnou neschopností ekosystémů uspokojit vzrůstající poptávku“ [Saleth, Dinar, 2004: 1]. Jsou to především ustanovené režimy správy přírodních zdrojů, jenž ovlivňují jejich dostupnost. V rámci ekonomie však existují různé teoretické směry či školy ekonomického myšlení, jejichž vysvětlení ekologických problémů a doporučení vhodných režimů správy přírodních zdrojů se liší. Na jedné straně se již tradičně hovoří o tržních selháních (externalitách) a navrhuje se zavedení daní či poplatků na výrobky a služby, jejichž výrobou či poskytováním je přírodní zdroj „nadměrně“ zatěžován [Kolstad, 2000]. Na druhé straně jsou ekologické problémy přičítány na vrub státní správy (či státního vlastnictví) přírodních zdrojů. Hovoří se o vládních selháních a za řešení se považuje privatizace těchto zdrojů [Anderson, Leal, 2001]. Někde mezi těmito dvěma přístupy stojí požadavek na změnu či zavedení institucí pro správu přírodních zdrojů tak, aby byly respektovány přirozené hranice ekosystémů a aby byly do rozhodování zapojeni lokální aktéři (tj. zavedení určité formy komunitního vlastnictví podle ekologických hranic). Jedině tak lze podle zastánců těchto myšlenek dosáhnout optimálního (udržitelného) čerpání zdrojů s ohledem na ekologické, nikoliv politické či individuální priority [Vatn, 2005]. Je na první pohled zřejmé, že uvedená doporučení jsou ve vzájemném rozporu. Je rovněž zřejmé, že ve všech případech hraje významnou roli upřednostňovaný institucionální rámec pro správu přírodních zdrojů (státní, soukromé či komunitní vlastnictví). Proč však jednotlivé teorie či myšlenkové směry dochází k naprosto odlišným závěrům? Z čeho pramení jejich odlišnosti a jaké jsou naopak jejich styčné body? A konečně, lze některý režim správy přírodních zdrojů – státní, soukromé či komunitní vlastnictví – označit za nejvhodnější? Na tyto otázky v práci odpovíme představením předpokladů, metodologie a metody zkoumání a případných etických premis tří hlavních ekonomicko-teoretických přístupů k ochraně přírodních zdrojů – neoklasické environmentální ekonomie, ekologické institucionální ekonomie a tržních přístupů k ochraně životního prostředí. Za hlavní cíl a klíčový přínos této práce považujeme jejich porovnání a odhalení vzájemných vazeb a rozporů. Tyto přístupy spolu v současné době soupeří o přízeň tvůrců ekologických politik a vzájemně se ostře napadají. Poměrně známá je kritika postupů neoklasické environmentální ekonomie ze strany institucionalistů [Bromley, 1991; Vatn, 2005] i protržních ekonomů [Brownstein, 1980; Cordato, 1992; Anderson, Leal, 2001]. Méně pozornosti se věnuje rivalitě mezi normativním ekologicko-institucionálním směrem a

9

liberálně orientovaným tržním přístupem. Ucelené srovnání všech tří ekonomickoteoretických směrů však nebylo doposud provedeno. Jelikož považujeme takovou analýzu za významný krok k vytvoření určitého konsensu na poli ekonomie životního prostředí, budeme se jí v této práci detailně zabývat. Zvolenou metodou práce je komparace různých aspektů ekonomické analýzy jednotlivých teorií. Hlavními aplikovanými kritérii v této souvislosti jsou: a) metoda či metodologie analýzy zkoumání ekologických problémů a její vliv na výsledná doporučení, b) způsob určení optimálních institucí pro správu přírodních zdrojů, c) význam normativních soudů. Nedílnou součástí popisných kapitol jsou případové studie zaměřené na přírodní zdroj voda, v rámci kterých jsou patrné praktické aspekty (a často i problémy) aplikace teoretických závěrů. Voda je také často chápána jako kolektivní či veřejný statek se silným etickým podtextem (lidské tělo se bez vody nemůže obejít, lidem musí být umožněn přístup k pitné vodě, apod.1), proto slouží jako vhodný příklad k ilustraci přístupu zejména prvních dvou jmenovaných teorií. Cílem uvedeného postupu je důsledné a systematické porovnání celé řady stavebních kamenů sledovaných teorií a vytvoření prostoru pro další studie směřující k postupnému dosažení shody či naopak eliminaci zásadních rozporů. Disertační práce je strukturována do pěti kapitol. V první kapitole stručně představujeme historickou evoluci ekonomicko-teoretických přístupů k ochraně životního prostředí ve vazbě na starší školy ekonomického myšlení. V druhé, třetí a čtvrté kapitole detailně popisujeme paradigmata tří teoretických směrů a uvádíme výše zmíněné případové studie. V třetí a čtvrté kapitole rovněž rekapitulujeme klíčové kritické body vůči mainstreamové environmentální ekonomii. Pátá kapitola obsahuje komparaci ekonomicko-teoretických přístupů (tj. metodologie, přístupy k vládním selháním, kritéria optimálních institucí a přístupy k hodnotovým soudům) a zodpovídá otázky vytčené v úvodu této práce.

1

Viz např. Merett, 1997 nebo Agenda 21, 2007, a jiné.

10

1

Historická evoluce ekonomicko-teoretických přístupů a současné rozložení sil

Neoklasickou environmentální ekonomii, tržní přístupy k ochraně životního prostředí a ekologickou institucionální ekonomii lze v současné době považovat za tři nejvýznamnější ekonomické myšlenkové směry, které se systematicky zabývají jednáním člověka ve vztahu k přírodním zdrojům. Všechny tři mají své silné zastánce i oponenty. Jejich vzájemný poměr sil se v čase mění. Zatímco přibližně od 70. let 20. století dominovala společenským otázkám ochrany životního prostředí environmentální ekonomie (která si dodnes uchovala dominantní vliv), v průběhu 90. let získávají stále více příznivců alternativní myšlenkové směry. Ty poukazují na to, že environmentální ekonomie narazila na své hranice a není schopna (respektive v průběhu více než 20 let praktické aplikace svých nástrojů nebyla schopna) v rámci stávajícího paradigmatu zamezit konfliktům ohledně využívání přírodních zdrojů. Všechny tři uvedené teorie ochrany životního prostředí mají relativně krátkou historii. Navazují proto na historické školy ekonomického myšlení, které jim předcházely (viz dále obr. 1).2 Environmentální ekonomie se jako samostatná vědní disciplína v rámci ekonomie zrodila v 60. letech 20. století. Její hlavní inspirací se stala tradiční neoklasická teorie blahobytu a později rovněž okrajově Coasův teorém (viz dále). Její vznik souvisel s tzv. environmentální revolucí 60. a 70. let, v rámci které se ekologickým problémům začal přikládat význam na (mezinárodní) politické scéně [Oates, 1992]. To však neznamenalo, že myšlenky environmentálních ekonomů byly politiky hned a bez výhrad přijímány. Jak uvádí Oates: “... role ekonomické analýzy při přípravě a zavádění politik ochrany životního prostředí byla nahlížena s nedůvěrou... Ekonomické mechanismy byly mnohými obviňovány z degradace přírodních zdrojů a převažovalo přesvědčení, že tyto mechanismy je nutné potlačit, nikoliv využít” [Oates, 1992: XIII].

Po několika neúspěšných pokusech o regulaci znečištění3, které nebraly ohled na ekonomické dopady administrativních nástrojů, se však situace změnila. Ekonomická

2

Kvůli rozsahu této práce není možné se jednotlivými školami, jež předcházely sledovaným teoriím ochrany životního prostředí (viz obr. 1), zabývat podrobněji. S odvoláním na Pearce a Turnera (1990) či Holmana (1999) zde nabízíme pouze stručné grafické shrnutí. 3 Jako nejznámější případ politického excesu je často zmiňován americký Zákon o ochraně vody (Clean Water Act) z roku 1972, který zakázal vypouštění veškerého znečištění do splavných řek. Velmi brzy se ukázalo, že toto opatření není ekonomicky schůdné a zákon musel být změněn [Oates, 1992].

11

analýza (v prvních letech zejména cost-benefit analýza) se stala nedílnou součástí ekologické politiky zejména v USA. Pomocí neoklasických modelů, vycházejících z předpokladu dokonalé konkurence a nulových transakčních nákladů, byla určována optimální míra znečištění životního prostředí [Vatn, 2005]. Kromě způsobů a míry regulace znečišťovatelů se významným tématem environmentální ekonomie stalo oceňování statků životního prostředí. Ve stejném období se zrodila také řada ekologistických hnutí, jejichž společnou myšlenkou se stal odpor proti ekonomickému růstu.4 Ten až do této doby považovala většina ekonomů za přínosný a neohrožující vyčerpání zdrojů (za předpokladu funkčních cenových mechanismů). Ekologisté nejenže zpochybnili ekonomický růst jako funkční kritérium prosperity společnosti, ale v duchu Malthusových myšlenek předpovídali jeho dlouhodobou neudržitelnost a požadovali zavedení politik „nulového“ růstu. Jejich pozici podpořila známá studie manželů Meadowsových z roku 1972, Meze růstu předpovídající vyčerpání přírodních zdrojů [Pearce, Turner, 1990]. Zastánci těchto názorů měli rovněž vážné výhrady vůči nástrojům environmentální ekonomie (např. optimální míře znečištění životního prostředí, internalizaci externalit, vyjádření ochoty platit aj.), které se jim zdály nepostačující k dosažení potřebné kvality životního prostředí. Hlavní příčinou byla podle nich orientace pouze na lidské preference a hodnoty (tzv. antropocentrický přístup) a opomíjení vnitřní hodnoty přírody jako takové. Netrvalo dlouho a příznivci těchto myšlenek vytvořili alternativu environmentální ekonomie – v průběhu 70. let byly položeny základy tzv. ekologické ekonomie.5 Zpočátku bylo hlavním cílem nového myšlenkového směru vymezit se vůči sesterské disciplíně – např. tak, že ekonomie byla prohlášena za podmnožinu ekologie a že do sféry zájmu byly zahrnuty i prvky dalších věd (termodynamiky, etiky, sociologie a sociální antropologie). Ekologická ekonomie usilovala o definovaní a navržení nástrojů k dosažení udržitelného rozvoje charakterizovaného mezigenerační solidaritou [Van den Bergh, 2000]. V 90. letech však představitelé tohoto směru přecházejí do ofenzívy – poměrně chabé ekonomické základy opírající se o Malthusovu populační teorii jsou doplněny o myšlenky (tradiční) institucionální ekonomie. Ta poskytla argumenty proti chápání člověka jako racionálně se rozhodující bytosti, která jedná podle svých preferencí za účelem maximalizace svého užitku (neoklasický přístup). Jak uvádí Vatn:

4

Tato hnutí se označují výrazy jako např. hlubinná ekologie, humanitní environmentalistika, ekologisté, environmentalisté, apod., a jsou institucionalizovány do podoby organizací jako je Římský klub, Děti země, Sierra Club, Conserver Society a další. 5 V originále „ecological economics“, „green economics“ nebo také „natural welfare economics“.

12

“V tomto [institucionálním] pojetí je běžné dívat se na člověka jako na produkt společenských podmínek, ve kterých žije. Lidské bytosti jednají jako součást společenských či organizovaných skupin. Z toho vyplývá, že volby lidí vysvětlujeme také jejich příslušností ke skupině” [Vatn, 2005: 2].

Jelikož je lidské jednání společensky determinováno a přírodní zdroje mají charakter kolektivních statků, je rozhodování o míře ochrany životního prostředí problémem optimální kolektivní volby. Tuto volbu ovlivňují existující instituce [Vatn, 2005]. Určením „správných“ institucí k dosažení udržitelného využívání přírodních zdrojů se od 90. let zabývá ekologická institucionální ekonomie.

obr. 1: Evoluce ekonomických teorií relevantních pro ochranu životního prostředí

KLASIKOVÉ

Individualismus Alokační efektivnost Tržní mechanismy a tržní selhání

D. RICARDO

A. SMITH

NEOKLASIKA

RAKOUSKÁ ŠKOLA

A. C. PIGOU

L. MISES M. ROTHBARD

Tržní nástroje k ochraně životního prostředí

T. MALTHUS Individualismus Subjektivismus Svobodné trhy Vlastnická práva

NOVÁ INST. EKONOMIE

R. COASE

TRADIČNÍ INST. EKONOMIE J. COMMONS

PUBLIC CHOICE

Kolektivní jednání Evoluce institucí

PŘÍRODNÍ VĚDY Alokační neutralita Transakční náklady Vlastnická práva

Vládní selhání

ENVIRONMENTÁLNÍ EKONOMIE

TRŽNÍ PŘÍSTUPY K OCHRANĚ ŽP

Trvale udržitelný rozvoj Ekocentrismus

EKOLOGICKÁ INSTITUCIONÁLNÍ EKONOMIE

Zdroj: Pearce, Turner, 1990, vlastní úpravy

Stranou tohoto soupeření se od konce 80. let 20. století začíná rozvíjet třetí skupina myšlenkových směrů, tržní přístupy k ochraně životního prostředí, které vychází z tradice rakouské školy a školy veřejné volby. Obě tyto školy jsou od svého vzniku silnými oponenty státních zásahů do ekonomiky, nebo alespoň důsledně zmiňují jejich negativní průvodní jevy (tzv. vládní selhání). Představitelé rakouské školy navíc od 30.

13

let 20. století tvrdě kritizovali tradiční neoklasickou teorii blahobytu6, která se o několik desetiletí později stala základním stavebním kamenem environmentální ekonomie. Na tradici kritiky vládních regulací navazují i tržní přístupy k ochraně životního prostředí, které „zdůrazňuje pozitivní podněty spojené s cenami, zisky a podnikáním jako kontrast vůči ekologickým politikám, které se zaměřují na negativní podněty spojené s regulací a daněmi“ [Anderson, Leal, 2001: 4]. Přírodní zdroje podle představitelů těchto myšlenek nemusí být ve státním vlastnictví. Ochranu životního prostředí lze proto realizovat pomocí decentralizovaných rozhodnutí jednotlivců pod podmínkou, že dojde k vymezení individuálních vlastnických práv k přírodním zdrojům. Ekologická politika státu proto není nutnou podmínkou pro zabezpečení kvalitního životního prostředí. V kapitolách 2 – 4 se budeme ekonomickými argumenty jednotlivých teorií zabývat podrobněji. Vymezíme metodu zkoumání a předpoklady jednotlivých ekonomických směrů, budeme se rovněž věnovat vlivu environmentální etiky na jimi formulovaná hospodářskopolitická doporučení. Již nyní je jasné, že hlavním sporným bodem bude, zda (případně do jaké míry) má správu a distribuci přírodních zdrojů zajišťovat stát a jakou roli lze přisoudit svobodnému rozhodování jednotlivců.

1.1

Klíčové pojmy

V rámci jednotlivých teorií v kap. 2 – 4 budeme objasňovat řadu pojmů s odkazem na různé autory. Na tomto místě však považujeme za nezbytné prioritně se věnovat chápání institucí a typologii režimů správy přírodních zdrojů, jež se prolínají napříč celou disertační prací. Existuje celá řada definic pojmu „instituce“. Pro účely této práce budeme tímto výrazem primárně označovat společenská pravidla (či pravidla „hry“), která uspořádávají politické a ekonomické vztahy mezi lidmi [North in Vatn, 2005; Holman, 1999]. Instituce mohou mít neformální (zvyky, tradice, kodexy chování) nebo formální (zákony) charakter. Je však nezbytné odlišit je od „organizací“, které jsou „hierarchickými strukturami, které vznikají a fungují na základě existujících institucí“ [Holman, 1999: 336]. Organizací je např. firma, úřad či jiná společenská entita fungující

6

Viz např. Rothbard, M. N. (1956): Toward Reconstruction of Utility and Welfare Economics (on-line: http://www.mises.org/rothbard/toward.pdf) ; Brownstein, B. P. (1980): Pareto Optimality, External Benefits and Public Goods: A Subjectivist Approach. The Journal of Libertarian Studies, Vol. IV, No. 1 (zima, 1980); Cordato, E. R. (1992): Welfare Economics and Externalities in an Open Ended Universe: a Modern Austrian Perspective, Kluwer Academic Publishers; aj.

14

v rámci vytvořených pravidel společenské interakce. Toto obecné vymezení institucí vychází z definice nových institucionálních ekonomů (D. North, A. Alchian, R. Coase). Představitelé tradiční institucionální ekonomie a na ně navazující neoinstitucionalisté definují instituce obšírněji jako „společenské struktury na ochranu hodnotových systémů a zájmů“ [Baláž, Kluvánková-Oravská, Zajac, 2007: 22]. Součástí pojmu jsou nejen uznávané normy chování (tradice, zvyky, zákony), ale i různé organizace včetně státu. Mezi instituce a organizace tedy není položena ostrá dělící čára.7 Hlavní rozdíl v tradičním a novém pojetí institucí však nespočívá v uvedených definicích, ale v celkovém chápání role institucí ve společnosti. Představitelé nové institucionální ekonomie považují instituce za externí pravidla a pohlíží na ně především jako na nástroj pro snižování transakčních nákladů. Toto tzv. instrumentální pojetí je charakteristické pro školy hlásící se k metodologickému individualismu (viz kap. 2 a 4). Tradiční institucionalisté naopak chápou instituty jako produkt společnosti, který „vznikl za účelem vytvoření pravidel fungování jednotlivců a kolektivů a zároveň ovlivňuje společnost jako celek, ale i její jednotlivce v procesu adaptace na další změny, takže vzniká reciproční vztah mezi institutem a reakcí společnosti“ [KluvánkováOravská, 2006: 27]. Instituce jsou endogenní, ovlivňují jednotlivce a jejich hodnotové škály (sociálně-konstruktivistický přístup – viz kap. 3). Cílem práce je diskutovat vhodnost různých režimů správy ve vztahu k čerpání přírodních zdrojů. Režimy správy zahrnují různé typy vlastnictví, přičemž terminologie využívaná jednotlivými teoriemi se liší. V neoklasickém pojetí jsou přírodní zdroje obvykle považovány za veřejné statky (public goods), tj. jsou charakterizovány nevylučitelností a nerivalitou ve spotřebě. Takové statky jsou rovněž implicitně považovány za veřejné (public) vlastnictví, jež je obvykle ztotožňováno se státním/vládním vlastnictvím. Tento výraz je v souladu environmentálními ekonomy používán v kap. 2, kde jsou výrazy „veřejné“, „státní“ a „vládní“ synonymy. Opakem veřejného vlastnictví je soukromé vlastnictví. Institucionalisté oproti tomu definují většinu přírodních statků jako kolektivní statky (common-pool resources), jejichž spotřeba je rivalitní, ale vylučitelnost i nadále obtížná. Typologie vlastnictví je v jejich pojetí pestřejší [Ostrom, 1999]: 7

Jak dále uvádí Balář, Kluvánková-Oravská a Zajac (2007): „Pojem instituce je v teoretické literatuře chápaný velmi různorodě. Nejčastěji se pod pojmem instituce chápou vztahy, tradice, zvyky a obyčeje jednotlivců, skupin či společností. Veblen, jeden ze zakladatelů institucionální ekonomie, definoval instituce jako ‘ustálené vzory myšlení a chování společné pro většinu lidí’. Instituce jsou tedy lidmi vytvořená pravidla, které strukturují sociální interakce. Jako příklady institucí můžeme uvést jazyk, peníze, právo, pravidla provozu na silnicích, systém měr a vah, ale i firmy a jiné organizace“ [Baláž, Kluvánková-Oravská, Zajac, 2007: 18]. Vnitřní citace vynechány. Další definice viz např. Vatn, 2005, Holman, 1999, a další.

15

a) státní (government) vlastnictví – zahrnuje vlastnictví národní, regionální nebo lokální vlády, která může regulovat či dotovat užití, b) komunitní (comunal, group) vlastnictví – vlastnická práva jsou držena skupinou uživatelů, která disponuje schopností vyloučit ostatní (nečleny skupiny), c) soukromé (individual) vlastnictví – vlastnická práva drží jednotlivec či firma, jež může vyloučit ostatní, d) volný přístup (open access) – neřízená forma vlastnictví, absence prosaditelných vlastnických práv a pravidel užívání zdroje. Výraz „veřejné vlastnictví“ zde má širší význam – může zahrnovat i komunitní vlastnictví a za určitých okolností i volný přístup. V práci proto budeme pro účely označení majetku vlády používat termín „státní vlastnictví“ a pro neřízené (či neprosazované) vlastnictví „volný přístup“. Pouze v případě kap. 2 mohou být výrazy veřejné statky a veřejné vlastnictví použity dle tohoto pojetí nevhodně. Zachování původní „neoklasické“ terminologie však preferujeme před výrazovou čistotou, aby nedošlo k záměně významů u citací či parafrází jednotlivých autorů.

16

2

Environmentální ekonomie a selhání tržních mechanismů

Jak jsme uvedli v kap. 1, je neoklasická environmentální ekonomie (environmental economics) v současnosti vládnoucím směrem v rámci vědních oborů propojujících ekonomii s ochranou životního prostředí. Její doporučení pro ochranu přírodních zdrojů jsou formulována na základě porovnání modelu dokonalé konkurence a reálného světa. Tímto způsobem jsou určena tržní selhání, jež jsou příčinou neefektivní (suboptimální) alokace zdrojů. Nápravou těchto selhání s využitím vládní regulace je situace navrácena do bodu optima. Jednu z definic environmentální ekonomie nabízí Charles D. Kolstad: “Environmentální ekonomie se zabývá dopadem ekonomiky na životní prostředí, významem životního prostředí pro ekonomiku a tím, jak odpovídajícím způsobem regulovat ekonomické aktivity, aby bylo dosaženo rovnováhy mezi ekologickými, ekonomickými a dalšími společenskými cíli” [Kolstad, 2000: 1].

Podle environmentálních ekonomů je pro další analýzu klíčové pochopit, „že náš hospodářský systém (který nám poskytuje veškeré materiální statky a služby nezbytné k zajištění ‘moderního’ životního standardu) je úzce propojen a nemůže existovat bez podpory ekologických systémů zvířat a rostlin a jejich vzájemných vazeb (což souhrnně nazýváme biosférou). To platí i naopak“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 1]. Z tohoto důvodu je nutné určit optimální (vhodnou) míru využívání přírodních statků nebo také optimum kvality životního prostředí. Hlavními prvky neoklasické environmentální ekonomie je proto optimální míra znečištění životního prostředí, teorie externalit a z ní plynoucí doporučení pro ekologickou politiku a rozvíjení mimotržních metod oceňování statků životního prostředí. V kapitole se dále zabýváme především prvními dvěma tématy. Řečeno slovy hlavních představitelů tohoto směru (D. Pearce, R. K. Turnera, T. Tietenberga, W. J. Baumola, W. E. Oatese, Ch. D. Kolstada aj.) vedeme polemiku o způsobech dosažení optimální kvality životního prostředí v praktické rovině. Environmentální ekonomie vychází z tradice hodnotově neutrální ekonomie hlavního proudu, a proto se zabývá problémem vnášení normativních soudů do ekonomické analýzy (na rozdíl např. od ekologické institucionální ekonomie – viz kap. 3). Tomuto tématu se věnujeme v kap. 2.3. Praktickou aplikaci poznatků této teorie ukážeme na příkladu ekonomických nástrojů vodní politiky v České republice.

17

2.1

Optimum kvality životního prostředí

Základní otázkou, na kterou se environmentální ekonomové snaží odpovědět tedy je, jakým způsobem určit optimální kvalitu životního prostředí a jak jí následně dosáhnout. Snaha o hledání optimální (tzn. nikoliv dosažení nulové) úrovně znečištění indikuje, že ne všechny emise znečišťujících látek jsou a priori považovány za nežádoucí. Znečištění je pouze vedlejším produktem výroby chtěných statků a služeb. Tak jako nelze zamezit veškeré výrobě, nelze rovněž úplně zamezit znečišťování životního prostředí. Jak uvádí Turner, Pearce a Bateman, „fyzická přítomnost znečišťující látky neznamená existenci ‘ekonomického’ znečištění. Krom toho, i když existuje ekonomické znečištění, ještě to zdaleka neznamená, že musí dojít k jeho eliminaci“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 4]. Je tedy nezbytné určit, jaká část znečištění životního prostředí je suboptimální (nadměrná) a navrhnout nástroje k její eliminaci.

2.1.1

Určení optima

Environmetální ekonomie je primárně antropocentrickou vědou – tzn. vztahuje optimální kvalitu životního prostředí k lidské společnosti (více viz kap. 2.3). Za tímto účelem konstruuje buď poptávkově orientované modely založené na ochotě lidí platit za statky životního prostředí (viz např. Tietenberg, 1992), nebo provádí porovnání ekonomické škody ze znehodnocení životního prostředí a nákladů na zamezení tohoto znehodnocení (viz např. Turner, Pearce a Bateman, 1994; Šauer, Dvořák a kol., 1997; Jílková, 2003). Vyrovnání těchto dvou veličin je hledanou optimální úrovní znečištění (na grafu zobrazeno jako bod X). Je zřejmé, že se jedná o nenulovou úroveň produkce znečištění.

18

graf 1: Náklady a užitky znečištění životního prostředí Náklady Užitek

MNPB

MEC

X

0

Ekonomicky optimální úroveň znečištění

QA

Q

QB

Míra ekon. aktivity Q

WA

W

WB

Produkce odpadů

Na grafu sledujeme užitky a náklady v závislosti na míře ekonomické aktivity (která je přímo úměrná znečištění – produkci odpadů). Křivka MNPB ukazuje dodatečné zisky znečišťovatele, které plynou ze zvýšení jeho ekonomické aktivity o jednotku – tzn. jedná se o rozdíl mezi mezními náklady a mezními příjmy firmy z jednotky produkce. Křivka MEC představuje ekonomickou škodu způsobenou dodatečným znečištěním. Poloha křivky zohledňuje asimilační schopnost přírody, díky které nevzniká ekonomická škoda od první jednotky produkce. Dokud se firmě daří držet znečištění v této „zóně“, nevzniká žádná ekonomická škoda. Zdroj: Turner, Pearce a Bateman, 1994

Jako kritérium efektivnosti je používán neoklasický koncept Paretova optima, což je stav, kdy není možné změnit strukturu výroby ani spotřeby, aniž by na tom některý člen společnosti byl lépe, ale zároveň, aby nikdo jiný nebyl poškozen. V rámci neoklasické školy tomuto kritériu vyhovuje rovnováha na dokonale konkurenčních trzích, při které se cena statku rovná jeho mezním nákladům (nebo v našem případě dochází k vyrovnání MNPB a MEC). Stejně jako všechny ostatní statky, jsou i přírodní zdroje v bodě optima rozděleny mezi různá alternativní použití tak, že je maximalizován společenský blahobyt (viz dále kap. 2.3). Nedochází k nadměrné zátěži životního prostředí a lidská společnost má ze spotřeby přírodních zdrojů maximální možný užitek. Teoretický model stanovení optimální kvality životního prostředí, která by umožnila produkci nezbytných statků a služeb, ale která by zároveň zpětně neomezovala rozvoj

19

lidské společnosti degradací složek životního prostředí, je silnou abstrakcí skutečnosti. Jednotlivé veličiny (ochota platit za statky životního prostředí, škoda ze znehodnocení životního prostředí, náklady na zamezení) nelze empiricky odvodit sledováním jednání subjektů (jednotlivců či firem) na trzích. Trhy pro většinu těchto statků neexistují, neboť se jedná o veřejné statky (resp. statky ve správě státu, což je institucionální rámec, který není environmentální ekonomií významně zpochybňován. Environmentální ekonomové proto často volí alternativní metody vyčíslení těchto veličin, které jsou zatíženy řadou omezujících předpokladů. Bez existence kvantifikovaných informací o poptávce po kvalitě životního prostředí či o rozsahu ekonomické škody ze znehodnocení životního prostředí není však možné s výše popsaným teoretickým aparátem objektivně stanovit vhodné nástroje k zamezení „nadměrného“ znečištění. Nelze zjistit „kolik“ je nadměrné a je tudíž obtížné stanovit cíl ekologické politiky státu, která by zajistila optimální míru čerpání veřejných statků životního prostředí [viz např. Baumol, Oates, 1971 (v kap. 2.2.3) nebo Cordato, 2004].

2.1.2

Pragmatismus při nalézání optima a společenská volba

Výše uvedeného omezení si je vědoma i řada environmentálních ekonomů. Potíže s vyčíslováním veličin, pomocí kterých by bylo možné nalézt optimální úroveň znečištění životního prostředí, navrhují Baumol a Oates překonat „jakýmsi arbitrárním stanovením souboru standardů zajišťujících přijatelnou kvalitu životního prostředí“ [Baumol, Oates, 1971: 44]. O jaké standardy se jedná a kdo je určuje? „Tyto akceptovatelné standardy ... vyúsťují ve stanovení souboru omezení, které společnost uvaluje na své aktivity. Jsou z pohledu nositele rozhodnutí subjektivním odhadem minimálních nutných standardů, které musí být splněny, aby bylo dosaženo něčeho jako ‘přijatelné kvality života’“ [Baumol, Oates, 1971: 44-45].

Z uvedeného vyplývá, že jednou z možností nalezení cílů ekologické politiky je (místo odhalení optimální kvality životního prostředí) stanovení arbitrem zvolených a pro společnost přijatelných limitů ekonomických aktivit. Jedná se např. o maximální povolenou koncentraci znečišťující látky ve vodě, maximální povolenou hranici hluku, aj. Jak podotýkají autoři návrhu, naplňování těchto cílů (obvykle pomocí systému daní a dotací – viz dále) nás sice nedovede k Pareto-efektivní alokaci zdrojů, je však jednoduché a praktické [Baumol, Oates, 1971]. Nezbytnost určitého pragmatismu při stanovování cílů ekologické politiky připouští i Turner, Pearce a Bateman, kteří nezastírají skepsi vůči různým mimotržním oceňovacím

20

metodám8 a (stejně jako Baumol a Oates) obracejí pozornost od kvantifikace makroekonomických veličin ke společenské volbě. „Empirické odhady ekologických škod a jejich finančního vyjádření (ekonomická škoda ze znehodnocení životního prostředí) jsou na míle vzdáleny jakýmkoliv exaktním postupům, a proto se skutečná politika ochrany životního prostředí řídí exogenně určenými a ‘společensky přijatelnými’ úrovněmi znečištění (a s nimi spojenými požadavky na kvalitu životního prostředí)“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 146].

Vodítkem ekologické politiky má tedy nadále být tzv. společenská volba – tj. to, co si společnost přeje. Společenská volba však logicky není agregovanou volbou každého člena společnosti (např. zda zvýšit daně na paliva, dotovat obnovitelné zdroje, zavést povinné zálohy na obaly, apod.). V praxi se spíš jedná o rozhodnutí volených či jmenovaných zástupců „lidu“, které je přijatelné pro většinovou společnost. Zde se však dostáváme na pole normativní ekonomické analýzy, kde zvolený arbitr určuje, co je či není v ochraně životního prostředí správné.9 V tuto chvíli přestává podle názoru environmentálních ekonomů být postačujícím nástrojem k ověření „správnosti“ konkrétního politického rozhodnutí Paretovo optimum, při jehož respektování bylo v teoretickém modelu dosahováno optimální a zároveň efektivní alokace zdrojů ve společnosti. Ve skutečnosti však existuje nekonečné množství Pareto-optimálních stavů, jelikož změnou počátečního rozdělení výrobních faktorů ve společnosti (tj. i vlastnictví či správy přírodních zdrojů) se změní rozpočtové omezení jednotlivých aktérů a rovnováha na dokonale konkurenčních trzích se ustanoví za jiných podmínek (např. při jiné struktuře produkce) [Kolstad, 2000]. Vybaveni pouze kritériem Paretova optima jsou tedy ekonomové v roli poradců pro vládní politiku znevýhodněni, protože neexistuje žádné vodítko k stanovení toho, který z optimálních stavů je ideální z hlediska (pře)rozdělování bohatství, a tudíž není možné poskytnout obhajobu pro konkrétní vládní opatření. Jakmile jen jediný člověk vládním

8

Na druhou stranu např. Kolstad tuto jejich skepsi ohledně možného vyčíslení jednotlivých veličin nesdílí, jelikož uvádí: „Poté, co jsme charakterizovali význam snížení znečištění životního prostředí pro jednotlivce (tzn. jejich ochotu platit), je možné sečíst individuální preference a získat společenskou ochotu platit za snížení znečištění. Je pak následně jednoduché tuto veličinu porovnat s náklady na zamezení znečištění a určit společensky optimální množství kvality životního prostředí“ [Kolstad, 2000: 3]. 9 Jak podotýká Kolstad: „Normativní otázka týkající se toho, kolik ochrany životního prostředí bychom měli realizovat, je především společenskou a politickou otázkou: Kolik půdy by mělo být vyčleněno pro ochranu ohrožených živočichů a rostlin? Mělo by být krásné údolí zatopeno, abychom získali více elektrické energie a vody pro zavlažování? ... Jedná se o podobné otázky jako v případě, když se společnost snaží rozhodnout, jakou výši finanční podpory garantovat těm méně šťastným a jak vysokými daněmi zatížit ty bohatší. Stejně jako u mnoha dalších společenských otázek neexistuje ve společnosti jednomyslná shoda na tom, co je nejlepší“ [Kolstad, 2000: 28].

21

opatřením utrpí, zatímco řada jiných získá, je Paretovo optimum narušeno a bez porovnání užitků a ztrát dotčených stran není možné o politice z pohledu ekonomie nic říct. Je však často diskutované porovnávání úrovní užitku různých lidí (tj. zejména „vítězů“ a „poražených“) skutečně takovou překážkou? Je nutné akceptovat neměřitelnost užitku co by subjektivní veličiny? Někteří environmentální ekonomové se domnívají, že nikoliv: „Abychom byli schopni říct, zda je na tom společnost lépe nebo hůře, potřebujeme provést srovnání individuálních zisků a ztrát. Mnoho ekonomů říká, že toto není možné provést... Ale ve skutečnosti tato srovnávání provádíme zcela běžně. Posuzujeme, jak se druzí lidé cítí – podle toho, jak vypadají, jak se chovají a co říkají. Také je nutné zdůraznit, že všechna politická rozhodnutí ve skutečnosti taková srovnání zahrnují, jelikož je prakticky nemožné najít příklad vládní politiky, která každému přilepší – někdo vždycky ztrácí. Pokud tedy lze taková srovnání provádět, můžeme vyvinout pravidla k porovnávání toho, do jaké míry se změní blahobyt jednotlivců v důsledku určité politiky“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 94].

Z tohoto přesvědčení pak dále vycházejí dvě modifikovaná kritéria pro hodnocení míry společenské prospěšnosti navrhovaných opatření (i na poli ekologické politiky). Jedná se o: a) skutečné či potenciální Paretovo zlepšení, b) Kaldor-Hicksův kompenzační mechanismus. V případě hledání odpovědi na otázku, zda se pomocí příslušného politického rozhodnutí dosáhne Paretova zlepšení, je porovnávána ochota dotčených lidí platit (WTP – willingness to pay) za realizaci konkrétního opatření (např. stavba přehrady) s ochotou jiných dotčených lidí akceptovat platbu (WTA – willingness to accept). První skupina lidí – např. zemědělci – realizací opatření získá (zvýší se jejich užitek), a proto vyjadřuje ochotu nabízet kompenzace podporující realizaci opatření. Druhá skupina – např. sportovní rybáři – naopak realizací opatření ztrácí (její užitek se snižuje), a proto naopak deklaruje, za jakých podmínek (při jaké výši úhrady) je ochotna opatření akceptovat. Obě veličiny, které nejlépe zjistíme dotazováním dotčených subjektů, sečteme, a pokud je čistý společenský přínos (net social gain) kladný, realizace opatření představuje Paretovo zlepšení oproti výchozímu stavu [Pearce, Turner, Bateman, 1994]. Výběr opatření, jež představují Paretovo zlepšení, a tudíž jsou podle environmentálních ekonomů obhajitelná, nás však vrací zpět k problému vyčíslení mimotržních veličin (v tomto případě WTP a WTA). Druhé kritérium – Kaldor-Hicksův kompenzační mechanismus – navazuje na myšlenku Paretova zlepšení, avšak reálné vyčíslení WTA a WTP je nahrazeno pouhým

22

odhadem realizátorů opatření. Ti určují, zda by osoby, které opatřením získávají, byly ochotny kompenzovat jiné osoby, které ztrácejí. Jak uvádí Kolstad: „Pokud by mohly být provedeny transfery [peněžních prostředků] tak, aby bylo dosaženo jednomyslnosti přijetí určité volby, pak je tato volba společensky žádoucí i v případě, kdy k transferům ve skutečnosti nedojde“ [Kolstad, 2000: 37].

Tímto způsobem je sice odstraněn problém náročnosti výpočtů, avšak o to větší prostor se otevírá pro libovůli arbitrů. Zatímco v případě potenciálního Paretova zlepšení pocházelo nebezpečí zkreslení výsledku z dotazování občanů, jak „by“ jednali, pokud „by“ byli postaveni před možnost volby, v případě Kaldor-Hicksova kompenzačního mechanismu se jedná o odhady politiků či úředníků, jak by občané jednali, kdyby si mohli vybrat.10 Z uvedeného vyplývá, že environmentální ekonomové vědí, že neexistuje ideální cesta, jak provádět společenskou volbu. Avšak „společenská rozhodnutí se dělají a musí se dělat každý den“ [Kolstad, 2000: 41]. Na základní a klíčovou otázku: Jaká je optimální kvalita životního prostředí?, však nedokáží environmentální ekonomové poskytnout uspokojivou odpověď. Odpovědnost za stanovení tohoto cíle často přenechávají na voleným zástupcům společnosti, kteří preferují společensky přijatelnou kvalitu životního prostředí. Tomuto cíli jsou následně podřizovány nástroje ochrany přírodních zdrojů.

2.2

Selhání trhů

Bez ohledu na výše uvedené komplikace, však představitelé neoklasické environmentální ekonomie sdílí většinový názor, že stav životního prostředí je dnes nevyhovující a bude se dále zhoršovat.11 S využitím terminologie předchozí analýzy, míra ochrany životního prostředí podle jejich názoru dnes nedosahuje bodu optima (je realizována v nižší míře). Existuje tedy „nadměrné“ znečištění a vznikají neefektivnosti v důsledku alokací přírodních zdrojů ve prospěch spotřeby a na úkor jejich konzervace. Z čeho toto přesvědčení vychází?

10

Kolstad na obhajobu tohoto mechanismu uvádí: „Problém je, že není vždy snadné nebo dokonce žádoucí transfery provádět... Jak máme přesně určit, kolik by byl každý jednotlivec ochoten zaplatit nebo jak velkou úhradu by přijal, aby přiměl jiného jednotlivce změnit svou podporu opatření a ve prospěch opatření b? Krom toho, občané mohou na tyto transfery nahlížet jako na špatnou veřejnou politiku – primárně jako na kupování podpory“ [Kolstad, 2000: 37]. 11 Viz v literatuře zejména Kolstad, 2000: 9-12, Tietenberg, 1992: 18-21. Environmentální ekonomové se v této souvislosti odvolávají na Meze růstu (viz výše) a na koncept trvale udržitelného rozvoje.

23

Environmentální ekonomové se v této souvislosti zpravidla odvolávají na tržní selhání v důsledku existence externalit a veřejných statků.

2.2.1

Víra ve volné trhy, ale...

Zatímco na makroúrovni existují problémy s nalezením optimální míry ochrany životního prostředí (a počítá se se vstupem arbitra do tvorby tohoto rozhodnutí), na mikroúrovni vyjadřují environmentální ekonomové primárně víru ve volný trh a tržní ceny jako nejlepší mechanismus pro alokaci vzácných zdrojů společnosti.12 Tato víra se v pracích ekonomů promítá již od Adama Smitha a jeho konceptu „neviditelné ruky trhu“ [Smith, 2001]. Podle environmentálních ekonomů se v ideálním případě (na dokonale konkurenčních trzích) všechny náklady a užitky výroby určitého statku odrážejí v tržních transakcích. Výrobci musí platit za všechny náklady, které svou výrobou působí, za výrobní faktory, které mají svá alternativní užití a za všechny škody, které svou činností způsobí. Dostávají rovněž zaplaceno za všechny užitky, které poskytují, zpravidla ve formě výrobků a služeb. Spotřebitelé na druhé straně platí za všechny užitky, které jsou jim poskytovány [Hodge, 1995]. Takto společnost automaticky přesouvá vzácné zdroje do nejvíce hodnotných užití, což s sebou přináší také významný důsledek pro ochranu zdrojů, včetně řady přírodních zdrojů. Jak potvrzují Turner, Pearce a Bateman: „... volný trh dává výrobcům silné podněty k tomu, aby konzervovali spíše než nadměrně vyčerpávali všechny zdroje, za které musí platit. Výrobci budou tyto zdroje využívat pouze do okamžiku, kdy se jejich náklady vyrovnají generovaným příjmům, a nebudou tyto zdroje spotřebovávat za tímto ‘bodem’. Tento závěr je povzbudivý, neboť z něj vyplývá, že s pomocí trhu jsou zdroje využívány efektivně“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 72].

Je tedy možné toto tvrzení chápat tak, že trh je schopen ve stech či tisících transakcí automaticky zajistit rovnováhu mezi užitím a ochranou přírodních zdrojů, aniž by bylo na celospolečenské úrovni stanoveno a následně pomocí nástrojů ekologické politiky dosaženo jakési optimum? Nikoliv, neboť výše uvedený závěr „se rázem stane méně uspokojivým, začneme-li uvažovat o zdrojích, které jsou poskytovány životním prostředím zdarma“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 72].

12

Jak uvádí Dales: „Obrovskou předností cenového systému je, že řeší, předchází, zprostředkovává či jinak rozptyluje všechny typy složitostí, zejména ty, které vznikají z různých provázaností mezi užitím a uživateli statků“ [Dales, 1968: 792].

24

2.2.2

Veřejné statky a externality

V okamžiku, kdy existují statky, jejichž spotřeba (užitky, které poskytují) a náklady této spotřeby nevstupují do kalkulací výrobců a spotřebitelů, trhy nejsou schopny provádět jejich alokaci a neutvářejí se tržní ceny těchto statků. Kdy a za jakých podmínek k této situaci na poli přírodních zdrojů dochází? Jak uvádí Ayres a Kneese: „Je-li asimilační schopnost přírody vzácná, decentralizovaný systém dobrovolné směny nemůže fungovat bez toho, aniž by generoval neuhrazené technologické externí efekty. Jen pouze pokud platí, že: 1) všechny vstupy jsou přeměněny na výstupy bez vedlejší produkce odpadů a všechny finální výrobky jsou zcela zlikvidovány v procesu spotřeby, nebo 2) vlastnická práva jsou vymezena tak, že všechny relevantní statky životního prostředí jsou v soukromém vlastnictví a tato práva jsou směňována na konkurenčních trzích, externality nevznikají. Nelze očekávat, že bude jedna či druhá podmínka splněna a v realitě tomu skutečně tak není“ [Ayres, Kneese, 1969: 283].

Z citace vyplývá, že ve chvíli, kdy existují veřejné statky (viz dále) a za předpokladu, že znečištění životního prostředí přesáhlo určitou minimální hranici, jsou generovány tzv. technologické negativní externality, které působí selhání trhů v oblasti alokace statků životního prostředí. Tento vzájemný vztah veřejných statků a externalit, tak jak ho chápou environmentální ekonomové, podrobíme dalšímu výkladu a objasníme, proč díky němu dochází ke znečišťování životního prostředí. Klíčovým paradigmatem je v této souvislosti Pigouova teorie externalit. Externalitou je vedlejší nezamýšlený efekt (pozitivní či negativní) plynoucí z interakce dvou subjektů na trhu, který dopadá na třetí osobu.13 Tzv. pekuniární externality procházejí trhem a jsou reflektovány vyššími cenami – jedná se např. o situaci, kdy se nová firma přistěhuje do určitého regionu a způsobí tak zvýšení cen pronájmu půdy, který se negativně dotkne i všech ostatních [Tietenberg, 1992]. Pekuniární externality nepůsobí tržní selhání a nenarušují alokace zdrojů – pouze reflektují změnu relativní vzácnosti statků. Jiná situace je u tzv. technologických externalit, jejichž typickým příkladem je znečištění životního prostředí. Technologické negativní externality jsou tedy např. dodatečné náklady výroby (způsobené využíváním přírodních statků „voda“, „ovzduší“ aj.), které nejsou brány výrobcem v úvahu při rozhodování o rozsahu produkce. Jelikož je výrobci umožněno využívat bezplatné zdroje, užívá jich více, než je optimální, a rovněž rozsah jeho produkce je větší než v případě zohlednění veškerých nákladů. Cena vyráběných výrobků je proto nižší, než jsou tzv. společenské mezní náklady. Tato 13

Jedna z mnoha rozšířených definic externalit zní: „Externalitou nazýváme situaci, kdy výroba či uspokojování potřeb subjektu A zahrnuje dodatečné nepeněžní efekty, jejichž nositelem jsou jiní jednotlivci, korporace či vláda, a které nemají žádný vliv na blahobyt subjektu A“ [Tietenberg, 1992: 53].

25

situace je tržním selháním – trhy nejsou schopny provádět optimální alokaci všech vzácných zdrojů. V důsledku existence externalit dochází k nadměrné degradaci volně přístupných přírodních statků. Jak jsme již uvedli, podstatou problému negativních technologických externalit je existence veřejných statků v oblasti životního prostředí. Tyto statky jsou vzácné, proto existuje silný tlak na jejich užívání, avšak existující institucionální rámec neumožňuje jejich přivlastnění jednotlivci.14 Pokud by však tyto veřejné statky neexistovaly – tj. pokud by ke všem vzácným zdrojům byla vymezena vlastnická práva – tržní selhání by byla eliminována. Slovy environmentálního ekonoma J. H. Dalese: „Existence a fungování tržních cen plně závisí na existenci instituce vlastnictví. Co není vlastněno, nemůže být ani oceněno, jelikož ceny jsou platbou za vlastnická práva nebo za práva využívání určitého aktiva. V procesu rozdělování vlastnických práv na aktiva mezi různé vlastníky transformuje cenový mechanismus většinu potenciálních „technologických externalit“ na „pekuniární externality“, které jsou synonymem pro ceny. Proto se tak málo hovoří např. o externalitách spojených s využíváním půdy – právě proto, že vlastnická práva k půdě jsou dobře ustanovena a přerozdělována pomocí cenového mechanismu. U vody je tomu přesně naopak“ [Dales, 1968: 792].

Otázkou zůstává, proč environmentální ekonomové v této souvislosti nevěnují více pozornosti odstranění veřejného (státního, neřízeného) vlastnictví přírodních zdrojů a dále chápou jejich veřejný charakter jako cosi přirozeného a neměnného,15 případně vznášejí etické či ekonomické16 argumenty pro zachování statutu quo.

2.2.3

Tradiční řešení problému technologických externalit a jeho praktická aplikace

Jako vhodné řešení k odstranění rozdílů mezi společenskými a soukromými náklady, které jsou způsobeny existencí technologických externalit, navrhl A. C. Pigou intervence vlády do tržního procesu v podobě zdanění výroby s vedlejšími negativními

14

Tzn. že přírodní zdroj byl buď zákonem či jinak vyhlášen za statek ve správě státu, čímž je vytvoření soukromého vlastnictví vyloučeno, nebo se jedná o přírodní zdroj s volným (nijak neregulovaným) přístupem pro všechny, který se stal vzácným a u kterého doposud probíhá tragédie obecní pastviny. 15 “Environmentální statky mají sklony vyznačovat se nevylučitelností ze spotřeby a dělitelností (např. migrující hejna ryb, rezervoáry podzemní vody), vylučitelností a nedělitelností (např. přírodní rezervace s omezeným vstupem, soukromé pláže s určitou užitnou kapacitou) nebo nevylučitelností a nedělitelností (např. malebné výhledy, čistý vzduch a voda)“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 77]. 16 Např. dle Samuelsona: „Veřejné statky jsou takové statky, které (ve chvíli, kdy jsou vyrobeny pro účely spotřeby určité skupiny lidí), mohou být předmětem spotřeby dalších spotřebitelů s nulovými dodatečnými náklady“ [Samuelson, 1954]. Vyloučení kohokoliv ze spotřeby je možné pouze za cenu nepřiměřených nákladů. V případě přírodních zdrojů se nejedná o statky, které byly „vyrobeny“, ale které nám příroda nadělila.

26

efekty (a poskytování dotací výrobcům, jejichž činnost má vedlejší pozitivní efekt).17 Tímto způsobem dojde ke korekci tržních cen a nápravě tržních selhání – obnoví se rovnováha na dokonale konkurenčních trzích, která je optimálním stavem. Jak k tomu podotýká Oates: „Primární účel takových daní je tedy přimět ekonomiku, aby fungovala efektivněji. Prostřednictvím jejich užití můžeme vytvářet daňové systémy, které nejenže budou zajišťovat vládní příjmy, ale ještě pozvednou fungování ekonomiky – vytvoří vyšší výstup“ [Oates in Cordato, 1992: 3].

Vybrané daně tak nejsou poskytovány subjektům zatíženým negativní externalitou a mají fiskální efekt (často jsou reinvestovány do zvýšení kvality životního prostředí v podobě dotací). Kolstad uvádí důvody, za kterých je kompenzaci obětí přímo nevhodné provádět [Kolstad, 2000]. Uvalení daní na vybrané provozy či odvětví, které mají zajistit efektivní výstup ekonomiky, však není tak jednoduché, jak by se mohlo na první pohled zdát. Má-li být skutečně obnovena rovnováha na trzích, je nutné nejprve ekonomicky vyjádřit výši negativních externích efektů (resp. odchylku současného stavu životního prostředí od jeho optimální kvality). Daň by pak měla být uvalena na jednotku produkce nebo na výrobní faktor právě podle peněžní míry vyjádření vedlejších negativních efektů. To nás však navrací zpět k již diskutovanému mimotržnímu ocenění těchto veličin, které sami environmentální ekonomové označují za problém. Stejně jako je obtížné stanovit optimální kvalitu životního prostředí (jakýsi ideální stav, kterého bychom chtěli dosáhnout), je také obtížné spočítat míru odchylky od tohoto stavu v podobě negativní externality, ze které má být následně odvozena výše Pigouovy daně. Baumol a Oates v této souvislosti nakonec uzavírají: „...z toho vyplývá enormní obtížnost určit optimální výši daně či dotace. Existuje-li alespoň určitá šance odhadnout současnou výši škody [tj. ekonomické škody ze znehodnocení životního prostředí], je mnohem méně pravděpodobné, že se nám podaří určit škodu, která by existovala v optimálním světě, který jsme nikdy nezakusili ani nebyli schopni ho kvantitativně popsat... Místo toho, abychom se snažili rovnou navrhnout optimální daňovou politiku, měli bychom stanovit jako první hrubý odhad určitý soubor daní a dotací v závislosti na současné úrovni čisté škody či užitku. Poté, co by se výstup ekonomiky a úroveň škody přizpůsobily těmto daním, bylo by možné

17

Pigouovy úvahy o zdanění a dotování sektorů v jeho originální práci zahrnují např. tyto příklady: „Výnosnost soukromých investic do výroby alkoholu je vysoká, protože nejsou zohledněny vysoké společenské náklady spojené s negativními důsledky konzumace alkoholu (např. dodatečné výdaje na policisty, kriminalita apod.). „Naopak soukromé investice do zemědělství mají nízkou návratnost, ačkoliv společenská hodnota potravin je vysoká – např. dostatek jídla rozšiřuje základnu bojeschopného obyvatelstva. Částečně z tohoto důvodu podléhal zemědělský sektor v Německu zvláštní ochraně“ [Pigou 1932: 193].

27

následně navrhnout další změnu těchto daní v závislosti na nové úrovni škody“ [Baumol, Oates, 1971: 43-44].

Pomocí navržené metody „pokusu a omylu“ můžeme tedy postupně konvergovat směrem k optimální kvalitě životního prostředí, nebo se společnost může přiblížit takové kvalitě životního prostředí, kterou si sama stanoví. Pokud např. zavedená úroveň poplatků za vypouštění odpadních vod nesplňuje očekávání správců vodních zdrojů týkající se kvality vody v tocích, je možné poplatky zpřísnit, což bude mít za následek snížení určitého dodatečného množství znečištění a naopak. Navržený postup umožňuje navrhnout konkrétní opatření ekologické politiky, avšak z pohledu ekonomické teorie se jedná o často kritizovaný pragmatický přístup (viz dále kap. 4.1). Otázka je, zda jej můžeme ospravedlnit tvrzením, že žádné řešení není ideální a že zkrátka nelze ochranu životního prostředí nechat v rukou volného trhu bez odpovídající regulace [Turner, Pearce, Bateman, 1990]. Je také nutné upozornit na skutečnost, že závěry o nemožnosti ocenění mimotržních veličin, což představuje klíčový problém využitelnosti neoklasické environmentální ekonomie, nesdílí všichni environmentální ekonomové. Jsou vyvíjeny a aplikovány různé oceňovací techniky a konstruovány poptávkové modely.18 Jak však uvádí Hodge, vždy je nutné v souvislosti s jejich používáním řešit etické otázky: „... Jakýkoliv přístup k oceňování závisí na konkrétních hodnotových soudech o rozdělení příjmů, bohatství, vlastnických práv a na rozhodnutí, jak mají být zohledněny náklady a užitky budoucích generací. Na tyto otázky neexistuje správná odpověď, vždy tvoří legitimní prostor k diskusi. Ekonomické oceňování přináší cenné poznatky, avšak není samo o sobě konečným cílem“ [Hodge, 1995: 196].

Environmentální ekonomové se proto v důsledku uvedených problémů zaměřují méně na cíle ekologické politiky (které zpravidla určují volení či jmenovaní zástupci společnosti) a více na nástroje, pomocí kterých je možné zvolených cílů dosáhnout efektivně – tj. s nejnižšími náklady. Těmito nástroji jsou obvykle tržně orientované stimuly (tzv. ekonomické nástroje) v podobě daní, poplatků, dotací či obchodovatelných povolenek [viz např. Jílková, 2003].

18

Viz např. Knetsch, L. J., Davis, R. K. (1966): Comparisons of Methods for Recreation Evaluation. In: Allen V. Kneese and Stephen C. Smith (eds.), Water Research, Baltimore: Johns Hopkins Press for Resources for the Future: str. 125-42; Randall, A., Ives, B., Eastman, C. (1974): Bidding Games for Valuation of Aesthetic Environmental Improvements. Journal of Environmental Economics and Management, 1 (srpen), str. 132-49. V češtině např. Šauer, P. et al. Optimalizace nákladů na ochranu životního prostředí. Praha: Oeconomica, 2005; Melichar, J., Honigová, I. (ed.). Oceňování životního prostředí. [online] Praha : Centrum pro otázky životního prostředí Univerzity Karlovy v Praze, 2005 (http://www.czp.cuni.cz/vzdel/letni_skola/program/program.htm).

28

2.3

Etika v environmentální ekonomii

V předchozích kapitolách jsme v souvislosti se společenskou volbou několikrát narazili na problém arbitrárního stanovení cílů ekologické politiky. Uvedli jsme, že v takových případech dochází ke vnášení hodnotových soudů arbitra do ekonomické analýzy, což narušuje pravidlo hodnotové neutrality, ze kterého neoklasika primárně vycházela [Pearce, Turner, 1990].19 Hodnotová neutralita ekonomické analýzy se vyznačuje absencí hodnocení individuálních preferencí a absencí zásahů do těchto preferencí. Lidské jednání je považováno za racionální a nositelem hodnot je (dle subjektivního pojetí hodnoty) jednotlivec – tj. neexistují žádné vnější hodnoty nezávislé na osobě hodnotitele (jako např. vnitřní hodnota přírody). Tato pravidla nebyla plně respektována představiteli tradiční neoklasické teorie blahobytu (viz dále). Ačkoliv diskuse o roli hodnotových soudů v ekonomii přesahuje rámec této práce20, považujeme v rámci každé z kapitol za nutné shrnout přístupy představitelů dané teorie k tomuto problému. V úvodu práce jsme naznačili, že mezi analyzovanými školami ekonomického myšlení existují radikální rozdíly v navrhovaných řešeních ekologických problémů. V rámci kap. 5.3 se budeme zabývat otázkou, zda jednou z příčin těchto rozdílů není různá míra otevřenosti vůči etice. Následující řádky jsou proto věnovány roli etiky v environmentální ekonomii. Neoklasická environmentální ekonomie je primárně antropocentrickou vědní disciplínou – tj. zohledňuje hodnoty, jejichž nositelem je člověk – a vychází z racionality jednání jednotlivce. To znamená, že jednotlivec v daném místě a čase volí alternativu, o které se domnívá, že je pro něj nejlepší (že maximalizuje jeho užitky a minimalizuje náklady). Jelikož neoklasika vychází z modelu dokonale konkurenčních trhů, disponují jednotlivci existujícími informacemi, aniž jsou uvažovány náklady na jejich získávání. Činí tudíž automaticky optimální rozhodnutí, pomocí kterých je vytvářena rovnováha na trzích. Tato tzv. absolutní racionalita je kritizována institucionálně orientovanými ekonomy [viz dále Furubotn, Richter, 2005; Vatn, 2005]. Racionalita lidského jednání je však i v rámci environmentální ekonomie zpochybňována ve chvíli, kdy začnou být uvažovány budoucí generace. Jak uvádí

19

Pearce a Turner k tomu uvádí: „Neoklasická teorie trhu byla prezentována jako neutrální a prostá hodnotových soudů. Hlavním cílem bylo definovat soubor ekonomických zákonů, které řídí ekonomické chování (podobně jako to fyzikové udělali s Newtonovými objevy). Racionální jednotlivci byly nahlíženi jako subjekty hledající uspokojení substitovatelných hodnot (nebo preferencí) a věřilo se také, že sledování individuálního sobeckého zájmu zvyšuje společenský blahobyt...“ [Pearce, Turner, 1990: 10]. 20 Více viz např. Chalupníček, 2007.

29

zakladatel neoklasické teorie blahobytu a později i teorie externalit, Arthur C. Pigou, lidé jsou krátkozrací a spotřebovávají příliš mnoho zdrojů dnes na úkor zítřka: „Bezhlavé vyčerpávání nejlepších uhelných ložisek zastaralými metodami, které jsou nepoužitelné pro méně kvalitní, ale přesto také hodnotné zdroje uhlí; rybaření prováděné tak, že nerespektuje období tření, takže dohání určité druhy na hranici vyhubení; farmaření prováděné tak, že vyčerpává úrodnost půdy, toto všechno jsou relevantní příklady... Jedna generace, ačkoliv neničí více, než sama získává, spotřebovává kvůli nicotným důvodům přírodní zdroj, který je nyní hojný, ale který se pravděpodobně stane vzácným a nesnadno dostupným budoucím generacím pro mnohem významnější užití“ [Pigou, 1932: I/II].

Jinými slovy lidé nejsou schopni svým rozhodováním zajistit správnou míru čerpání přírodního bohatství. Jak bude dále zřejmé, tato nesprávná rozhodování měla být napravena státními zásahy. Nutno podotknout, že Pigou se ve svém díle nechal inspirovat normativní filozofií své doby, tzv. Benthamovým utilitarismem. Reflektování hlavního utilitaristického požadavku – zvýšení společenského blahobytu (co největší blaho pro co nejvíce lidí) – je dále zřejmé z jeho úvah o struktuře blahobytu ve společnosti. Ten je tvořen ekonomickým blahobytem (součtem uspokojení lidí z jejich příjmu), a neekonomickým blahobytem, který souvisí s celkovou kvalitou jejich života. Nárůst ekonomické složky blahobytu, který s sebou obvykle přináší vyšší diferenciaci peněžních příjmů ve společnosti, může významně snižovat neekonomický blahobyt [Pigou, 1932]. Realizace potenciálu neekonomického blahobytu přísluší dle Pigoua politickým představitelům a je dobrým argumentem pro přerozdělování od bohatých k chudým.21 Jak vedlejší společenské efekty (později externality), tak lidská krátkozrakost ve spotřebě i majetkové rozdíly ve společnosti jsou jevy, které je možné napravovat pomocí vládních zásahů. Odtud tedy pochází významná proregulační (normativní) dikce environmentální ekonomie. Pearce a Turner k tomu podotýkají: „Obecný neoklasický pohled nahlížel vládu jako čistě etického aktéra, jenž intervenuje na trzích ve veřejném zájmu, aby usnadnil nevyhnutelné pnutí mezi individuální

21

Slovy Pigoua: „Neekonomická část blahobytu je ovlivňována způsobem, jakým lidé utrácejí svůj příjem. Volby spotřebitele, které mu přinášejí stejné uspokojení, mohou být považovány za povznášející nebo naopak ubíjející. Vedlejší efekt na kvalitu lidského života je rozdílný v případě poskytování veřejných muzeí či obecních lázní a v případě stejného uspokojení, které člověk získá návštěvou veřejného baru... Představme si, že politik zvažuje, jak dalece nerovnost bohatství ve společnosti ovlivňuje blahobyt jako celek, tedy nikoliv pouze jeho ekonomické aspekty. Politik bude reflektovat skutečnost, že uspokojení některých přání bohatých, jako např. vzrušení z hazardních her, luxusní erotická zábava nebo např. konzumace drog ve východních zemích, poškozuje etické hodnoty lidí, kteří této poptávce bohatých slouží, což by se nedělo, pokud by část příjmů bohatých byla přesunuta na uspokojení základních potřeb chudých“ [Pigou, 1932: I.I.10].

30

racionalitou a společenskou etikou. Etické či morální povinnosti nejsou rozpoznány na úrovni jednotlivce“ [Pearce, Turner, 1990: 11].

Požadavek udržitelnosti čerpání přírodních zdrojů vytváří tedy prostor pro formulaci hodnotových soudů o tom, kolik vyčerpatelného přírodního zdroje má být alokováno ve prospěch budoucích generací. Tyto generace nemohou v současnosti reálně uplatňovat své preference. Konzervace zdrojů ve prospěch budoucnosti je proto stejně jako v případě stanovení statického optima legitimizována společenskou volbou [Kolstad, 2000]. Řešení obou problémů (ekonomického i etického) je propojeno stanovením společensky žádoucí či tolerovatelné míry užívání statků životního prostředí. Tento cíl obvykle určují demokraticky zvolení zástupci společnosti. Balancování na hranici mezi ekonomickým optimem a společensky (morálně) přijatelnými cíli je kritizováno jak stoupenci normativnějších přístupů [Vatn, 2005], tak zastánci striktně hodnotově neutrální ekonomie [Cordato, 1992].

2.4

Ocenění vody a způsoby internalizace externalit na příkladu správy vod v ČR

Na teoretické poznatky neoklasické environmentální ekonomie navážeme praktickým příkladem. Popíšeme alokační a oceňovací mechanismy využívané v podmínkách vodního hospodářství ČR a ukážeme, s jakými problémy (které výše připouští i jednotliví environmentální ekonomové) se oceňování veřejných zdrojů a internalizace externalit potýkají. Jelikož voda má celou řadu možných užití (např. doprava, rekreace, ekosystémová funkce aj.) zaměříme se především na dvě funkce, jež lze považovat za nejvýznamnější – jsou to odběry vody a vypouštění znečištění do vodních ekosystémů. Pomocí analýzy institucionálního rámce a nástrojů vodní politiky ukážeme roli politických rozhodnutí v celém procesu. Na základě uvedených faktů nelze říci, že jsou zásady neoklasické environmentální ekonomie v praktické vodní politice ČR důsledně aplikovány (především z důvodu nadřazenosti administrativních nástrojů – viz dále). Je však zřejmé, že při návrzích jednotlivých ekonomických nástrojů existovala snaha se touto teorií inspirovat.

2.4.1

Institucionální rámec

Vodní zákon22 uvádí, že „povrchové a podzemní vody nejsou předmětem vlastnictví a nejsou součástí ani příslušenstvím pozemku, na němž nebo pod nímž se 22

Zákon č. 254/2001 Sb., o vodách (dále jen vodní zákon).

31

vyskytují“ [vodní zákon, §3]. Vodu jako tekoucí médium tedy nelze (na rozdíl od koryta vodního toku) vlastnit, jedná se o přírodní zdroj ve správě státu. Důvody tohoto uspořádání v ČR jsou především historické – zásada veřejného vlastnictví tekoucích vod byla přijata již v římském právu a odtud se chápání vody jako věci „ničí“ přeneslo středověkými právními kodexy do zemských a říšských norem. V roce 1948 byly vodní toky a další veřejné vody prohlášeny za majetek státu [Nietscheová, 1994].23 Současné vymezení vlastnictví vody v ČR se významně neliší od situace v ostatních evropských státech. Argumenty pro veřejné vlastnictví vody jsou vedeny v etické – právo na přístup ke kvalitní vodě pro každého občana planety [Agenda 21, 2007] – i ekonomické rovině – např. problém černého pasažéra související s vysokými náklady na vyloučení ze spotřeby [Young, 2005]. V důsledku toho, že voda je vzácná, avšak nevlastněná jednotlivci, je nezbytné vytvořit systém správy a alokační mechanismy vody pro různá užití. Správa vod v ČR je realizována dvěma hlavními skupinami organizací: a) správci povodí a správci vodních toků, b) vodoprávními úřady. Nejvýznamnějšími správci je pět státních podniků Povodí, méně významné toky spravují další státní organizace (Lesy ČR, Zemědělská vodohospodářská správa - ZVHS), ale také obce či soukromé subjekty. Podmínkou je, že u každého vodního toku musí být stanoven jeho správce. Správci zajišťují dohled nad státním majetkem – tj. pečují o koryto toku a vodní díla, dodávají informace a posudky pro rozhodování vodoprávních úřadů apod. Naproti tomu vodoprávní úřady vydávají konkrétní rozhodnutí (povolení) o užití vodních zdrojů. Jsou umístěny na úřadech obcí s rozšířenou působností a krajů. Pravomoci ústředního vodoprávního úřadu si mezi sebe dělí dvě ministerstva – Ministerstvo zemědělství ČR (dále MZE) pro záležitosti užití vod a Ministerstvo životního prostředí ČR (dále MŽP) pro záležitosti ochrany vod [Vlčková, 2006].24 Tato vícekolejnost řízení vodního hospodářství způsobuje četné koordinační a rozhodovací problémy. Výsadní postavení ve správě vod bylo nejprve počátkem 90. let přiděleno MŽP, do roku 1998 však postupně přecházely jednotlivé pravomoci na MZE,

23

Drobné vodní toky, které nebyly využívány k plavbě, byly ještě českými zemskými zákony z roku 1870 v některých případech soukromým vlastnictvím. Výhradní užívání vlastníky však mohlo být omezeno. Rovněž existovala vlastnická práva ke korytům vodních toků. Teprve zákon o vodách z roku 1973 prohlásil koryto vodního toku za součást vodního toku a všechny vodní toky včetně jejich pozemků se staly vlastnictvím státu bez náhrady. Některé pozemky tvořící koryta vodního toku byly v 90. letech v restitucích navráceny původním vlastníkům, což významně komplikuje současnou správu vod prováděnou státem [Nietscheová, 1994]. 24 Pravomoci ústředních vodoprávních úřadů jsou doplňovány a substituovány dalšími ministerstvy, např. Ministerstvem zdravotnictví ČR ve věcech stanovení povrchových vod využívaných ke koupání a kontroly kvality pitné vody, Ministerstvem dopravy a spojů ČR ve věcech vodní dopravy apod.

32

které se stalo i zřizovatelem podniků Povodí (jejich nové právní formy) [Matula, 1998]. Od této doby se datuje oddělení ochrany a užívání vod, ke kterému došlo i přesto, že obě tyto činnosti spolu velmi úzce souvisí a upřednostňování jedné omezuje druhou. V důsledku přijetí nové evropské legislativy (Rámcová směrnice o vodě – viz dále) dochází od roku 2000 k postupnému sbližování názorů obou ústředních orgánů na priority ve vodním hospodářství – jsou vytvářeny společné strategické dokumenty.25 Operativní rozhodování na nižních úrovních státní správy je však často poznamenáno resortními pohledy správců vodních toků, vodoprávních úřadů a orgánů ochrany přírody a krajiny (např. postupy v rámci údržby koryt vodních toků, realizace protipovodňových opatření apod.). Realizovaná opatření jsou ovlivněna zdrojem poskytnuté dotace, kdy není výjimkou nekoordinované financování navzájem si odporujících akcí v rámci grantových schémat MŽP a MZE [Just, 2006].

2.4.2

Nástroje vodní politiky, oceňování a teorie externalit

V souvislosti s odběry vod a vypouštěním znečištění do vodních ekosystémů se ve vodní politice uplatňují především administrativní nástroje, které jsou doplněny o ekonomické stimuly.26 Odběr povrchové27 či podzemní vody, stejně jako vypouštění odpadních vod, je možné provádět pouze na základě povolení, které vydávají vodoprávní úřady. V povolení je uvedeno, v jakém rozsahu a za jakým účelem může žadatel s vodami nakládat, případně jaká je nejvyšší možná míra znečištění odpadních vod (emisní limity). Povolení je časově omezeno a vydává se konkrétní právnické či fyzické osobě, nejedná se tedy o převoditelnou povolenku, která by plnila funkci vlastnického práva. Na jednotlivé činnosti jsou rovněž uvalovány platby, u nichž je z ekonomického pohledu významná především jejich konstrukce. Jedná se kromě jiného o: a) platby k úhradě správy vodních toků a správy povodí, které se účtují za odběr povrchové vody. Výše platby je stanovena příslušným podnikem Povodí a je odvozena od provozních nákladů tohoto podniku za minulé období a množství

25

Viz např. Plán hlavních povodí České republiky (on-line: http://81.0.228.70/attachments/PHP_schvaleny_vladou1.pdf, 3. 11. 2007) nebo Zpráva o stavu vodního hospodářství České republiky v roce 2006 (on-line: http://81.0.228.70/attachments/Modra_zprava_2006.pdf, 3. 11. 2007) 26 Ke vztahu cílů a nástrojů a klasifikaci nástrojů ekologické politiky více viz Jílková, 2003 nebo Jílková, Pavel, 2006. 27 Povolení k odběru povrchových vod není nutné pro osobní potřebu fyzické osoby, pokud k odběru není použito zvláštního technického zařízení (viz § 36, vodní zákon).

33

odběrů v m3, na které se náklady rozpočítávají. V roce 2006 se tato platba pohybovala v intervalu 2 – 3,50 Kč/m3 [MZE ČR, 2007a]. b) poplatek za odběr podzemní vody, jenž má charakter administrativně stanoveného poplatku. Činí 2 Kč/m3 pro účely výroby pitné vody a 3 Kč/m3 pro jiné účely [MŽP ČR, 2007]. c) poplatky za vypouštění odpadních vod do vod povrchových, které jsou konstruovány jako dvousložková platba podle objemu vypouštěné odpadní vody (0,10 Kč/m3) a úrovně znečištění podle druhu a koncentrace konkrétní látky. Poplatek se platí až ve chvíli, kdy určitá látka v odpadních vodách překročí hmotnostní i koncentrační limit [viz příloha 2, vodní zákon]. První uvedená platba je příjmem příslušného podniku Povodí, v jehož hydrologickém povodí k odběru vody dochází. Poplatky za odběr podzemní vody jsou z 50 % příjmem Státního fondu životního prostředí ČR a z 50 % příjmem krajů. Poplatky za vypouštění odpadních vod směřují do Státního fondu životního prostředí ČR. Do jaké míry odpovídají tyto „ceny“ vody její vzácnosti v podmínkách ČR tak, aby bylo dosaženo optimální alokace? A jak je u poplatků za vypouštění znečištění zohledněna teorie externalit? Platby za vodu: Jak uvádějí zástupci MZE, platby za odběr povrchových vod dnes „nevyjadřují hodnotu povrchové vody, ale cenu služby – tj. umožnění dodávek, které zabezpečují s. p. Povodí uživatelům vody“ [MZE, 2007a: 26]. Tato cena tedy plní především „úlohu kompenzace nákladů a nikoliv úlohu ekonomického nástroje, zejména proto, že v těchto cenách nejsou plně zahrnuty prostředky na rozvojové potřeby (částečně kryto dotacemi ze státního rozpočtu nebo jiných zdrojů) a nezahrnují ani náklady označované jako ekologické…“ [Matula, 1998: 31]. Cena za odběr povrchové vody se tedy pohybuje pouze na úrovni provozních nákladů správcovských organizací, kdy většina investic do vodního hospodářství je dotována z externích zdrojů a náklady udržení zdroje v odpovídající kvalitě (bez ohledu na míru abstraktnosti tohoto cíle) nejsou dosud vyčíslovány a tudíž ani uplatňovány. Pokud by tyto ceny měly zahrnovat všechny investiční i ekologické náklady (podle principu plné návratnosti nákladů28), lze očekávat jejich významné zvýšení. Poněkud odlišná je situace u administrativně stanovených poplatků za odběry podzemní vody. Jedná se rovněž o platbu za čerpání přírodního zdroje, avšak sazba poplatku, která by měla ideálně vycházet z ocenění tohoto zdroje, není založena na žádné kalkulaci. Jak uvádí doc. Hájek z MŽP, „s tímto postupem se však počítá do budoucna, v současné 28

Viz Rámcová směrnice o vodě (2000), čl. 9.

34

době je sazba stanovena bez podrobnějších kalkulací“ [Hájek, 2002]. Podle zástupců MŽP by povrchová a podzemní voda v průměru měla mít shodnou sazbu, aby nedocházelo k „neoprávněnému ekonomickému zvýhodnění“ některých výrobců pitné vody (obecně se má za to, že podzemní voda je u velkých vodáren v průměru stejně náročná na úpravu jako povrchová voda, jen v jiných ukazatelích jakosti a s využitím jiné technologie).29 U obou uvedených plateb za vodu odebíranou z vodních zdrojů můžeme tedy konstatovat, že se jedná o ceny bez vazby na vzácnost tohoto statku. Odhalení hodnoty vody pro různá užití (např. výrobu pitné vody, chlazení, zavlažování aj.) a určení optimální míry mezi užitím a ochranou vodního zdroje v konkrétním místě a čase je při neexistenci tržních cen přinejmenším obtížné, ale je zřejmé, že zákonodárce ani správce majetku se o nic takového prozatím nepokouší. Jsou tedy platby za vodu v ČR nízké či vysoké? A zvyšuje či naopak snižuje se vzácnost vody v čase? Na tyto otázky je obtížné odpovědět, stejně jako je obtížné hodnotit úspěšnost vodní politiky ve vztahu k alokaci statku ve správě státu. Jak vyplývá z vodohospodářských bilancí, v ČR je vody prozatím dostatek, přičemž odběry ve většině sektorů (s výjimkou energetiky) zvolna v čase klesají [MZE ČR, 2007a]. Případné lokální problémy jsou řešeny v rámci administrativního nástroje vydávání povolení, které respektuje zachování minimálního zůstatkového průtoku ve vodním toku. Skrývá-li v sobě současný systém vodního hospodářství riziko nadměrného užívání kvůli významnému podhodnocení plateb za odběry vody, pak tato distorze může zkomplikovat situaci při náhlé změně současných podmínek – např. při významném nárůstu poptávky po vodě ze strany zemědělského sektoru nebo při dlouhodobém snížení či redistribuci srážkových úhrnů. K obojímu může podle některých vědeckých zpráv30 v budoucnosti dojít kvůli předpokládaným klimatickým změnám. Kamenem úrazu v řadě evropských států jsou již dnes nadměrné dotované odběry vody v rámci některých sektorů, které způsobují vyčerpávání zdrojů podzemní vody a zvyšují náklady na využívání vody ostatním spotřebitelům [Maestu, 2005]. Poplatky za vypouštění: Zatímco platby za odběry vody jsou cenou za čerpání statku ve správě státu, poplatky za vypouštění znečištění rámcově naplňují představenou teorii internalizace externalit – platí subjekt, který zatěžuje vodu znečištěním, čímž např. zvyšuje náklady odběratelům vody pro účely výroby pitné vody, omezuje rekreační

29

Rozhovor s Ing. Miroslavem Kopáčkem, Odbor ochrany vod MŽP ČR, ze dne 26. 11. 2007. Viz např. nedávná studie VÚV (2005): Odhad objemu nádrží potřebného pro kompenzaci poklesu odtoku vlivem klimatické změny. Peláková, Boersema, VÚV T. G. Masaryka Praha, listopad 2005. (online: http://www.mze.cz/attachments/VUV_klim_zmen.pdf, 23. 8. 2007). 30

35

funkci vodních toků, působí degradaci vodních ekosystémů, apod. Sazby poplatků v ČR za jednotlivé znečišťující látky jsou „odvozeny od nákladů souvisejících s provozováním příslušných zařízení na zamezení vypouštění odpadních vod... [Jejich] funkce spočívá v tom, že ten, kdo realizuje opatření k zamezení vypouštěného znečištění, nebude v nevýhodě oproti znečišťovatelům, resp. pro znečišťovatele by mělo být výhodnější realizovat opatření k omezení znečištění než platit poplatky“ [Hájek, 2002]. Tento způsob konstrukce se uplatňuje již od roku 1967. Jedná se o poplatky nákladového typu, které jsou určeny na základě kalkulace průměrných provozních (variabilních) nákladů čistíren odpadních vod včetně odpisů. Jelikož existuje řada typů odpadních vod a tudíž i řada způsobů odstraňování znečištění, je nutné při výpočtu přijmout četná zjednodušení. Významným prvkem je zahrnutí mechanismu zvyšování poplatků v závislosti na růstu reálných cen čištění [Šedivý, 2007]. Mezi další využívané metody pro stanovení poplatků za vypouštění odpadních vod patří: a) odvození od výše škod, které vypouštěním odpadních vod v povrchových vodách vznikají, resp. výše poplatků je stanovena podle míry škodlivosti jednotlivých polutantů; nebo b) stanovení v takové výši, aby výnos poplatků pokryl potřebu finančních prostředků potřebných k výstavbě čistíren odpadních vod [Šedivý, 2007]. Lze konstatovat, že k diskutované internalizaci externalit má nejblíže přístup ad a). Výhodou současné využívané metody je možnost relativně objektivního numerického zdůvodnění výše navržených poplatků pro jednotlivé látky. Nevýhodou české aplikace metody je absence pravidelné valorizace poplatkových sazeb – poplatky jsou stanoveny fixní částkou na kg znečišťující látky a platí od roku 1998. Pouze u některých látek došlo od roku 2005 ke snížení hmotnostních limitů pro zpoplatnění, tj. k faktickému zpřísnění regulace [vodní zákon, příloha 2]. Tato skutečnost ohrožuje motivační funkci poplatků. Jak uvádějí zástupci MŽP, aby byla obnovena funkčnost poplatků za vypouštění odpadních vod jako účinného ekonomického nástroje, bylo by v současné době nutné navýšit je o cca 50 % a modernizovat je. Návrhy v tomto duchu jsou předkládány, ale k jejich prosazení chybí politická vůle.31 Výhodou je rovněž vysoká efektivnost výběru poplatků ve srovnání s jinými ekonomickými nástroji v oblasti životního prostředí měřená podílem administrativních nákladů na celkovém ročním objemu poplatků (administrativní náklady výběru činí cca 4 – 5 % částky vybraných poplatků) [viz Jílková, Pavel a kol., 2006].

31

Rozhovor s Ing. Miroslavem Kopáčkem, Odbor ochrany vod MŽP ČR, ze dne 26. 11. 2007.

36

Opět se tedy naskýtá otázka, zda poplatky za vypouštění odpadních vod do vod povrchových plní ve své současné výši svůj účel – tj. zda zajišťují optimální úroveň kvality vody. Jak jsme uvedli, princip teorie externalit je naplněn, jelikož platí původce znečištění a tím se zvyšují ceny jeho produkce. Poplatky nejsou odvozeny od výše škody, kterou vypouštěná látka působí (což je striktní interpretace teorie externalit), ale od průměrných provozních nákladů čištění. Kvůli absenci alternativních propočtů však nelze říci, zda jsou výsledkem zvoleného postupu poplatky v nižší či naopak vyšší než „optimální“ výši. Hlavním faktorem, který lze označit za příčinu jejich postupné devalvace, je fixní stanovení poplatků na kg. Současný vývoj vypouštění zpoplatněného znečištění však spíše potvrzuje jejich účinnost – klesá jak celkový objem vypouštěného znečištění [MZE, 2007a] i celkový roční výnos poplatků v Kč [Jílková, Pavel a kol., 2006]. Jak jsme již uvedli, obě problematiky – odběry vody z povrchových a podzemních zdrojů a vypouštění znečištění – spolu úzce souvisí. „Nadměrné“ znečištění vod uvaluje dodatečné náklady na ostatní uživatele (zejména výrobce pitné vody) a naopak „nadměrná“ regulace znečištění zatěžuje výrobu znečišťovatele víc, než je nutné. Rozhodujeme-li se mezi konfliktními užitími vzácného zdroje – tj. kvalitnější vodou pro odběry nebo více vypouštěného znečištění – měli bychom v teoretické rovině chtít dosáhnout situace, kdy se: „...zvýšení mezního užitku jedné aktivity vyrovná snížení mezního užitku druhé aktivity. Jelikož však změny v mezních veličinách různých užití nelze měřit, nelze ani určit optimální množství vypouštěného znečištění. V praxi je proto preferováno politické rozhodnutí před ekonomickým kalkulem. Když existuje politická poptávka po ‘regulaci znečištění’, je znečištění omezováno, a to do té chvíle, než stížnosti ohledně dodatečných nákladů převáží tlak na snížení znečištění“ [Dales, 1968: 798].

Lze konstatovat, že politická poptávka po zpřísnění plošné regulace vypouštění znečištění v české legislativě je v současné době v ČR relativně nízká. Kvalita povrchových vod se od počátku 90. let dramaticky zlepšila kvůli zavedení monitoringu bodových zdrojů znečištění, limitům, poplatkům a úpadku některých průmyslových odvětví. Řadu opatření ke zlepšení kvality vod (např. investice do čistíren městských odpadních vod) je rovněž nutné realizovat z titulu implementace evropských směrnic. Představený systém organizací, ekonomických a administrativních nástrojů tedy byl doposud schopen zajistit koordinaci hlavních zájmů v ochraně a využívání vody. Řada problémů týkajících se stavu vod se rovněž řeší prostřednictvím rozsáhlých dotačních programů (např. odbahňování nádrží a rybníků, budování protipovodňových opatření, čistíren odpadních vod aj.). V roce 2006 činily tyto dotace téměř 4 mld. Kč [MZE ČR, 2007a]. Tyto investice jdou nad rámec uživateli hrazených nákladů či objemu

37

vybraných poplatků a jsou pokrývány ze státního rozpočtu nebo evropských zdrojů. Při zohlednění celkových nákladů na správu vod tedy není překvapivý závěr, že odběry vody i vypouštění znečištění jsou umožňovány za dumpingové „ceny“. To sice koresponduje s logikou veřejného charakteru vody a vodním prostředím poskytovaných „služeb“, avšak v konečném důsledku působí tyto ekonomické distorze proti optimálnímu využívání tohoto zdroje, což se může v budoucnu ukázat jako problém.32 Významnou změnu nastavení ekonomických nástrojů (zejména plateb za odběry vody) může do budoucna přinést již zmíněná Rámcová směrnice o vodě, která požaduje zavedení skutečné ekonomické ceny vody (včetně tzv. environmentálních nákladů a nákladů využívání zdroje) a zohlednění principu návratnosti nákladů vodohospodářských služeb. To by snížilo závislost celého odvětví na dotacích [Chave, 2001]. Směrnice je však v současné době teprve zaváděna, proto je obtížné odhadnout její dopady.

2.5

Závěr kapitoly

Neoklasická environmentální ekonomie považuje přírodní zdroje za veřejné statky a řeší jejich optimální alokaci (tj. dosažení rovnováhy mezi užíváním a ochranou) pomocí modelového vyrovnání ekonomické škody ze znehodnocení životního prostředí a nákladů na zamezení tohoto znehodnocení a zavedením pigouviánských daní a dotací. Institucionální rámec a vliv jeho změn na alokaci zdrojů je pouze okrajovým tématem, existující instituce a fungování organizací nejsou zpochybňovány. Praktické problémy spojené s kalkulací optimální kvality životního prostředí nebo optimální výše pigouviánských plateb se řeší zdokonalováním oceňovacích technik. Řada autorů však pro účely tvorby ekologické politiky přiznává nezbytnost volby pragmatického postupu – tím je jednak akceptace výsledků společenské volby (politického rozhodnutí) a jednak metoda pokusu a omylu při určení výše ekonomických nástrojů. V důsledku otevřenosti k arbitrárnímu rozhodování (ať už z důvodu nemožnosti stanovení optima či domnělé neschopnosti jednotlivců reflektovat potřeby budoucích generací) se vytváří prostor pro uplatňování hodnotových soudů. Významný je závěr, že neoklasická environmentální ekonomie není bez stanovených cílů státní ekologické politiky v praktické rovině schopna formulovat doporučení pro konkrétní nástroje ekologické politiky. 32

V rámci vodního hospodářství ČR začínají nabývat na významu průřezové problémy zasahující do plochy povodí (tj. mimo koryta vodních toků). Jedná se např. o problém plošných zdrojů znečištění (zejména splachy hnojiv a vodní eroze) [MŽP ČR, 2007] a zvyšující se frekvence povodňových událostí [Čamrová, Jílková, 2006a, 2006b]. Řešení těchto problémů pomocí změny institucionálního rámce nabízí ekologická institucionální ekonomie (viz kap. 3).

38

Z představení vodní politiky ČR vyplývá, že optimální úroveň čerpání zdroje je v tomto případě určována pomocí administrativních rozhodnutí o udělení povolení. Existující ekonomické nástroje mají doplňkový charakter, ačkoliv jsou dokumentovány snahy o praktické zohlednění teorie externalit (zejména u poplatků za vypouštění odpadních vod). Jejich funkce však není optimalizační, ať už z důvodu způsobu konstrukce daného nástroje, nebo jako následek politického rozhodnutí. Z vysoké míry závislosti celého systému správy vod na dotacích je zřejmé, že platby uživatelů jsou nízké a že by samy o sobě (tj. při absenci administrativních nástrojů) působily degradaci zdroje. Systém správy obecně vykazuje vysokou míru rigidity bez vazby na reálnou vzácnost vody.

39

3

Ekologická institucionální ekonomie – ekosystémový přístup a režimy správy přírodních zdrojů

Již dříve jsme naznačili propojení mezi hlavním konkurenčním směrem neoklasické environmentální ekonomie – ekologickou ekonomií – a tradiční institucionální ekonomií. Této vazbě se nyní budeme více věnovat a především objasníme vznik a obsah pojmu „ekologická institucionální ekonomie“. Budeme se zabývat kritikou, kterou představitelé tohoto směru častují metodu a závěry neoklasické environmentální ekonomie, představíme řešení ekologických problémů, s nimiž v rámci svého paradigmatu přichází. Obdobně jako v kap. 2 se budeme zabývat rolí etiky – tj. ukážeme, do jaké míry je ekologická institucionální ekonomie otevřená vnášení hodnotových soudů do analýzy ekologických problémů. Jako příklad praktické aplikace této teorie uvedeme navrženou a z větší části již implementovanou institucionální reformu podle Rámcové směrnice o vodě, jež je plně relevantní i pro správu vod v ČR.

3.1

Co je ekologická institucionální ekonomie?

Jak jsme uvedli v kap. 1, ekologická ekonomie kriticky reagovala na metodu zkoumání a závěry neoklasické environmentální ekonomie vycházející z ekonomického optima znehodnocení životního prostředí. Její představitelé (K. Boulding, H. Daly, R. Constanza a další) chápali životní prostředí jako dynamický a vzájemně silně provázaný systém, jehož asimilační schopnost je rizikové překračovat a rozvíjeli teorii maximální únosné kapacity prostředí a parametry trvale udržitelného rozvoje. Za důležitou považovali ochranu ekosystémů per se, nikoliv v míře určené výpočtem či odhadem ekonomického optima [Kotíková, 2006]. Ekologická ekonomie je tedy spojena s „cílem dosažení trvale udržitelného rozvoje, který je interpretován jako mezigenerační spravedlnost, ale i jako spravedlnost [ve spotřebě přírodních zdrojů] v rámci jedné generace. Jedná se o názor, že ekonomika je podmnožinou rozsáhlého lokálního a globálního ekosystému, který určuje limity jejího fyzického růstu“ [Van den Bergh, 2000: 2]. Z této definice je patrná větší míra otevřenosti vůči hodnotovým soudům, jelikož se naznačuje, že přírodní zdroje nejsou vhodně alokovány ani v rámci současné generace. Průvodním znakem tohoto propojení je ekocentrismus, v důsledku kterého dochází k akceptaci jiných než subjektivních (lidských) hodnot – neužitných hodnot komplexních ekosystémů. Zachování celku je důležitější než blahobyt jednotlivce [Van den Bergh, 1996]. K etice se dále vrátíme v kap. 3.4.

40

Od konce 80. let 20. století na tyto myšlenky v různé míře navázali autoři prosazující integraci analýzy institucí do ekonomie životního prostředí. Jednalo se zejména o D. Bromleyho, O. Younga, A. Vatna a další. Mezi tyto autory je kvůli institucionálně orientovanému výzumu zahrnována i E. Ostrom. Skupina vědců tohoto zaměření však není homogenní a uvedená normativní pozice ekologické ekonomie je v jejich dílech zastoupena v různé míře.33 Společný je jejich zájem o praktické fungování režimů správy přírodních zdrojů. Jak uvádí Oran Young, „instituce hrají více či méně významnou kauzální roli v souvislosti s většinou ekologických změn, které jsou důsledkem lidského jednání“. Z tohoto důvodu je logické nahlížet neudržitelné využívání přírodních zdrojů jako důsledek režimu správy, jenž neposkytuje lidem dostatečné motivace zdroj chránit [Young, 2002]. Na institucích tedy záleží. V kontextu dějin ekonomického myšlení je ovšem podstatné, jak jsou instituce chápány – z jaké tradice institucionální ekonomie vycházíme (viz dříve kap. 1.1). Uvedení autoři se přiklánějí k pozici klasické institucionální ekonomie J. Commonse, T. Veblena. Instituce ovlivňují jednotlivce a jejich hodnotové škály. Jak upřesňuje Arild Vatn: „Instituce jsou výsledkem lidských činů. Jsou vytvářeny lidmi. Zároveň jsou však jednotlivci produktem institucí společnosti, ve které byli vychováni nebo ve které žijí. Instituce ovlivňují jak jejich cíle, tak očekávání... příroda i společenské vztahy získávají svůj význam, jsou vysvětlovány pomocí společensky vytvořených konceptů. Zatímco příroda existuje nezávisle na člověku, způsob, jakým ji chápeme, závisí na lidských pojmech“ [Vatn, 2005: 57].

Toto pojetí je charakteristické pro příznivce tzv. sociálního konstruktivismu (či jinak metodologického holismu – viz dále), za něž jsou v historii institucionální ekonomie považováni tradiční institucionalisté a později neoinstitucionalisté [KluvánkováOravská, 2006]. V případě aplikací na oblast životního prostředí jsou jednotliví autoři více či méně otevřeni i teorii transakčních nákladů, jenž je součástí nové institucionální ekonomie (viz dále kap. 3.3.3). Celý tento směr propojující poznatky ekologické ekonomie a prvky škol institucionální ekonomie je svými představiteli nazýván nový institucionalismus (new institutionalism) [Young, 2002] nebo nový institucionální přístup k režimům správy přírodních zdrojů (new institutional approach to environmental governance) [Paavola,

33

Např. analýza režimů správy kolektivních statků malého rozsahu prováděná Elinor Ostrom je pozitivní analýzou reálného fungování institucí [Ostrom, 2006]. V pracích Orana Younga se již setkáme s určitými doporučeními pro design institucí (pravidlo „fit“ a „interplay“ – viz kap. 3.3.3) [Young, 2002]. Nejvíce se původním myšlenkám ekologické ekonomie blíží Dan Bromley a Arild Vatn, kteří hodnotí jednotlivé režimy správy ve vztahu k udržitelnému čerpání přírodních zdrojů [Bromley, 1991, Vatn, 2005].

41

2006]. Je definován jako „pragmatický, empirický směr, který se zaměřuje na aktuálně využívaná pravidla hry (rules in use)... jeho cílem je porozumět skutečné roli, kterou instituce hrají jako determinanty výstupů interaktivního lidského jednání“ [Young, 2002: 4-5]. Významnou součástí tohoto směru je teorie správy komunitního (jinak také obecního či společného) vlastnictví zdrojů. Jak uvádí Tatiana Kluvánková-Oravská, podstatou této teorie je, „že efektivní a komplexní management zdrojů určují vlastnické a uživatelské režimy, které jsou souhrou vlastnických práv, ale především pravidel jejich správy, přičemž právě pravidla jsou hybnou silou určující efektivnost institucionálních uspořádání, bez ohledu na formu vlastnictví“ [Kluvánková-Oravská, 2006: 31, také in Ostrom, 1999b]. Více tyto postoje objasníme v rámci kap. 3.3. Pro účely této práce budeme dále tento směr nazývat ekologická institucionální ekonomie, což považujeme za stručné a výstižné označení uvedených názorů aplikovaných na oblast ochrany životního prostředí. Chceme se tak vyhnout zmatení pojmů (zejména možnosti záměny s novou institucionální ekonomií či neoinstitucionalismem) v oblasti, kde česká terminologie není dosud ustálena.

3.2

Kritika neoklasické pozice

Společná výhrada institucionálně orientovaných ekonomických škol vůči neoklasické ekonomii je absence analýzy institucí. Existenci institucí neoklasika vnímá, „ale má se za to, že jejich dopad na výstup ekonomiky je neutrální, proto jsou ignorovány. Jinými slovy, instituce jsou ‘alokačně neutrální’ … Neoklasická ekonomická teorie může proto být pro řešení alokace zdrojů aplikována pouze ve velmi abstraktním smyslu“ [Furubotn, Richter, 2005: 2,12]. Neoklasická environmentální ekonomie se problematiky institucí dotýká při diskusi závěrů Coasova teorému [Coase, 1960]. Její představitelé docházejí k závěru, že je-li do vyjednávání zahrnuto mnoho stran (což je situace u většiny ekologických problémů), je řešení pomocí dohody či soudu neefektivní (drahé) a problém by se měl řešit s pomocí vládní regulace [Tietenberg, 1992]. Kolstad k tomu podotýká, že pokud se pohybujeme v reálném světě pozitivních transakčních nákladů, „je důležité, aby vláda rozdělila vlastnická práva efektivně a snažila se tak snížit transakční náklady spojené s obchodováním práv“ [Kolstad, 2000: 114]. Ekologická institucionální ekonomie naproti tomu instituce chápe jako klíčové proměnné a determinanty lidského jednání. Roli vlády (vnějšího přinucení) při alokaci a prosazování vlastnických práv nepovažuje za nezbytnou (viz např. Ostrom, 2006 a dále kap. 3.3).

42

Metodologií ekologické institucionální ekonomie je tzv. institucionalismus, zatímco neoklasická ekonomie tenduje k metodologickému individualismu. V rámci individualistické pozice jsou všechny společenské jevy vysvětlovány pomocí jednání jednotlivců. Naproti tomu metodologický institucionalismus připouští, že „společenské jevy existují nezávisle na jednotlivcích“ [Vatn, 2005: 54]. Tento způsob nazírání se blíží metodologickému kolektivismu tradičního institucionalismu [Holman, 1999] nebo jinak řečeno metodologickému holismu, který chápe člověka jako zcela společensky předurčenou bytost a vysvětluje společenské jevy pouze pomocí jiných společenských jevů. Podle Arilda Vatna je oba krajní přístupy (individualismus a holismus) nutné zkombinovat – tj. je nutné pochopit jednání aktérů i vliv existujících společenských struktur. Jednotlivci vytvářejí instituce a ty se stávají součástí jejich prostředí (objektivizují se) a zpětně na jednotlivce působí [Vatn, 2005]. Cílem metodologického institucionalismu je zachytit a propojit zkoumání obou jevů. Metodologický individualismus není pro vysvětlení společenských jevů postačující. S metodou zkoumání úzce souvisí i přístup k racionalitě jednání jednotlivce. Neoklasická verze perfektní racionality vycházející z nulových informačních a transakčních nákladů a zajišťující konzistentní a stabilní preference byla ve světle poznatků institucionální ekonomie zpochybněna a nahrazena konceptem omezené racionality (bounded rationality). Kritiku a nový koncept představili North a Williamson: Lidé mají tendenci jednat racionálně a maximalizovat svůj individuální užitek, ale kvůli objektivním překážkám (nedokonalým informacím a existenci nákladů na jejich získávání) nemohou, rozhodují se proto v prostředí omezených informací a realizují uspokojivé, nikoliv optimální volby [Furubotn, Richter, 2005]. Tuto kritiku dále prohlubují představitelé ekologické institucionální ekonomie představením společenské racionality. Ta zahrnuje či vysvětluje jednání motivovaná nikoliv užitkem (jednotlivce-spotřebitele), ale společenskými normami (jednotlivce-občana). V roli občana se jednotlivec řídí tím, co je považováno za správné a prospěšné pro společnost, nekalkuluje, chrání společné hodnoty. Jak dále uvádí Vatn: „Pokud preferuji konzum před čistým životním prostředím, pak svými činy omezuji ostatní lidi, aby v takovém prostředí žili. Tito lidé mohou chtít se mnou polemizovat o správných či obhajitelných preferencích. Tento druh polemiky… může být shledán vhodnějším než sčítání individuálních peněžních nabídek. Komunikace o tom, jaký by měl být náš společný cíl, je aspektem společenské racionality“ [Vatn, 2005: 125].

Z konceptu společenské racionality vychází přesvědčení, že jednotlivci tvořící společnost se chovají altruisticky (resp. že určitou část jejich jednání lze takto vysvětlit) a hledají uspokojivá řešení pro sdílení kolektivních statků. I jednotlivec jako spotřebitel na trhu může jednat společensky prospěšně (např. bojkotovat výrobky ekologicky

43

problematické firmy, kupovat bioprodukty za vyšší cenu), což je však z pohledu maximalizace jeho individuálního užitku iracionální [Vatn, 2005]. Jelikož člověk se v některých situacích řídí spíš maximalizací svého užitku, zatímco v jiných situacích má tendenci jednat altruisticky, hovoří se rovněž někdy o tzv. multiracionalitě [Vatn, 2005] nebo radikálním pluralismu hodnot [Paavola, 2007]. Určitý typ racionality je tak determinován kontextem jednání a může být podpořen či naopak utlumen existujícími institucemi. Toto širší pojetí racionálního jednání do jisté míry zobrazuje ve své analýze také Elinor Ostrom pomocí následujícího schématu.

obr. 2: Interní svět individuální volby

Externí svět Interní svět Očekávané užitky

Interní normy Diskontní míra

Volba strategie

Výsledek

Očekávané náklady

Zdroj: Ostrom, 2006

Individuální volbu ovlivňují očekávané užitky a náklady určitého jednání, avšak důležitou roli hrají i interní normy a individuální diskontní míra. Jak uvádí Ostrom, interní normy jednání jednotlivce jsou ovlivněny „sdílenými normami ostatních členů společnosti ve vztahu k určitému typu situace. Obdobně interní diskontní míry jsou ovlivněny příležitostmi, jež se jednotlivci nabízejí mimo rámec určité situace“ [Ostrom, 2006: 37]. Jednotliví autoři tedy nepopírají skutečnost, že jednotlivci kalkulují a mají tendenci volit takové varianty jednání, které pro ně mají největší čistý užitek. Za

44

nedílnou součást rozhodování jednajících aktérů však považují vliv okolí (sdílené hodnoty a normy chování), které mají schopnost tlumit sobecký individuální zájem a zvyšují váhu společensky prospěšných jevů. Institucionální kontext ovlivňuje hodnoty a preference – tj. zatímco tržní prostředí aktivuje sobecké jednání, správa kolektivních statků podporuje spolupráci a vytváření kolektivních hodnot [Vatn, 2005]. Představitelé ekologické institucionální ekonomie dále kritizují teorii externalit a nahrazují ji konceptem vzájemných závislostí, přičemž externality jsou pouze jedním z případů těchto závislostí. Jak uvádí Jouni Paavola: „Vzájemná závislost existuje, když volba nebo odměna jednoho aktéra ovlivňuje jednání ostatních. To vede ke konfliktu – těch, kteří mají určitý přírodní zdroj v užívání – protože vzájemné závislí aktéři obvykle nemohou realizovat své konfliktní zájmy najednou. Tyto konflikty musí být vyřešeny tak, že se definuje, čí zájmy převažují a do jaké míry“ [Paavola, 2007: 94].

Typickým příkladem statků, kterých se vzájemné závislosti týkají, jsou přírodní zdroje s charakterem obecní pastviny (tzv. kolektivní statky – viz dále), které se vyznačují rivalitou ve spotřebě a obtížnou vylučitelností. Neoklasická environmentální ekonomie řeší některé z uvedených konfliktů o užití zdroje formou pigouviánských daní a dotací, „jenž modifikují původní vymezení, přerozdělují bohatství a příjem a jejichž výsledkem je jiný rovnovážný stav…“ [Paavola, 2007: 95]. Ekologická institucionální ekonomie navrhuje konflikt vyřešit ustanovením nebo změnou institucí. Otázka, jaké instituce mají být ustanoveny, je morálním soudem. Jak bude patrné z dalšího výkladu v kap. 3.3, změna institucí neobnáší pouze vymezení individuálních vlastnických práv nebo zestátnění zdroje, což jsou dva nejčastěji předpokládané režimy správy. Konečně někteří ekologičtí institucionální ekonomové (zejména A. Vatn a D. Bromley) jinak rozumějí pojmu hodnota. Zatímco v rámci neoklasické školy je hodnota subjektivní povahy a jedná se o schopnost zboží a služeb uspokojit lidské potřeby, uvedení autoři odlišují preference uplatňované na trzích a hodnoty, které zahrnují představu o tom, co je kvalitní život, dobře fungující společnost a principy, co je správné či špatné dělat. Hodnoty jsou utvářeny či podporovány společenskými normami, mohou však ovlivňovat jednání jednotlivců na trzích. V neposlední řadě hodnoty ovlivňují i vznik samotných trhů – tj. co je či není přípustné učinit předmětem obchodu [Vatn, 2005]. Uvedené body nejsou vyčerpávajícím výčtem výhrad vůči metodě a závěrům neoklasické ekonomie. Středobodem kritiky je snaha environmentálních ekonomů, jež z neoklasického paradigmatu vycházejí, přiblížit současný svět situaci na dokonale konkurenčních trzích (připomínáme, že rovnováha na těchto trzích je podmínkou optimální alokace zdrojů). To se děje za cenu akceptace řady omezujících předpokladů

45

(např. aktéři disponují dokonalými informacemi, náklady transakcí jsou nulové apod.), které následně komplikují implementaci navržených řešení v realitě. Důsledkem těchto předpokladů je rovněž vytlačení analýzy institucí na okraj zájmu ekonomie životního prostředí. Na první pohled je zřejmé, že představitelé ekologické institucionální ekonomie přinášejí zcela odlišné paradigma pro analýzu ekologických problémů. Soustředí se na dynamické procesy, evoluci institucí a úzkou propojenost lidské společnosti a ekosystémů i ekosystémů navzájem (zde je patrná inspirace přírodními vědami). Určitá předurčenost jednajících aktérů a vliv společenských hodnot na jejich jednání je výsledkem otevření se sociologii a jiným společenským vědám (psychologii, antropologii aj.). V následující kapitole představíme řešení ekologických problémů, které ekologická institucionální ekonomie nabízí. Zajímají nás také postupy, s jejichž pomocí je možné navržená řešení uplatnit v praxi.

3.3

Optimální instituce a změna institucí

Degradace přírodních zdrojů je tedy způsobena existujícími institucemi (zejména vlastnickými či uživatelskými právy), jenž neposkytují jednotlivcům dostatečné podněty ke konzervaci zdrojů [Young, 2002] nebo působí konflikty mezi různými uživateli [Paavola, 2007]. Řešením je změna těchto institucí. Klíčové otázky v této souvislosti jsou: Jaké instituce mají být ustanoveny – tj. jaké instituce jsou považovány za optimální pro správu přírodních zdrojů? A kdo má změnu či ustanovení nových institucí iniciovat a následně nést náklady prosazování a monitoringu? Na obě tyto otázky se pokusíme nalézt odpovědi v této kapitole.

3.3.1

Režimy správy a optimální řešení

Charakteristickým rysem většiny prací představitelů ekologické institucionální ekonomie je závěr, že neexistuje jedno univerzální řešení – jeden typ institucionálního rámce, který by se dal aplikovat na všechny environmentální problémy. Jak uvádí Ostrom: „Tvrdím, že místo jednoho řešení unifikovaného problému existuje mnoho řešení, jak se vypořádat s velkým množstvím různých problémů. Tvrdím rovněž, že navrhnout správné instituce je složitý, časově náročný a konfliktní proces, a nelze tudíž předpokládat, že optimální institucionální řešení může být snadno vyprojektováno a s nízkými náklady implementováno externími autoritami. Tento proces vyžaduje

46

spolehlivé informace o časových a místně specifických proměnných, jakož i širokou škálu kulturně akceptovatelných pravidel“ [Ostrom, 2006: 14].

Jinými slovy, nelze ex ante určit optimální institucionální strukturu a následně ji aplikovat v praxi. Změnu institucí či navržení nových institucí je nutné provést až po důkladném zmapování konkrétní situace (tj. se znalostí ekologických, ekonomických a sociálních charakteristik určitého problému) a s využitím otevřeného společenského dialogu [Vatn, 2005]. Z tohoto přístupu je patrný význam empirických podkladů pro tvorbu vědeckých závěrů. Původ požadavku konsensuálního řešení je dále objasněn v kap. 3.3.2. Přírodní zdroje jsou chápány jako kolektivní statky (common-pool resources), jejichž spotřeba je rivalitní, ale vylučitelnost obtížná (na rozdíl od veřejných statků, jež splňují podmínku nerivality i nevylučitelnosti).34 Zatímco pro veřejné statky je vhodné státní vlastnictví a pro soukromé statky soukromé vlastnictví, u kolektivních statků nastává problém s kombinací určitého typu vlastnictví a pravidel užívání tak, aby byla zajištěna udržitelnost čerpání zdroje [Ostrom, 1999]. Autoři se vyhýbají jednoznačné preferenci tržních či naopak centrálně plánovaných řešení. Škála možných režimů správy přírodních zdrojů je rozšířena takto [Ostrom, 1999; Vatn, 2005]: •

soukromé vlastnictví,

•

komunitní (obecní, společné) vlastnictví,

•

státní vlastnictví35 a

•

volný přístup (open access).

Za nejméně vhodný režim správy je považován volný přístup, který v zásadě umožňuje neregulované nakládání se zdrojem ze strany všech potenciálních uživatelů (čerpání zdroje není řízeno, neexistují prosaditelná vlastnická práva a pravidla užívání). Tento režim, je-li přírodní zdroj vzácný, působí postupnou degradaci zdroje. Volný přístup může nastat i v případě, že některé ze zbývajících forem vlastnictví (soukromé, komunitní, státní) je formálně ustanoveno, avšak přístup ke zdroji není fakticky

34

Dle Vatna se jedná se o statky, u kterých existuje rivalita ve spotřebě (tj. jedno užití omezuje ostatní), avšak náklady na vymezení výlučného vlastnictví jsou příliš vysoké [Vatn, 2005]. Koncept kolektivních statků nejvíce rozvádí Elinor Ostrom, jejíž definice zní: „Výraz ‚kolektivní statek‘ se vztahuje k přírodnímu či člověkem vytvořenému zdroji, jenž je natolik rozsáhlý, že je nákladné (avšak nikoliv nemožné) vyloučit potenciální uživatele ze získávání užitků užíváním zdroje“ [Ostrom, 2006: 30]. 35 Státní vlastnictví je někdy definováno jako „zvláštní forma komunitního vlastnictví, v jejímž rámci je zdroj dle předpokladu vlastněn všemi občany, ale fakticky kontrolován volenými zástupci či úředníky, kteří mohou určit parametry užívání a vyloučení ze spotřeby“ [Cole, 1999: 276].

47

omezen. Situace byla kromě jiných36 popsána Garretem Hardinem jako tragédie obecní pastviny v jeho slavném článku z roku 1968 [Hardin, 1968]. Hardinova „obecní pastvina“ je v rámci představené terminologie příkladem volného přístupu ke zdroji. Značné výhrady mají představitelé ekologické institucionální ekonomie vůči soukromému vlastnictví přírodních zdrojů. Soukromé vlastnictví je přípustné, avšak autoři v rámci tohoto směru se domnívají, že je jeho vliv na optimální využívání přírodních zdrojů přeceňován – nedokáže vyřešit problém externalit, poskytuje špatné motivy jednotlivým vlastníkům [Vatn, 2005]. To je způsobeno skutečností, že přírodní zdroje a přírodní procesy jsou propojeny a nelze je jednoduše „rozparcelovat“. Jak dále uvádí Vatn, existují vysoké náklady na oddělení jednotlivých aktérů a různých způsobů užívání. „Kdyby bylo možné bez dodatečných nákladů vymezit všechny toky užitků, všechny procesy, neexistovaly by žádné externí efekty. Každý z agentů by vlastnil a spotřebovával pouze svoji část zdroje. Toho však nemůžeme vzhledem k existujícím vzájemným vazbám v ekosystémech dosáhnout. A i kdyby to možné bylo, snížilo by to kvalitu zdroje, jelikož všechny jeho funkce závisí na tom, že pracují společně“ [Vatn, 2005: 262].

Soukromé vlastnické tituly tedy nedokáží podchytit všechny toky užitků. Neméně významné je však přesvědčení, že soukromé vlastnictví je ze své podstaty nevhodným režimem správy pro komplexní ekosystémy, jejichž jednotlivé části obtížně fungují odděleně. Pokud by se nám podařilo vlastnická práva dobře vymezit, může zdroj dále degradovat kvůli izolaci jednotlivých prvků. K problému určení vhodnosti režimu správy určitého přírodního zdroje se vrátíme v kap. 3.3.2. Další výhrady vůči soukromému vlastnictví přírodních zdrojů shrnuje tab. 1. Rovněž ke státnímu vlastnictví přírodních zdrojů je přistupováno obezřetně. Za výhodu tohoto režimu považuje Vatn možnost přímé regulace externích efektů. Nevýhodou režimu je potenciální nebezpečí vlivu zájmových skupin a rent-seeking [Bromley, 1991]. Rovněž zavedení státního vlastnictví přírodních zdrojů v oblastech fungování neformálních institucí a zvykových práv v řadě zemí třetího světa znamenalo pro místní obyvatele katastrofu v podobě vyvlastnění klíčového výrobního faktoru. Stát přitom následně nebyl schopen trestat nedodržování nových pravidel užívání a ke zdroji byl fakticky volný přístup, což vyústilo v jeho degradaci [Ostrom, 1999a]. Největší sympatie chovají představitelé ekologické institucionální ekonomie ke komunitnímu vlastnictví, v rámci kterého jsou vlastnická práva držena skupinou 36

Dle Ostrom se situaci nadměrného užívání zdrojů v kolektivním vlastnictví zabýval ve svých dílech již Aristoteles (Politika) a po něm řada dalších filosofů (Hobbes, Lloyd, Gordon) [Ostrom, 2006]. Dle Šímy rovněž Mises [Šíma, 2004].

48

uživatelů, která disponuje schopností vyloučit ostatní. Zdroj nevlastní jednotlivec, ale určitá omezená skupina lidí (ideálně jasně vymezitelná komunita), která si sama vytváří pravidla užívání zdroje. Zatímco toky užitků (např. ulovené ryby) jsou soukromým vlastnictvím, zdroj jako celek (např. jezero) je kolektivním statkem. Hlavní výhodou tohoto režimu správy je správa zdroje jako celku a kolektivní decentralizované rozhodování o užití zdroje, při němž je vytvářen společenský kapitál pomocí spolupráce při údržbě zdroje, prosazovaní pravidel a komunikace o změnách pravidel [Vatn, 2005; Ostrom, 2006]. Výhody komunitního vlastnictví oproti soukromému shrnuje následující tabulka.

tab. 1: Srovnání soukromého a komunitního vlastnictví (výhody a nevýhody obou režimů správy pohledem představitelů ekologické institucionální ekonomie) SOUKROMÉ VLASTNICTVÍ

KOMUNITNÍ VLASTNICTVÍ

Dynamika tvorby bohatství

Umožňuje dynamickou tvorbu bohatství, rychlý růst, efektivní alokaci pomocí přesměrování zdroje k nejvyšší tržní nabídce.

Nižší dynamika kvůli omezené převoditelnosti práv a kolektivnímu vyjednávání o změnách – vytváří se čas na postupné přizpůsobení se měnícím se externím podmínkám.

Distribuce bohatství

Vytváří nerovnosti ve společnosti, počáteční distribuce práv významně ovlivňuje další možnosti jednotlivců.

Nižší majetkové rozdíly zajišťují udržitelnost režimu a lepší vztahy v komunitě.

Vyvolává externality a řeší je s velkými obtížemi.

Vedlejší nezamýšlené efekty jsou automaticky internalizovány a řešeny v rámci komunity vlastníků.

Tvorba sociálního kapitálu (sdílených hodnot)

Na trzích jsou vztahy aktérů anonymní a krátkodobé – režim podporuje individuální racionalitu.

Vztahy aktérů jsou osobní a dlouhodobé – režim podporuje tvorbu silných komunit (identita, vzájemnost), nutnost komunikace posiluje důvěru, aktéři se vzájemně učí společné správě zdroje. Je akcentována společenská racionalita.

Schopnost reagovat na změny

Společná dohoda individuálních vlastníků v případě potřeby změny/úpravy pravidel je problematická (vysoké transakční náklady, nízká důvěra aj.).

Komunitní systém je schopen lépe reagovat na okamžité změny a (negativní) externí podněty a přiměřeně se adaptovat novým podmínkám.

Problém souladu (FIT)

V řadě případů není vhodné – dělí komplexní ekosystém na malé jednotky správy.

Je vhodnější – hranice režimu správy spíše odpovídají přírodním hranicím ekosystému.

Vazba na problém externalit

Zdroj: vlastní (čerpáno z Vatn, 2005; Young, 2002)

Přínosný je v této souvislosti dlouholetý empirický výzkum profesorky Elinor Ostrom, během něhož byly zmapovány desítky příkladů fungování komunitního vlastnictví se

49

zaměřením na dlouhodobě stabilní a environmentálně udržitelné systémy. Ostrom ukázala, že kromě privatizace či zestátnění [obojí viz Hardin, 1968] existuje třetí cesta, jak zabránit degradaci přírodních zdrojů, ke kterým je fakticky volný přístup. Touto třetí cestou je ponechání (či navrácení) zdroje do správy lokální komunity, jenž si následně sama vytváří potřebné instituce (pravidla čerpání, monitorovací a sankční systémy aj.). Ostrom svými pracemi modifikovala závěry teorie kolektivní volby [viz zejména Olson, 1971], jelikož prokázala, že jednotlivci jsou schopni za určitých podmínek sledovat společenské cíle (tj. prosazovat kooperativní strategie), a že tak dosahují lepších výsledků, než nástroje vládní regulace přijaté na centrální úrovni a implementované zvenčí. Komunitní vlastnictví je tedy reálnou alternativou vůči ostatním režimům správy, zejména pokud se jedná o zdroje menšího rozsahu (do 15 000 potenciálních uživatelů), jejichž kvalita je pro přežití komunit klíčová. Komunity by měly mít stabilní populaci a vyvinutý systém silných etických norem (tj. toho, co je či není správné chování v komunitě) [Ostrom, 2006]. Z uvedeného vyplývá, že úspěšné fungování tohoto režimu správy závisí na řadě omezujících podmínek.37 Sama Ostrom uvádí, že komunitní vlastnictví není samospasitelné a že je vždy nutné studovat lokální situaci. Navíc se nutné věnovat pozornost kombinaci typu vlastnictví s pravidly užívání, které významně ovlivňují efektivnost fungování celého režimu. Pro řadu jiných autorů však komunitní vlastnictví preferovanou alternativu před státním či soukromým vlastnictvím, např. proto, že lépe slaďuje zájmy jednotlivců a podporuje dlouhodobé investice do přírodních zdrojů [Vatn, 2005]. Komunitní vlastnictví také nejlépe odpovídá prosazované společenské racionalitě (lidé jsou schopni jednat ve jménu společného zájmu). Existující instituce (pravidla, normy chování) ovlivňují hodnotové škály jednotlivců. Těžiště ekologické institucionální ekonomie tak v současné době spočívá především „ve studiu podmínek, za kterých lze pomocí dobrovolného kolektivního jednání dosáhnout udržitelné správy a užívání přírodních zdrojů, a identifikaci principů charakterizujících úspěšné režimy správy“ [Paavola, 2007: 93].

37

Ostrom na základě studia úspěšných (tj. dlouhodobě dobře fungujících) režimů shrnuje následující vysledované principy: 1) hranice jsou jasně vymezeny (tj. je zřejmé, kdo má či nemá přístup ke zdroji), 2) uživatelská práva členů komunity jsou vymezena, 3) většina účastníků, na něž pravidla dopadají, se účastní rozhodování o jejich modifikaci, 4) kontroloři pravidel podléhají přímo uživatelům nebo je vytvořen interní systém kontroly, 5) sankce jsou odstupňované a ve své základní úrovni relativně nízké (dostatečným trestem je ztráta dobrého jména v komunitě), 6) konflikty se řeší s nízkými náklady, 7) právo vlastníků na změnu institucí není limitováno působením externí vládní autority [Ostrom, 2006].

50

3.3.2

Jak určit vhodné instituce?

Upřednostňování komunitního vlastnictví přírodních zdrojů je zřejmé, avšak jeho absolutní nadřazenost ostatním režimům správy je autory relativizována. Otázka optimálních institucí z úvodu kapitoly tedy stále nebyla uspokojivě zodpovězena. Uvedli jsme názor, že nelze preferovat jeden typ institucionálního uspořádání bez ohledu na kontext. Ptáme se tedy, pomocí jakých nástrojů či na základě jakých obecných principů (pokud vůbec) lze vhodnost institucí v konkrétním případě určit. Vatn v této souvislosti nabízí pomůcku v podobě třídimenzionálního modelu pro rozhodování o vhodném režimu správy (viz obr. 3). Čím je přírodní zdroj komplexnější (tj. čím je obtížnější oddělit jednotlivé toky užitků), čím více jednotlivci o jeho užití komunikují a jednají ve shodě a čím více je uplatňována společenská racionalita, tím méně je vhodné soukromé vlastnictví a naopak [Vatn, 2005].

obr. 3: Tři klíčové dimenze pro rozhodování o režimech správy

Společenská Kooperativní

Racionalita

Individuální

Lidské jednání

Účelové Jednoduché systémy Jednotlivé části

Statky/externí svět

Komplexní systémy Obecní pastvina

Zdroj: Vatn, 2005

Obecně lze tedy říci, že u komplexních přírodních zdrojů, jež poskytují celou řadu vzájemně provázaných toků užitků a jež lidé navíc chápou jako společné bohatství, je nutné vytvořit prostor pro určitý dialog mezi uživateli. Tento dialog hraje významnou roli v rámci komunitního vlastnictví a v omezené míře existuje i v rámci státního vlastnictví přírodních zdrojů. Dialog pomáhá slaďovat protichůdné zájmy a zlepšuje

51

správu zdroje jakožto kolektivního statku [Vatn, 2005]. Požadavek dialogu reflektuje v současnosti prosazovaný koncept víceúrovňové správy přírodních zdrojů (multi-level governance)38, který je zaváděn v rámci ekologické politiky Evropské unie (viz dále vodní politika v kap. 3.5). Není však uplatňování společenské racionality a komunikace o využití zdroje spíše důsledkem existence komunitního či státního vlastnictví než důvodem pro jeho ustanovení? A jaké (pokud ne všechny) přírodní zdroje můžeme označit za komplexní? Praktická využitelnost představeného modelu jako podkladu pro rozhodování není z výše uvedeného zřejmá. Někteří představitelé ekologické institucionální ekonomie však podotýkají, že není nutné se zabývat tím, jaké instituce jsou efektivní (či optimální)39, ale tím, „jaké zájmy a hodnoty mají být chráněny – tj. jakou společnost chceme pomocí režimů správy vytvořit“ [Vatn, 2005: 267]. Výběr vhodných režimů správy je otázkou morálních soudů [Paavola, 2007]. Režimy správy přírodních zdrojů tedy nejsou hodnotově neutrální.40 Jak jsme již uvedli, společnost musí vést dialog o tom, jaké instituce v souvislosti s ochranou životního prostředí považuje za spravedlivé vytvořit. Současné institucionální struktury jsou přitom označovány za nevhodné k řešení naléhavých ekologických problémů a selhávají při zajištění dlouhodobé udržitelnosti [Vatn, 2005]. Kritika se snáší na centrálně řízené režimy správy (státní vlastnictví bez zapojení lokálních aktérů) i na nadměrné protežování (mezinárodních) trhů, jenž jsou označovány za příčinu vyčerpávání surovin. V návaznosti na analýzu fungujících historických režimů správy kolektivních statků provedenou Elinor Ostrom se nabízí otázka, zda lze za optimální považovat takové instituce, které přežily v čase. Ostrom však tento závěr sama odmítá: „Neříkám, že instituce ustanovené v představených příkladech jsou v nějakém smyslu ‘optimální’. Přihlédneme-li k vysoké míře nejistoty a k problémům s měřením nákladů a užitků, bylo by ve skutečnosti velmi obtížné odvodit smysluplné měřítko optimality“ [Ostrom, 2006: 60].

38

Víceúrovňová správa přírodních zdrojů zahrnuje tvorbu a implementaci politik s pomocí politických aktérů fungujících na různých úrovních správy (evropské, národní, regionální, lokální) [Governat, 2007]. Velký důraz se klade na aktivní zapojení zainteresovaných stran (lokální aktéři dotčení regulací), dialog a konsensuální řešení konfliktů (více viz kap. 3.5). 39 Kritérium efektivnosti či optimality není v rámci uvedeného směru na rozdíl od environmentální ekonomie příliš rozpracováno. 40 K hodnotové neutralitě dále Vatn podotýká: „Jak jsme viděli, neoklasická ekonomie měla ambice být hodnotově neutrální. Avšak ochrana zájmů je klíčový problém alokace zdrojů a hlavní aspekt jakéhokoliv typu vlastnictví. Režimy správy jsou hodnotově neutrální pouze v okamžiku, jsou-li transakční náklady nulové a preference se nemění, stejně jako se nemění distribuce nákladů, bohatství a moci. Tyto předpoklady samozřejmě nejsou relevantní pro situace reálného světa“ [Vatn, 2005: 267].

52

Existenci měřítka optimality či kritéria efektivnosti nepovažuje pro evaluaci institucí za nezbytnou.41 Na druhou stranu Oran Young tvrdí, že určitý systém správy by pravděpodobně nepřežil, pokud by nepřinášel dobré výsledky z hlediska udržitelnosti ekosystémů [Young, 2002]. Young dále definuje tři aspekty, ke kterým by mělo být při analýze institucí přihlíženo. První dva aspekty jsou také využívány jako hodnotící kritéria pro definování vhodných institucí. Jedná se o [Young, 2002]: a) problém souladu institucí s ekosystémem (FIT), b) problém vertikální či horizontální souhry institucí (INTERPLAY) a c) problém rozsahu (SCALE).42 Chceme-li dosáhnout udržitelného využívání přírodního zdroje, měli bychom zajistit, aby lidmi vytvořený režim správy byl kompatibilní s dotčeným ekosystémem. Tento soulad (FIT) je určen především místně – např. voda by měla být spravována podle hydrologických jednotek povodí, migrující druhy ryb by měly být loveny s ohledem na všechna jejich stanoviště. Jinými slovy režim správy by měl pokrývat stejnou geografickou oblast jako přírodní zdroj. Lidské jednání je také nutné přizpůsobovat přirozeným cyklům ekosystémů (např. obdobím tření ryb) apod. Pokud se tak neděje, vznikají lokální externality, ze situace profitují černí pasažéři a jsou poškozovány třetí osoby nacházející se mimo dosah odpovědných institucí [Moss, 2007]. Krom toho režimy správy přírodních zdrojů jsou v interakci s dalšími institucemi, nefungují izolovaně. Je snaha minimalizovat protichůdné vlivy různých institucionálních struktur na stejné úrovni a dosáhnout souhry institucí (INTERPLAY) na různých úrovních. Zavedení nových institucí bez ohledu na problém souhry nemusí vést k očekávaným výsledkům, pokud různé institucionální struktury sledují protichůdné cíle [Young, 2002]. Dobrým příkladem nízké míry institucionální souhry v ČR je existence izolovaných režimů správy vod, ochrany přírody a krajiny a územního plánování [Čamrová, 2006]. Z uvedených kritérií lze konečně odvodit dvě základní doporučení pro vhodné či optimální instituce: 1) režim správy musí respektovat „potřeby“ ekosystému, 2) režim 41

Jak dále Ostrom uvádí, to, zda lze či nelze dlouhodobé instituce považovat za efektivní, závisí na přijatých předpokladech. Pokud vyloučíme transakční a informační náklady, pak žádná z existujících institucí nemůže být považována za optimální či efektivní. Naopak, pokud existenci transakčních a informačních nákladů jakožto fixních bariér připustíme, mohou být všechny dlouhodobé instituce automaticky považovány za efektivní. Ani jeden z pohledů však není pro hodnocení institucí vhodnou pomůckou [Ostrom, 2006]. 42 Problém rozsahu nebude dále blíže specifikován, jelikož z něj neplyne jednoznačné hodnotící kritérium pro zavádění režimů správy.

53

správy přírodního zdroje nesmí opomíjet nutnost souhry s ostatními institucemi. Jak však podotýká Young, i přesto, že tato pravidla známe, existuje nadále řada „nevhodných“ režimů správy. To je způsobeno zejména našimi nedostatečnými znalostmi (ekosystémy je často obtížné přesně vymezit), ale také politickými faktory (změna institucí je obtížně prosaditelná kvůli rent-seekingu) [Young, 2002]. Na závěr kapitoly shrneme poznatky a doporučení ekologické institucionální ekonomie o podobě vhodných či optimálních institucí pro správu přírodních zdrojů: Bez empirických podkladů o konkrétní situaci není možné rozhodnout, jaký typ institucionálního rámce (soukromý, komunitní, státní) je vhodný. Univerzální měřítko optimality neexistuje, vždy záleží na kontextu. Přijmeme-li předpoklad, že přírodní zdroje mají komplexní charakter, pak se jako nevhodný režim správy jeví soukromé vlastnictví. Budeme-li respektovat jeden z klíčových principů úspěšných režimů správy odhalený Ostrom – tj. uživatelé zdroje se sami aktivně účastní rozhodování o modifikaci pravidel užití – pak je nevhodným režimem centrálně regulované státní vlastnictví. Lze tedy uzavřít, že režim správy přírodního zdroje by měl respektovat hranice ekosystému, měl být integrální součástí celkového institucionálního rámce a měl by obsahovat prvky víceúrovňové správy (dialog, konsensuální rozhodování). Rozhodnutí o tom, jaký režim správy je v konkrétním případě vhodný, náleží dle Younga zkušenému vědci orientovanému na praktické fungování institucí. Vždy se však jedná o subjektivní posouzení situace [Young, 2002]. Překážkou implementace konkrétního návrhu do praxe jsou politické tlaky, s nimiž je nutné počítat. Jak bude dále patrné z praktického příkladu v kap. 3.5, v realitě se v duchu této teorie zavádějí režimy, kombinující prvky centrálně stanovených cílů ekologické politiky a lokálního rozhodování o nástrojích k jejich dosažení při respektování pravidla „FIT“ pro design institucionálního rámce.

3.3.3

Kdo je hybnou silou změny institucí?

Ať již jsou doporučení ke změně či zavedení nových institucí jakákoliv, představitelé ekologické institucionální ekonomie si jsou vědomi překážek jejich implementace a následného prosazování. Změna institucí je přitom hlavním doporučením při řešení ekologických problémů. Je proto nutné se zabývat tím, kdo a za jakých podmínek tuto změnu iniciuje. Institucionální změna je nákladný proces, iniciátor proto musí nést náklady transformace a následné náklady monitoringu a prosazovaní nových pravidel. Institucionální změna je rovněž spojená s redistribucí toků užitků, což ovlivňuje ochotu různých subjektů reformy podpořit. Obecně platí, že instituce jsou výsledkem

54

kolektivní volby.43 Jsou buď navrženy a prosazeny volenými zástupci společnosti (vládou, parlamentem) a prosazovány či chráněny státem, nebo vznikají spontánně „zespoda“ formou dohody mezi jednotlivci za účelem řešení konfliktů. Jejich tvůrci sami zajišťují i jejich prosazování [Furubotn, Richter, 2005]. Nejprve uvažujme situaci obecní samosprávy kolektivních statků (případy studované Ostrom). Změna institucí je iniciována a prosazena přímo uživateli přírodního zdroje a představuje kolektivní dilema druhého řádu – tj. z úpravy pravidel budou mít užitek všichni, ale někdo musí podstoupit náklady na jejich projednání a prosazení [Bates in Ostrom, 2006]. Ostrom na praktických příkladech ilustruje, jakým způsobem může být proces změny institucí organizován. Předpokládáme-li izolovanou komunitu (bez možnosti intervencí externí autority), bude proces změny institucí tím úspěšnější, čím více platí následující podmínky: a) většina uživatelů sdílí stejnou obavu z budoucích ztrát v důsledku degradace zdroje, b) většina uživatelů bude změnou institucí stejně ovlivněna, c) většina uživatelů má nízkou diskontní míru, d) náklady na získání informací, transformaci a prosazení změn jsou nízké, e) komunita je spíše menší a stabilní [Ostrom, 2006]. Uživatelé zdroje porovnávají své současné a budoucí čisté užitky a za uvedených podmínek (zejména ad a) jsou ochotni podpořit i opatření redukující současnou spotřebu ve prospěch budoucí spotřeby. Důležitou roli hraje opět dialog – tj. ustanovení poradních fór, veřejné sdílení významných informací – který usnadňuje konsensus. Neplatí tedy, že transakční náklady vyjednávání jsou v případě komunitního vlastnictví prohibitivní. Nositelem těchto nákladů je samotná komunita, v rámci které je změna iniciována. Ve většině případů není komunitní vlastnictví konkrétního zdroje izolováno od okolního světa. Do činnosti komunity mohou zasahovat (a často také zasahují) externí aktéři. Pozitivním efektem externího zásahu státních úřadů je např. uznatelnost legitimity komunitního vlastnictví (a tedy podpora při vyloučení potenciálních uživatelů vně komunity) nebo snížení nákladů na získání expertních znalostí o přírodním zdroji. Naopak snahy o násilnou implementaci externích pravidel mají na samosprávné režimy většinou negativní vliv [Ostrom, 2006]. Otázkou tedy je, nakolik jsou vládní autority ve vztahu těmto režimům osvícené. Druhou, častější situací je změna institucí provedená státním aparátem. Ta je realizována především za účelem snížení transakčních nákladů (zvýšení efektivnosti) fungování institucí [Furubotn, Richter, 2005] nebo kvůli tlaku na přerozdělení moci a 43

Ostrom uvádí, že i konkurenční trh je sám o sobě veřejným statkem. Ve chvíli, kdy již byl vytvořen, ostatní lidé na něj mohou vstoupit a využívat jeho výhod (existuje motiv černého pasažéra). Žádný trh rovněž nemůže dlouho přežít bez podpory veřejných institucí [Ostrom, 2006].

55

bohatství [Bromley, 1991]. Zatímco v případě spontánní změny institucí muselo dojít z pohledu uživatelů zdroje ke zlepšení jejich pozice (k realizaci čistého užitku), zde je situace jiná. Vazba mezi uživateli přírodního zdroje a regulátorem je nepřímá. Uživatelé nemusí nutně změnu institucí iniciovat a nejsou ani nositeli transformačních nákladů. Stát má možnost podporovat různé zájmy a hodnoty a jeho rozhodnutí jsou v realitě často ovlivněna zájmovými skupinami [Vatn, 2005]. I přes konstatování těchto skutečností není role státu jakožto tvůrce a garanta institucionálního rámce významně zpochybňována. Stát rozhoduje, co komu patří (i např. jaké zdroje budou ponechány v komunitním vlastnictví). Jak dále uvádí Vatn, legitimitu pro svá rozhodnutí získává stát od občanské společnosti. „Alokační instrument (režim správy) ani vedoucí struktura (stát) nemůže poskytnout podklad pro evaluaci toho, jaké hodnoty mají být prosazovány. Klíčovým prvkem občanské společnosti je kombinace otevřeného dialogu a občanského uvědomění si důležitých hodnot a zájmů, jež mají být chráněny“ [Vatn, 2005: 422].

Zatímco Vatn je ohledně vlivu občanské společnosti na rozhodování státu optimistou, Young označuje dobývání renty za jeden z hlavních problémů nesprávného nastavení existujících režimů správy [Young, 2002]. Celkově lze uzavřít, že představitelé ekologické institucionální ekonomie nezaujímají vůči otázce nositele institucionální změny jednoznačné stanovisko. Obdobně jako u problému optimálního režimu správy preferují popis konkrétního případu a konstatují, jakým způsobem a s jakými dopady byla změna institucí provedena. Je zřejmé, že státním aparátem realizovaná změna institucí je náchylná k selháním (např. redistribuce ve prospěch nositelů koncentrovaných zájmů, naplnění konceptu kolektivního dilematu druhého řádu). Avšak vychází se z toho, že v současné společnosti nelze bez státního zásahu (či bez tolerance státní moci) změnu režimů správy přírodních zdrojů uvažovat. Stát by tedy měl podporovat fungování lokálních komunit spravujících kolektivní statky, jelikož tyto komunity je snadné zničit, avšak obtížné znovu vytvořit [Ostrom, 2006]. Stát by jako majoritní tvůrce pravidel hry měl rovněž podporovat prvky konsensuální správy kolektivních přírodních zdrojů a provádět institucionální změny respektující kritéria udržitelnosti z předchozí kapitoly [Young, 2002, Vatn, 2005].

3.4

Rekapitulace poznatků o roli etiky

Etickým aspektům ekologické institucionální ekonomie jsme několikrát věnovali prostor v předchozím textu. V rámci této kapitoly provedeme stručnou rekapitulaci uvedených poznatků.

56

Je zřejmé, že ve sledované teorii se mísí ekocentrismus ekologické ekonomie s přehodnocením individuální racionality institucionálních ekonomických směrů. V důsledku ekocentrismu dochází k akceptaci jiných než subjektivních lidských hodnot (např. existenčních hodnot ekosystémů, morálních postavení zvířat, aj.). Etickým požadavkem je pak ekologická udržitelnost a udržitelný rozvoj lidské společnosti [Van den Bergh, 1996]. Akceptace vnějších hodnotových systémů oslabuje význam individuální volby. Racionalita jednotlivce je omezená a jeho rozhodování ve vztahu k přírodním zdrojům nezohledňuje komplexní vazby. Individuální (sobecké) cíle proto musí být podřízeny společenským hodnotám – jak uvádí Vatn: „... nejsou to jen individuální preference, co se počítá, ale také záleží na tom, co je považováno za správné či vhodné v určité situaci“ [Vatn, 2005: 114]. Implicitním předpokladem je, že „správnou“ společenskou volbou je v tomto případě vyšší než současná míra ochrany životního prostředí. Jelikož i formulace společenských cílů probíhá v prostředí nejistoty o ekosystémových vazbách a negativních dopadech lidské činnosti (tzn. neznáme optimální řešení), jsou významnými principy ekologické ekonomie předběžná opatrnost a zachování bezpečnostních minimálních standardů [Van den Bergh, 1996]. Požadavek stanovení a naplňování vhodných společenských cílů má ostře normativní dikci. Je důvodné se ptát, kdo cíle vytváří (vědecká obec?) a kdo je prosazuje (vláda, parlament?) a jaký má zájem na jejich naplnění. Ekologická institucionální ekonomie tedy není, ani ze své podstaty nemůže být hodnotově neutrální disciplínou. Řada autorů však nepovažuje tuto skutečnost za překážku formulace vědeckých závěrů – např. již pouhé rozhodování o volbě režimu správy přírodního zdroje s sebou nese hodnotový soud o tom, čí zájmy budou ochráněny. Hodnotová neutralita společenských věd je tudíž fikcí [Vatn, 2005].44 Výsledkem tohoto přístupu je setření hranice mezi pozitivní a normativní ekonomickou analýzou, které ještě věnovali pozornost environmentální ekonomové. Část vědeckých závěrů ekologických institucionálních ekonomů, podložených empirickými pozorováními (viz např. výzkum Ostrom), lze označit za pozitivní, jelikož se primárně jedná o popis sledovaných skutečností a agregace a závěry jsou prováděny pouze na základě těchto pozorování. Jakýkoliv pokus o zobecnění či formulaci doporučení pro situace vně sledovaných typů případů je však zatížen

44

Jak podotýká např. Samuelson, s normativními výroky ekonomické analýzy je spojen zásadní problém: „Je možno se o nich přít, ale nikdy je nemůže vyřešit věda nebo odvolání se na fakta. Neexistuje prostě žádná správná nebo nesprávná odpověď na otázku, jak vysoká by měla být inflace, zda by měla společnost pomáhat chudým, nebo kolik by měla vydávat na obranu“ [Samuelson, 1991: 11].

57

nebezpečím vnášení subjektivních hodnotových soudů, což ostatně připouští i sami autoři (viz dříve Young). Představitelé ekologické institucionální ekonomie se stejně jako environmentální ekonomové často odvolávají na „společenský dialog“ či „společenskou volbu“, které nám pomáhají určit, jaké jednání je ve vztahu k přírodním zdrojům správné. I tato volba je však sama o sobě normativní pozicí, jelikož není ve většině případů realizována konsensuálně všemi členy společnosti. Jedná se v lepším případě o prosazení zájmu většiny nebo v rámci problematiky životního prostředí spíše o zájmy organizovaných zájmových skupin. Neplatí implicitní předpoklad, že pomocí společenské volby (institucionalizované zpravidla do formy vládního rozhodnutí) je naplňováno veřejné blaho (více viz kap. 4.1).

3.5

Institucionální reforma podle Rámcové směrnice o vodě

Ekologická institucionální ekonomie přichází s několika doporučeními pro vhodné režimy správy přírodních zdrojů, jež mají zajistit dlouhodobě udržitelné užívání těchto zdrojů. Konkrétně se jedná o pravidlo souladu (FIT) institucí s ekosystémem, pravidlo souhry (INTERPLAY) mezi institucemi a požadavek víceúrovňové správy. V praktické kapitole ukážeme, jak jsou tato doporučení implementována do ekologické politiky EU a jaká jsou slabá místa doporučovaných atributů režimu správy vod. Zaměříme se na reformu institucí navrženou Směrnicí č. 2000/60/ES Evropského parlamentu a Rady, ustavující rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky (dále jen Rámcová směrnice o vodě). Iniciátorem reformy se staly orgány Evropského společenství. Reforma institucí proběhla krátce po přijetí směrnice v roce 2000, přičemž princip víceúrovňové správy vody má být uplatňován průběžně (viz dále). V následujícím textu vysvětlíme podstatu institucionální reformy. Poukážeme na soulad s analyzovanou teorií a uvedeme některé poznatky týkající se praktického fungování nových institucí. Jelikož zavádění požadavků Rámcové směrnice o vodě doposud probíhá, nebylo možné provést vyhodnocení účinnosti nových institucí ve vztahu ke stanoveným ekologickým cílům.

3.5.1

Cíle směrnice a požadavky na změnu institucí

Rámcová směrnice o vodě je v současné době klíčovým právním předpisem vodní politiky EU. Jakožto nový předpis nahrazuje (či bude postupně nahrazovat) řadu

58

starších vodních směrnic ze 70. – 80. let.45 Evropské společenství do těchto směrnic zakotvilo velké množství legislativních nástrojů, které se prolínaly s národními předpisy v jednotlivých členských státech. Původním záměrem bylo stanovit prioritní užití konkrétních vodních zdrojů (vody ke koupání, k chovu ryb, k výrobě pitné vody aj.) a následně určit jejich minimální standardy kvality podle tohoto prioritního užití. Tím mělo být zamezeno konfliktům mezi různými protichůdnými zájmy užívání vody (např. koupání versus chov ryb). Požadavky jednotlivých směrnic však byly roztříštěné a kvůli nedostatečnému monitoringu obtížně kontrolovatelné. Některé problémové oblasti (jako např. ochrana podzemních vod, přeshraniční znečištění vod) zůstávaly nedořešeny [Lanz, Scheuer, 2000]. Z těchto důvodů iniciovala Evropská komise v polovině 90. let diskusi o podobě nové vodní politiky. Kromě Evropského parlamentu a Rady se do procesu zapojili i zástupci samospráv v jednotlivých zemích, významní uživatelé vody, nevládní organizace aj. Výsledkem diskuse bylo zformulování sedmi základních principů, podle kterých byla následně navržena nová Rámcová směrnice o vodě. Pro účely této práce jsou významné zejména dva z nich: a) zavést správu vod podle hydrologických povodí, b) zajistit vyšší míru participace veřejnosti [WISE, 2007]. Oběma principům se budeme v rámci této kapitoly podrobně věnovat. Zavádění Rámcové směrnice o vodě započalo v roce 2001 a bude probíhat až do roku 2015, kdy by měl být završen první cyklus plánování. Cílem směrnice je zlepšit stav vodních ekosystémů a zajistit trvale udržitelné užívání vod založené na dlouhodobé ochraně dosažitelných vodních zdrojů [Rámcová směrnice o vodě, 2000, Čl. 1]. Nástroji k dosažení těchto cílů jsou zejména vytvoření jednotného systému správy vod v celé Evropě, stanovení jednotných požadavků na kvalitu vodních útvarů, zavedení důsledného monitoringu a reálné nastavení cen za vodu (viz dříve kap. 2.4).

3.5.1.1 Správa vod podle hydrologických povodí Rámcová směrnice o vodě požaduje vymezení tzv. oblastí povodí v celé EU. To jsou hydrologické celky o takové velikosti, která umožní vytvořit efektivní organizaci odpovědnou za jejich správu. Např. v případě povodí Dunaje, které zasahuje území více než 13 států, není účelné stanovit jednu oblast povodí, jelikož účinná správa tak

45

Např. Směrnice o znečištění způsobeném nebezpečnými látkami vypouštěnými do vod (76/464/EEC) a další dceřiné směrnice se stanou součástí Rámcové směrnice o vodě a budou zrušeny do roku 2013, Směrnice o jakosti sladkých vod vyžadujících ochranu nebo zlepšení pro podporu života ryb (78/659/EEC) a Směrnice Rady 79/923/EEC o požadované jakosti měkkýšových vod budou v roce 2013 v důsledku existence nové legislativy zrušeny apod. [viz Lanz, Scheuer, 2000].

59

obrovského povodí není z politických a ekonomických důvodů možná. Směrnice proto stanoví kritéria, která by oblast povodí měla splňovat. Pro vymezení oblastí povodí je přípustné malá povodí sloučit nebo velká rozdělit (např. v ČR bylo vymezeno 8 oblastí povodí) [Chave, 2001]. V rámci každé samostatné oblasti povodí se následně provádí monitoring a plánování – tzn. hospodaření s vodou jako takové je založeno na těchto jednotkách povodí. Oblasti povodí mají své hranice podle hydrologických dispozic, a proto jdou napříč administrativním členěním území (obce, kraje, státy). Nad každou oblastí povodí má být ustanoven samostatný tzv. kompetentní orgán (úřad), který je odpovědný za stav vod a musí mít k dispozici pravomoci k dosažení vytyčených environmentálních cílů (tzv. dobrého stavu vod). Tuto funkci mohou převzít stávající organizace (podniky povodí, vodní komise, orgány ochrany životního prostředí), nebo je možné vytvořit zcela nové úřady. Je pouze nutné splnit podmínku, že každá oblast povodí bude řízena jako jediný a samostatný subjekt [Chave, 2001]. Rovněž celé (mezinárodní) povodí skládající se z několika oblastí povodí musí být řízeno samostatnou organizací jako jeden subjekt. Dílčí oblasti povodí se přiřazují k dané mezinárodní oblasti povodí [Rámcová směrnice o vodě, 2000, Čl. 3]. Tímto způsobem by mělo být zajištěno, že vodní zdroje v pramenných oblastech budou využívány s ohledem na potřeby uživatelů v dolních částech povodí, nikoliv na jejich úkor, a to i v případě, že povodí řeky přesahuje hranice jednoho členského státu. Zároveň by v důsledku přesunu pravomocí na orgány malých oblastí povodí či naopak na velkých mezinárodních povodích mělo dojít ke snížení přímého vlivu národních vlád na vodní politiku. Jako pozitivní příklady tohoto přístupu posloužily spolupráce členských států v povodích řek Mázy, Šeldy a zejména Rýna, kde byly v 80. – 90. letech realizovány úspěšné programy revitalizace a reintrodukce lososa [KluvánkováOravská, 2006]. Základním nástrojem pro rozhodování kompetentního orgánu je plán oblasti povodí. Tyto plány musí být vypracovány a schváleny do 9 let od nabytí účinnosti Rámcové směrnice o vodě (tj. do konce roku 2009). Kompetentní orgán v nich určí současné nedostatky ve stavu vodních útvarů (na základě porovnání s kvalitativními cíli jednotnými pro celou EU) a specifikuje konkrétní opatření k dosažení dobrého stavu vod v časovém horizontu do 15 let od přijetí Rámcové směrnice o vodě (tj. do konce roku 2015). Protože plán může ovlivnit život lidí v oblastech povodí tím, že např. stanoví přísnější pravidla kontroly jimi prováděných činností, anebo zavede povinnost platit nápravné či zlepšující práce, očekávají se v tomto směru rozsáhlé diskuse s veřejností [Chave, 2001; Rámcová směrnice o vodě, 2000, Čl. 13].

60

3.5.1.2 Účast veřejnosti Účast veřejnosti je nedílnou součástí celého procesu plánování. Má napomoci zvýšit veřejné povědomí o potřebě vodu chránit a začlenit do plánů různé zájmy a požadavky, týkající se šetrného využívání vody nebo naopak jejího neužívání či úspor. Smyslem účasti je tedy zejména informovat veřejnost a za její účasti vytvořit plány, které budou následně přijaty a naplňovány bez zásadních konfliktů (tj. budou realizovány bez zbytečných nákladů a prodlev). K připomínkám veřejnosti má být zpřístupněn přinejmenším: a) časový plán a program prací (v roce 2006), b) předběžný přehled významných vodohospodářských problémů (v roce 2007), c) návrh plánu oblastí povodí (v roce 2008). Směrnice výslovně neupravuje, jaký význam se má poskytnutým připomínkám přikládat. Je nutné vycházet z toho, že sice nejsou pro rozhodování závazné, avšak mělo by k nim být přihlíženo a měly by být vypořádány [Rámcová směrnice o vodě, 2000, Čl. 14]. Až potud se popsaný proces významně neliší od schvalování např. územních plánů či procesů EIA, v rámci kterých rovněž může dotčená veřejnost vznášet připomínky, jež jsou následně vypořádány. Implementační dokumenty Rámcové směrnice o vodě však dále rozlišují účast široké veřejnosti (viz výše) a aktivní účast zainteresovaných stran.46 Zainteresované strany jsou rovněž součástí široké veřejnosti a mohou zasílat připomínky, zároveň by se však na celém procesu plánování měly aktivně podílet. Rozdíl ve stupni zapojení znázorňuje přiložená tabulka.

46

Zainteresovanými stranami jsou např. veřejná správa, pracovníci výzkumných ústavů a jiní odborníci, uživatelé vody, vlastníci pozemků přilehlých vodním tokům (zejména zemědělci), v ČR rovněž vlastníci koryt vodních toků, místní či zájmové nevládní neziskové organizace a další subjekty, jejichž zájmy jsou plánováním dotčeny [Souhrnná strategie, 2007].

61

tab. 2: Stupně účasti veřejnosti a jejich metody INFORMACE

KONZULTACE

SPOLUÚČAST

SPOLUPRÁCE

DELEGOVÁNÍ

Veřejnost je informována.

Veřejnost je vyslyšena před tím, než je učiněno konečné rozhodnutí.

Veřejnost může ovlivňovat konečná rozhodnutí.

Veřejnost dává souhlas s rozhodnutím.

Veřejnost sama (zčásti) rozhoduje.

Metody: Vhazování zásilek, tisk, rozhlas, internet, výstavy, oběžníky, přednášky, exkurze.

Metody: Shromáždění stanovisek, termíny veřejných projednávání, ankety, rozhovory, aktivující dotazování, zahrnutí klíčových názorových skupin.

Metody: Pracovní skupiny, poradní grémia a fóra, komise pro plánování.

Metody: Lokální partnerství, kulaté stoly, mediace, spolupráce při obhajování stanovisek plánu.

Metody: Pracovní skupiny, lokální partnerství.

AKTIVNÍ ÚČAST

Zdroj: Creighton in Muro, 2006

Aktivní účast jde tedy nad rámec poskytování informací a konzultací a přiznává jednotlivým subjektům silnější účastnická práva. Podle pokynů k implementaci směrnice je aktivním zapojením „možnost zainteresovaných stran se aktivně podílet na procesu přípravy plánů formou diskuse o jednotlivých otázkách a příspěvků k jejich řešení. Zásadní pro aktivní zapojení veřejnosti je možnost účastníků proces ovlivňovat. To samozřejmě nemusí automaticky znamenat, že ponesou odpovědnost za vodní hospodářství“ [Souhrnná strategie, 2007: 17]. Jakou konkrétní podobu by měla aktivní účast mít, Rámcová směrnice o vodě nespecifikuje a konkretizaci přenechává národní legislativě, která má aktivní účast podpořit. Okruh aktivně zúčastněných zainteresovaných stran rovněž určují členské státy (v případě, že na národní úrovni není provedena specifikace aktivní účasti, pak výběr provádějí kompetentní orgány v oblastech povodí). Výběr musí probíhat jednak s přihlédnutím k odborné kompetenci a jednak tak, aby bylo zajištěno zastoupení pluralitních zájmů [Muro, 2006]. Silnou motivací k formálnímu zvýšení vlivu veřejnosti na správu statku „voda“ byla mimo jiné sílící kritika dosavadních centrálně plánovaných systémů. Kritici poukazovali na to, že stát a jeho instituce ztratily v posledních desetiletích na důvěryhodnosti, což vede k nižší akceptaci rozhodnutí prováděných státem. Požadavek větší účasti veřejnosti vychází z poznání, že plánování a rozhodování není pouze vědeckým, ale především politickým procesem. To znamená, že plánovaná rozhodnutí je nezbytné obhájit nejen na vědecké, ale i na společenské a politické úrovni. Nedostatky státních regulačních systémů jsou shrnuty do několika bodů [Beierle in Muro, 2006]:

62

•

veřejnosti scházejí vědomosti nebo je o ochraně životního prostředí nesprávně informována,

•

hodnoty a preference veřejnosti nejsou ze strany nositelů rozhodnutí dostatečně zohledňovány,

•

inovativní řešení se téměř nevyužívají,

•

chybí důvěra a tudíž i ochota akceptovat rozhodnutí státu ze strany těch, kteří nesou jeho dopady.

Má se za to, že tyto nedostatky mohou být pomocí informování a konzultací s veřejností zmírněny a pomocí diskusí a jiných forem aktivního zapojení hlavních zájmových skupin zcela překonány. Důsledkem účasti veřejnosti je pak transparentní a konsensuální správa vod v rámci dané oblasti povodí. Shrneme-li výše uvedené, Rámcová směrnice o vodě prosazuje myšlenku, že správa vod má být organizována spíše podle hydrologických jednotek než podle politickoadministrativních hranic. Tento způsob správy bývá nazýván integrovaný management povodí (integrated river basin management) [Moss, 2008], jelikož kromě problémů týkající se koryt vodních toků by měly být ve větší či menší míře řešeny i průřezové problémy v celé ploše sledovaného povodí. Přerozdělením pravomocí ve prospěch kompetentních orgánů má dojít k faktické decentralizaci vodní politiky na úroveň oblastí povodí. Nadřízenými orgány správ dílčích oblastí povodí by se měly stát pouze správy hlavních či mezinárodních povodí, koordinující užití vod od pramene řeky až po její ústí do moře.47 Takto ustanovená struktura institucí (i organizací) má za úkol naplňovat kvalitativní cíle pro jednotlivé typy vodních útvarů, jenž jsou stanoveny jednotně Evropskou komisí.48 Zvolené nástroje k dosažení těchto cílů jsou shrnuty v šestiletých plánech oblastí povodí, které jsou vytvářeny v úzké spolupráci s veřejností (zejména za aktivní participace hlavních zájmových skupin v povodí). V praxi je však již nyní možné identifikovat některé problémy, jež se týkají jak ustanovení kompetentních orgánů, tak reálného naplňování podmínky účasti veřejnosti.

47

Např. oblast povodí s názvem Horní Vltava je součástí mezinárodního povodí Labe, oblasti povodí Moravy jsou součástí mezinárodního povodí Dunaje, apod.. České kompetentní orgány (podniky Povodí – viz dále) tak podléhají mezinárodním komisím ustanoveným pro správu celého povodí Labe a Dunaje. 48 Nejedná se tedy o úplnou decentralizaci pravomocí ve smyslu stanovení cílů, ale pouze co do možností volby nástrojů. Voda zůstává statkem ve správě státu, viz preambule Rámcové směrnice o vodě: „Voda není komerčním produktem jako ostatní výrobky, ale spíše dědictvím, které musí být chráněno, střeženo a nakládáno s ním jako takovým“ [Rámcová směrnice o vodě, 2000].

63

Těmto problémům věnujeme následující kapitoly a diskutujeme jejich vliv na účinnost nové vodní politiky.

3.5.2

Problémy s implementací nového institucionálního rámce

Instituce navržené Rámcovou směrnicí o vodě se řídí požadavkem místního (geografického) souladu (FIT) mezi ekosystémem a režimem správy. Výhodou v případě vody je relativně snadné stanovení hranic oblastí povodí, i když vznikají dílčí problémy s vymezením podzemních zásobáren vody, které často neodpovídají hydrologickým povodím povrchových vod, a s umělými kanály přečerpávajícími vodu mezi povodími. Významnou komplikací je však zjištění, že dosažením uvedeného teritoriálního souladu správy vod s povodím se vytváří nový problém souhry (INTERPLAY) s ostatními institucemi. Jak uvádí Timothy Moss: „Tento problém může různými způsoby snižovat efektivnost fungování správ povodí. V prvé řadě je napadána jejich politická legitimita a odpovědnost. Kompetentní orgány se územně liší od demokraticky zvolených orgánů obecních a krajských samospráv, a tedy nemají vůči nim odpovědnost... Zadruhé, řešením hraničních problémů v rámci přímých institucí pro správu vod vytváříme nové hraniční problémy s takovými oblastmi politiky, jenž mají hlavní vliv na užití vody, jako je např. územní plánování, zemědělství, lesnictví, doprava a energetika“ [Moss, 2008].

Nově ustanovené kompetentní orgány mohou tedy narážet na režimy správy jiných přírodních zdrojů (půdy, biodiverzity aj.), jež významně ovlivňují kvalitu vody. Nejsouli správy všech těchto zdrojů koordinovány, cíle kvality vody nemusí být naplněny. Většina režimů správy přírodních zdrojů je přitom v současnosti organizována podle administrativních jednotek. Z tohoto důvodu Rámcová směrnice o vodě neobsahuje striktní požadavek na vytvoření zcela nových úřadů podle oblastí povodí, pokud je možné stanovené cíle naplnit se stávajícími organizacemi, jež jsou pouze vybaveny dodatečnými potřebnými pravomocemi [Moss, 2008].49 Kompetentní orgány by tedy měly být podle národnostních specifik navrženy tak, aby na jedné straně byly schopny spravovat oblast povodí s ohledem na její hydrologické charakteristiky, ale aby zároveň byly schopny řešit průřezové problémy v ploše povodí ve spolupráci s dalšími organizacemi (např. samosprávami obcí, orgány ochrany přírody a krajiny aj.).

49

Původní návrh směrnice obsahoval povinné ustanovení nových a relativně samostatných kompetentních orgánů nad jednotlivými oblastmi povodí. Na nátlak Německa však byla tato formulace změněna ve prospěch obecnějšího vymezení. Důvodem nátlaku byla obava z rozsáhlých institucionálních změn v německém vodním hospodářství, jež je organizováno ve třech úrovních (federální, zemské, lokální) podle administrativních hranic [Moss, 2008].

64

Otázkou je, zda je možné požadavků FIT a INTERPLAY dosáhnout zároveň, či zda aplikace jednoho principu vylučuje druhý. Moss k tomu uvádí, že dokonalého naplnění požadavku FIT není možné v praxi dosáhnout. Správa vod nemůže v realitě naplnit cíle ochrany vodních zdrojů samostatně, souhře institucí je nutné věnovat velkou pozornost [Moss, 2008]. Implementace nového institucionálního rámce je v zemích Evropské unie prováděna různými způsoby. Tento rámec by měl v každém případě respektovat požadavek, aby „hlavní organizace pověřená řešením vodohospodářských otázek pro určitou oblast povodí byla schopna za tuto oblast jasně rozhodovat“ [Chave, 2001: 24]. V opačném případě by došlo k popření smyslu celé reformy. Naplňování požadavku je proto jednodušší v zemích s historií správy vod podle hydrologických povodí (např. Francie a Velká Británie). Obtížnější byla situace např. v Německu, kde jsou pravomoci vodního hospodářství rozděleny mezi federální, zemskou a obecní úroveň. Byly zde diskutovány dva modely nové správy vod – a) vytvoření samostatných plánovacích svazů, na které by byly převedeny pravomoci i finanční zdroje, nebo b) vytvoření koordinačních orgánů mezi spolkovými zeměmi pouze pro ty oblasti povodí, které přesahují území jedné země. Jak uvádí M. Muro, „předností svazového modelu by jistě bylo vytvoření vlastní politické jednotky s rozhodovacími pravomocemi. Tím by byl proces plánování a správy značně usnadněn. Na druhé straně by takový model znamenal značnou ztrátu kompetencí zemí, komunálních účelových svazů a obcí. Nakonec bylo rozhodnuto pro koordinační model“ [Muro, 2006: 116-117]. Neméně zajímavá je situace v ČR, jejíž institucionální rámec vodního hospodářství jsme popsali v kap. 2.4.1. Jelikož se zde již od roku 1966 uplatňoval princip správy vodních zdrojů podle hydrologických povodí [Matula, 1998], nezpůsobilo vymezení oblastí povodí zásadní problém (existujících 5 povodí Vltavy, Ohře, Labe, Moravy a Odry bylo rozděleno na celkem 8 menších oblastí povodí). Kompetentními úřady se však nestaly správci povodí (5 státních podniků Povodí), ale na celostátní úrovni MŽP a MZE a na regionální úrovni kraje. Zatímco MŽP celý proces zavádění směrnice koordinuje a podává zprávy Evropské komisi, MZE je řídícím orgánem pro plánování v oblasti vod (v jednotlivých oblastech povodí zpracovávají požadované podklady podniky Povodí). Krajské úřady při tvorbě plánů oblastí povodí spolupracují a kraje v samostatné působnosti budou konečnou verzi plánů schvalovat. Všechny uvedené organizace jsou součástí vytvořených komisí pro plánování, které existují na celostátní úrovni i v jednotlivých oblastech povodí [MZE ČR, 2004]. Stejně jako Německo i ČR preferovala zachování současné organizační struktury – nedošlo např. ke sloučení pravomocí správců povodí a vodohospodářských úřadů,

65

nadále paralelně existují organizace pro správu drobných vodních toků (Lesy ČR, ZVHS), apod.. Odpovědnost za naplňování cílů směrnice budou mít v samostatné působnosti kraje, na celostátní úrovni pak MŽP. V procesu tvorby plánů oblastí povodí však doposud hrály hlavní roli podniky Povodí řízené MZE, jenž zpracovávaly expertní podklady, dílčí roli sehrála i Agentura ochrany přírody a krajiny pod MŽP. Vymezené oblasti povodí obvykle zasahují území několika krajů, krajské úřady a zastupitelé krajů proto musí sledovat plánovací procesy ve více oblastech povodí. Jelikož se v současné době nacházíme ve fázi sestavování prvních verzí plánů oblastí povodí, není zřejmé, do jaké míry se jednotlivé organizace budou podílet na návrzích konkrétních opatření k nápravě nevyhovujícího stavu vodních útvarů. Diskuse o tom, co je nutné udělat pro splnění environmentálních cílů Evropské komise a co je možné ve vymezeném šestiletém horizontu stihnout s ohledem na ekonomické a právní podmínky, dosud neproběhla. Je zřejmé, že úspěšnost zavádění požadavků Rámcové směrnice o vodě závisí na dobře provedené reformě institucí. Vzhledem k uvedeným skutečnostem se domníváme, že správa oblastí povodí jako samostatných celků bude v ČR dosažena jen s velkými obtížemi. Specifikem zavádění Rámcové směrnice o vodě v ČR je kromě jiného Plán hlavních povodí ČR, který má celostátní působnost (administrativní hranice) a vymyká se tak požadavkům směrnice na plánování podle oblastí povodí (hydrologické hranice).50 Plán hlavních povodí ČR je obhajován tvrzením, že stát musí prosazovat jednotnou vodní politiku na celém území státu [PHP ČR, 2007]. Priority stanovené v rámci této politiky bude financovat státní rozpočet, zatímco opatření obsažená pouze v plánech oblastí povodí budou muset uhradit kraje. Závazná část Plánu hlavních povodí ČR tedy narušuje nezávislost kompetentních orgánů na politice státu. Jak jsme uvedli – každá oblast povodí má být řízena jako jediný a samostatný subjekt a cíle k dosažení dobrého stavu vod mají být koordinovány pouze v rámci (mezinárodního) hydrologického povodí, do kterého oblast povodí spadá. Z uvedených příkladů vyplývá, že navrhovaná reforma institucí v řadě států nevyústí v ustanovení samostatného úřadu v každé oblasti povodí, který by zajišťoval všechny činnosti od zjišťování stavu vod, přes komunikaci s veřejností (viz dále), po sestavení plánu s návrhy opatření až po jeho následné naplňování. To by znamenalo značný zásah do současné organizační struktury (v ČR např. spojený s převedením pravomocí vodohospodářských úřadů na správce povodí, zrušením správců drobných vodních toků,

50

Oblasti povodí ČR rovněž spadají pod tři mezinárodní povodí Labe, Odry a Dunaje, z nichž každé je řízeno mezinárodní komisí.

66

aj.), který státy nejsou ochotny podstoupit.51 Ve většině států plynou kvůli veřejnému charakteru vody do tohoto sektoru značné dotace. Jak už bylo naznačeno, změny pravomocí znamenají zároveň i přesun veřejných prostředků mezi orgány veřejné správy, existuje proto silný tlak, aby zůstal zachová statusu quo. Rámcová směrnice o vodě uvádí, že jedním z úkolů kompetentních orgánů je provést ekonomickou analýzu a analýzu návratnosti nákladů, podle kterých mají být určeny reálné ceny vody. Tam, kde existují větší problémy s kvalitou vody, by ceny vodohospodářských služeb měly být logicky vyšší, neboť je nutné realizovat nákladnější opatření k dosažení dobrého stavu vod. Tento postup však implicitně předpokládá významné omezení dotací ze státního rozpočtu a větší samostatnost oblastí povodí i v otázce financování jejich správy. Situace v ČR opět této interpretaci směrnice neodpovídá. Významné investice obsažené v Plánu oblastí povodí ČR bude nadále financovat státní rozpočet. Ostatní opatření budou financována z rozpočtů různých krajů, ovšem dosud není zřejmé, jaká opatření to budou a jaký bude rozsah těchto zdrojů v porovnání se státními dotacemi. Významná diverzifikace cen vody podle jednotlivých oblastí povodí není považována za žádoucí, jelikož voda není komerční produkt a neměla by být předmětem konkurenčního boje mezi jednotlivými povodími.52 Nezbývá než uzavřít, že Rámcová směrnice o vodě přichází s ambiciózním plánem na unifikaci a depolitizaci správy vod v rámci celé EU, avšak z dostupných podkladů usuzujeme, že ani jednoho z těchto cílů nemusí být dosaženo. Pro srovnání vývoje ve všech státech EU bohužel chybějí podklady. Je však zřejmé, že velkou roli hraje existující institucionální rámec, jenž má být změněn, i ochota národních vlád změny provést. S ohledem na doporučení formulované ekologickými institucionálními ekonomy je zajímavé zjištění, že zavádění nových institucí respektující pravidlo souladu (FIT) v praxi umocňuje problém souhry (INTERPLAY). Přinejmenším v oblasti správy vod nelze obě podmínky naplnit současně. Zbývá prověřit funkčnost požadavku víceúrovňové správy, kterou se zabývá následující kapitola.

3.5.3

Problémy s účastí veřejnosti

Jak jsme již uvedli, víceúrovňová správa vody podle Rámcové směrnice o vodě zahrnuje stanovení environmentálních cílů Evropskou komisí a jejich naplňování nadnárodními organizacemi (u mezinárodních povodí) a lokálními organizacemi na 51

Zrušení Zemědělské vodohospodářské správy a převedení jejích pravomocí na státní podniky Povodí se již v minulosti diskutovalo (viz např. http://www.radio.cz/cz/clanek/55896), doposud bez konkrétních výsledků. 52 Rozhovor s prom. práv. Jaroslavou Nietscheovou, Povodí Vltavy, ze dne 14. 2. 2007.

67

úrovni oblastí povodí. Do procesu výběru vhodných nástrojů dále vstupuje široká veřejnost formou připomínkování stanovených dokumentů a zainteresované strany, aktivně prosazující své zájmy při sestavování plánů. Tímto způsobem by mělo dojít k vytvoření společné informační základny o zdroji a navržení konsensuálních či alespoň společensky akceptovatelných řešení. Jak zdůrazňují představitelé ekologické institucionální ekonomie, v průběhu vyjednávání je rovněž vytvářen společenský kapitál, jednotlivci uplatňují vůči sdílenému zdroji společenskou racionalitu. V této kapitole se zaměříme na praktické aspekty víceúrovňového modelu správy vod zaváděného Rámcovou směrnicí o vodě. Pozorovatelé celého procesu53 zdůrazňují, že úspěšné zapojení veřejnosti závisí na ochotě kompetentního orgánu účast veřejnosti zorganizovat a na historické zkušenosti obyvatel s angažováním se v otázkách ochrany či užití vody. Účast veřejnosti vyžaduje vynaložit dodatečné zdroje na propagaci plánovacího procesu a značné úsilí, aby se veřejnost zapojila. Nositelem těchto vyvolaných nákladů jsou kompetentní orgány. Zároveň však účast veřejnosti (zejména aktivní účast zainteresovaných skupin) limituje autoritativnost rozhodování úřadů – celý proces se stává průhlednější a více podléhá veřejné kontrole. To nemusí být ze strany úředníků vždy chápáno pozitivně, především tehdy, nemá-li účast veřejnosti na rozhodování v dané zemi dlouhou tradici. Existuje nebezpečí, že zákonné požadavky týkající se účasti veřejnosti budou naplněny pouze formálně [Muro, 2002]. Formulují se proto principy tzv. dobrých procesů plánování s účastí veřejnosti. Jedná je zejména o: a) včasné zahrnutí veřejnosti, b) poskytování srozumitelných informací bez rozdílu všem, c) vymezení jasných pravidel pro účast veřejnosti, d) aktivní vyzývání veřejnosti k účasti, e) zahrnutí všech zájmových skupin, aj. [Hemmati in Muro, 2006]. Podle těchto kritérií mohou být v budoucnu procesy zapojení veřejnosti hodnoceny. Jelikož v současné době nelze úspěšnost organizace veřejnosti v jednotlivých státech vyhodnotit, zaměříme pozornost na některé příklady řešení konfliktů v Německu, Velké Británii a Španělsku z období před implementací Rámcové směrnice o vodě a pokusíme se o dílčí srovnání se situací v ČR. Uvedené poznatky ze zahraničí vycházejí ze zpracovaných vědeckých prací na toto téma.54 Situace v ČR byla zmapována v rámci

53

Zejména mezinárodní vědecké výzkumné týmy (viz např. http://www.harmonicop.uos.de/ nebo http://www.governat.eu/). 54 Viz např. Muro, 2002, 2006; Maestu, 2005; MZE ČR, 2007b a další.

68

vzdělávacích projektů neziskové organizace IREAS zaměřených na úroveň zapojení veřejnosti do vodohospodářského plánování v roce 2007.55 Společným rysem všech zahraničních studií je vodohospodářský problém, jenž zasahuje do plochy povodí, tj. mimo rámec koryta vodního toku (např. revitalizace říční nivy, změna hospodaření na zemědělských pozemcích přiléhajících k vodnímu toku, ochrana mokřadních ekosystémů, aj.). Často se jedná o úmysl prosadit přírodě blízká opatření na úkor současného využití území. Potřeba koordinace zájmů správy vod, ochrany přírody a hospodářského využití území za účelem vyřešení konkrétního problému je tedy nezbytným krokem, jenž působí proti zablokování záměru určitou zájmovou skupinou. V Německu hrají tradičně silnou roli samosprávy měst či obcí, jež se snaží pro podporu svých záměrů aktivovat veřejnost [Muro, 2002], v některých západních evropských zemích byla účast veřejnosti na řešení problémů spojených s vodou uzákoněna již před příchodem Rámcové směrnice o vodě (např. Francie, Velká Británie) [Muro, 2006]. Vyhodnocení procesů vyjednávání potvrzují, že vynaložené prostředky přinášejí zejména u lokálních konfliktů pozitivní výsledky – tj. je dosaženo konsensu či sblížení protichůdných postojů, navržená opatření jsou (alespoň zčásti) implementována i přesto, že se původně zdála neprůchodná [MZE ČR, 2007b]. Situace ve španělském povodí Guadiany (kde se jednalo o konflikt využívání zásobáren podzemní vody – intenzivní zemědělství versus ochrana mokřadů) ukazuje, že opomenutí zapojení veřejnosti a vyloučení některých klíčových zájmů může vést k blokaci celého procesu sestavování plánů o využití zdroje, který je následně nutné opakovat [Maestu, 2005]. Z příkladů vyplývá, že západoevropské státy mají v oblasti zapojení veřejnosti do vodní politiky možnost navazovat na předchozí zkušenosti. Vzhledem k historickému vývoji lze očekávat vyšší míru angažování obyvatel ve věcech veřejných a stabilnější a lépe fungující neziskový sektor. Situace v ČR (ale i jiných státech východní Evropy) je odlišná. Vodní politika byla až doposud silně centralizovaná. Města a obce disponují nízkou úrovní znalostí, pravomocí i finančních prostředků. Veřejnost se po roce 1997 angažuje především v otázkách výstavby protipovodňových opatření (vyvíjí tlak na zastupitele samospráv), kontroverzní stavební akce monitorují (případně blokují) ekologické nevládní organizace. Účast veřejnosti i zainteresovaných stran na procesu plánování podle Rámcové směrnice o vodě je prozatím zanedbatelná.56 Existují rozpaky 55

Projekty OPRLZ „Lidé a voda oblasti povodí Moravy, Dyje a Horního a středního Labe“ (viz http://www.ireas.cz/cz/vyzkum_a_poradenstvi/vodni_hospodarstvi/params/273.html, 16. 1. 2008). 56 Viz prezentace představitelů podniků Povodí Moravy a Labe shrnující počty zaslaných připomínek k vodohospodářským problémům v roce 1997 (http://www.ireas.cz/projekty/pjk/stahuj/Foltyn_Zapojeniverejnosti-v-oblasti-povodi-Dyje.ppt, 16. 1. 2008; http://www.ireas.cz/projekty/ppk/stahuj/Jirasek_Planoblasti-povodi-Horniho-a-stredniho-Labe.ppt, 16. 1. 2008).

69

ze strany kompetentních orgánů, jak proces organizovat, přičemž tyto orgány na tento účel nedisponují dostatečnými finančními ani personálními zdroji. Široká veřejnost i většina zainteresovaných stran je doposud pasivní, jelikož nejsou zřejmé přímé dopady konkrétních opatření k dosažení dobrého stavu vod na jednotlivé uživatele. Aktivita ekologických nevládních organizací (jako jediné aktivní zainteresované strany) je kompetentními orgány přijímána na základě předchozích negativních zkušeností chladně, čímž vzniká u této skupiny dojem, že účast veřejnosti v ČR bude naplněna pouze formálně.57 Očekávaný společenský dialog a hledání konsensuálních řešení doposud neprobíhá. V návaznosti na příklady komunitních systémů správy, jež popisuje E. Ostrom, se domníváme, že účast veřejnosti podle Rámcové směrnice o vodě nastoluje odlišnou situaci, která snižuje potenciál pro úspěšnou realizaci konsensuální správy přírodního zdroje. Oblasti povodí jsou (alespoň v ČR) rozsáhlé a čítají v průměru přes milion obyvatel, jež je nutné oslovit a zapojit. Sounáležitost k oblastem povodí je spíše nízká kvůli historickému členění území na obce, okresy, kraje. Závislost obyvatel na zdroji je proměnlivá v závislosti na způsobu užití vody (např. dodávky pitné vody jsou garantovány zákonem58), skupina uživatelů je proto heterogenní. Nelze proto očekávat, že zapojení veřejnosti do plánování v oblasti vod za těchto podmínek vodní politiku v nejbližší době reálně ovlivní.

3.6

Závěr kapitoly

Ekologická institucionální ekonomie se zabývá praktickým fungováním režimů správy přírodních zdrojů. Cílem je odhalit takové instituce, které zajišťují trvale udržitelný management ekosystémů, a na základě těchto poznatků formulovat doporučení pro institucionální reformy stávajících režimů správy. Velký důraz je kladen na empirická pozorování fungujících forem vlastnictví a jejich jednotlivé atributy (způsoby monitoringu, sankcí, dosahování dohody aj.). V této souvislosti se zdůrazňuje význam komunitního vlastnictví kolektivních statků jako alternativy k soukromému a státnímu vlastnictví. Jednání jednotlivců v rámci režimů správy je vysvětlováno pomocí individuální kalkulace ztrát a užitků (Ostrom) i pomocí vlivu prostředí na členy

57

Rozhovor s Mgr. Michalem Krejčím, Unie pro řeku Moravu, ze dne 9. 1. 2008. Viz Zákon č. 274/2001 Sb., o vodovodech a kanalizacích pro veřejnou potřebu a o změně některých zákonů, který určuje povinnosti provozovatele vodovodu zajistit plynulé dodávky pitné vody 24 hodin denně a v případě výluky či havárie zajistit náhradní zásobování (§9). 58

70

sociálních skupin (Vatn) podle toho, jak jednotliví autoři přistupují k metodologickému individualismu či naopak kolektivismu. Představitelé ekologické institucionální ekonomie kritizují prvky neoklasické environmentální ekonomie – zejména absenci analýzy institucí a předpoklad nulových transakčních a informačních nákladů, díky kterému je možné modelovat řešení ekologických problémů na dokonale konkurenčních trzích. Tato řešení jsou však nepřevoditelná do reálného světa. Proti antropocentrismu environmentální ekonomie a individuální racionalitě staví ekologická institucionální ekonomie ekocentrismus a společenskou racionalitu. Ekonomické optimum znehodnocení životního prostředí je považováno za nedostatečnou míru ochrany přírodních zdrojů, zohledníme-li požadavek udržitelnosti ekosystémů. Závěrem empirických analýz představitelů této teorie je zjištění, že neexistují optimální instituce pro řešení všech ekologických problémů. Do podoby konkrétních doporučení, jak změnit existující režimy správy, je formulováno pouze několik principů extrahovaných z úspěšných příkladů (např. pravidla souhry, souladu a víceúrovňová správa). Autoři si však uvědomují, že institucionální změny jsou nákladné, nezabývají se proto tím, kdo by měl změny provést, spíše popisují situace, kdy a jak určité změny institucí reálně probíhají. Jelikož důležitou roli hraje v řadě těchto situací stát, závisí často na míře osvícenosti představitelů státu, jak budou změny institucí zavedeny do praxe. Reálná podoba institucí je pak utvářena vědeckou obcí (formuluje doporučení), tlakem společnosti na změny a schopností (ochotou) státního aparátu změny implementovat. Jako příklad konkrétního navrženého postupu jsme uvedli reformu institucí pro správu vod podle Rámcové směrnice o vodě. Soustředili jsme se na praktické zavádění pravidla souhry (FIT) institucí s ekosystémem a na princip víceúrovňové správy vod s důrazem na účast veřejnosti. Jelikož reforma institucí stále probíhá, nelze vyhodnotit její dopad na kvalitu vod a vodních ekosystémů. Z dosavadní praxe je však zřejmé, že národní státy přistupují k požadovaným změnám institucí spíše pragmaticky a preferují mírnější zásahy do existující institucionální struktury před důslednou aplikací pravidla souhry institucí s ekosystémem. V ČR rovněž zůstala část politické odpovědnosti za plánování centralizována. Princip víceúrovňové správy přírodních zdrojů (tj. plnohodnotné zapojení veřejnosti) je pak v českých podmínkách novým prvkem, kterému není prozatím přikládán odpovídající důraz, a to jak ze strany státní správy, tak většiny veřejnosti. Všechny tyto praktické aspekty oslabují reálnou funkčnost pro-forma zavedených nových pravidel, jež kopírují požadavky představitelů sledovaného směru.

71

4

Tržní přístupy k ochraně životního prostředí – selhání vlády a obhajoba soukromého vlastnictví

Třetím a posledním myšlenkovým směrem, kterým se budeme v této práci zabývat, jsou tržní přístupy k ochraně životního prostředí. Jejich představitelé obhajují tvrzení, že trh ochrání životní prostředí ve většině případů lépe než vládní regulace, kterou prosazují především environmentální ekonomové. Pokud tedy chceme zlepšit kvalitu přírodních zdrojů, nezbývá než spoléhat na svobodné jednání jednotlivců a vytvořit v této oblasti podmínky pro fungování trhů [Anderson, Leal, 2001]. Jak uvádí W. Block: „Jinými slovy tvrdíme, že lze vyřešit problémy znečištění životního prostředí tím, že se budeme opírat o stejné jednání a motivace jednotlivých lidí, které jsou příčinou ekonomického růstu a rozvoje společnosti. Hlavní hybnou silou tohoto řešení je využití obrovského potenciálu ‘sobeckého’ zájmu jednotlivců“ [Block, 2007: 283].

Sobeckým zájmem jednotlivce je snaha o zvýšení jeho individuálního blahobytu. To se ve světě vzácných statků děje při absenci konfliktu pomocí dobrovolné směny na trzích. Nezbytnou podmínkou pro fungování trhů v oblasti životního prostředí je vymezení individuálních vlastnických práv k přírodním zdrojům, jejich garance v dlouhém období a volná převoditelnost. Vlastnictvím se rozumí výhradní kontrola a užívání vlastněných statků jedním nebo více vlastníky [Rothbard, 2005]. V následujícím textu budeme výrazy (individuální) vlastnická práva a soukromé vlastnictví používat jako synonyma. Součástí tržních přístupů k ochraně životního prostředí je důkladná analýza vládních selhání [Anderson, Leal, 2001]. Jako tržní přístupy k ochraně životního prostředí v této práci označujeme rakouskou ekonomii životního prostředí v současnosti reprezentovanou především W. Blockem a R. Cordatem (dříve také M. Rothbardem) a dále Andersonův tržní přístup k ochraně životního prostředí (free market environmentalism), ke kterému se kromě T. Andersona hlásí J. Baden, R. Stroup, R. Meiners, B. Yandle a další.59 Oba přístupy staví na poznatcích rakouské ekonomické školy (tj. zejména na C. Mengerovi, A. Hayekovi, L. Misesovi aj.), jež od 50. let přichází s kritikou neoklasické teorie blahobytu a později i environmentální ekonomie [Rothbard, 1956; Brownstein, 1980; Cordato, 1992, 2004]. Dílčí inspiraci Andersonovu přístupu poskytly myšlenky školy veřejné volby a nové institucionální ekonomie [Anderson, Shaw, 2008]. Oba tržní přístupy se v řadě bodů prolínají a dochází k obdobným závěrům ohledně vhodného režimu správy přírodních

59

V ČR viz syntéza obou přístupů in Urbanová, Šíma, 2004.

72

zdrojů. V rámci této kapitoly je proto představíme společně a včas upozorníme na jejich dílčí odlišnosti (viz zejména kap. 4.2 a 4.3). V kapitole představíme jak metodologické základy rakouské školy, tak z nich vyplývající implikace pro oblast ochrany životního prostředí, s nimiž přichází tržní přístupy k ochraně životního prostředí. Budeme se zabývat kritikou neoklasické environmentální ekonomie a stejně jako v předešlých kapitolách zmíníme postoje jednotlivých autorů k roli etiky v ekonomii. V praktické části ukážeme fungování individuálních vlastnických práv ve vztahu k vodě v USA na přelomu 19. – 20. století. V evropském kontextu se zmíníme o soukromých právech k drobným vodním tokům ve Velké Británii. Společným rysem obou příkladů je návaznost na systém anglosaského zvykového práva.

4.1

Kritika neoklasické pozice

Stejně jako tomu bylo v případě ekologické institucionální ekonomie, podrobují představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí neoklasickou environmentální ekonomii ostré kritice a přinášejí vlastní paradigma pro zajištění vyšší míry ochrany přírodních zdrojů. Shodným bodem obou kritik je neoklasický předpoklad nulových transakčních a informačních nákladů. Avšak zatímco ekologičtí institucionální ekonomové vyčítali neoklasice přílišné akcentování individuální racionality a hodnotovou neutralitu, představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí kritizují nedostatečnou důvěru v jednání jednotlivců a otevřenost hodnotovým soudům. Komparaci všech tří teoretických směrů se dále budeme věnovat v kap. 5.

4.1.1

Metodologický individualismus, hodnotové soudy a racionalita jednotlivce

Metoda zkoumání neoklasické ekonomie a rakouské školy, ze které tržní přístupy k ochraně životního prostředí vycházejí, se v hlavních principech neliší. Obě školy uplatňují metodologický individualismus, deklarují, že ekonomická analýza by měla být prosta hodnotových soudů a uvažují lidské jednání jako racionální. Rozdíl je v míře naplňování těchto principů. Jak bylo zřejmé v kap. 2.3, tradiční neoklasická teorie blahobytu se od prvních dvou jmenovaných zásad odchylovala. Naproti tomu rakouská škola zvolenou metodologii striktně dodržuje. Zvláště patrná je tato odchylka v případě metodologického individualismu, jehož základním rysem je skutečnost, že jedná pouze jednotlivec. M. Rothbard k tomu uvádí:

73

„Jen jednotlivec má cíle a může jednat, aby jich dosáhl. Neexistuje nic takového jako cíle a jednání ‘skupin’, ‘kolektivů’ či ‘států’, které by nebylo možné ztotožnit s jednáním určitých jednotlivců. ‘Společenství’ či ‘skupiny’ neexistují nezávisle na jednání svých jednotlivých členů. Říci, že vláda jedná, je tedy pouhou metaforou, ve skutečnosti jsou určití lidé v nějakých vztazích s ostatními jednotlivci a jednají způsobem, které se všeobecně nazývá ‘vládou’“ [Rothbard, 2005: 1-2].

Neoklasikové (zejména Pigou) však operovali s pojmem společenského blahobytu, jenž byl v rámci tradiční teorie blahobytu chápán jako součet blaha všech jednotlivců ve společnosti. Jeho maximalizaci měla podle této teorie zajistit vláda svými intervencemi (např. pomocí internalizace externalit, poskytování veřejných statků apod.). Vláda představovala v tomto pojetí kolektivní entitu jednající ve veřejném zájmu, jejíž motivace nebyly vysvětlovány a schopnosti dosáhnout uvedeného cíle zásadně zpochybňovány.60 Tento rámec převzala v 60. letech 20. století environmentální ekonomie, v rámci níž je legitimita vládních zásahů obhajována pomocí společenské volby. Koncept společenského blahobytu naráží na problém měřitelnosti užitku. Rakouští ekonomové trvají na tom, že jako subjektivnímu nemůže být užitku přidělen číselný index (kardinální číslo) [Herbener, 1997]. Užitek (ani náklady v podobě nákladů obětovaných příležitosti) nelze objektivně měřit, tudíž ani sčítat či porovnávat mezi různými jednotlivci.61 Jak v kritické reakci na Pigouovu teorii podotýká Robbins: „Společenský blahobyt jako takový by neměl vůbec být předmětem ekonomického zkoumání. Jelikož není možné provádět interpersonální srovnávání užitku, je výběr společenského optima vždy nezbytně normativním hodnotovým soudem [určitého jednotlivce či skupiny jednotlivců] a jako takový se nachází mimo oblast ekonomické vědy. Ekonomie není způsobilá rozhodovat o vhodnosti rozdílných cílů. Tím se zásadně odlišuje od etiky“ [Robbins, 1932: 152].

Nutno podotknout, že uvedený problém reflektovali i sami neoklasikové. Kritickou reakcí na Pigouův (potažmo Benthamův) utilitaristický přístup bylo představení Paretova optima, v rámci kterého je pouze vyjadřována individuální preference vůči určitému souboru statků oproti jiným souborům statků. Byla tudíž obejita nutnost poměřování užitků [Pareto, 1969]. Tento koncept byl znovuobjeven a rozvinut cambridgeskými ekonomy v 30. letech 20. století (zejména J. Hicksem) a stal se

60

Se zpochybněním vlády jako nezbytného aktéra pro řešení externalit přichází Coase (1960). Kritika vlády z pohledu metodologického individualismu se však do podvědomí ekonomů hlavního proudu dostala s díly ekonomů školy veřejné volby (Buchanan, Faith, 1981; Buchanan, Tullock, 1975). Již dříve však pigouviánský přístup kritizovali F. Knight (1924), L. Robbins (1932), M. Rothbard (1954) a další. 61 O podstatě a neměřitelnosti užitku více viz Rothbard, 2005: 13-21 a 213; Mises, 2006: 107-108, aj.. O subjektivitě nákladů viz např. Buchanan, 1969.

74

základem nové neoklasické indiferenčními křivkami.62

teorie

blahobytu,

jenž

pracovala

s ordinálními

Z toho vyplývá, že tradiční neoklasická teorie blahobytu byla již v první polovině 20. století zpochybněna a z uvedených důvodů v zásadě překonána. Je proto spodivem, že environmentální ekonomové po více než 30 letech Pigouovy myšlenky znovu oživili a teorii externalit dále rozpracovali. Ve chvíli, kdy se snažíme obhájit politiku, která internalizuje externality a navrací nás zpět do rovnovážného stavu, předpokládáme, že náklady i užitky jednotlivců můžeme změřit a porovnat mezi různými lidmi a mezi různými časovými obdobími. Jak uvádí J. Buchanan, „stanovení optimální výše daně vyžaduje vyčíslení externích nákladů, jejichž nositelem jsou jednotlivci, kteří se určitého jednání přímo neúčastní, ale na které jednající člověk tyto náklady prostřednictvím své činnosti uvalil. Tito lidé jsou samozřejmě schopni svoji újmu subjektivně posoudit. Neexistuje však žádný objektivní mechanismus, pomocí kterého by bylo možné tuto újmu kvantifikovat a určit, jak velkému negativnímu jevu se snažíme zamezit“ [Buchanan, 1969: 72]. „Rakouští“ ekonomové tedy upozorňují na skutečnost, že bez ohledu na deklarovaný metodologický rámec neoklasická environmentální ekonomie s měřitelností společenského blahobytu i společenských nákladů počítá a snaží se tyto veličiny objektivizovat. Identifikuje např. situace, ve kterých „mezní individuální užitek určité aktivity převýší mezní společenské náklady. To však nevyhnutelně zahrnuje interpersonální srovnání užitků a sčítání tohoto srovnání napříč jednotlivci. Ani jeden z těchto postupů však nelze považovat za metodologicky platný“ [Cordato, 2004: 5]. Jak jsme uvedli dříve, se společenskými veličinami přímo souvisí vnášení hodnotových soudů do ekonomie. Jedná se o jeden z důvodů, proč se neoklasická environmentální ekonomie profiluje jako normativní disciplína. Posledním bodem kritiky je racionalita jednání jednotlivce. L. von Mises k tomu uvádí, že „[j]ednání je ze své podstaty vždy racionální“ [Mises, 2003: 36]. Označíme-li něčí jednání za iracionální, jinými slovy říkáme, že někdo jedná způsobem, který my nepovažujeme za správný. „Konečným cílem jednání je vždy uspokojení nějakých přání jednajícího člověka. Jelikož nikdo není v postavení, aby mohl nahradit hodnotové soudy jednajícího člověka svými vlastními soudy, je marné se o cílech a rozhodnutích ostatních lidí

62

Představitelé rakouské školy vznášejí námitky i vůči indiferenční analýze a dokazují, že i zde dochází k porovnávání užitku mezi jednotlivci, ačkoliv měřitelnost užitku se nepřipouští (více viz Herbener, 1997; Rothbard, 1954, a další). Jelikož environmentální ekonomie vychází z tradiční neoklasické teorie blahobytu, této kritice nevěnujeme v práci prostor.

75

vyjadřovat. Nikdo nemá kvalifikaci k tomu, aby určil cíl, co by někoho jiného učinilo šťastnějším či naopak méně šťastným“ [Mises, 2006: 18].

Je-li užitek subjektivní veličinou, pak je jakékoliv zpochybnění racionality lidského jednání normativním soudem. Přístup k jednotlivci se nemění podle toho, zda jedná z něčího pohledu „hloupě“ či „chytře“ nebo zda preferuje hmotné statky či uspokojení altruistických potřeb. Příčina jednání a cíle jsou vždy mimo rámec hodnocení.63 Neoklasická environmentální ekonomie explicitně „iracionální“ jednání jednotlivců nepředpokládá a neanalyzuje. Zdůrazňuje však optimalizaci mezigenerační alokace zdrojů, čímž se však jinými slovy připouští chybné časové preference svobodně jednajících lidí (příliš mnoho zdrojů je spotřebováváno dnes). Navrhují se regulace zahrnující konzervaci zdrojů ve prospěch budoucnosti. Z uvedené kritiky a „rakouského“ přístupu k individualismu, subjektivitě užitku, hodnotovým soudům a racionalitě si lze učinit rámcový obrázek o metodologii, ze které vychází tržní přístupy k ochraně životního prostředí. Tato metodologie je důsledněji rozpracována v rámci rakouské ekonomie životního prostředí, Andersonův tržní přístup se více soustředí na empirické důkazy její platnosti. Středobodem zájmu je člověkjednotlivec a motivace jeho jednání ve vztahu k přírodním zdrojům. Tento člověk, jak se často zdůrazňuje, je nahlížen takový, jaký ve skutečnosti je – tj. jako subjekt, který sice reflektuje blaho svých blízkých a morální principy, ale který v prvé řadě sleduje svůj vlastní (sobecký) zájem (tj. naplňuje cíle, jež si předsevzal). T. Anderson k tomu dodává, že apelování na lásku k přírodě – neboli vyvíjení určité formy environmentální etiky64 – může ovlivnit postoje jednotlivců, ale nikdy nezmění jejich podstatu. „Dobrá správa zdrojů nezávisí na určitém úmyslu, ale na tom, do jaké míry ustanovené instituce zkrotí sobecký zájem pomocí individuálních motivů“ [Anderson, Leal, 2001: 5]. Místo toho, abychom předpokládali, že lidé jednají altruisticky, se snažíme využít sobeckého zájmu k poskytování takových environmentálních statků, které si lidé žádají [Anderson, Leal, 2001].

63

Jak dále Mises podotýká: „Již samotná existence asketů a lidí, kteří odmítají hmotné zisky z důvodů svého přesvědčení či zachování důstojnosti a sebeúcty je důkazem, že usilování o hmotné statky není nutností, nýbrž výsledkem volby… Považovat pouze uspokojení tělesných fyziologických potřeb za ‘přirozené’, a proto ‘racionální’, a vše ostatní za ‘umělé’, a proto ‘iracionální’, je zcela arbitrární“ [Mises, 2006: 20]. 64 O environmentální etice viz např. POJMAN, L. P. 2000. Global Environmental Ethics. 1. vyd: McGraw-Hill Education ISBN: 0767411773; SCHMIDTZ, D.; WILLOTT, E. 2002. Environmental Ethics – What Really Matters, What Really Works. 1. vyd. New York: Oxford University Press, 2002. ISBN: 0-19-513909-7.

76

4.1.2

Optimum, informační náklady a tržní selhání

V kap. 2.1 jsme uvedli, že kritériem efektivnosti v neoklasické ekonomii byla rovnováha na dokonale konkurenčních trzích, jenž představovala Pareto-optimální stav. Model dokonalé konkurence je však významným zjednodušením reality, což je problémem zejména v okamžiku, kdy je rovnováze na modelových trzích přisouzena normativní hodnota – tj. jedna z rovnovah je považována za konečný cíl, jehož by ekonomika měla v praxi dosáhnout, a odchylky od této rovnováhy jsou napravovány pomocí vládních zásahů. Představitelé rakouské školy oponují, že díky neustálým změnám v ekonomice není možné žádného konečného (optimálního) stavu nikdy dosáhnout. Jak uvádí M. Rothbard: „Hodnotové škály jednotlivců, technologické postupy a dostupná množství prostředků se neustále mění. Tyto změny nepřetržitě posouvají ekonomikou v různých směrech. Mění se hodnotové škály a spotřebitelé přesouvají svoji poptávku z jednoho zboží na druhé. Technologické postupy se mění a výrobní faktory jsou využívány jiným způsobem. A různé typy změn mají různý vliv na ceny... A co je klíčové: předtím, než se vyčerpají efekty jakékoliv změny přijde změna další... Z toho vyplývá, že [i] konečná rovnováha se neustále mění a takového stavu nelze nikdy v praxi dosáhnout“ [Rothbard, 2005: 230-231].

Co je však závažnější, toto optimum nejsme kvůli subjektivní povaze preferencí a nákladů schopni stanovit – tj. neznáme soubor statků a služeb, jež jsou optimálním výstupem ekonomiky při určité alokaci výrobních faktorů. Nemůžeme přimět člověka, aby jednal tak, „jako by“ se nalézal na dokonale konkurenčních trzích v bodě optima. Lidé jednají (tj. spotřebovávají a vyrábějí) v reálném světě. Jejich jednání lze hodnotit pouze na základě projevených preferencí ve směně (viz dále) [Brownstein, 1980]. Problém nedostatku informací není schopna vyřešit ani vláda pomocí svých agentur. Tržní přístupy k ochraně životního prostředí na rozdíl od neoklasické environmentální ekonomie počítají s pozitivními informačními náklady, jež existují bez ohledu na to, zda je přírodní zdroj ve státním či soukromém vlastnictví. Připomínáme, že neoklasikové uvažovali o přírodních zdrojích jako veřejných statcích (viz dříve kap. 2.2). Zatímco na trzích jsou mechanismem pro přenos informací ceny, pomocí kterých jsou artikulovány subjektivní preference a dochází ke sladění nabídky s poptávkou, při vládní alokaci zdroje je nutné vytvořit alternativní alokační postupy. Ty jsou nejenom nákladnější, ale přinášejí i horší výsledky – kvůli absenci nákladů obětovaných příležitosti není zohledněna skutečná vzácnost zdroje, artikulace preferencí prostřednictvím demokratického volebního procesu selhává z důvodu působení zájmových skupin [Anderson, Leal, 2001]. Žádná agentura tedy není schopna odhalit a shromáždit všechny

77

časově a místně specifické informace (tj. simulovat alokace vzácných zdrojů prováděné trhem), aby byla schopna určit optimální výstup či optimální míru čerpání určitého státního přírodního zdroje [Hayek, 1945; Anderson, Leal, 2001]. Odmítnutí optima jako měřítka identifikace maximálního společenského blahobytu má závažné důsledky pro výklad tržních selhání, které byly hlavním důvodem vládních zásahů. V případě externalit se jednalo o zásahy ve prospěch sladění společenských a soukromých nákladů (které jsou v bodě optima totožné). Vládní produkce veřejných statků zajišťovala poskytování věcí, které by jinak nevznikly v optimální míře, a řešila problém černých pasažérů. Neexistuje-li však v ekonomice žádný konečný optimální výstup, na základě jakého měřítka určíme, že současná úroveň produkce je horší či lepší než jakákoliv jiná úroveň produkce? Z předchozí kritiky vyplynulo, že: a) tržní proces je nutné charakterizovat jako dynamický a setrvávající v permanentní nerovnováze, b) hodnota a užitek jsou striktně subjektivní veličiny, proto nemohou být odhaleny třetí osobou ani objektivně měřeny, c) znalost trhů je vždy nedokonalá pro účastníky tržních transakcí i představitele vlády. Neznáme-li soukromé a společenské náklady ani ze společenského pohledu optimální výstup ekonomiky, nelze stanovit optimální výši daně či dotace internalizující externality. Vládní úředníci by museli mít k dispozici lepší informace o trzích, než jsou v daném okamžiku generovány samotným trhem. Jakákoliv úroveň daně či dotace kalkulovaná na základě historických dat je „neoptimální“ ještě dříve, než je propočet dokončen [Cordato, 1992]. Kalkulační problémy připouštěli i environmentální ekonomové, avšak představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí z uvedených metodologických problémů vyvozují závěr, že vládní regulace není schopna napravovat tržní selhání, a to nejen z politických, ale především ekonomickoteoretických příčin [Anderson, Leal, 2001]. Neexistuje-li měřítko identifikace rozdílů mezi dnešním a ideálním stavem, navržené řešení tržních selhání pozbývá smyslu.

4.1.3

Vládní selhání

Neoklasická environmentální ekonomie označuje trh za vhodný nástroj k alokaci vzácných statků mezi konkurenční užití, avšak uvádí důvody, proč v případě přírodních zdrojů tento mechanismus selhává. Tržní nedokonalosti (zejména neschopnost trhů reflektovat správné ceny) jsou označovány za příčinu degradace životního prostředí. Řešením jsou především vládní korekce tržních cen. Naproti tomu představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí uvádějí, že „[z]nečištěné životní prostředí je výsledkem absence vlastnických práv“ [Block, 2007: 287] a řešením je logicky jejich zavedení. Neselhává tedy trh (který v případě přírodních zdrojů dosud nevznikl), ale

78

stát, který jako tvůrce legislativy individuální vlastnická práva neustanovil nebo nepodpořil jejich vymáhání. V řadě případů lze identifikovat politiky, jenž poskytují jednotlivcům zvrácené motivy a přímo životní prostředí poškozují (viz Benjamin, 2007; Stroup, 2007; O’Toole, 2005 a další). Dochází ke znehodnocování přírodních statků v důsledku tragédie obecní pastviny nebo k legalizovanému poškozování majetku třetích osob, které jsou vystaveny znečištění [Block, 2007; Anderson, Leal, 2001]. Kritika neoklasického přístupu se soustředí na metodologická pochybení, v důsledku kterých by vláda nebyla schopna navrženými nástroji řešit ekologické problémy i za předpokladu, že by byla „osvícenou entitou“ usilující o veřejné blaho (viz dříve kap. 4.1.2). Krom toho se zdůrazňuje, že stát či vládu tvoří jednotlivci, kteří sledují především své vlastní zájmy (podstata člověka v politické aréně se nemění). Z toho vyplývají další vládní selhání. Jak uvádí Anderson: „Není-li politik osobně odpovědný za povolování těžby ropy na federální půdě nebo za ekologický dopad budování přehrad na lidskými zásahy nedotčených řekách, můžeme očekávat, že bude povolováno příliš mnoho těžby a stavěno příliš mnoho přehrad. Navíc pokud nositelé užitků – tzv. zvláštní zájmové skupiny – těchto politik nemusí platit celkové náklady, budou od politiků chtít více takových opatření“ [Anderson, Leal, 2001: 11].

Existují-li přírodní zdroje ve státním vlastnictví (voda, půda, nerosty aj.), politici a úředníci se k nim chovají jako ke svému dočasnému majetku, avšak nenesou plné náklady své správy, protože neinvestují vlastní finanční prostředky a nejsou nositeli případných ztrát [Huffman, 1994]. Časový horizont uvažování je v případě politiků (kterým se úředníci zodpovídají) velmi krátký, jejich individuální diskontní míra je proto vysoká. Existuje silný tlak na vyčerpávání zdrojů ve státním vlastnictví. Ochrana zájmů budoucích generací obvykle nepřináší politické reprezentaci podporu současných generací, pokud nejsou hodnoty trvale udržitelného hnutí sdíleny většinovou společností [Stroup, Goodman, 1992]. Jakákoliv vládní politika (i politika ochrany životního prostředí) má proto tendenci k plýtvání veřejnými prostředky, které jsou získávány zdaněním většiny obyvatel a redistribuovány ve prospěch určitých skupin. Kontrola tohoto procesu ze strany veřejnosti je nízká v důsledku tzv. racionální ignorance (jednotlivec shledává příliš nákladným opatřovat a vyhodnocovat dostupné informace), zatímco zájem koncentrovaných zájmových skupin na získání výhody či renty je značný. Dle Andersona, „jelikož jsou politici a úředníci odměňováni za nahrávání politickým nátlakovým skupinám, nelze garantovat, že hodnoty nekoncentrovaných zájmů budou brány na zřetel, a to ani v případě, že nositelem těchto zájmů je většina obyvatel“

79

[Anderson, Leal, 2001: 20]. Analýza těchto jevů vysvětluje nízký efekt ekologických politik. Zatímco individuálním podnětům poskytovaným jednotlivcům na trzích je v rámci neoklasické environmentální ekonomie věnována pozornost, stejným podnětům poskytovaným jednotlivcům v rámci politické arény se tento směr vyhýbá. Dochází tak k přeceňování role vlády, která svými zásahy do alokace zdrojů nepřináší lepší výsledky než trh. Naopak, vládní opatření se snaží řešit následky absence vlastnických práv, místo aby se pokusila odstranit příčinu celého problému [Cole, 1999]. Navíc se v případě vládní regulace jedná o hru se záporným součtem – tzn. bohatství není vytvářeno, ale redistribuováno, přičemž je nutné uhradit náklady byrokracie [Anderson, Leal, 2001]. Univerzálním řešením je tedy odmítnout vládní zásahy do redistribuce zdrojů a zajistit podmínky pro vznik a fungování trhů (vláda je především garantem legislativního rámce). Bude-li podpořen vznik či budou-li odstraněny překážky vzniku výlučných individuálních vlastnických práv, jejich převoditelnosti a ochrany, budou jednotlivcům poskytovány dostatečné motivy k ochraně přírodních zdrojů. Procesu vzniku vlastnických práv se dále věnujeme v následující kapitole.

4.2

„Rakouská“ teorie blahobytu a role vlastnických práv

„Rakouská“ teorie blahobytu navazuje na uvedenou kritiku neoklasického paradigmatu. Obsahuje odpovědi na otázky, jaké procesy a proč považujeme v souladu s prosazovanou metodologií za optimální či efektivní (tj. co je měřítkem správného fungování ekonomiky). Z „rakouské“ teorie blahobytu jsou rovněž zřejmé důvody preferování výlučných vlastnických práv k přírodním zdrojům jako jediného vhodného režimu jejich správy. Nutno podotknout, že v rámci způsobů obhajoby vlastnických práv lze identifikovat rozdíly mezi rakouskou ekonomií životního prostředí a Andersonovým tržním přístupem k ochraně životního prostředí (viz dále). Základ „rakouské“ teorie blahobytu tvoří Rothbardův koncept demonstrovaných preferencí.65 Jednotlivci na trzích podstupují transakce a demonstrují tím v daném čase a místě, co pro ně má nejvyšší užitek. Implikací tohoto jednání je tvrzení, že směna ex ante vždy zvyšuje blahobyt jednotlivců, kteří se jí dobrovolně účastní. Jak uvádí Rothbard: „[Směna na svobodném trhu] je dobrovolně podstupována oběma stranami. Proto samotná existence konkrétního obchodu demonstruje skutečnost, že obě strany ze

65

Anderson se zmiňuje o odhalených (revealed) preferencích [Anderson, Leal, 2001].

80

směny získávají (či lepe řečeno: očekávají, že získají). Pod pojmem svobodný trh máme na mysli všechny dobrovolné transakce na celém světě. Protože každá směna demonstruje zisk pro obě zúčastněné strany, musíme uzavřít, že svobodný trh zvýhodňuje všechny účastníky. Jinak řečeno, v rámci ekonomie blahobytu můžeme přijmout tvrzení, že svobodný trh zvyšuje společenský užitek...“ [Rothbard in Cordato, 1992: 41].

Je-li nějaké jednání efektivní (tzn. preferované) z pohledu jednotlivce, je zároveň efektivní i pro společnost. Čím více svobodných obchodů mezi jednotlivci, tím vyšší je společenský blahobyt. Toto kritérium je odvozeno z oboustranné výhodnosti dobrovolné směny a splňuje podmínku Paretova optima. Navíc není nutné přistoupit ke srovnávání užitků mezi účastníky směny, jelikož dobrovolná směna zvyšuje automaticky užitek všech účastníků transakce. Svobodné jednání lidí na trzích je vždy považováno za optimální (a tudíž a priori prosté subjektivního hodnocení ze strany třetích osob) [Cordato, 1992]. Demonstrováním své preference uzavřít obchod dává jednotlivec najevo, že tato varianta má pro něj v konkrétním čase a místě nejvyšší užitek. Směnu označujeme za dobrovolnou, pokud se jedná o operace, které provádějí jednotlivci s vlastním majetkem a v souladu s vlastnickými právy ostatních jednotlivců ve společnosti. Efektivnost fungování celé ekonomiky tedy hodnotíme podle toho, do jaké míry dovoluje jednotlivcům sledovat jejich cíle, které znají jen oni sami, a využívat zvolených prostředků k dosažení těchto cílů. Důležitou roli v celém procesu hraje dynamika tvorby znalostí. Jak podotýká R. Cordato: „Ekonomický rozvoj je tím efektivnější, čím více podporuje harmonizaci plánů jednotlivců pro naplnění jejich cílů. Stejně jako v případě jednotlivců, společenská efektivnost záleží na míře znalostí. V tomto případě na znalostech tržních subjektů o relativní vzácnosti zdrojů a potřebách ostatních účastníků na trhu. Čím více je těchto znalostí vytvářeno, tím více příležitostí ke vzájemně výhodné směně mohou lidé odhalit“ [Cordato, 1992: 47].

Představené pojetí efektivnosti je dynamické a považuje znalosti a informace za hlavní hnací motor ekonomických aktivit. Anderson zdůrazňuje roli „environmentálních podnikatelů“ při hledání efektivnějších alokací přírodních zdrojů [Anderson, Leal, 2001]. Na základě dostupných informací v daném místě a čase vytvářejí podnikatelé plány o využívání vzácných zdrojů a prostřednictvím jejich realizace (např. výroba zboží, poskytování služeb) doufají v uspokojení potřeb spotřebitelů a dosažení zisku. Při sestavování těchto plánů mohou podnikatelé počítat pouze se zdroji, ke kterým mají dispoziční práva, přičemž je nutné ustanovit mechanismus koordinace individuálních plánů, aby nevznikaly konflikty. Jaká instituce je tímto mechanismem?

81

„Člověk A má jistotu o naplnění svého plánu, který počítá s využitím zdroje X, pouze ve chvíli, kdy je zřejmé, že člověk B nemůže libovolně sestavit a realizovat alternativní plán o využití stejného zdroje. Ve společnosti, kde různí jednotlivci sledují různé cíle, může být efektivního využívání zdrojů dosaženo pouze ve chvíli, kdy jsou minimalizovány konflikty týkající se čerpání těchto zdrojů. Z toho vyplývá, že nezbytným základem [ekonomického systému] ... je soukromé vlastnictví“ [Cordato, 1992: 63].

Individuální vlastnická práva jsou proto označována za podmínku ekonomické prosperity a míru.66 Při jejich existenci je maximalizován společenský blahobyt – tj. nevznikají konflikty, jejichž důsledkem je plýtvání zdroji, podnikatelé mohou vytvářet dostatečně dopředu podnikatelské plány (prodlužuje se horizont plánování, snižují se časové preference), a existuje velká dynamika tvorby nových znalostí a informací. Jak potvrzuje H. Hoppe, „[d]okud lidé jednají v souladu s pravidly, která jsou tvořena na základě instituce soukromého vlastnictví, společenský blahobyt je optimalizován“ [Hoppe, 2004: 55]. Naopak, jsou-li vytvořeny bariéry pro vytvoření vlastnických práv či pro jejich důsledné prosazování, společenský blahobyt se snižuje.67 Dle F. A. Hayeka: „Pochopení myšlenky, že dobré ploty dělají dobré sousedy, tj. že člověk může využívat svou znalost při sledování svých cílů, aniž by se dostal do sporu s ostatními, pouze když lze narýsovat jasné hranice mezi doménami svobodného jednání jednotlivých lidí, je základem, na němž spočívají všechny známé civilizace ... Vlastnictví ... je jediným dosud vymyšleným řešením sladění lidské svobody a absence konfliktu“ [Hayek in Šíma, 2004: 63].

Rakouská škola a z ní vycházející tržní přístupy k ochraně životního prostředí tedy neuvádějí pouze argumenty, proč státní vlastnictví a vládní regulace přírodních zdrojů přináší horší výsledky a proč jsou vzhledem k uvedeným kritériím méně efektivní. Snaží se zároveň obhájit, proč je soukromé vlastnictví nejlepší možnou formou organizace společnosti, ať už lidé usilují o zvýšení materiálního blahobytu či o kvalitnější životního prostředí. Tato obhajoba soukromého vlastnictví je založena:

66

Za empirický důkaz tohoto tvrzení považují „rakouští“ ekonomové i Anderson historické příklady rychlého rozvoje společností, v nichž bylo soukromé vlastnictví respektováno, či naopak úpadek a degradaci bohatství v socialistických ekonomikách (viz např. Pipes, 1999; Anderson, Leal 2001; Šíma, 2004; Rosenberg, N.: „How the West Grew Rich“, Basic Books Inc., 1986, aj. Tento důkaz však není nezbytně nutné podat, jelikož vlastnictví je chápáno jako východisko, apriorní podmínka existence lidské společnosti [Lipka, 2007]. 67 Jak podotýká Rothbard: „Jakmile se na scéně objeví intervence, je vytvořen konflikt, neboť všichni lidé či skupiny se budou snažit dostat mezi ty, kdo vytěží čisté zisky, tj. budou chtít být součástí týmu provádějícího intervenci. Nikdo nebude chtít zůstat mezi oběťmi“ [Rothbard, 2005: 628].

82

a) v případě rakouské ekonomie životního prostředí na Lockeových přirozených právech,68 b) v případě Andersonova tržního přístupu k ochraně životního prostředí na efektivnostním argumentu (viz výše), c) oba tržní přístupy se shodují, že ustanovením soukromého vlastnictví dojde k eliminaci vládních selhání při alokaci přírodních zdrojů (a tudíž k zamezení plýtvání). Tato nadřazenost jednoho režimu správy – soukromého vlastnictví – je kritizována oponenty tržních přístupů – nezbytnost existence individuálních vlastnických práv je označována za normativní soud (viz dále kap. 4.4 a kap. 5).

4.2.1

Proces ustanovení vlastnických práv

Až doposud jsme objasnili, proč představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí upřednostňují soukromé vlastnictví přírodních zdrojů. Neméně závažnou otázkou je, za jakých okolností vlastnická práva vznikají, kým jsou ustanovena a prosazována. Východiskem pro následující výklad je Mengerova teorie statků.69 Jsou-li statky volné (dle Mengera tzv. neekonomické) neexistuje důvod vynakládat úsilí k jejich přivlastnění. Statky jsou dostupné ve větším množství, než jsou v daném čase a místě potřeby členů společnosti. Rozpoznáním neekonomického charakteru statku dochází jednotlivec k závěru, že „i kdyby ostatní členové společnosti plně uspokojili svoje požadavky, zbude více než dostatečné množství k tomu, aby své potřeby uspokojil i on

68

Jedná se o 4 pravidla [Locke, 1991; Rothbard, 2005]: 1. Každý člověk je bezvýhradným vlastníkem svého těla. 2. Každý člověk má právo přivlastnit si nikým dosud nevlastněné zdroje tak, že smísí svou práci s těmito zdroji (tzv. prvotní přivlastnění – homesteading). 3. Každý člověk je vlastníkem plodů své práce. 4. Každý člověk může získat zdroje vlastněné jinými lidmi pomocí dobrovolné směny. S těmito pravidly se pojí povinnosti zdržet se výkonem svého vlastnického práva působení újmy ostatním vlastníkům, zdržet se odebírání majetku ostatním a „zanechat při přivlastnění si části společného zdroje dostatečné množství zdroje ve stejné kvalitě pro ostatní“ [Dolan, 2007: 168]. Poslední jmenovanou povinností (především jejími důsledky v okamžiku, kdy nezbývá dostatečné množství zdroje pro ostatní) se budeme dále zabývat v kap. 5.2. Dle Pipese jsou vlastnická práva „zakořeněna v pudu sebezáchovy [lidí i zvířat], ale mají také významnou psychologickou dimenzi, jelikož posilují pocit sebejistoty a příslušnosti“ [Pipes, 1999: 116]. Hoppe k apriorismu uvedených čtyř Lockeových pravidel uvádí, že je možné je vyvrátit pouze ve chvíli, prokážeme-li prospěšnost či udržitelnost jejich opaku (tzn. obhájíme otroctví oproti vlastnictví sebe sama nebo státní vlastnictví zdrojů oproti soukromému vlastnictví apod.) [Hoppe, 2004]. Přijmeme-li tato pravidla jako nutnou podmínku ekonomické efektivnosti a společenského blahobytu, musíme je důsledně aplikovat na všechny vzácné statky (tedy i přírodní zdroje). 69 Pojmem „statek“ označujeme každou věc či látku, která má schopnost uspokojit lidské potřeby (tj. je rozpoznána její užitečnost a člověk disponuje silou věc či látku ovládnout tak, aby k uspokojení potřeb mohlo dojít) (více viz Menger, 1994).

83

sám“ [Menger, 1994: 100]. Zcela odlišná je situace u statků vzácných (ekonomických), u nichž dostupná zásoba nestačí k uspokojení všech aktuálních potřeb. Jednotlivci ekonomizují – tj. snaží se opatřit si dostatečnou zásobu k uspokojení svých potřeb, uvažují o spotřebě statku v čase apod. Vzniká konflikt, který může být vyřešen pouze ustanovením vlastnictví, jež nabývá různých forem, ale jako instituce je od lidské společnosti neoddělitelné. Většina volných statků má v čase tendenci stát se statky vzácnými z důvodu rozšiřování potřeb lidí, zvětšení populace a snížení dostupné zásoby [Menger, 1994]. Tlak na vytvoření vlastnictví vniká spolu se vzrůstající vzácností zdroje. Dle Andersona vlastnická práva vzniknou v okamžiku, kdy očekávaný užitek ze vzniku práv opodstatní náklady na jejich ustanovení a prosazování. „Tento kalkulus bude záviset na takových proměnných jako očekávaná hodnota zdroje, technologie pro měření a monitoring práv a právní a morální pravidla, která podmiňují jednání zúčastněných stran“ [Anderson, Leal, 2001: 23]. Všechny tyto faktory se mění v čase, proto se i vlastnická práva neustále vyvíjejí. Vznik a podobu vlastnických práv tedy určují potřeby trhu – tj. jednotlivci, kteří jsou s dosud nevlastněným zdrojem v interakci. Konkrétní pravidla jsou stanovena formou dohody na úrovni uživatelů70 nebo jsou (v pojetí rakouské ekonomie životního prostředí) automaticky odvozována ze čtyř výše uvedených přirozených práv (např. princip prvotního přivlastnění dosud nevlastněných zdrojů – viz dále kap. 4.5) [Rothbard, 2007]. Tento systém tvorby pravidel či práv je decentralizovaný a nevyžaduje existenci zastřešující (vládní) autority. V této souvislosti nutno podotknout, že představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí vycházejí z tradice anglosaského systému zvykového práva (common law)71, jež bylo tvořeno pravidly a zvyky ztělesněnými v soudních rozhodnutích [Meiners, Yandle, 2000]. Jak uvádí Anderson: „Ve chvíli, kdy jsou lidé nuceni čelit vzácnosti určitého zdroje, ... věnují zvýšené úsilí pokusům ustanovit a ochránit legitimní nároky na tento zdroj... Stanovení vlastnických práv proto nezávisí na oficiální vládě“ [Anderson, Snyder, 1997: 31].

Neexistence vlastnických titulů k vzácnému zdroji (či určitému toku jeho užitků) neindikuje tržní selhání, ale nákladnost vytvoření práv, které nejsou jednotlivci dosud ochotni podstoupit. V takovém okamžiku není zaručeno, že by převzetí alokace práv

70

Viz známý Demsetzův příklad indiánských kmenů, které se po zvýšení cen bobřích kůží dohodly o zavedení soukromého vlastnictví jednotlivých lovišť (viz Demsetz, 1967; česky in Šíma, 2004). 71 Zvykové (či jinak obecné, obyčejové) právo je právo tvořené soudy. Jedná se o soubor pravidel a zvyklostí. „Při tomto rozhodování se uplatňovala zásada stare decisis, tedy soud byl vázán předchozím rozhodnutím v téže nebo typově podobné věci. Mluvíme tak o precedenčních rozhodnutích“ [Volný in Meiners, Yandle, 2000: 9].

84

vládou problém vyřešilo [Anderson, Leal, 2001]. Role vlády není v celém procesu tvorby a prosazování práva nulová – vláda se může podílet na tvorbě práva podle liberálních principů [viz např. Rothbard, 2007] nebo může snižovat náklady prosazování práv pomocí soudů [Anderson, Leal, 2001].

4.3

Implikace pro oblast ochrany životního prostředí

Na základě uvedených skutečností můžeme vyvodit závěry pro oblast ochrany životního prostředí. Již jsme uvedli důvody, proč z pohledu protržních ekonomů soukromí vlastníci nakládají se svým majetkem lépe než úředníci a politici s veřejnými či kolektivními statky. Nyní zodpovíme otázku, jakým způsobem zamezuje soukromé vlastnictví znehodnocování životního prostředí. Podle Andersona jsou pomocí vymezení soukromých vlastnických práv lépe podchyceny hodnoty, jež lidé vůči statkům životního prostředí skutečně chovají – o ochraně přírodních zdrojů se uvažuje při zohlednění relativní vzácnosti všech statků (vždy je něco za něco). Je ustanovena rovnováha mezi užitím a konzervací tak, že nedochází k nadměrnému poškozování, ale ani nadměrné ochraně přírodních statků, které nejsou ve srovnání s jinými statky tolik vzácné. Zdroje jsou přesměrovány do rukou těch, kdož si jich nejvíce cení [Anderson, Leal, 2001]. Díky činnosti „environmentálních podnikatelů“ jsou efektivně řešeny problémy externalit (jejich existence otevírá podnikatelské možnosti pro ty subjekty, které objeví nové způsoby jejich internalizace) [Anderson, Leal, 2001]. Rakouská ekonomie životního prostředí navíc ukazuje postupy či principy, s využitím kterých by práva měla být vytvářena, udržována a vynucována. V souvislosti se statky životního prostředí je jedním z těchto klíčových principů prvotní přivlastnění – tj. technologická jednotka zdroje72 náleží tomu, kdo s ní první smísil svou práci [Rothbard, 2007]. Řada přírodních zdrojů je takto přímo svázána s vlastnictvím půdy (např. vlastníkovi půdy náleží i vzduch nad jeho pozemkem a břehové právo či právo na vodu odebranou z vodního toku). Prvotní přivlastnění se může vztahovat i na frekvence pro vysílání rádiových vln, decibely pro emise hluku či přivlastnění si vody či vzduchu pro vypouštění určitého množství znečištění [Rothbard, 2007]. Takto získané vlastnictví je 72

K technologické jednotce viz Rothbard: „Velikost takové jednotky závisí na konkrétním druhu zboží nebo zdroje a musí být určena soudci, porotou nebo rozhodci, kteří jsou v dané oblasti odborníky. Jestliže říkáme, že zdroj je ve vlastnictví osoby A, potom musí osoba A vlastnit takové množství tohoto zdroje, aby toto vlastnictví zahrnovalo všechny nezbytné příslušnosti“ [Rothbard, 2007: 265]. Např. vlastnictví rádiové frekvence bylo určeno šířkou, délkou a místem, vlastnictví půdy úředně stanovenou rozlohou půdy, již si mohl jeden farmář přivlastnit, apod.

85

předmětem ochrany vůči vnější invazi, která v rámci zvykového práva nabývala podoby nepovolaného vstupu na cizí pozemek nebo nepřípustného obtěžování.73 Důsledkem konfliktu je občanskoprávní spor. Z hlediska práva je irelevantní, zda má invaze povahu běžné krádeže, či zda se jedná o znečištění složky životního prostředí, jež má následně negativní efekt na něčí majetek. Podstatné je pouze to, zda byla invazí způsobena prokazatelná újma, zda existuje příčinná souvislost mezi jednáním obžalovaného a škodou a jaká je časová posloupnost vzniku vlastnických práv [Rothbard, 2007; Meiners, Yandle, 2000]. Jak uvádí Rothbard: „[V] případech, kdy ‘znečišťovatel’ byl v konkrétním místě první a začal se znečišťováním ještě před příchodem majitelů okolních pozemků, hovoříme o získání práva uvalení věcného břemene na emise znečištění či hluku na základě prvotního přivlastnění… Znečištění ovzduší za těchto podmínek pak není delikt, ale nezpochybnitelné právo znečišťovatele, pohybuje-li se v mezích vydrženého věcného břemene. Naopak v případech, kdy věcné břemeno neexistuje a znečištění vzduchu je postižitelné lidskými smysly, jedná se o občanskoprávní delikt per se – tj. o nezpochybnitelný zásah do vlastnických práv na ovzduší druhé osoby“ [Rothbard, 2007: 277-278].

Znečištění životního prostředí je zabráněno prostřednictvím oprávněných žalob poškozených osob, které se domáhají zabránění invaze na svůj majetek. Soudní rozhodnutí o úhradě škody a uvalení zákazu činnosti nutí znečišťovatele počítat s náklady svého jednání. Jak často namítají kritici, újma a příčinná souvislost, jež není žalobce schopen nade vši pochybnost prokázat, zůstane nepostižena [Cole, 1999]. Ani v systému vládní regulace však není eliminováno veškeré znečištění.74 Rovněž obava z teroru znečišťovatelů, jež obsadí určité území jako první, se historickými studiemi nepotvrdila [viz Meiners, Yandle, 2000]. Z popsaného způsobu ochrany životního prostředí, jenž je vedlejším efektem ochrany individuálních majetkových hodnot, vyplývá odlišný přístup k problému znečištění i jiné pojetí externích efektů, než jaký prezentuje neoklasická environmentální ekonomie. Tyto rozdíly detailně analyzuje rakouská ekonomie tržního prostředí, zatímco Andersonův tržní přístup se více orientuje na shromažďování empirických poznatků pro 73

Rozdíl mezi těmito jevy je následující: „Nepovolaný vstup je invaze ohrožující zájmy navrhovatele na jím výlučně vlastněné půdě, zatímco nepřípustné obtěžování je zasahováním do jejího použití a uspokojení, které z tohoto použití plyne. Rozdíl je tedy jako mezi … padnutím pokáceného stromu na majetek souseda a rušením jeho nočního klidu hlukem z válcovny“ [Posner in Rothbard, 2007: 262]. Nepovolaný vstup je nelegální sám o sobě, „zatímco, aby mohlo být obtěžování předmětem žaloby, musí oběť v důsledku vniknutí utrpět škodu“ [Rothbard, 2007: 262]. 74 Avšak v případě tržního řešení je znečištění tolerováno přímo na základě rozhodnutí poškozeného (ať už z důvodu dohody, subjektivní preference či dočasné nemožnosti předložit dostatek důkazů), zatímco v případě vládní regulace je část znečištění legalizována na základě společenské dohody, což však nemusí odrážet názor nositelů újmy.

86

podporu uvedených tvrzení. Další dvě subkapitoly se proto odkazují především na autory prvního tržního přístupu, byť nejsou s Andersonovým směrem v zásadním rozporu.

4.3.1

Přehodnocení problému znečištění

Představitelé rakouské ekonomie životního prostředí nechápou znečištění jako množství látky X emitované do určité složky životního prostředí. Jedná se o jev, „který způsobuje konflikt mezi jednotlivci o využití zdroje, a tím narušuje efektivní tvorbu a realizaci jejich plánů. Problém znečištění se tedy netýká poškozování životního prostředí, ale konfliktů jednotlivců při využívání fyzických zdrojů“ [Cordato, 2004: 7].75 Z toho dále vyplývá, že: „Lidé nemohou poškodit životní prostředí. Mohou ho pouze změnit do té míry, že poškodí jiné lidi, kteří plánovali využít jeho složky jiným (konfliktním) způsobem“ [Cordato, 2004: 7]. Jak už jsme uvedli, o legitimitě nároků lidí, jejichž plány byly narušeny, rozhoduje chronologie vzniku vlastnických titulů. Tuto definici znečištění splňuje řada klasických příkladů, jako např. vypouštění látek z továrny proti proudu, které poškozují farmáře na dolním toku řeky, nebo dobytkář, jehož dobytek ničí úrodu na farmářově poli. Hlavní rozdíly oproti neoklasickému přístupu shrnují následující tři body [Cordato, 2004]: •

Kde není žalobce, není soudce. Tj. nejsou-li po proudu řeky žádní další vlastníci pozemků, nemohou být splašky ze zemědělské usedlosti na horním toku řeky označeny za znečištění, jelikož nevzniká žádný konflikt. Z pohledu rakouské ekonomie životního prostředí nemohl být např. Robinson Crusoe znečišťovatelem.

•

Neexistuje žádná optimální (uzákoněná) úroveň znečištění životního prostředí – tzn. žádné limity či platby legalizující určitou část vypouštěných odpadních látek. O míře tolerování negativního jev rozhoduje poškozený na základě svých subjektivních preferencí a s přihlédnutím ke způsobu užívání svého majetku. Např. chovatel pstruhů nebude tolerovat žádné znečištění řeky, které by ohrozilo jeho podnikání, naopak lidé ve městě se mohou rozhodnout tolerovat vyšší úroveň hluku apod. O „nepřípustnosti“ znečištění rozhoduje vždy vlastník poškozovaného majetku v konkrétním místě a čase.

•

Společenské náklady nehrají při konfliktech mezi znečišťovatelem a poškozeným žádnou roli. Podle tradičního pojetí: „Problém [se znehodnocováním životního

75

Naproti tomu v rámci neoklasické environmentální ekonomie je znečištěním vedlejší produkt lidských činností, který rozevírá propast mezi společenskými a soukromými náklady, a tím odchyluje společnost od ideálu Paretova optima.

87

prostředí] existuje, protože dochází k ‘nadprodukci’ určitého statku, zatímco jiné statky nejsou produkovány v dostatečné míře... Náklady, které je nutné kompenzovat, nejsou ty, jejichž nositelem jsou oběti, ale náklady, které jsou uvaleny na ‚společnost‘ díky chybné alokaci zdrojů v důsledku externality...“ [Cordato, 2004: 7]. V praxi jsou za účelem kompenzace společenských nákladů na znečišťovatele uvalovány daně. Tyto prostředky však nejsou převáděny ve prospěch poškozených (jejich újma tedy není kompenzována). Zavádění daní, limitů apod. tedy neřeší konflikty mezi znečišťovateli a poškozenými. Cílem vládní ekologické politiky je dosáhnout „společensky“ akceptovatelné úrovně znečištění životního prostředí, nikoliv identifikovat konflikty týkající se narušování vlastnických práv a řešit je ve prospěch oprávněných vlastníků. Řešení problému znečištění podle představitelů rakouské ekonomie životního prostředí spočívá v minimalizaci možných konfliktů, jež narušují podnikatelské plány a snižují blahobyt. Výlučné soukromé vlastnictví všech vzácných zdrojů, u nichž jsou náklady na vytvoření vlastnictví opodstatněny užitky, napomůže skrze individuální preference jednotlivců dosažení takové úrovně ochrany životního prostředí, jakou si lidé přejí. Přírodní zdroje se kontinuálně přesouvají do rukou těch, kdož si jich nejvíce cení (tj. do rukou výrobců stejně jako do rukou konzervačních hnutí). Demonstrují-li jednotlivci své estetické hodnoty, vytvoří se na trzích nabídka, pomocí které je bude možné uspokojit.76 Nejsou-li jednotlivci nositeli estetických či altruistických hodnot (což je obecně situace ve společnostech s nižší úrovní materiálního zabezpečení), statky životního prostředí budou více konzumovány a méně chráněny. Otázkou je, zda by tržní systém přinesl vyšší či nižší míru znečištění, než pozorujeme dnes v rámci regulačních schémat.77 Jediná odpověď, kterou lze poskytnout, však je, že by kvalita životního prostředí byla taková, o jakou by lidé (vlastníci práv) na základě kalkulace nákladů a přínosů a svých subjektivních preferencí stáli.

76

Nutno podotknout, že se nejedná pouze o nabídku rekreace v čisté přírodě, ale také např. o neziskové organizace financované filantropy, usilující o ekologickou osvětu či absolutní konzervaci přírodních zdrojů, které se jim podařilo získat do vlastnictví apod. (viz např. Block, 2007). 77 Zatímco při zohlednění prvního uvedeného bodu existuje již zmíněné riziko nadvlády znečišťovatelů (tj. větší znečištění než dnes), akceptace druhého bodu může působit opačným směrem. Vlastník prioritního vlastnického titulu je oproti znečišťovateli vždy v právu, bez ohledu na to, zda je znečišťovatelem pouhý farmář či strategicky významný podnik (viz příklad papírny v Meiners, Yandle, 2000). Liberální právní doktrína založená na přirozených právech činí z každého vlastníka mocného oponenta.

88

4.3.2

Teorie externalit

Jak vyplynulo z „rakouské“ teorie blahobytu, externality nemají povahu tržních selhání, díky kterým ekonomika nedosahuje optimální úrovně produkce a optimálních cen na trzích. Znamená to, že zdaleka ne všechny efekty splňující tradiční definici externalit jsou a priori nežádoucí, a proto není nutné je napravovat vládními zásahy. Naopak, řada pozitivních externalit dokonce společenský blahobyt v pojetí rakouské školy zvyšuje. Jak uvádí R. Cordato, abychom nebyli nuceni koncept externalit zcela odmítnout pro jeho nekonzistentnost (viz např. Simpson, 2005), je nutné provést jeho přehodnocení a rozlišit společensky akceptovatelné externality a ty, jež jsou určeny k nápravě [Cordato, 1992]. Nápovědou pro toto členění je přiložené schéma.

obr. 4: Členění externalit

Negativní externality

Pozitivní externality

Akceptované

A

B

Určené k nápravě

C

D

Zdroj: Cordato, 1992

Hlavním problémem negativních externích efektů je vznik konfliktu mezi znečišťovatelem a poškozeným o využití vzácného zdroje. Při existenci fyzické invaze, jenž způsobila újmu (viz např. zemědělec versus chovatel pstruhů), se jedná o jev určený k nápravě (sektor C). Poškozený žádá o kompenzaci škody a zamezení negativní činnosti. Určitá část negativních externalit, u nichž nelze prokázat příčinou souvislost mezi újmou a znečišťovatelem, se nachází v sektoru A. Tyto jevy se řeší dohodou mezi znečišťovatelem a poškozeným nebo se jedná o situace, jež mohou být za určitých okolností poškozenými tolerovány (např. zápach z polí obtěžující vesnici v době hnojení, hluk v době silvestrovských oslav apod.). V rámci této kategorie mohou rovněž

89

figurovat jevy, které by poškození rádi uplatnili u soudů k nápravě, ale doposud neexistuje (technický) způsob, jak prokázat újmu, případně není možné vysledovat vazbu mezi újmou a znečišťovatelem. V takovém případě mají však poškození významnou motivaci poptávat nové technické prostředky, pomocí kterých bude možné vysledovat transfer znečištění v ovzduší zpět k jeho zdroji, prokázat újmu na majetku či lidském zdraví apod. Kromě toho spadají do sektoru A také psychické újmy (např. ztráta dobrého jména, ztráta hodnoty majetku v důsledku vývoje cen na trzích apod.), jež však nemají povahu fyzické invaze, a proto oprávněně nejsou určeny k nápravě [Cordato, 1992]. Uvedené členění je obecným návodem k tomu, jaké negativní externality budou napravovány. Jak jsme uvedli, každý vlastník má právo na svém majetku vykonávat činnosti, které uzná za vhodné, dokud jeho jednání nezpůsobí takovou invazi na cizí majetek, která je vlastníkem tohoto majetku shledána jako nežádoucí. O tom, jaký způsob řešení (žaloba, domluva, tolerování jevu) bude v konkrétních případech zvolen, závisí na subjektivním rozhodnutí poškozeného, jeho schopnosti prokázat míru narušení vlastnických práv. Ve společnosti řízené podle Lockeových zákonů tedy není cílem kompenzovat za každou cenu všechny jevy nabývající charakteru negativní externality. To při komplexnosti společenských vztahů provádět nelze a koneckonců se to neděje ani dnes, kdy jsou externality řešeny vládní regulací [Cordato, 1992]. Pozitivní externality naproti tomu nejsou chápány symetricky jako opak negativních externalit, jelikož s jejich existencí není spojen vznik žádného konfliktu ani narušení vlastnických práv. Člověk podstupující náklady konkrétní činnosti svým jednáním demonstruje, že jeho individuální blaho se oproti dřívější situaci zvyšuje. Skutečnost, že jeho projekt přinese dodatečné užitky jinými lidem, mu nezabrání, aby udělal to, co zvýší jeho vlastní blahobyt [Cordato, 1992]. Jelikož neexistuje žádné měřítko pro posouzení „optimálního“ společenského výstupu, nelze říct, že činností generujících pozitivní externality je prováděno málo. Z pohledu teorie blahobytu rakouské školy nepředstavují proto tyto jevy žádný „problém“, který by bylo nutné „řešit“.78 Z toho důvodu se naprostá většina pozitivních externalit nachází v sektoru B a existuje reálné nebezpečí, že sektor D zůstane zcela prázdný [Cordato, 1992].79

78

Podle tradiční neoklasické teorie blahobytu snižují i pozitivní externality společenský blahobyt, protože statků, které tyto pozitivní efekty generují, je vyráběno příliš málo. Takové statky je pak efektivní poskytovat vládou (tj. veřejné nebo kolektivní statky) nebo dotovat jejich producenty. 79 Mezi ekonomy rakouské školy existují v této otázce rozpory. Mises uvádí případy, zejména v souvislosti s vynálezy a publikacemi, u kterých se domnívá, že pozitivní externality mohou v této souvislosti mít negativní dopad na společenský blahobyt. Ani v tomto případě se však nejedná o problém

90

Přehodnocení konceptu externalit, respektující metodologii rakouské ekonomie životního prostředí, je však pouze dokreslením dříve uvedených skutečností s využitím terminologie neoklasické environmentální ekonomie. Teorii externalit není v rámci představeného paradigmatu věnován významný prostor.

4.4

Role etiky?

Na základě představené metodologie v kap. 4.1 konstatujeme, že tržní přístupy k ochraně životního prostředí jsou vůči vnášení hodnotových soudů do ekonomické analýzy nejvíce rezistentní. Důvodem je jejich silný metodologický individualismus, subjektivismus a kritika vlády coby etického aktéra při alokaci zdrojů. Obecně platí, že čím více jsou ekonomové nakloněni prosazování společenských hodnot (rovnost, udržitelnost, spravedlnost), tím více prostoru je vytvořeno pro arbitrární stanovení cílů – tj. toho, co je správné. Představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí plně důvěřují jednotlivci a racionalitě jeho jednání založeném na individuálním (sobeckém) zájmu. Ten nevylučuje altruistické jednání, avšak jak podotýká T. Anderson „dobré záměry nemusí vždy vést k dobrým výsledkům“ [Anderson, Leal, 2001: 5]. Jednotlivec má vždy nejlepší informace pro svá racionální rozhodnutí, prostor pro arbitrární stanovení cílů se tedy zužuje na minimum. Hodnoty budoucích generací a přírody jako takové (nad rámec užitné a estetické funkce) mohou vstupovat do rozhodování pouze skrze preference dnes žijících lidí, jelikož hodnota je subjektivní koncept [Menger, 1994]. Práva zvířat jsou spíše filozofickou než ekonomickou otázkou a jejich deklarováním nedojde v jednání jednotlivců ke změně, dokud zvířata nebudou sama jednat jako morální entity – tj. dokud nebudou zároveň uvědomělými nositeli zodpovědnosti [Block, 2007; Hoppe, 2004].80 Za významný hodnotový soud v rámci tržních přístupů k ochraně životního prostředí je někdy označován požadavek důsledného vymezení soukromých vlastnických práv ke

externích užitků per se, ale opět o problém jasně definovaných a prosaditelných vlastnických práv [Cordato, 1992]. 80 Viz např. Watsonův argument: „… výrok, že nějaká entita má práva, má smysl pouze ve chvíli, pokud tato entita může splnit reciproční povinnosti, např. jednat jako morální agent. Aby to bylo možné … musí entita být (1) součástí společnosti, (2) rozumět obecným principům, (3) mít svobodnou vůli, (4) rozumět vytvořeným principům, (5) být fyzicky schopna jednat, (6) být ochotna jednat podle vytvořených principů“ [Kneese, 1995: 197]. Pokud zvířata nejsou schopna vstoupit s lidmi do interakce charakterizované uvedenými body, nemohou být považovány za nositele práv. Jak uvádí Block, není v takovém případě nutné pro zvířata dělat víc, než jsou ona ochotna učinit pro nás. Zároveň však nevylučuje možnost, že některé zvířecí druhy této úrovně v budoucnu dosáhnou [Block, 2007].

91

statkům životního prostředí. Odkud se tato hodnota bere? A proč má být a priori akceptována? V předchozích kapitolách jsme uvedli argumenty pro soukromé vlastnictví jako jediný způsob efektivní alokace zdrojů, mírového soužití lidské společnosti a podmínku prosperity. Jak dále uvádějí Anderson a Leal, principy tržních přístupů k ochraně životního prostředí odpovídají principům přírody: „Již od Darwinovy revoluční studie o evoluci většina vědeckých přístupů implicitně předpokládala, že sobecký zájem obecně dominuje jednání vyšších i nižších forem života. Jednotlivec určitého druhu může jednat altruisticky a spolupracovat s jinými druhy, ale přežití druhu závisí na přizpůsobení se změnám parametrů tak, že se zvýší pravděpodobnost přežití jednotlivce či druhu. Domnívat se, že člověk nesleduje sobecký zájem ... je heroickým předpokladem o Homo sapiens, stejně jako o jiných druzích“ [Anderson, Leal, 2001: 6].

Tato přirozenost využitá ve prospěch zachování hodnoty statků životního prostředí je aktivována právě při soukromém vlastnictví těchto statků. Této argumentaci oponují např. ekologičtí institucionální ekonomové. Vatn uvádí, že domněnka, že soukromé vlastnictví přírodních zdrojů je jediným správným režimem správy, je mylná – „soukromí vlastníci, spoluvlastníci komunitního vlastnictví a státní agentury mohou všichni působit na existujících trzích“ [Vatn, 2005: 261]. Ke komparaci těchto názorů se dále vrátíme v kap. 5.3.

4.5

Evoluce a fungování vlastnických práv k vodním tokům v USA a Velké Británii

V rámci praktické části přiblížíme fungování individuálních vlastnických práv k vodním tokům v zemích s tradicí anglosaského zvykového práva – v USA a Velké Británii (VB). Tento systém práva umožňoval až do relativně nedávné historie řešení problémů znečištění formou občanskoprávních žalob u soudů a v omezené míře funguje dodnes. Jedná se tedy logicky o časově i místně vymezenou oblast, které představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí věnují mimořádnou pozornost. Cílem praktické kapitoly je ukázat na konkrétní složce životního prostředí samovolný vznik vlastnických práv, jejich evoluci v čase podle aktuálních potřeb uživatelů (případ USA) a jejich význam v současné ochraně životního prostředí (případ VB). Významným aspektem v rámci uvedených příkladů je (ne)kompatibilita postupů zvykového práva s centrální regulací užití přírodních zdrojů.

92

4.5.1

Evoluce vlastnických práv k vodním tokům v USA

Jak uvádí T. L. Anderson, pravidla týkající se využívání vody se při osidlování Ameriky vyvinula pomocí dobrovolných dohod mezi osadníky. Jedná se o dobrý příklad společenských smluv bez garance vládní autoritou [Anderson, Snyder, 1997]. Není překvapivé, že podle jednoho z prvních pravidel voda v toku připadla tomu, kdo první obsadil pozemky s tokem sousedící. Jednalo se o tzv. břehové právo (riparian right), jež „přiznávalo každému vlastníkovi půdy sousedící s tokem nárok na rozumné užívání vody a uvalovalo odpovědnost na vlastníky práv situované proti proudu, kteří by nerozumně narušovali toto užívání. Nárok existoval bez ohledu na to, jestli voda byla skutečně využívána a užití vody se mohlo uskutečnit kdykoliv“ [Gould, Grant, Weber, 2005: 8]. Jelikož půdy i vody bylo zpočátku dostatek, nebyl důvod soupeřit o lokaci farem. Za uvedených podmínek rovněž prakticky nevznikaly konflikty, neexistoval tlak na změnu implicitně respektované či explicitně ustanovené instituce [Anderson, Snyder, 1997]. Jak osadníků přibývalo, voda i půda se stávaly stále vzácnějšími. Zejména kvůli těžbě zlata a rozvoji zemědělství na nebřehových pozemcích vznikl požadavek ustanovení práv k vodě i pro vlastníky pozemků, jejichž půda nesousedila s vodními toky. Tak vzniklo právo přednostního přivlastnění (prior appropriation right), jehož principy mohou být popsány takto: „[P]rávo k vodě má podobu registrovaného nároku, jenž umožňuje užití určitého množství vody za konkrétním účelem, je-li voda v tomto množství v toku dostupná a nezatížená neuspokojenými nároky dřívějších osvojitelů... Právo může být prodáno, forma užití a místo odběru se může změnit a může být ukončeno ve chvíli, kdy voda není užívána“ [Gould, Grant, Weber, 2005: 9].81

Přednostní přivlastnění se rozšířilo zejména na americkém západě v oblastech s méně příznivými hydrologickými podmínkami (méně vody, vysoká fluktuace vody v toku v průběhu roku apod.), jelikož umožňovalo lépe řešit konflikty mezi uživateli. Toto právo bylo jasně definované a převoditelné, proto vedlo ke vzniku trhů s vodou (tzn. k efektivnějšímu nakládání s vodou). Naproti tomu původní břehové právo bylo nadále hojně využíváno ve vodou dobře zásobených oblastech (v Anglii a na východě Spojených států). Bylo rigidnější a zachovávalo si určité prvky komunitního vlastnictví – např. „když se voda začala užívat pro nové účely, existující uživatelé mohli být požádáni o snížení objemu využívané vody, aby vytvořili prostor pro nové užití. Protože

81

Právo prvotního přivlastnění se v dílčích aspektech v čase vyvíjelo. Ve své původní podobě nebyl omezen či specifikován účel odběru ani neexistoval zánik práva při neodebírání vody z toku (srovnej Anderson, Snyder, 1997 s Gould, Grant, Weber, 2005).

93

byla břehová práva vázána k půdě, nebyla samostatně převoditelná a prostor pro tržní alokaci byl dále omezen“ [Anderson, Snyder, 1997: 34].82 Výše popsaná práva, zejména pak právo přednostního přivlastnění, umožnily v průběhu 19. století vznik řady soukromých organizací, jenž usnadňovaly manipulaci s vodou a její transfer na nebřehové pozemky – tj. tam, kde byla voda nejvíce ceněná. Řadu těchto organizací zakládali samotní vlastníci. Pomocí fungování trhů s vodou se i ve velmi suchých oblastech (Montany, Colorada, Nového Mexika) dosáhlo zvýšení zemědělské produkce. Stabilita právního rámce a nastavení stimulů pro jednotlivce podporovaly soukromé investice do zavlažovacích soustav apod. [Anderson, Snyder, 1997]. V uvedeném vývoji nehrály až do poloviny 20. století významnou roli státní ani federální úřady, přesto již v tomto období byly pomocí soudů řešeny konflikty týkající se znečištění vodních toků. R. Meiners a B. Yandle dokumentují řadu soudních verdiktů, ze kterých jasně vyplývá aplikace postupu představeného v kap. 4.3. Prioritně přivlastněná práva k určitému množství vody využívané k určitému účelu byla chráněna před fyzickou invazí, jejímž důsledkem byla újma.83 Sankce ukládané soudy byly z dnešního pohledu státní ochrany životního prostředí velmi tvrdé – např. v 90. letech 19. století muselo město Texarkana uhradit újmu farmářské rodině (snížení hodnoty pozemku, kompenzaci výnosů a nebezpečí rozšíření nemocí) v celkové výši cca 9 000 $ a muselo zároveň zamezit vypouštění splašků do řeky z nově vybudované kanalizace. V roce 1913 musela papírna zaplatit farmáři náhradu škody ve výši 312 $, zároveň však dostala přikázáno do 1 roku zamezit znečištění nebo ukončit provoz. V roce 1953 byla majiteli tábořiště do papírny vzdáleného 20 mil po proudu řeky přiznána náhrada škody

82

V současné době přežívají některé prvky zvykového práva, byť významnou roli hraje regulace v rámci jednotlivých států i federální zákony. Právo přednostního přivlastnění je dnes v čisté formě aplikováno v devíti západních státech. Dalších devět západních států využívá tzv. Kalifornské doktríny, která částečně zohledňuje břehová práva, byť přednostní přivlastnění převládá. Pouze v Kalifornii, Nebrasce a Oklahomě je možný vznik práva k užívání vody uplatněním břehového nároku. Ve zbývajících 32 státech existuje větší či menší otevřenost vodního práva břehové doktríně, ale nová užití jsou ve většině případů administrativně povolována a nejedná se pouze o práva vázaná ke břehům vodních toků. Břehové právo podle původní tradice zvykového práva je rovněž významně omezeno zákony na kontrolu přehrad, nebřehovými právy vztahujícími se k vodě zachycené v přehradách, vody pro města a státní agentury apod. V poslední době se prosazují také environmentální zákony, na základě kterých jsou soukromá užití vody kontrolována za účelem zachování minimálního zůstatkového průtoku [Gould, Grant, Weber, 2005]. 83 Je překvapivé, že řešení znečištění vod podle zvykového práva neobnášelo ve skutečnosti záplavu žalob. „Do roku 1971 se podle zásad common law projednalo 445 případů zaznamenaných pro jejich precedenční význam… včetně případů z 19. století. V letech 1945 – 1970 nebyly nikdy rozhodnuty podle zásad common law více než čtyři precedenční případy týkající se znečištění vody (nejčastěji) nebo vzduchu, ročně. Důvodem je podle našeho názoru obecné porozumění obsahu a smyslu právních norem a z toho vyplývající nepříliš častá snaha je zpochybnit“ [Meiners, Yandle, 2000: 18]. Vnitřní citace vypuštěny.

94

ve výši 8 000 $ za ztrátu hodnoty jeho podnikaní a pokles ceny pozemku [Meiners, Yandle, 2000]. Z uvedených příkladů je zřejmé, že: „[D]ávno před vznikem EPA [Environmental Protection Agency] si firmy uvědomovaly, že znečistí-li podstatně vodu, již užívají jejich sousedé, vystavují se odpovědnosti za způsobené škody. K minimalizaci odpovědnosti instalovali znečišťovatelé kontrolní systémy. Papírny ve Wisconsinu běžně vlastnily mnoho mil pozemků podél toku řek s vědomím toho, že jinak budou odpovědny za porušení práv majitelů pobřežních pozemků“ [Davis in Meiners, Yandle, 2000: 17].

Autoři zabývající se analýzou podmínek pro ochranu životního prostředí v 19. – pol. 20. století zmiňují nedostatky systému zvykového práva, který se při zvyšujícím se tlaku na vodní zdroje musel vyrovnávat se stále novými problémy. Např. změna užití v rámci břehového práva mohla omezovat prioritní přivlastnění vody vlastníků po proudu [Anderson, Snyder, 1997], soudy nebyly při výkladech práv vždy konzistentní, u složitějších případů zahrnujících více znečišťovatelů bylo obtížné prokázat konkrétní odpovědnost [Meiners, Yandle, 2000]. Tyto dílčí nedostatky však podle Andersona neospravedlňují vývoj od pol. 20. století, kdy do hry vstoupila vládní regulace. Kvůli tomu byla tradice zvykového práva narušena, proto u řady situací není jasné, jak by se vlastnická práva samovolně dále rozvíjela. Jako důvody prvních vládních zásahů do alokace vody byly kromě etických důvodů (voda je příliš drahocenná, aby byla předmětem obchodu) uváděny zejména: a) obava z monopolů, b) nedostatek soukromého kapitálu pro vznik některých projektů, c) existence externalit. Zásahy do existujících práv k vodě probíhaly pomocí udílení nových užitných práv, které však neměly povahu vlastnického práva, plavba byla nadřazena jiným soukromým užíváním vody, začalo se operovat s „veřejnými zájmy“.84 Zvykové právo postupně erodovalo v důsledku toho, jak byly vytvářeny nové podmínky pro užívání vody. Kvůli posílení principu spravedlnosti byly uvalovány zákazy na prodej nadbytečné vody (jelikož ti, co si vodu přivlastnili dříve, měli „neoprávněnou“ výhodu). „Pokud voda nebyla odvedena z toku, považovala se za neužívanou a k dispozici pro jiné uživatele. Tyto zákony si kladly za cíl dosáhnout hospodárného užívání vody, ale místo toho způsobily plýtvání, protože vlastníci byli motivováni vyčerpat všechnu vodu, ke které měli vlastnické právo, i když by jim ve skutečnosti stačilo méně“ [Anderson, Snyder, 1997: 59]. Celý proces směřoval k tomu, aby se z vody postupně stal statek vlastněný čí významně regulovaný státem. Tím se vytvořil 84

Od 80. let se takovým veřejným zájmem stala ochrana přírody. Anderson uvádí případ Los Angeles z roku 1983, které odebíralo na základě práva prioritního přivlastnění vodu z jezera Mono (právo bylo osvojeno v roce 1940). Odběry vody ovlivňovaly vodní biotu a ptactvo. „Soud nařídil, že stát musí přehodnotit původní právo ve světle své odpovědnosti chránit veřejné hodnoty, mezi které soud zahrnul i ochranu životního prostředí“ [Anderson, Snyder, 1997: 58].

95

prostor k dobývání renty, jelikož nově příchozí zájemci o vodu usilovali o omezení starších typů práv, zemědělci usilovali o garanci navýšení dodávek vody do svého sektoru apod. Důsledkem výše uvedených změn byl zánik rozvíjejících se trhů s vodou, jelikož vlastnická práva byla postupně přeměněna na licence a povolení (bez možnosti transferu na jinou osobu). Nová povolení byla přidělována na základě prokázání „prospěšného“ užití vody (beneficial use), přičemž o prospěšnosti jednotlivých aktivit rozhodovali úředníci. Soukromé investice do zavlažovacích soustav a zásobáren vody byly nahrazeny státními či federálními dotacemi. Tyto změny vyústily např. v obrovské federální investice do zavlažovacích soustav, jež dodnes udržují pěstování plodin náročných na vodu v suchých oblastech USA, ve kterých je problém zajistit dostatek pitné vody pro narůstající počet obyvatel aj. [Anderson, Snyder, 1997]. Voda je dotovanou komoditou, proto je pro ty, komu se podaří získat povolení, dostupná za velmi výhodných podmínek, ovšem na úkor ostatních, kteří takové štěstí nemají. Současný rigidní systém rovněž není schopen reagovat na vzrůstající poptávku po rekreačních funkcích vodních toků [Anderson, Leal, 2001]. Vstup veřejných zájmů do bilaterálních sporů mezi znečišťovatelem a poškozeným a vyvlastňování historických vlastnických titulů omezilo využitelnost zvykových práv k ochraně vod. Následné intenzivní využívání vody v zemědělství a průmyslu mělo za následek zhoršování kvality vodních toků, proto byl roku 1972 přijat federální Zákon o čistotě vod (Clean Water Act), jenž nastavil limity pro vypouštění odpadních vod.85 Tímto krokem byla práva potenciálních žalobců dále oslabena, jelikož rozhodující byla nikoliv individuální újma, ale skutečnost, zda znečišťovatel dodržel federální limity. V jednom z posledních sporů z roku 1992, jenž se odvolával na federální zvykové právo, Oklahoma žalovala Arkansas, že umožnil únik znečištěné vody na její území. „Ačkoliv voda vyhovovala normám EPA a státu Arkansas, neodpovídala standardům Oklahomy. Soud požadavky státu Oklahoma odmítl s tím, že Kongres poskytl EPA široké pravomoci ve vztahu ke kvalitě vody“ [Meiners, Yandle, 2000: 20]. Dynamická evoluce vlastnických práv k vodě v 19. století a degradace vodního prostředí od 2. poloviny 20. století vede protržně orientované ekonomy k přesvědčení, že oživení některých zásad zvykového práva – tj. ustanovení výlučných vlastnických

85

Zákon o ochraně vody jako jeden z prvních federálních environmentálních norem původně požadoval zamezit vypouštění veškerého znečištění do povrchových vod do roku 1985, bez ohledu na to, že řada ekonomů poukazovala na nesmyslnost tohoto řešení. Pět let po jeho vydání (tj. v roce 1977) byly cíle zákona označeny za nerealistické a byly přehodnoceny do podoby limitů pro kvalitu vod [Anderson, Snyder, 1997].

96

práv alespoň k některým užitím vody – je jediným možným řešením současných problémů. Jak zdůrazňují Meiners a Yandle: „Závěry z případů řešených podle common law jsou jasné: ti, kdo poškodí životní prostředí, ponesou přesně danou odpovědnost. Ano, dochází k chybám. Někdy se vyvozuje odpovědnost tam, kde by být neměla; někdy se náhrada škody stanoví příliš vysokou částkou; někdy se odpovědnost nepřičítá tomu, komu by se měla. Ale zdá se být daleko lepší, aby se stávala takováto jednotlivá nedopatření (z nichž některá dojdou nápravy v průběhu odvolací procedury), než aby politicky motivované metody způsobovaly náklady všem“ [Meiners, Yandle, 2000: 35].

Anderson v této souvislosti diskutuje možnosti zavedení vlastnických práv k podzemní vodě či k zachování průtoku ve vodních tocích (pro environmentální či rekreační účely). Konkrétní podobě práv k zajištění druhého jmenovaného užití se věnujeme v navazující kapitole.

4.5.2

Vlastnická práva k rybaření ve Velké Británii

V diskusích o využitelnosti výlučných soukromých práv k ochraně vodních toků před znečištěním je v současnosti často zmiňován příklad rybářských práv v Anglii. Právo rybařit je historicky doplňkovým právem k břehovým právům a jako takové může být vlastníky břehových pozemků pronajímáno třetím osobám [Anderson, Leal, 2001]. Se zvyšující se poptávkou po volnočasových aktivitách od 2. poloviny 20. století zažívá uplatňování tohoto práva renesanci a stává se významným nástrojem v rukou vlastníků pro zabezpečení kvality vody v tocích. Soukromá rybářská práva především na drobných vodních tocích nejsou (např. ve jménu veřejných zájmů) zpochybňována, tradice zvykového práva tak v souvislosti s tímto užitím nebyla přerušena. Anderson k tomu podotýká: „Jestliže má voda, která je ponechána v toku pro účely zajištění určitého průtoku, soukromého majitele, existuje motiv spravovat a zlepšovat prostředí pro chov ryb. Aby dosáhli výnosu ze svých investic, musí majitelé investovat do posilování svých vlastnických práv, a tak Britové najímají soukromé správce rybářských a loveckých revírů a uskutečňují dlouhodobé investice do svých vodních toků“ [Anderson, 2007: 152].

V souvislosti s výkonem rybářských práv proto existuje v Anglii celá řada kvalitních pstruhových revírů, jelikož vlastníci mají zájem o vytvoření dobrého prostředí pro ryby i o optimalizaci pronajímaných rybářských povolení. Hodnotu svého majetku také logicky chrání proti vnější invazi, kterou může být znečištění vypuštěné dolů po proudu. Za účelem snížení nákladů monitoringu kvality vody a následných žalob zakládají vlastníci rybářských práv sdružení, jež je následně zastupují u soudů. Jedním z nich je

97

např. Angler’s Cooperative Associaton (ACA), jež od svého založení v roce 1948 vyšetřovala stovky případů znečištění a ve většině případů v rámci občanskoprávních žalob dosáhla zamezení škodlivé činnosti či odškodnění. „Tyto aktivity po celou dobu umožňovaly lov pstruhů v řece Derwent, která protéká průmyslovým městem Derby. ACA zabránil městu ve vypouštění odpadních vod do řeky a dosáhl vydání soudního zákazu proti společnosti British Electric, která musela zastavit vypouštění teplé vody přímo do řeky“ [Anderson, 2007: 153]. Jak dodává Dales: „ACA se zabývá také… splachy bahna, které se dostává do vody v důsledku zvýšení sklonu silnice nebo z příkopu… To je ve skutečnosti dobrý příklad veřejného znečišťování vody, které je [v Severní Americe] tolerováno, ale je naprosto zbytečné a není těžké mu zamezit“ [Dales in Anderson, 2007: 153].

Významným vedlejším efektem soukromě zajišťované rekreační aktivity je tedy tlak na zachování vysoké kvality vody v tocích. Anderson situaci v Anglii a Skotsku porovnává s vývojem ve Spojených státech, který vychází ze stejné právní tradice. Zde však vlastnictví vody pro účely jejího ponechání v toku nebylo umožněno, jelikož právo prioritního přivlastnění se v průběhu 20. století vykládalo jako užitné právo pro odběr vody z toku. Jak jsme již uvedli dříve, v případě neužívání vody vlastník o své právo přišel [Anderson, Snyder, 1997]. Zajištění minimálního zůstatkového průtoku v toku se později zabezpečovalo pomocí úředních nařízení, přičemž neužívání vody bylo chápáno jako veřejný statek. Tato omezení znamenají ve svém důsledku pro výkon vlastnických práv, že i kdyby „skupina ochránců přírody byla ochotna zaplatit farmáři za snížení odběrů pro zavlažování, voda ponechaná v toku by byla odčerpána jinými farmáři“ [Anderson, Leal, 2001: 96]. I přesto ve Spojených státech existují oblasti, kde vlastníci pozemků mohou plně kontrolovat kvalitu (převážně drobných) vodních toků, vytvářejí se tak podmínky pro zpoplatněné rekreační aktivity: „V údolí řeky Yellowstone jižně od Livingstonu v Montaně začíná i končí několik tam pramenících potoků na soukromých pozemcích, které jsou vlastníky plně přisvojeny. Protože přístup k toku může být monitorován při nízkých nákladech, mohou majitelé půdy vybírat poplatek od rybářů. Poplatek motivuje majitele, aby budovali místa pro tření ryb, dělali opatření proti zanášení toků bahnem, bránili dobytku v přístupu k toku a tím chránili porost na březích. Majitelé omezují počet rybářů za den, takže se hodnota zážitku v čase nesnižuje“ [Anderson, 2007: 151].

Krom toho potenciál soukromých nástrojů pro ponechání většího množství vody v tocích se na západě USA zvyšuje s tím, jak jednotlivé státy přijímají právní a administrativní změny k podpoře této činnosti. Např. „v roce 1987 stát Oregon změnil svůj vodní zákon tak, že umožnil veřejným či soukromým subjektům pronajmout si či

98

koupit vlastnický titul k vodě a přeměnit ho na vodu ponechanou v toku. V důsledku toho soukromá nezisková organizace Oregon Water Trust učinila velký pokrok v dosažení svého cíle, kterým je zajistit odpovídající průtok pro tření pstruha amerického a lososa v tomto státě“ [Anderson, Leal, 2001: 101]. Otevírá se tak prostupně prostor k oživení zaniklých trhů s vodou alespoň v této dílčí oblasti. Závěr obou případových studií je zřejmý – existence individuálních vlastnických práv k různým užitím vody umožňuje efektivní využívání tohoto zdroje. Naopak zavedení vládní regulace v podobě administrativního přidělování vody, limitů a upřednostňování veřejných zájmů vede k degradaci vodních zdrojů z důvodů, jež jsme detailně popsali v teoretické části této kapitoly. Představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí systematicky shromažďují empirické podklady pro potvrzení svých teoretických závěrů. Uvedené příklady se zabývaly pouze problematikou vnitrozemských povrchových vodních zdrojů, avšak dle existujících podkladů lze tržní přístupy uplatnit i v případě podzemní vody, oceánů aj. (viz např. Block, 2007; Anderson, Snyder, 1997; Leal, 2000). Historicky fungující systém zvykového práva považují jednotliví autoři za jasný důkaz, že ochrana životního prostředí skrze sobecké zájmy jednotlivců je schůdnou alternativou vládní regulace.

4.6

Závěr kapitoly

Tržní přístupy k ochraně životního prostředí obhajují myšlenku, že degradaci přírodních složek můžeme zabránit pouze ustanovením výlučných soukromých vlastnických práv. Stejně jako ekologická institucionální ekonomie se tudíž zabývají změnou institucionálního rámce, avšak s tím rozdílem, že neexistují pochybnosti o tom, jaký režim správy přírodních zdrojů je nejvhodnější. Jednotlivci, kteří usilují o dlouhodobé zhodnocení svého majetku, jsou schopni pomocí ochrany svých majetkových hodnot realizovat zároveň ochranu složek životního prostředí. Navíc úroveň ochrany realizovaná skrze individuální racionální jednání je optimální a maximalizuje společenský blahobyt (v „rakouském“ pojetí). Tento postoj v teoretické rovině obhajují především představitelé rakouské ekonomie životního prostředí pomocí analýzy individuálního lidského jednání. Výstupem této analýzy je soubor přirozených lidských práv, jenž eliminuje konflikty ve společnosti, umožňuje její další rozvoj a který nelze vyvrátit negací těchto práv. Za součást přirozených práv jsou považována i majetková práva. Představitelé Andersonova tržního přístupu se soustředí na obhajobu soukromého vlastnictví z pohledu efektivnosti

99

a shromažďují empirické důkazy o fungování soukromoprávních řešení. Nedílnou součástí sledované obou protržních směrů je rovněž analýza vládních selhání (opět v teoretické i empirické rovině), jež poskytuje argumenty pro odmítnutí současné ekologické politiky. Praktickým příkladem, dokládající závěry tržních přístupů k ochraně životního prostředí, je historický systém anglosaského zvykového práva, v rámci něhož se v 19. a 20. století v USA a Velké Británii běžně řešily problémy spojené se znečištěním vody.

100

5

Komparace ekonomicko-teoretických přístupů

Až doposud jsme v rámci předchozích kapitol popsali přístupy jednotlivých ekonomicko-teoretických směrů a uvedli jsme, jaké závěry a doporučení pro ochranu životního prostředí z nich vyplývají. Věnovali jsme se také kritickému vymezení mladších ekonomických disciplín vůči neoklasické environmentální ekonomii, která je v současnosti považována za mainstream. Vědomě jsme se vyhnuli interakcím mezi ekologickou institucionální ekonomií a tržními přístupy k ochraně životního prostředí. Shromážděné informace nebyly doposud využity pro komparaci přístupu k ochraně životního prostředí napříč všemi třemi popsanými směry. Tomu se věnuje následující kapitola. Cílem srovnání je zdůraznit hlavní odlišnosti a styčné body jednotlivých teorií a shrnout důvody různorodých doporučení pro režimy správy přírodních zdrojů a způsoby ochrany životního prostředí. Zároveň odpovíme na otázky vytčené v úvodu této práce: Do jaké míry ovlivňuje zvolená metoda zkoumání výsledek ekonomické analýzy? Jaké instituce jsou pro správu přírodních zdrojů nejvhodnější? Jakou roli ve vztahu k závěrům určité teorie hraje její otevřenost normativním soudům?

5.1

Vliv zvolené metody a metodologie na výsledek analýzy

Ze základních charakteristik neoklasické environmentální ekonomie, ekologické institucionální ekonomie a tržních přístupů k ochraně životního prostředí vyplývá, že k určení příčin ekologických problémů se využívají rozdílné metody zkoumání společenských jevů. Neoklasika a tržní přístupy vycházejí z metodologického individualismu a subjektivismu hodnot, a proto se při analýze soustředí na individuální (racionální) lidské jednání. Člověk je primárně homo economicus, porovnává náklady a užitky svého jednání a volí takové postupy, jež jeho subjektivní uspokojení maximalizují. I pro dosažení společensky optimální kvality životního prostředí v rámci neoklasiky jsou uvažována opatření působící na úrovni jednotlivců a firem, jež ovlivňují individuální kalkulaci nákladů a užitků. Naproti tomu ekologická institucionální ekonomie staví své základy s využitím metodologického kolektivismu86, konceptu společenské racionality a při akceptaci jiných než individuálních hodnot (např. vnitřní hodnoty přírody). Člověk je chápán jako společensky determinovaná bytost, jejíž

86

Dle Vatna tzv. metodologický institucionalismus (viz kap. 3.2).

101

rozhodování významně ovlivňuje okolí (zvyky, tradice, kolektivně sdílené hodnoty). Změnou (institucionálního) uspořádání společnosti můžeme dosáhnout sladění individuálních a společenských hodnot. Proti sobě tak stojí člověk ekonomický (kalkulující svůj osobní prospěch) a člověk společenský (občan řídící se společenskými normami). Otázkou, na niž je v této souvislosti nutné odpovědět, je, který z těchto dvou uplatňovaných konceptů lépe vystihuje podstatu člověka a jeho jednání ve vztahu k vzácným statkům. Jak jsme uvedli v kap. 4.1, zakladatel jednoho z tržních přístupů k ochraně životního prostředí, T. Anderson, zdůrazňuje pojetí člověka jako sobecky uvažující bytosti motivované především zvýšením vlastního blaha. Ani altruistické motivy nemohou zvrátit jeho podstatu [Anderson, Leal, 2001]. Krom toho, všechny potřeby jednotlivce (hmotné i nehmotné) se nacházejí na jedné hodnotové škále. I „společensky prospěšné“ jednání, pokud ho člověk dobrovolně podstoupí, demonstruje uspokojení jeho aktuálních potřeb [Mises, 2006].87 Hodnotové škály jednotlivců mohou být ovlivněny okolnostmi (např. výchovou, vzděláním, hodnotami, jež sdílí většina společnosti apod.), nachází se však mimo záběr ekonomické analýzy. Základním prvkem této analýzy je individuální lidské jednání, jež je charakterizováno jako „použití prostředků pro dosažení cílů“ [Mises, 2006: 12] a jež je konečnou daností – tj. jeho příčiny nejsou dále objasňovány. Tvrzení, že člověk jedná, je axiomem, ze kterého se následně odvíjejí další apriorní ekonomické zákony [Mises, 2006]. S tímto pojetím člověka i předmětu ekonomie polemizuje A. Vatn, jenž se ve svém díle pokouší ukotvit teoretické základy ekologické institucionální ekonomie. Vatn uvádí, že „rakouská“ obhajoba individualismu je „charakteristická několika fundamentálními problémy a má tendenci skončit u pouhých tvrzení: jelikož je jednání založeno na individuálním účelu, individuální účel musí vysvětlit jednání“ [Vatn, 2005: 49]. K individualismu uvádí, že „individualistická perspektiva je rovněž společenským konstruktem. Jedná se o zvláštní způsob nahlížení chování… Ti, co tuto pozici podporují, v ní spíše vidí ‚přirozený řád věcí’ či ‘člověka takového, jaký skutečně je’... Ačkoliv se jedná o bytelnou teoretickou strukturu, její aplikace na jevy reálného světa způsobuje nekonzistentnosti. Navíc její význam je často napadán, jelikož maximalizace individuálního užitku je logická pouze pro určitou podskupinu individuálních voleb“ [Vatn, 2005: 39]. 87

Dle Misese: „Když člověk provádí volbu, nevolí pouze mezi různými hmotnými věcmi a službami. Do hry vstupují veškeré lidské hodnoty. Všechny cíle a všechny prostředky, hmotné i duševní, velkolepé i přízemní, vznešené i prosté, jsou seřazeny do jedné škály a podrobeny rozhodování, které vybírá jednu věc a ponechává stranou věci ostatní. Nic, po čem člověk touží nebo čemu se chce vyhnout, nezůstává vně tohoto uspořádání do jediné stupnice preferencí“ [Mises, 2006: 3].

102

Hlavní Vatnovy věcné argumenty proti individualismu lze shrnout do následujících bodů: •

lidé jednají jako prvky společenství, do kterých patří, jednání jednotlivců je tedy ve značné míře ovlivněno jejich okolím [Vatn, 2005],

•

jednotlivec tedy pouze nemaximalizuje individuální užitek, kritéria, jejichž naplnění sleduje, jsou ovlivněna institucionálním rámcem (např. tržní prostředí motivuje k maximalizaci užitku, komunita k obecně prospěšnému jednání apod.) [Vatn, 2005],

•

je nepravděpodobné, že lidé provádějí kalkulaci nákladů a užitků v souvislosti s altruistickým chováním, toto chování patří do jiné kategorie než maximalizace užitku na trzích [Vatn, 2005].88

Zatímco představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí nevylučují, že člověk není ovlivňován společností, v níž žije, domnívají se, že analýzou kolektivních entit se nedobereme podstaty lidského jednání – tj. neodhalíme obecně platné ekonomické zákony. Naproti tomu ekologická institucionální ekonomie trvá na tom, že pouze analýza individuálního lidského jednání neposkytne dostatečnou odpověď, do jaké míry je toto jednání předurčeno existujícím institucionálním rámcem. Tento rozpor se zdá neřešitelný především proto, že oba směry odlišně vymezují předmět zkoumání v rámci ekonomie. Výše uvedené citace napovídají, že zatímco zastánci individualismu považují preference lidí za dané a dále se soustředí pouze na jednání, představitelé kolektivismu usilují o nalezení mechanismů k ovlivnění těchto preferencí. Pokud by tomu tak bylo, rozcházely by se analyzované směry již v úplném počátku a další porovnávání by bylo významně zatíženo touto skutečností. Uvedená tvrzení o předmětu zkoumání dále ověříme s odvoláním na práce A. Vatna a L. Misese. Dle Vatna lze hlavní téma ekologické institucionální ekonomie popsat takto: „V prvé řadě se ptáme, jak by měly společnosti rozhodovat o veřejných statcích? Jak by měly být zohledněny různé často konfliktní zájmy? … Zadruhé, poté, co se rozhodneme, co dělat, potřebujeme ustanovit struktury, jež motivují lidi jednat v souladu s tím, co jsme shledali společensky rozumným. To znamená, že potřebujeme vědět, co motivuje lidi při provádění jejich voleb. Uvažují pouze to, co ovlivňuje je samé, nebo rovněž zohledňují dopady na ostatní? Závisí snad sklon k sobeckému či 88

Vatn uvádí: „Nepopírám, že takové jevy, [‚sobecké‘ dobré skutky], skutečně existují. Avšak bylo by špatné označit všechna neegoistická jednání v konečném důsledku jako egoistická… Pomoci starému muži přes ulici může přinést uspokojení, ačkoliv spěcháte na schůzku. Přesto byste to možná neudělali, pokud byste nebyli takto vychováni. Zkrátka jste udělali, co bylo správné… Mnoho jednání je jasně podstupováno proto, že to, co děláte, pramení z norem – tj. z toho, co je v dané situaci považováno za správné, bez uvažování následků… Chovat se společensky odpovědně souvisí s dodržováním závazku [vůči společnosti]. Nejedná se o kalkulační byznys [Vatn, 2005: 124-125].

103

kooperativnímu jednání na společenském kontextu? Pokud ano, stává se vytvoření ‘správného společenského kontextu’ klíčovým bodem” [Vatn, 2005: 1].

Jinými slovy, konečným cílem analýzy je dobrat se odpovědi, jaký institucionální rámec je vhodný pro změnu jednání lidí směrem ke společenským cílům (udržitelnému čerpání přírodních zdrojů). Vatn a další tedy zkoumají nejen to, jak lidé jednají, ale především to, jak se utvářejí jejich preferenční škály – tj. snaží se otevřít „černou skřínku“ lidské mysli. Tím však podle Misese dochází k prolínání předmětů zkoumání ekonomie a psychologie. „Tématem naší vědy je lidské jednání, nikoliv psychologické události, které jednání předcházejí. Právě toto odlišuje obecnou teorii lidského jednání, praxeologii89, od psychologie. Tématem psychologie jsou vnitřní události, které ústí či mohou ústit do konkrétního jednání. Tématem praxeologie je jednání jako takové“ [Mises, 2006: 12].

Ze zřejmé odlišnosti předmětu zkoumání obou sledovaných vědních disciplín logicky vyplývají i další rozdíly týkající se nejen diskutovaných metodologických principů (individualismus, racionalita), ale i přístupu ke vnášení hodnotových soudů (viz dále kap. 5.3). Ekologická institucionální ekonomie deklaruje otevřenost ostatním společenským i přírodním vědám (kromě jiného i psychologii), což ovlivňuje pohled jejích představitelů na roli ekonomie. Ta je chápána jako pouhá součást celého spektra vědních disciplín, jež odhalují vazby mezi fungováním ekosystémů a lidskou společností.90 Oproti tomu „rakouští“ ekonomové považují ekonomii za obecně platnou vědu a považují ji tudíž za nadřazenou vědám přírodním (viz dále). Naší ambicí není na tomto místě jednu z výše uvedených teorií zabývající se způsoby ochrany životního prostředí odmítnout. Pouze upozorňujeme na kořeny rozdílů, na základě kterých jsou v konečném důsledku navrhována odlišná řešení ekologických problémů. Otevřenost přírodním vědám a psychologii rovněž významně ovlivňuje metodu zkoumání ekologické institucionální ekonomie. Tuto metodu nazýváme empirickoinduktivní. Oproti tomu neoklasika i rakouská škola (tudíž i základy tržních přístupů k ochraně životního prostředí) využívají abstraktně-deduktivní metodu. K tomuto členění M. Loužek uvádí: „Základní vlastností abstraktně-deduktivní metody je, že její závěry nelze verifikovat ani falzifikovat zkušeností. To je dáno tím, že vychází z určitých předpokladů, které jsou stanoveny apriorně, a které mnohdy ani nemusí korespondovat s empirií… Empiricko-induktivní metoda funguje jinak: vychází z empirie, ale její závěry nezískávají absolutní a nutnou platnost. Snadno se může stát, že se v budoucnu objeví

89

Praxeologií nazýval Mises obecně platnou teorii o lidském jednání, jejíž nejlépe rozvinutou částí byla ekonomie [Mises, 2003]. 90 Více viz koncept vzájemně propojených socioekonomických systému (SES) [Berkes, Folke, 1998].

104

fakt, který je s postulovaným obecným zákonem v rozporu. V takovém případě je dotyčná teorie vyvrácena a měla by být nahrazena novou, věrohodnější teorií“ [Loužek, 1999: 16].

Jak deklaruje Ostrom, cílem vědeckého snažení institucionálních ekonomů je vyvinout empiricky platné teorie – tj. pokud teoretické závěry nejsou empiricky testovány, nemají vypovídající schopnost (jedná se o intelektuální cvičení). Rovněž pokud empirická data nejsou v souladu s teorií, teorie se musí změnit [Ostrom, 1999a, 2006]. Tato pozice je zřejmá z analytických postupů představitelů ekologické institucionální ekonomie, kteří považují za klíčové shromáždit detailní informace o konkrétním studovaném případu předtím, než bude provedeno hodnocení institucionálního rámce. Obecné závěry jsou pak odvozeny na základě agregace empirických poznatků, jejich platnost je však relativizována s ohledem na typ zkoumaných jevů. Význam empiricko-induktivní metody pro ekonomickou analýzu popírají někteří „rakouští“ ekonomové. Např. Mises tvrdí: „Platnost ekonomické teorie … nestojí a nepadá s empirickými výzkumy. Ekonomické zákony je nutné chápat jako apriorní zákony, jež nemohou být potvrzeny ani odmítnuty pomocí metod převládajících v přírodních vědách. Existují nezávisle na konkrétních časových a místních podmínkách a společenští vědci je odhalují pomocí čistě deduktivní argumentace“ [Hulsmann, 2003: xi]. „Co víme o základních kategoriích jednání – jednání, ekonomizování, preferování, vztahu prostředků a cílů … – není odvozeno ze zkušenosti“ [Mises, 2003: 14].

Dvěma základními apriorními zákony jsou tvrzení, že člověk jedná a že volí prostředky k dosažení svých cílů. Na tyto zákony navazují další91, přičemž neplatnost těchto zákonů nelze prokázat v praxi, ale pouze argumentačně. Jelikož člověk může obtížně nejednat a jeho jednání je vždy motivováno dosažením určitého cíle, jsou tyto i další ekonomické zákony považovány za nezpochybnitelné. Ekonomie je proto věda nezávislá na konkrétním čase a místě, je univerzálně platná, a tudíž nadřazená všem ostatním společenským vědám [viz Mises, 2003]. Představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí využívají případových studií pouze jako podpůrné dokumentace pro své teoretické závěry. Empirická data nejsou zdrojem nového poznání.92

91

Např. že člověk preferuje uspokojení potřeb dříve před uspokojením potřeb později; sníží-li se cena zboží, lidé budou kupovat stejně nebo spíš více než naopak; konflikty mezi lidmi vznikají pouze, pokud věci jsou vzácné; žádná věc nebo část věci nemůže být ve stejný okamžik výlučně vlastněna více než jedním člověkem apod. [Hoppe in Hulsmann, 2003]. 92 Empirický výzkum hraje významnější roli v Andersonově tržním přístupu než v rámci rakouské ekonomie životního prostředí, oba tržní směry však vychází z toho, že soukromé vlastnictví je empiricky nezpochybnitelnou institucí.

105

Stejně jako v případě sporu o předmět zkoumání ekonomie a metodologický kolektivismus versus individualismus není naším cílem určit, která ze dvou metod ekonomické analýzy je vhodnější. O této otázce se přou představitelé různých ekonomických směrů již řadu desetiletí (viz např. Methodenstreit) a není možné v této práci věnovat této otázce dostatečný prostor. Navíc jedním ze závěrů v rámci tohoto sporu je, že deduktivní a induktivní metoda nevylučují jedna druhou, ale že se doplňují a mohou tedy koexistovat vedle sebe [Loužek, 1999]. Zřejmou nevýhodou empirickoinduktivní metody využívané ekologickou institucionální ekonomií je fakt, že závěry analýz jsou závislé na kontextu a obtížněji zobecnitelné. Postoje vědců jsou (ohlédneme-li od silně udržitelné normativní dikce) v řadě případů nejasné a většinou se opírají o požadavek shromáždění dalších empirických podkladů. Než se tak stane, je vůči přírodním zdrojům aplikována konzervační politika založená na předběžné opatrnosti. Těmito neduhy netrpí neoklasická environmentální ekonomie ani tržní přístupy k ochraně životního prostředí – na základě abstraktně-deduktivních postupů jsou zde jasně formulovány požadavky ve vztahu k optimálnímu čerpání přírodních zdrojů. Existuje však riziko, že implementace těchto požadavků do praxe nezohlední reálné podmínky konkrétního případu (např. institucionální bariéry, transakční náklady apod.) a skutečný výsledek nebude odpovídat modelovému řešení (viz dále kap. 5.2). V úvodu jsme si položili otázku, zda mají zvolené metody zkoumání ekologických problémů vliv na výsledek analýzy. Odpověď zní: jednoznačně ano. Aplikovaná metodologie a metoda zkoumání přímo ovlivňují způsob nahlížení společenských problémů i navrhovaná řešení. Jednotlivé prvky metodologie jsou přizpůsobeny předmětu zkoumání a cílům, kterých se v rámci určité vědní disciplíny snažíme dosáhnout. Ekologická institucionální ekonomie si klade za cíl odhalit míru vlivu institucí na hodnotové škály jednotlivců. Jelikož jednotlivci jsou součástí společnosti, je logickým přístupem spíše metodologický kolektivismus. Cílem tržních přístupů k ochraně životního prostředí je objasnit pravidla jednání jednotlivců ve vztahu k přírodním zdrojům. Mysl člověka je „černou skřínkou“, proto není vliv společnosti na individuální preference vůbec předmětem zkoumání. Zvolenou metodologií je individualismus. Ambivalentní pozici zastává neoklasika, jež se primárně zabývá způsoby alokace vzácných zdrojů mezi alternativní užití, což odpovídá předmětu zkoumání tržních přístupů k ochraně životního prostředí. V rámci teorie blahobytu však usilují neoklasičtí ekonomové o určení politik maximalizujících společenský blahobyt (v environmentální ekonomii optimální čerpání přírodních zdrojů), což stejně jako v případě ekologické institucionální ekonomie staví do středu zájmu preferenční škály jednotlivců. Konečným důsledkem (ne)respektu k svobodnému individuálnímu jednání

106

je obhajoba vládní regulace čerpání přírodních zdrojů v rámci neoklasické environmentální ekonomie a ekologické institucionální ekonomie a požadavek absence regulace v rámci tržních přístupů k ochraně životního prostředí. Významným zjištěním této kapitoly tedy je, že především ekologická institucionální ekonomie a tržní přístupy k ochraně životního prostředí nevycházejí ze společného vědeckého základu a že i metody zkoumání těchto věd jsou velmi odlišné. Toto zjištění se zdá být komplikací pro komparaci závěrů jednotlivých teorií o vhodných režimech správy přírodních zdrojů. Rozcházejí-li se sledované teoretické směry v předmětu zkoumání a cílech, mohou obtížně dojít ke shodným závěrům. O toto srovnání se přesto pokusíme v následující kapitole. Budeme hledat, zda a za jakých okolností lze sblížit postoje představitelů zdánlivě nesmiřitelných táborů.

5.2

Režimy správy a kritéria jejich hodnocení

Přírodní zdroje se mohou nacházet v soukromém, komunitním či státním vlastnictví nebo k nim může být volný přístup. Typ vlastnictví funguje v interakci s formálními i neformálními pravidly užívání určitého zdroje. Všechny analyzované teoretické směry se shodují v tom, že je-li přírodní zdroj vzácný, volný přístup způsobí jeho postupnou degradaci. Rozchází se však v názorech na to, jaký ze tří uvedených režimů správy má být zaveden (případně spolu s jakými pravidly užívání), aby bylo dosaženo rovnováhy mezi užitím a konzervací určitého zdroje. Představitelé neoklasické environmentální ekonomie upozorňují na nedělitelnost přírodních zdrojů a nevylučitelnost ze spotřeby, v důsledku čehož jsou přírodní zdroje považovány za veřejné statky a změnám tohoto režimu správy není věnován významný prostor. Ekologická institucionální ekonomie zdůrazňuje pozitiva komunitního vlastnictví a tržní přístupy k ochraně životního prostředí prosazují zavedení soukromého vlastnictví vzácných přírodních zdrojů. Na první pohled se zdá, že mezi uvedenými teoriemi neexistuje názorový průnik – tj. že nelze najít řešení pro správu přírodních zdrojů, jež by vyhovovalo všem. V rámci této kapitoly ukážeme, kde a za jakých podmínek lze takové prvky nalézt. Nejdříve budeme diskutovat historický vývoj vlastnických práv, kterému se věnují Ostrom a Anderson. Pak se přeneseme do současné doby a zaměříme se na roli vlády jako hlavního tvůrce pravidel správy přírodních zdrojů, jenž významně ovlivňuje implementaci a fungování zvoleného režimu správy. V závěru kapitoly zmíníme prosazovaná kritéria výběru vhodného institucionálního rámce (efektivnost, spravedlnost, udržitelnost) a ukážeme, jak jednotlivé režimy správy těmto kritériím vyhovují.

107

5.2.1

Spontánní evoluce soukromého a kolektivního vlastnictví

T. Anderson a E. Ostrom se oba v rámci svých prací zabývají spontánní evolucí vlastnických práv k přírodním zdrojům. Společným prvkem je skutečnost, že tato práva byla vytvořena uživateli s ohledem na jejich potřeby (obvykle kvůli zamezení konfliktů) bez intervence vládních autorit. Jak jsme uvedli dříve, Anderson ukazuje, jakým způsobem postupně vznikala výlučná individuální vlastnická práva (např. k vodě – viz kap. 4.5). Naproti tomu Ostrom se zabývá podmínkami vzniku komunitního vlastnictví – tj. sdílených práv, jenž byla vytvořena jasně vymezenou komunitou uživatelů. Oba autoři zmiňují příklad zavlažovacích soustav v suchých oblastech USA [Anderson, Snyder, 1997], Španělska a Filipín [Ostrom, 2006], jenž byli zbudovány a spravovány uživateli na základě jasně vytvořených pravidel. Zatímco pro Andersona je tento vývoj důkazem postupného vzniku trhů s vodou na základě jasně přidělených práv, Ostrom považuje společenskou dohodu za důkaz fungování komunitního vlastnictví. V následujícím textu dokážeme, že v této situaci nemají představitelé obou teorií problém akceptovat soukromé ani komunitní vlastnictví a že zde tedy dochází ke shodě ohledně dobrovolně ustanovených režimů správy. Ostrom ve svých textech obhajuje komunitní vlastnictví a odmítá automatickou nadřazenost soukromého vlastnictví. Na praktických příkladech dokazuje, že přírodní zdroje v komunitním vlastnictví nebyly zničeny a že náklady vyjednávání v rámci komunity nebyly prohibitivní a umožnily evoluci potřebných institucí v čase podle aktuálních potřeb [Ostrom, 2006].93 Byl zaveden efektivní (dlouhodobě udržitelný) režim správy, který v řadě případů kombinoval prvky soukromého a komunitního vlastnictví. Jelikož komunity takové režimy samy ustanovily a udržovaly, není důvod domnívat se, že docházelo k trpění nějaké těžkopádné či nevyhovující formy vlastnictví. Neexistuje rovněž důvod v těchto situacích prosazovat privatizaci jako jediné vhodné řešení [Ostrom, 1999a]. Jak dále Ostrom uvádí, výlučná vlastnická práva vznikala především tam, kde náklady vylučitelnosti ostatních uživatelů byly nízké a spotřeba zdroje prováděná jedním uživatelem nebyla ve vztahu k celkové zásobě zdroje významná. Za těchto podmínek vedlo soukromé vlastnictví k vyšší míře produktivity a jednalo se jednoznačně o preferovaný institucionální rámec [Ostrom, 1999a]. Soukromé vlastnictví bylo v uvedených případech využívanou alternativou komunitního vlastnictví. 93

S touto obhajobou souvisí i vyjasnění pojmového zmatení – především rozdílu mezi kolektivními statky (commons) a veřejnými statky, případně mezi státním a komunitním vlastnictvím a volným přístupem. Řada ekonomů považuje tzv. commons za statky s volným přístupem, které podléhají Hardinově tragédii obecní pastviny. Ostrom používá stejný výraz pro kolektivní statky v komunitním vlastnictví, které naopak mohou být v rámci komunity dlouhodobě efektivně spravovány.

108

Na druhé straně J. Šíma k legitimitě komunitního vlastnictví v rámci liberální doktríny uvádí, že „lze… nalézt dobré důvody pro to, aby společné vlastnictví představovalo nejlepší dostupnou alternativu“ [Šíma, 2004: 63]. Ke změně režimu správy dochází ve chvíli, kdy očekávané přínosy převáží náklady provedení této změny. „Jelikož existence systému vlastnictví je nákladná, mají ekonomické úvahy vliv na to, jaká práva budou ve společnosti vládnout. Stručně řečeno, ideál společnosti založené na vlastnictví nemusí být vždy a v plné míře uskutečnitelný… V mnoha oblastech může být ziskové (nejméně nákladné) nemít soukromé vlastnictví“ [Šíma, 2004: 65].

V souladu s tvrzením Ostrom tedy zopakujeme, že tam, kde v minulosti došlo ke spontánnímu ustanovení komunitního vlastnictví, jednalo se pro uživatele přírodního zdroje o nákladově nejvýhodnější alternativu. Rovněž tam, kde vzniklo soukromé vlastnictví, náklady vymezení a prosazování práv byly buď nižší, nebo byly ospravedlněny vyššími toky užitků. Domnělou absolutní nadřazenost výlučných individuálních vlastnických práv v rámci tržních přístupů k ochraně životního prostředí dále relativizuje E. Dolan odvoláním se na Lockeovu povinnost „zanechat při přivlastnění si části společného zdroje dostatečné množství zdroje ve stejné kvalitě pro ostatní“ [Dolan, 2007: 168]. Ve chvíli, kdy přivlastnění si další technické jednotky přírodního zdroje omezuje další uživatele dosud nepřivlastněného společného (kolektivního) statku, není možné uplatnit zásadu smísení práce se zdrojem – tj. např. obdělat a oplotit si část zbývající půdy. Podle Dolana: „K dalšímu přisvojení sice docházet může, ale v takovém případě se musí pokračovat pomocí nějakého jiného mechanismu, který vyžaduje shodu všech držitelů práv ke zbývajícímu společnému zdroji“ [Dolan, 2007: 169]. Např. „pokud se má zbytek pastviny privatizovat, musí se tak stát za souhlasu všech spoluvlastníků. Máme-li použít moderní terminologii, musí být vlastníci vyplaceni, nikoli pouze vyvlastněni“ [Dolan, 2007: 170].

Představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí tedy neobhajují postup, že zdroj sdílený všemi (les, jezero) si najednou přivlastní jedna osoba, která všem ostatním omezí přístup. Stejně jako soukromé vlastnictví, vniká komunitní vlastnictví evolucí v závislosti na potřebách uživatelů. Vznikne-li tlak na změnu režimu správy, je řešení přijímáno na základě společenské dohody. S ohledem na přirozenou evoluci různých forem vlastnických titulů nepřikládají Anderson ani Ostrom žádnému typu vlastnictví normativní hodnotu. Komunitní i soukromé vlastnictví sloužilo k eliminaci konfliktů a zabraňovalo snižování hodnoty přírodních zdrojů. Je vyjadřována důvěra ve svobodné jednání jednotlivců v rámci vytvořených pravidel. Jednotlivci za výše uvedených podmínek nevytvářejí tlak na vyčerpávání zdrojů (je však obtížné odhadnout, zda by se s tímto závěrem v případě

109

soukromého vlastnictví ztotožnili všichni představitelé ekologické institucionální ekonomie94). Zajímavé rovněž je, že zatímco Ostrom k výše uvedeným závěrům dochází s využitím empiricko-induktivní metody, Šíma, Dolan a další obhajují existenci komunitního vlastnictví na základě abstraktně-deduktivních postupů.

5.2.2

Tvorba a garance režimů správy přírodních zdrojů vládou

Situace se mění v okamžiku, kdy na scéně figuruje stát (centrální vláda), coby tvůrce práva a obhájce veřejných zájmů. Stát určuje, jaké režimy správy přírodních zdrojů budou zavedeny či zachovány, a rovněž prosazuje vlastní (společenské) cíle ve vztahu k přírodním zdrojům. V těchto podmínkách se zachování historických soukromých práv či komunitních systémů jeví jako téměř nemožné. Závěry jednotlivých teorií o tom, jakou roli má stát ve vztahu k přírodním zdrojům hrát, se však diametrálně rozcházejí. Má vláda pouze garantovat evolucí vzniklý institucionální rámec? Má iniciovat změny práv tam, kde je možné dosáhnout vyšší produktivity přírodních zdrojů? Nebo má aktivně ovlivňovat rozhodování jednotlivců o míře spotřeby přírodních zdrojů, případně alokaci strategických zdrojů zcela převzít? V následujícím textu zrekapitulujeme, jaké režimy správy přírodních zdrojů jsou za těchto podmínek jednotlivými autory považovány za vhodné a jakým způsobem má vláda ve prospěch těchto režimů intervenovat. Společným postojem autorů zabývajících se spontánní evolucí režimu správy je kritika zásahů externích autorit do tohoto vývoje. Anderson popisuje erozi zvykového práva pod tlakem federálních zákonů [Anderson, Snyder, 1997]. Ostrom kritizuje vládní intervence ve prospěch zavádění státního i soukromého vlastnictví, jež narušily fungování historicky stabilních komunitních systémů. Víra v soukromoprávní doktrínu „pomohla ospravedlnit pasáže v zákonech, jež odstranily kolektivní práva k držení půdy a povolily ohrazení a převzetí komunitního majetku individuálními vlastníky“ [Ostrom, 1999a: 333]. Na druhé straně, „[v] zemích, kde malé osady po generace vlastnily a regulovaly své lokální obecní lesy, se zestátnění rovnalo vyvlastnění … Konečným důsledkem zestátnění bylo vytvoření volného přístupu ke zdroji tam, kde předtím existovalo komunitní vlastnictví s omezeným přístupem“ [Ostrom, 2006: 23].

94

Např. Vatn uvádí, že „neexistuje jednoduchá cesta, jak zjistit, že spontánní vývoj institucí ‘nutně’ vytváří řád“ [Vatn, 2005: 95]. Existují názory, že pravidla implementovaná státem jsou určitou formou násilí, neboť nezahrnují jednomyslný souhlas. Naopak, pravidla následující tradice či zvyky takto vnímána nejsou, ačkoliv neexistuje důvod domnívat se, že tradice jsou méně násilné než pravidla vytvořená státem. Obojí jsou společenské konstrukty [Vatn, 2005].

110

Představitelé tržních přístupů k ochraně životního prostředí a v zásadě i Ostrom proto požadují, aby centrální vláda chránila spontánně vzniklá práva a pouze případně snižovala náklady jejich vymáhání. Stát má prosazovat pravidla hry (jež se řídí principem nenarušitelnosti vlastnických práv) a chránit občany a jejich majetek proti invazi. Toto pojetí odpovídá ideálu liberálního státu, o němž se předpokládá, že „se zdrží jakéhokoliv tlaku na osobní bohatství svých občanů a ‘nepůjde ani o krok dále, než je nutné, aby ochránil své občany před vnitřní či vnější invazí; kvůli žádným jiným důvodům by stát neměl omezit jejich svobodu’“ [Furubotn, Richter, 2005: 15, vnitřní citace vypuštěny]. Proti uvedenému přístupu se namítá, že v moderních demokratických státech vláda takto nefunguje a ani nemůže fungovat. Stát je mocným aktérem, vládní instituce získávají mandát ke své činnosti od většinové společnosti. Dle Furubotna a Richtera, „je-li stát ‘natolik silný, aby chránil vlastnická práva a prosazoval uzavřené smlouvy, má také dostatek síly na to, aby konfiskoval majetek svých občanů’“ [Furubotn, Richter, 2005: 15]. Předpoklad státu, který „nejde ani o krok dále“, tedy není v realitě obhajitelný. Zneužití resp. tlak na rozšíření moci státu pramení z jeho monopolního postavení. S aktivní rolí státu je při tvorbě institucí a alokaci přírodních zdrojů nutné chtě nechtě počítat. Zaměříme se proto na to, jakou míru intervencí za této situace připouštějí či požadují představitelé jednotlivých teorií. Neoklasická environmentální ekonomie obecně přiznává státu silnou roli v oblasti tvorby a přerozdělování práv k přírodním zdrojům. Efektivní alokaci práv ovlivňují pozitivní transakční náklady – tj. existují překážky, aby se již přiznaná práva na čisté životní prostředí (resp. na znečištění) dostala do rukou těch, kdo si jich nejvíce cení. Stát proto musí napomáhat efektivnímu přerozdělování těchto práv a snižovat transakční náklady [Kolstad, 2000]. Tento přístup se blíží Posnerově efektivnostní teorii práv, v rámci které měli soudci přidělovat práva subjektům tak, aby byla maximalizována společenská efektivnost [viz Šíma, 2004].95 V důsledku existence principu „znečišťovatel platí“ však nejsou konflikty striktně chápány jako reciproční jevy. Znečišťovatelům je obvykle přiznáno právo znečišťovat do určitých limitů, jinak jsou státními orgány hnáni k odpovědnosti. Nesmíme však zapomínat, ze uvedené alokace neznamenají přiznání výlučných vlastnických práv ke zdroji. Stát pouze reguluje přístup ke kolektivním statkům (vodě,

95

Připomínáme, že kritériem efektivnosti v neoklasickém pojetí je maximální ekonomický výstup (výstup ekonomiky při rovnováze na dokonale konkurenčních trzích).

111

ovzduší) tak, že přiděluje či přerozděluje užitná práva k různým druhům užití.96 Tím jsou určovány vztahy mezi aktéry, jež chtějí tyto statky využívat v jejich původní (neznečištěné podobě) a těmi, kteří usilují o vypouštění znečištění. Rovnováha je v realitě ovlivňována společenskou volbou, a to i přesto, že environmentální ekonomové okrajově vnímají nebezpečí nadřazení zájmů nátlakových skupin nad zájmy společnosti jako celku, informační selhání, problémy politického procesu, apod. Závěr zůstává takový, že „životní prostředí obecně nemůže být ponecháno nespoutaným trhům“ [Turner, Pearce, Bateman, 1994: 155].97 Preferovaným a prakticky nezpochybňovaným režimem správy je u řady přírodních zdrojů státní vlastnictví. Stát disponuje mechanismy, pomocí kterých je schopen dosáhnout efektivní alokace kolektivních přírodních zdrojů (nebo zdrojů regulovaných ve veřejném zájmu). Poněkud rezervovanější postoj vůči státu zaujímá ekologická institucionální ekonomie, ačkoliv je nutné podotknout, že názory jednotlivých autorů se liší (srovnej Ostrom s Vantnem, Bromleym a dalšími). Je nesprávné ignorovat závěry školy veřejné volby a doufat, že politici a úředníci jsou spíše altruističtí. Zároveň se však lidé (a to jak v politické, tak ekonomické aréně) neřídí výhradně svým sobeckým zájmem. Jejich chování je ovlivňováno institucemi. Dle Vatna to znamená, že „jednání jednotlivců i plánovačů, jež zahrnuje racionalitu a odpovědnost, bude ovlivněno institucemi podle toho, jak tyto podporují specifické zájmy a představy o tom, co je účelná či správná společnost. Skrze tvorbu institucí, můžeme ovlivnit významné charakteristiky formování politického procesu“ [Vatn, 2005: 108]. V tomto výroku je plně zachycena víra institucionálních ekonomů, že preference a hodnoty lidí lze utvářet podle toho, jaké ustanovíme instituce98, přičemž o společenských hodnotách a o tom, jaké instituce jsou správné (k dosažení jakých cílů), je nutné vést dialog. Státní orgány hrají v celém tomto 96

Poněkud odlišná je situace u zavádění omezující regulace výkonu již ustanoveného soukromého vlastnictví (např. ochrana ohrožených druhů). Zde dochází k omezení výlučných vlastnických práv ve prospěch veřejného zájmu. 97 Marginálně se objevují názory volající po střídmějším využívání vládních zásahů – viz např. Tietenberg: „Ekonomický přístup doporučuje, že vládní regulace mohou být dobře využity k obnovení efektivnosti, avšak rovněž doporučuje, že neefektivnost není postačující podmínkou pro obhájení vládního zásahu. Jakýkoliv opravný mechanismus vyvolává transakční náklady. Jsou-li tyto transakční náklady dostatečně vysoké a užitek plynoucí z korekce dostatečně malý, pak je nejlepší smířit se s existencí neefektivního stavu“ [Tietenberg, 1992: 68]. Jelikož je obtížné (ne-li nemožné) porovnat transakční náklady s užitky z odstranění neefektivnosti, není tento výrok v praxi příliš použitelný k omezení nadměrné regulace. 98 Např. tržní prostředí v lidech aktivuje individualistické hodnoty, jejich preference se utvářejí podle individuálního sobeckého zájmu (co je dobré pro MĚ). Jiný institucionální rámec (státní, komunitní vlastnictví) naopak aktivuje hodnoty, v rámci kterých lidé uvažují o tom, co je dobré pro NÁS pro všechny. Soukromé vlastnictví je tedy efektivnější systém alokace zdrojů, ale způsobuje rychlý ekonomický růst a majetkové rozdíly, čímž podkopává společenské a environmentální základy určité komunity lidí [Vatn, 2005].

112

procesu významnou roli, avšak společnost (vědci, veřejnost, apod.) je tlačí k tomu, aby zohledňovali společenské cíle a zaváděli takové instituce, které podpoří vznik společenského kapitálu, decentralizaci rozhodování a celkově budou podporovat občanskou společnost. Jak potvrzuje Bromley, vládní agentury jsou „politicky odpovědné občanům skrze systém … voleb a ministerských předpisů. Jakkoliv nedokonale toto může fungovat, musíme přijmout předpoklad, že vůle občanů je mnohem lépe zahrnuta, než by tomu bylo v případě, kdyby veškerá ochrana životního prostředí byla ponechána na ochotě platit pár členům společnosti přispívajícím na charitu“ [Bromley in Anderson, Leal, 2001: 11].

Stát je nezpochybnitelným tvůrcem práv, neboť právo je společenský vztah mezi držitelem práva a kolektivní entitou, jež právo přiděluje. Stejná entita může právo také odejmout či omezit [Vatn, 2005]. Ve vztahu k přírodním zdrojům by stát měl zavádět takové režimy správy, jenž neaktivují individuální sobecké jednání, ale společenskou racionalitu – tj. státní vlastnictví s prvky decentralizovaného rozhodování nebo komunitní vlastnictví. Prosazování těchto institucí je (či by se dříve nebo později stalo) výsledkem zmiňovaného společenského dialogu. Aby společnost správně fungovala, měl by stát rovněž zmírňovat majetkové rozdíly a různými dalšími politikami přispívat k vytváření ekologicky i občansky uvědomělé, pospolité společnosti [Vatn, 2005]. Názory představitelů tržních přístupů k ochraně životního prostředí byly více méně zahrnuty v diskusi o ochraně spontánně vzniklých práv. Vládní regulace je významně zatížena selháními, proto by stát měl pouze garantovat vzniklý institucionální rámec a přijímat opatření ke snížení transakčních nákladů prosazování práv. Intervence ve prospěch „efektivnější“ či „lepší“ alokace zdrojů se nepřipouští. Samotná vlastnická práva k přírodním zdrojům se vytvářejí samovolně na trzích za přispění podnikatelů, jenž objevují nové příležitosti ke zvýšení hodnoty majetku či uspokojení potřeb vlastníků [Anderson, Leal, 2001]. Vzácné přírodní zdroje jsou proto převážně v soukromém vlastnictví (byť komunitní vlastnictví či dočasný volný přístup nejsou z nákladových důvodů vyloučeny). Z uvedených přístupů je patrná shoda v tom, že stát má garantovat a prosazovat vytvořený právní rámec. Neoklasikové a institucionalisté rovněž tvrdí, že stát má provádět tvorbu a realokaci práv ve jménu dosažení různých společenských cílů (efektivnosti či udržitelnosti – viz dále). Tomu ostře odporují zastánci tržních přístupů. Na první pohled je rovněž zřejmá různá míra tolerance vládních selhání. Ve všech třech teoriích se o nich autoři alespoň zmiňují, avšak zatímco neoklasika v zásadě popírá jejich vliv na akceschopnost státních agentur a institucionální ekonomové doufají v možnosti jejich překonání aktivizací občanské společnosti, protržní autoři považují tato selhání za průvodní a převažující jev veškerých státních intervencí. Různá

113

doporučení pro režimy správy pramenící z této skutečnosti jsou obtížně porovnatelná. Shoda na tom, že vládní selhání existují, nahrává odpůrcům vládních zásahů do alokace zdrojů, avšak tvrzení, zda občanská společnost je či není schopna tato selhání zmírnit, se pohybuje v úrovni prostého předpokladu. Na druhé straně požadavek spontánního vývoje vlastnických práv k přírodním zdrojům se v dnešní době jeví (zejména v zemích bez tradice zvykového práva) jako těžko uskutečnitelný. Tato komplikace nevylučuje tlak na postupné odstraňování administrativních a právních bariér, jež působí proti vyšší míře ochrany přírodních zdrojů, což je zastánci tržních přístupů rovněž zdůrazňováno. Až doposud jsme se dobrali poznání, že odlišné režimy správy přírodních zdrojů (tj. odlišná doporučení pro ekologickou politiku) jsou v rámci jednotlivých teorií přijímány z důvodu: a) různé metodologie (zejména pojetí člověka), b) různé míry akceptace konceptu vládních selhání. V poslední, třetí části se budeme věnovat vztahu jednotlivých teorií k několika možným kritériím hodnocení režimů správy.

5.2.3

Efektivnost, udržitelnost a spravedlnost jako kritéria pro hodnocení režimů správy

Pro určení vhodnosti režimu správy přírodních zdrojů použijeme tři kritéria: efektivnost, udržitelnost a spravedlnost. Tato kritéria jsou běžně využívána představiteli jednotlivých teoretických směrů, přičemž efektivnost a spravedlnost jsou v ekonomické teorii tradičně chápány jako protiklady (spravedlivá opatření jsou méně efektivní a naopak). Kritérium udržitelnosti (ve smyslu trvale udržitelného čerpání přírodních zdrojů) je specifické pro oblast ekonomie životního prostředí.99 Není překvapivé, že režimy správy zřídka splňují všechna z nich. Jednotlivé teoretické směry přikládají různým kritériím různou váhu, rovněž interpretace pojmu efektivnost a spravedlnost se u jednotlivých autorů často liší. Dříve jsme několikrát uvedli, jaký institucionální rámec je v případě té které teorie preferován. V této kapitole se budeme stručně zabývat shrnutím argumentů pro a proti jednotlivým řešením. Vytváříme tak třídimenzionální model, neboť tři režimy správy hodnotíme podle tří kritérií, avšak z pohledu tří vzájemně protichůdných teorií.

99

Viz např. E. Ostrom (1999b): „Empirické studie ukazují, že žádný vlastnický režim sám o sobě nefunguje efektivně, spravedlivě a udržitelně v souvislosti se všemi kolektivními statky“ [Ostrom, 1999b: 279].

114

5.2.3.1 Kritérium efektivnosti Kritériem efektivnosti v rámci neoklasiky je výstup ekonomiky odpovídající situaci na dokonale konkurenčních trzích (a určitá alokace výrobních faktorů při tomto výstupu, jež zároveň maximalizuje společenský blahobyt). Tržní přístupy k ochraně životního prostředí označují za efektivní dobrovolnou směnu na svobodných trzích (čím více těchto směn probíhá, tím vyšší je společenský blahobyt). Ekologická institucionální ekonomie se definováním kritéria efektivnosti příliš nezabývá (nepovažuje jej za důležité), ale označuje tak aktivity zajišťující dynamickou tvorbu bohatství (generující ekonomický růst) [Vatn, 2005].100 Místo efektivnosti používá k hodnocení režimu správy (tj. typu vlastnictví a pravidel užívání) výraz „robustnost“. Robustní instituce jsou takové, pomocí kterých „byla úspěšně a dlouhodobě realizována správa kolektivních statků“ [Ostrom, 1999b: 279]. Toto kritérium hodnotí kvalitu institucionálního uspořádání (schopnost řešit konflikty či vyjednávání), tj. především to, jak jsou instituce komplexní a jak splňují dříve uvedené požadavky. Bez ohledu na pojetí efektivnosti se všechny sledované teorie vyjadřují o soukromém vlastnictví jako o efektivní instituci pro alokaci vzácných statků mezi alternativní užití.101 Proč tedy není tento režim správy vždy preferovanou alternativou pro alokaci vzácných přírodních statků? Neoklasikové poukazují na to, že u přírodních zdrojů je problém s vymezením práv (mají charakter veřejných statků) a externalitami, jež způsobují neefektivnosti. Proto roli soukromých vlastníků přebírá stát, aby pomocí zásahů do rozdělení práv navrátil situaci zpět do optimálního stavu. Ekologická institucionální ekonomie roli soukromého vlastnictví v oblasti přírodních zdrojů odmítá na základě porušení pravidla souladu (FIT) instituce s ekosystémem. Jelikož ekosystémy jsou komplexní, jejich rozparcelováním či rozdělením mezi vlastníky podle užitků způsobíme degradaci zdroje. To podle těchto autorů nemění nic na tom, že zdroje obecně jsou v soukromém vlastnictví nejproduktivnější (nejefektivnější?), avšak pouze z ekonomického pohledu preferovaná řešení jsou obvykle neudržitelná (způsobují vyčerpávání přírodních zdrojů). V případě přírodních zdrojů ekonomická efektivnost není vhodným kritériem (a je proto nahrazena sirší robustností, v rámci které není

100

„Hlavní argument pro soukromé vlastnictví je jeho schopnost dynamicky vytvářet bohatství pomocí specifické struktury podnětů. Individuální vlastník zdroje získává zisk z takových užívání, které podporuje trh. To přesměrovává zdroje do takových způsobů užívání, kde je nejvyšší poptávka. To je významný aspekt“ [Vatn, 2005: 268]. Citace je standardním popisem alokační efektivnosti (v neoklasickém i tržním pojetí). 101 Výroky týkající se efektivnosti soukromého vlastnictví jsme uváděli v rámci jednotlivých kapitol, představujících základní premisy jednotlivých teorií (viz kap. 2.2.1, 3.3.1 a 4.2).

115

soukromé vlastnictví považováno za robustní instituci). Tyto názory graficky shrnuje přiložená tabulka.

tab. 3: Hodnocení efektivnosti režimů správy dle jednotlivých teorií Vlastnictví

NEE

EIE

Tržní přístupy

Soukromé

●●●

●●●

●●●

●●

●

Komunitní Státní

●

●

Legenda: ●●● = nejvíce vyhovuje zvolenému kritériu Zdroj: vlastní

Neoklasika i ekologická institucionální ekonomie zmiňují další nevýhody soukromého vlastnictví – např. automaticky nezajišťuje mezigenerační alokaci zdrojů, zvětšuje majetkové rozdíly ve společnosti, čímž dochází k erozi společenského kapitálu apod. Těmto námitkám se budeme věnovat v dalších subkapitolách a v kap. 5.3 o hodnotových soudech. Základním poznatkem aplikace kritéria efektivnosti je, že tržní přístupy k ochraně životního prostředí doporučují zavedení takového režimu správy, který je z ekonomického pohledu považován za nejefektivnější. Vzácné přírodní statky jsou vnímány jako jakékoliv jiné vzácné statky a nemají v rámci ekonomické analýzy specifickou pozici. Představitelé dalších dvou teoretických směrů předkládají argumenty obhajující odlišný (veřejný, komplexní) charakter přírodních zdrojů. Proto není kritérium ekonomické efektivnosti rozhodující pro konečnou volbu optimálního typu vlastnictví.

5.2.3.2 Kritérium udržitelnosti Režim správy přírodního zdroje je udržitelný, pokud zabraňuje jeho degradaci – tj. vytváří podmínky pro dlouhodobé užívání zdroje nositeli práv tak, že se v čase významně nezhoršuje jeho kvalita (resp. jeho užitné funkce).102 V tuto chvíli vylučujeme pro lepší přehlednost kvalitu zdroje ve vztahu k jiným než lidským entitám a uvažujeme pouze užitné funkce pro člověka. Udržitelnost není v rámci jednotlivých

102

S pojmem udržitelnosti je nejvíce spojen koncept trvale udržitelného rozvoje

116

teorií takto explicitně definována, nicméně hodnocení režimů správy z pohledu různých autorů se k tomuto kritériu často (někdy i mimoděk) vztahuje. Pro ekologické institucionální ekonomy je podle tohoto kritéria nejlepším řešením komunitní vlastnictví.103 To je z důvodu kolektivního rozhodování méně produktivní než soukromé vlastnictví. Jak však podotýká Vatn, „[p]omalejší rozvoj může být vlastně důležitý pro proces učení se a osvojení si dovedností k udržení komplexních ekologických funkcí – odolnosti ekosystému“ [Vatn, 2005: 269]. Uživatelé zdroje získávají čas ke shromáždění potřebných informací o fungování přírodního zdroje, lépe se vyvarují chyb při jeho správě. U státního vlastnictví existuje nebezpečí politického selhání a absence lokálního know-how pro rozhodování, nicméně u přírodních zdrojů, které nesplňují podmínku vylučitelnosti kolektivních statků, se jedná o druhé nejlepší řešení. Soukromé vlastnictví nezajistí udržitelné čerpání zdrojů, neboť: a) vlastnické právo nemusí/nemůže být definováno jako absolutní (výlučné), ale je např. časově omezeno nebo se vztahuje pouze na určitý tok užitků odebíraný ze zdroje – vlastník nezohledňuje veškeré náklady své činnosti [Vatn, 2005], b) vlastnické právo je výlučné, ale vlastník se impulzivně rozhodne např. vykácet les a přeměnit ho na stavební pozemky – tj. konkrétní ekosystém zanikne, vlastník je nekontrolovatelný [Vatn, 2005]. Naproti tomu pro představitele tržních přístupů k ochraně životního prostředí je soukromé vlastnictví symbolem dlouhodobě udržitelné správy přírodních zdrojů. Jak reagují na uvedené námitky? Vlastnická práva jsou v jejich pojetí vždy výlučnými právy – tj. jsou volně převoditelná, nejsou časově omezená a jejich struktura by se měla utvářet tak, aby vlastník zohledňoval všechny náklady, jež působí okolním vlastníkům. Na druhou námitku lze odpovědět otázkou: Proč nesmí být vykácet konkrétní les? Je evidentní, že vykácení lesa způsobí zánik ekosystému, ale dojde tím k celkové degradaci lesních porostů? Pravděpodobně nikoliv, hodnota ostatních lesů se v důsledku tohoto individuálního rozhodnutí může naopak zvýšit. Jsou-li lesy pěstovány na dřevo, jsou následně logicky káceny, naopak jsou-li obhospodařovány tak, aby co nejlépe plnily rekreační funkce, či jsou-li určeny k prosté konzervaci, jsou uchovávány. Z pohledu tržních přístupů neexistuje důvod zpochybňovat rozhodnutí konkrétního vlastníka. Udržitelnost soukromého vlastnictví spočívá v tom, že jsou obecně 103

Na tomto místě považujeme za nutné znovu zdůraznit, že představitelé ekologické institucionální ekonomie se zabývají typem vlastnictví vždy ve vazbě na související pravidla užívání. Komunitní vlastnictví tak není preferováno samo o sobě (tj. v určité předem definované neměnné podobě) a často není chápáno či podporováno jako absolutní decentralizace rozhodování ve prospěch komunity, ale např. jako přesun části pravomocí z centrální na lokální úroveň, resp. vytvoření prostoru pro rozhodování veřejnosti apod. (o těchto nuancích více viz Andersson, Ostrom, 2006).

117

zachovávány hodnotné přírodní zdroje, a to primárně za tím účelem, jenž v daném místě a čase přináší jednotlivcům nejvyšší užitek. Vykácení lesa nezpochybňuje tento princip. Předpoklad, že vlastníci ve většině případů preferují rychlé vytěžení zdrojů (tj. jejich likvidaci) je empiricky vyvracen. Krom toho výroky hodnotící jednání vlastníka jsou normativním soudem. V rámci neoklasiky je udržitelnost implicitně propojena s optimálním čerpáním přírodních zdrojů. Je jí dosahováno s pomocí internalizace externalit, jež působí degradaci veřejných statků, a státními zásahy do alokace těchto statků. Vládní regulace zajišťuje, že přírodní zdroje budou čerpány tak, aby mezní užitek jejich konzervace i užití byl vyrovnán. V některých případech se koketuje s udržitelností ekosystémů nad rámec ekonomického optima, neoklasická teorie však k tomu není vybavena příslušným analytickým aparátem. Výroky proto mají etický charakter.

tab. 4: Hodnocení udržitelnosti režimů správy dle jednotlivých teorií Vlastnictví

NEE

EIE

●●●

Soukromé ●●●

Komunitní Státní

Tržní přístupy

●

●

●●

Legenda: ●●● = nejvíce vyhovuje zvolenému kritériu Zdroj: vlastní

Z aplikace tohoto kritéria vyplývá zásadní rozpor mezi institucionalisty a protržními ekonomy týkající se názoru na soukromé vlastnictví a jeho vliv na udržitelnost ekosystémů. Podstata sporu nás navrací zpět k metodologickým rozdílům mezi oběma směry – zejména individualismu versus kolektivismu a hodnotové neutralitě ekonomické analýzy (viz dále).

5.2.3.3 Kritérium spravedlnosti Jako posledním a neproblematičtějším kritériem se budeme zabývat spravedlností režimů správy přírodních zdrojů. Spravedlnost je normativní (etickou) kategorií, proto lze předpokládat, že výsledky tohoto hodnocení se budou napříč teoriemi značně lišit. Neoklasická environmentální ekonomie s pojmem spravedlnosti operuje ve vztahu k budoucím generacím – tj. snaží se vyřešit mezigenerační alokaci přírodních zdrojů tak, aby současná spotřeba neomezovala spotřebu v budoucnosti [Tietenberg, 1992].

118

Toto kritérium nejsou ve svém jednání schopni reflektovat jednotlivci, stanovit a prosadit spravedlivou míru čerpání zdrojů proto přísluší státním orgánům. Ekologická institucionální ekonomie se s výše uvedeným ztotožňuje a přidává požadavek spravedlnosti jako rovnosti v rámci jedné generace [Van den Bergh, 2000]. Rovnost můžeme chápat jako rovný přístup ke zdrojům (viz např. deklarace práva přístupu všech k pitné vodě) nebo jako rovnost v distribuci bohatství. Soukromé vlastnictví opět nevyhovuje ani jednomu z uvedených pojetí spravedlnosti, jelikož vylučuje nevlastníky ze spotřeby a zvyšuje majetkové rozdíly ve společnosti. Počáteční distribuce majetkových práv významně ovlivňuje budoucí podmínky pro život jednotlivců, dochází ke kontinuální akumulaci bohatství v rukou těch, co se k přírodním zdrojům dostali jako první. Majetkové rozdíly podkopávají tvorbu společenského kapitálu. Aby celý systém nepozbyl legitimity, je nutné aplikovat redistribuční opatření [Vatn, 2005]. Za nejspravedlivější je v tomto pojetí považováno státní vlastnictví. U komunitního vlastnictví dochází k částečnému omezení přístupu ke zdroji, avšak zdroj je spravován kolektivně, proto v souvislosti s ním nedochází k významným názorovým ani majetkovým rozdílům [Vatn, 2005]. Tržní přístupy k ochraně životního prostředí se kvůli své striktní hodnotové neutralitě kritériem spravedlnosti prakticky nezabývají. Určité náznaky obhajoby správného (spravedlivého) postupu můžeme vysledovat v souvislosti s obhajobou Lockeových přirozených práv v rámci rakouské ekonomie životního prostředí.

tab. 5: Hodnocení spravedlnosti režimů správy dle jednotlivých teorií Vlastnictví

NEE

EIE

●●●

Soukromé ●

Komunitní Státní

Tržní přístupy

●●●

●

●●●

Legenda: ●●● = nejvíce vyhovuje zvolenému kritériu Zdroj: vlastní

Hodnocení režimů správy podle jednotlivých kritérií přináší rozporuplné výsledky. Co je z ekonomického pohledu efektivní, není považováno za udržitelné a spravedlivé a naopak. Názory představitelů různých směrů vykazují ve vztahu k akceptaci kritérií velké rozdíly. Soukromé vlastnictví je obhajováno na základě kritéria ekonomické efektivnosti, komunitní vlastnictví především pro svoji udržitelnost a státní vlastnictví

119

pro zajištění spravedlivé alokace zdrojů. Rozhoduje to, jakému měřítku se v případě alokace přírodních zdrojů dává přednost i jak jsou jednotlivé pojmy definovány. Oproti uvedeným třem kritériím staví ekologická institucionální ekonomie tzv. robustnost, která má ambici propojit všechny tři pohledy do určitého komplexního hodnocení institucionální struktury, jež obvykle kombinuje prvky více typů vlastnictví. Kvůli nutnosti určitého zjednodušení prováděné komparace o tohoto měřítka abstrahujeme. V rámci uvedeného srovnání by bylo možné zahrnout další pohledy na uvedená tři kritéria i způsoby hodnocení režimů správy, nepovažujeme to však za účelné. Diskuse o udržitelnosti a spravedlnosti nás přiblížila k poslední části komparace sledovaných teoretických směrů – míře otevřenosti normativním (hodnotovým) soudům.

5.3

Vliv etiky na závěry teorií

V průběhu předchozích kapitol jsme vyslovili hypotézu, že míra otevřenosti teoretického směru vůči hodnotovým soudům je přímo úměrná míře propagace vládních zásahů do ekonomiky. Uvedli jsme, že stát je etický aktér, kolektivní entita, jež svými zásahy přerozděluje zdroje tak, aby bylo dosaženo vyšší efektivnosti, spravedlnosti nebo udržitelnosti. Legitimitu ke své činnosti získává stát v moderních demokraciích od občanské společnosti, a proto se předpokládá, že představitelé státu jednají v zájmu veřejnosti. Existují sice vládní selhání, ale v rámci jednotlivých teorií přikládají autoři tomuto jevu různou váhu. Přiložená tabulka naši hypotézu potvrzuje a přináší shrnutí dříve uvedených skutečností. Teoretické směry, jež provádějí hodnocení a korekce individuálních preferencí, zpochybňují racionalitu jednání a subjektivní pojetí hodnoty, jsou více nakloněny zásahům státu do alokace přírodních zdrojů a jsou rovněž tolerantnější k vládním selháním. Tyto směry nepředpokládají nebo přímo odmítají soukromé vlastnictví přírodních zdrojů. Přímým důsledkem otevřenosti etice je tedy prosazování státního nebo komunitního vlastnictví.

120

tab. 6: Přístup k etice versus navrhované režimy správy v rámci jednotlivých teorií NEE

EIE

Tržní přístupy

Hodnocení individuálních preferencí

Ano.

Ano.

Ne.

Pohled na lidské jednání

Racionální.

Determinované kontextem.

Racionální.

Zdroj hodnoty

Jednotlivec-hodnotitel. Budoucí generace.

Společenské normy. Příroda sama o sobě.

Jednotlivec-hodnotitel.

Postoj k vládním selháním

Nemají zásadní negativní vliv na alokaci zdrojů.

Mají negativní vliv, ale lze jej překonat tlakem občanské společnosti.

Mají zásadní a převažující negativní vliv.

Role státu

Garant práv. Tvůrce práv (zásahy do alokace zdrojů ve jménu efektivnosti a spravedlnosti).

Garant práv. Tvůrce práv (zásahy do alokace zdrojů ve jménu spravedlnosti a udržitelnosti).

Garant práv.

Státní vlastnictví.

Komunitní (nebo státní) vlastnictví.

Soukromé (případně komunitní) vlastnictví.

Preferovaný režim správy Zdroj: vlastní

Pokud by panovala shoda o nepřípustnosti infiltrace etiky do ekonomie, bylo by možné na základě těchto poznatků zpochybnit závěry neoklasické environmentální ekonomie a ekologické institucionální ekonomie. Hodnotová neutralita ekonomie je však opakovaně napadána [viz Pigou, 1932; Sen, 2002; Vatn, 2005 a další] především ze strany těch, kdo ji v rámci svých analýz vytěsňují. Neoklasikové navazující na tradiční teorii blahobytu obhajují nutnost využít společenskou volbu (rozhodování demokraticky zvolených orgánů) pro určení optimální kvality životního prostředí a výše pigouviánských plateb. Institucionalisté v čele s Vatnem a Bromleym vyzývají k aktivní tvorbě a obhajování „správných“ hodnot při rozhodování o režimech správy přírodních zdrojů. Ideální by bylo, kdyby nositelem správných hodnot ve vztahu k životnímu prostředí byla většinová společnost. Než to však nastane, je nutné arbitrárními zásahy zabránit nevratnému poškození ekosystémů. Zatímco v neoklasické environmentální ekonomii lze ještě oddělit pozitivní a normativní analýzu a její představitelé tento bod zlomu zdůrazňují, v ekologické institucionální ekonomii se s představou správného jednání vůči přírodě setkáváme od samého začátku. To je dáno silnou vazbou tohoto směru na objektivně dané zákonitosti přírodních věd. I v rámci environmentální ekonomie však dochází v čase k posunu směrem k normativnějším výrokům (srovnej Tietenberg, 1992 nebo Turner, Pearce,

121

Bateman, 1994 s Kolstad, 2000). Hodnotové soudy v souvislosti s ochranou životního prostředí jsou někdy souhrnně nazývány environmentální etikou104 a jsou samostatně rozpracovány v řadě publikací [viz Pojman, 2000; Schmidtz, Willott, 2002]. Jediným teoretickým směrem, jenž striktně prosazuje hodnotovou neutralitu, jsou tržní přístupy k ochraně životního prostředí. Jednotliví autoři útočí na nevědeckost hodnotově zabarvených tvrzení, která není možné potvrdit ani vyvrátit. Upozorňují na manipulovatelnost společenských cílů, jež musí vždy projít politickým procesem. Jak podotýká Mises: „Zastánci heteronomní morálky a kolektivistické doktríny nemohou doufat, že logickým uvažováním prokážou správnost svého zvláštního druhu etických principů, ani nadřazenost a výhradní legitimitu svého zvláštního sociálního [či environmentálního] ideálu. Jsou nuceni žádat lidi, aby důvěřivě přijali jejich ideologický systém a aby se odevzdali autoritě, kterou oni považují za tu správnou; soustřeďují se na to, aby umlčeli ty, kteří nesouhlasí, nebo aby je přinutili podrobit se“ [Mises, 2006: 132].

Není důvod se domnívat, že jednotlivci nejsou sami o sobě nositeli preferencí vůči konzervaci přírodních zdrojů (stejně jako preferují uchovávání jiných majetkových hodnot). Environmentální etika představuje subjektivní pocit – tj. jak je životní prostředí pro jednotlivce významné a jak vnímá míru jeho znečištění. Tento pocit vykazuje u různých lidí různou intenzitu a není nutné jej transformovat do společenské veličiny. Není proto ani nutné, aby se kolektivní entity snažily ovlivnit individuální preference směrem k větší udržitelnosti, existuje-li možnost jejich naplnění pomocí svobodného jednání. Nadměrná ochrana životního prostředí škodí stejně jako nedostatečná míra ochrany [Anderson, Leal, 2001]. Institucionální ekonomové vracejí útok v podobě označení individualismu a automatické preference soukromého vlastnictví za ideologii [Bromley in Vatn, 2005]. Dále se uvádí, že „individualistická teorie vlastnictví je založena na předpokladu ‘automaticky ustanovené harmonie’ společenského života … tj. na předpokladu vnitřní stability organizace liberálního státu … Oponenti naopak argumentují, že tato automaticky ustanovená harmonie společnosti je iluzí. Individualismus je označován za zdroj permanentního konfliktu zájmů…“ [Furubotn, Richter, 2005: 80]. Prosazování individuálních vlastnických práv podle tohoto názoru vytváří nestabilní společnost, jelikož je eliminována společenská funkce kolektivního vlastnictví. To je v přímém

104

Obsahem tohoto pojmu jsou odpovědi na otázky, „co jeden druhému dlužíme, co dlužíme sobě samým v daném ekologickém kontextu. Dále se ptáme, co, pokud vůbec něco, dlužíme jiným tvorům než lidem, rostlinám, zranitelným přírodním krásám, druhům i samotným ekosystémům. Ptáme se, o jaký způsob života bychom měli usilovat a v jakém světě bychom měli žít“ [Schmidtz, Willott, 2002: xii].

122

rozporu s tvrzením protržních ekonomů, kteří spojují soukromé vlastnictví s mírem, svobodou a prosperitou (viz dříve kap. 4.2). Ke svobodě jako společenskému cíli se vztahuje další námitka institucionalistů, zpochybňující hodnotovou neutralitu tržních přístupů k ochraně životního prostředí. Dle Vatna uznávají „rakouští“ ekonomové pluralitní společenské hodnoty – svobodu a blahobyt. Zatímco blahobyt je obhajován individualisticky jako blaho jednotlivých členů společnosti, svoboda je hodnotou sama o sobě (a má vždy před blahobytem přednost). Z toho vyplývá metodologická nekonzistence: „Důraz kladený na svobodu vlastně znamená určitou objektivistickou představu o tom, co je správné. Zdůrazňuje se konkrétní statek – svoboda. Argumentuje se pro její primát a jde se daleko za prosazovanou myšlenku, že co je správné, je ryze subjektivní záležitost“ [Vatn, 2005: 200].

Stejně jako v případě automatické nadřazenosti soukromého vlastnictví se ekologičtí institucionální ekonomové táží: Odkud se bere tato apriorní hodnota? Hodnotová neutralita společenských věd tedy zcela evidentně není reálným požadavkem. Je možné ji praktikovat až po přijetí řady omezujících a často normativních předpokladů o fungování společnosti a cílech, ke kterým by měla směřovat. Hodnoty by proto již dále neměly být ponechávány filozofům, ale měly by se stát legitimní součástí ekonomické analýzy [Vatn, 2005]. Z uvedeného jednoznačně vyplývá, že míra otevřenosti etice má přímý a významný vliv na formulaci doporučení vhodných způsobů alokace přírodních zdrojů. Ani na tomto poli však není možné najít společný základ pro všechny tři sledované teoretické směry, jelikož názory na zahrnutí či absenci hodnotových soudů v ekonomii se radikálně liší. Jak podotýká P. Chalupníček, „sama metodologie vědy bývá označována za ideologii svého druhu, která není racionálně ospravedlnitelná a kterou vědec volí v souladu se svými hodnotami“ [Chalupníček, 2007: 2]. To je zejména patrné v případě metodologie a etiky ekologické institucionální ekonomie.

5.4

Využitelnost případových studií pro tvorbu závěrů

V práci jsme se kromě komparace teoretických směrů zabývali i jejich aplikací na složku voda (především na vnitrozemská povrchová vodstva). V rámci tří případových studií jsme nastínili praktické postupy, jež více či méně odpovídají závěrům jednotlivých teoretických směrů. Jednalo se o:

123

•

statek ve správě státu „voda“ v ČR a jeho regulaci v podobě administrativních a ekonomických nástrojů (kde poplatky za vypouštění znečištění byly inspirovány teorií externalit),

•

reformu institucí ve vodním hospodářství v EU se zaměřením na decentralizaci, depolitizaci a zapojení veřejnosti ve snaze aktivovat některé prvky komunitního vlastnictví,

•

rozvoj trhů s vodou a na vodu vázaných užití v USA a Velké Británii v důsledku vzniku a vymáhání individuálních vlastnických práv.

Všechny případové studie zachytily institucionální status quo, existující v určitém čase a místě. Režimy správy se dílčím způsobem inspirovaly doporučeními konkrétní teorie nebo se jednalo o popis situace, jejíž výklad byl v souladu se závěry některé z teorií. Původním záměrem práce bylo z pomocí těchto příkladů dojít k jednoznačnému závěru o nejvhodnějším režimu správy přírodního zdroje voda. V průběhu komparace jednotlivých teoretických směrů jsme však odhalili, že mezi zvolenými příklady existují značné rozdíly, proto je jejich využitelnost pro tento účel pouze omezená. V případě vodního hospodářství ČR dochází od počátku 90. let ke zlepšování kvality povrchových vod i ke snižování odběrů [MZE ČR, 2007a], což na první pohled popírá údajné neefektivní nakládání se zdroji ve správě státu. Na druhé straně je nutné podotknout, že kvalita vod byla v ČR v době pádu komunistického režimu kritická a voda byla pro řadu užití poskytována prakticky zdarma, proto zavedení nových administrativních a ekonomických nástrojů vyvolalo dramatické zlepšení.105 Reforma institucí podle Rámcové směrnice o vodě je v počátcích a není doposud zcela jasné, do jaké míry bude mít na míru využívání vody vliv. V kontextu ČR dojde pravděpodobně k dalšímu zpřísňování zejména imisních limitů a investicím do zpřírodňování koryt vodních toků za účelem dosažení jejich dobrého ekologického stavu. Otázka je, zda tímto způsobem dojde k udržitelnému (či optimálnímu) využívání vody a zda bude možné politiku podle tohoto kritéria vůbec posoudit. Konečně principy tržních přístupů nejsou dnes v USA a Velké Británii v čisté formě aplikovány. Ochrana rybářských práv má za následek snižování znečištění, avšak celkové alokace vody mezi různá užití jsou ovlivněny velkým množstvím veřejných zájmů a jinými omezeními. Již dříve jsme v rámci všech tří teoretických přístupů identifikovali stát (vládu) jako silného aktéra, jež ovlivňuje pravidla hry. Různí se názory na míru jeho zapojení do 105

Špatná kvalita životního prostředí v zemích bývalého Východního bloku je častým argumentem protržních ekonomů proti státnímu vlastnictví (viz např. Block, 2007; Anderson, Leal, 2001 aj.). Avšak z postojů institucionalistů vyplývá, že správa přírodních zdrojů v totalitních režimech a současných demokraciích není porovnatelná, jelikož se jedná o jiné společenské uspořádání (viz Vatn, 2005).

124

alokace přírodních zdrojů. Z případových studií vyplývá silný (případně rostoucí) vliv vládní politiky na míru využívání a ochrany vody či naopak neochota se tohoto vlivu vzdát ve prospěch decentralizovaného rozhodování. Ve všech třech případových studiích není obtížné odhalit tlaky zájmových skupin ze soukromé sféry i vládních úřadů, naopak stranou často zůstávají zájmy široké veřejnosti nebo dochází k aplikaci ekonomicky neefektivních řešení.106 To dává za pravdu zastáncům tržních přístupů k ochraně životního prostředí, kteří jsou v upozorňování na vládní selhání nejdůraznější. Jsou-li vládní selhání relativizována v apriorní rovině, neměla by být opomíjena v praktické ekonomické analýze konkrétních problémů. Tlak uvědomělé občanské společnosti na politiky a úředníky propagovaný institucionalisty se v této souvislosti jeví jako nefunkční mechanismus. Voda je cenný zdroj se silným etickým podtextem, což usnadňuje obhajobu jeho správy jakožto strategické suroviny či jako veřejného bohatství. Rozvinuté státy disponují značnými finančními prostředky, jež mohou být (a často jsou) do vodního hospodářství investovány za účelem výstavby vodovodů, přehrad, zavlažovacích soustav, protipovodňových opatření, plavebních kanálů a konečně i opětovného zpřírodňování dříve zregulovaných koryt vodních toků. Výše těchto investic odpovídá aktuálním politickým prioritám, jako je např. zajištění dostatku pitné vody, zvýšení zemědělské produkce, snížení povodňových škod, zlepšení ekologického stavu vodních toků apod. Řada vládních projektů bez vazby na lokální omezené zdroje však v dlouhém období destabilizuje vodní ekosystémy, což zpětně omezuje užití vody – viz např. vyčerpávání zásobáren podzemní vody v důsledku vybudování rozsáhlých zavlažovacích soustav ve Španělsku [Maestu, 2005] či Kalifornii [Anderson, Snyder, 1997] nebo povodně v ČR v důsledku rozsáhlého odvodnění krajiny za účelem extenzivního zemědělství [Just, 2006] apod. Legitimitu pro rozsáhlé investiční programy získává stát především v krizových situacích107, jako byly v ČR povodně v letech 1997 a 2002 nebo jakou je

106

V první případové studii poplatků v ČR je zřejmé, že poplatky jsou z politických příčin udržovány pod optimální úrovní, a to i přesto, že nevyhnutelným důsledkem tohoto stavu je „nadměrné“ znečištění vodních toků, jež jsou majetkem ve správě státu (tj. dochází ke znehodnocování státního vlastnictví kvůli nízkým platbám od znečišťovatelů). V případě institucionální reformy (nejen v ČR) je patrná neochota k faktické decentralizaci rozhodování o nástrojích vodní politiky, zatímco veřejnost (alespoň v ČR) tyto otázky racionálně ignoruje. Konečně příklady počátků vodní politiky v USA ukazují etické argumenty podpořené nároky nových přistěhovalců, jež vedli k částečnému vyvlastňování individuálních práv k vodě a k faktickému posílení pravomocí (a rozpočtů) vládních agentur. 107 Jak podotýká R. Higgs, moc vlády narůstá zejména v období krizí: „Objeví-li se krize, tradiční překážky rozpínání státu ustupují politické vypočítavosti a umožňují zavádět nové vládní pravomoci, vyšší daně a nová omezení pro individuální svobodu. Jakmile krize pomine, pravomoci se mohou opět zmenšit, avšak toto navrácení zpět je jen výjimečně úplné“ [Higgs, Close, 2004: 5].

125

budoucí „hrozba“ nedostatku pitné vody kvůli globálnímu oteplování (více viz VÚV, 2005). Důkazů o krátkozrakosti a problematických environmentálních dopadech ambiciózních vládních politik existuje celá řada. Společným rysem je skutečnost, že vládní politiky nereflektují a nejsou schopny reagovat na měnící se vzácnost zdroje pro různá užití v čase. Nedochází k přesměrování zdroje ve prospěch nejvíce hodnotného užití (neexistuje trh ani tržní ceny), proto existuje na jedné straně neuspokojena poptávka např. po pitné vodě a na druhé straně dochází k plývání vodou např. pro potřeby zavlažování, nebo je z „celospolečenského“ hlediska preferována určitá míra znečištění vody na úkor rekreačních aktivit aj. Reakcí na tyto poznatky jsou snahy o zavádění tržně orientovaných (ekonomických) nástrojů do vládní alokace přírodních zdrojů v rámci neoklasické environmentální ekonomie (např. obchodovatelných povolenek). Krom toho se volá po odstřihnutí rozhodování o alokaci zdroje od systému vládních dotací a po nastavení reálnějších cen za vodohospodářské služby (tj. cen, jež alespoň pokrývají veškeré vynaložené náklady správy vodních toků). I mimo rámec tržních přístupů k ochraně životního prostředí, jejichž záměrem je obnova vlastnických titulů k různým užití vody, tedy dochází k posunu směrem k využití tržních mechanismů k alokaci vzácných přírodních zdrojů. Nejedná se však o privatizaci zdrojů (ta není přípustná z etických důvodů)108, ale pouze o efektivnější naplňování vládou stanovených cílů ekologické politiky. Distorze působené dosavadními centralizovanými rozhodnutími administrativního charakteru nejsou tolik patrné v oblastech, kde je voda méně vzácná. Rozvinuté země mohou navíc řadu problémů dočasně zmírňovat s pomocí veřejných rozpočtů. Katastrofální důsledky však vládní regulace mohou mít v suchých oblastech zemí třetího světa, kde nedostatek finančních zdrojů ztěžuje přístup obyvatel k pitné vodě i odkanalizování. Vstup soukromého kapitálů (např. za účelem vybudování potřebné infrastruktury) a obchodování s vodou je vládními orgány ztěžováno či zcela odmítáno. Platby za vodu (jsou-li vůbec ustanoveny) jsou regulovány a často se pohybují pod úrovní provozních nákladů, což dále komplikuje rozšiřování stávajících systémů a jejich údržbu. Jelikož vlády rozvojových zemí nedisponují potřebnými zdroji, aby kritickou situaci vyřešily, je obyvatelstvo odsouzeno k nízké kvalitě života, jež je důsledkem fungování neefektivních a ideologicky determinovaných mechanismů k alokaci vody

108

OSN, EU a další nadnárodní organizace opakovaně označují vodu za „lidské právo, za jehož zabezpečení pro obyvatelstvo odpovídá veřejný sektor“ [Segerfeldt, 2005: 3], a která „není komerčním produktem“ [Rámcová směrnice o vodě, 2000: 5].

126

[Segerfeldt, 2005]. V tomto kontextu, se automatická nadřazenost vládní regulace před jinými formami správy vody jeví jako obtížně obhajitelná.

5.5

Preferovaný režim správy?

V tuto chvíli zbývá naplnit poslední vytčený cíl práce, kterým je obhajoba nejvhodnějšího režimu správy, resp. teorie, jež takový režim prosazuje. Tento úkol není vzhledem k uvedeným skutečnostem jednoduchý, jelikož jednotlivé teorie se na různých místech prolínají a na jiných naopak nešetří vzájemnou kritikou. Každá teorie představuje ucelené myšlenkové paradigma. Klíčovým prvkem bude posoudit, zda a za jakých podmínek navržená řešení v realitě fungují a zda při jejich aplikaci dochází k naplnění vytčeného cíle – zamezení znehodnocování přírodních zdrojů. V rámci předchozích kapitol jsme představili řadu teoretických a metodologických aspektů, jež jsou podkladem pro následující hodnocení. V prvé řadě je nutné podotknout, že zastáváme hodnotově neutrální výchozí pozici ekonomické analýzy. V souladu se Samuelsonem (1991) a dalšími ekonomy hlavního proudu se domníváme, že normativní hodnotové soudy nelze potvrdit ani vyvrátit, proto by neměly být východiskem ekonomického zkoumání. V našem případě se jedná zejména o názory na různou míru ochrany jednotlivých složek životního prostředí (tj. co je udržitelné, co společnost dluží budoucím generacím či jiným než lidským entitám apod.). Rovněž se domníváme, že způsoby alokace přírodních zdrojů mezi alternativní užití je nutné primárně zkoumat z pozice ekonomie a nikoliv přírodních věd, jelikož hodnota, vzácnost, cena, jednání aj., jsou v této souvislosti významnější veličiny než fyzické množství zdrojů, jejich kvalita a přírodní procesy, jež v závislosti na lidské činnosti v ekosystémech probíhají. V návaznosti na tato kritéria se jako neproblematičtější přístup jeví ekologická institucionální ekonomie, jež je kvůli své evoluci silně normativní a za významné těžiště poznání považuje přírodní vědy. Cíle v ochraně životního prostředí, kterých se společnost snaží dosáhnout, zde nejsou odvozeny od preferencí lidí, ale jsou „objektivně“ definovány vědci v rámci přírodních věd. Ekonomové mají za úkol nalézt nástroje k naplnění těchto cílů, avšak nepřísluší jím zpochybňovat mechanismus jejich tvorby. Kritéria či postupy, na základě kterých jsou tyto udržitelné cíle formulovány, jsou však často z ekonomického či dokonce etického pohledu diskutabilní, ať už se jedná o recyklaci odpadu, která je nákladnější než výroba z primárních surovin [Čamrová, Slavík, 2007], dotovanou výrobu biopaliv, jež zvyšuje ceny potravin [Pavlíček, 2007; Cílek, 2008], zákaz obchodu z vzácnými druhy zvířat a rostlin, jenž za

127

určitých okolností snižuje šanci na jejich přežití [Sas-Rolfes, 1998] a jiné. Úvahy o nákladech versus přínosech naplňování těchto cílů (ve vztahu k blahobytu lidí i míře zhodnocování přírodních zdrojů) jsou nahrazeny všeobecným přesvědčením o nebezpečí vyčerpání přírodních zdrojů, kterému je nutné zabránit jakýmkoliv způsobem. Některé dílčí cíle (např. povinná recyklace) jsou však s obecným cílem (udržitelnost čerpání zdrojů) v rozporu, jiných je možné dosáhnout pouze za cenu enormních nákladů. Řada předpovědí o neudržitelnosti čerpání zdrojů (a z nich vyplývající cíle) se navíc v minulosti ukázala jako liché [Tietenberg, 1992; Urbanová, Šíma, 2004], což diskredituje dnešní pokusy přírodních vědců o formulaci konkrétních kvantifikovatelných doporučení. Krom toho všechny cíle navržené vědeckými či morálními autoritami musí, aby mohly být naplněny, projít politickým procesem, jenž je zatížen řadou selhání. Ekologičtí ekonomové své uvažování o užívání ekosystémů nezatížené ekonomickými veličinami a antropocentrickou etikou vyzdvihují. Takto jsou údajně lépe zohledněny zájmy „přírody“. Vyvázání konceptů vzácnosti a především (subjektivního pojetí) hodnoty z ekonomických souvislostí však neumožňuje uvažovat o vyčerpávání zdrojů relativně (tj. ve vztahu k ostatním výrobním faktorům). Snahy o objektivizaci toho, čeho si lidé cenní, čeho by si cenily, kdyby měli lepší informace, či toho, co je ze celospolečenského pohledu správné, představují významný metodologický i praktický problém (viz dále). V konečném důsledku jediným mechanismem pro stanovení míry čerpání přírodních zdrojů zůstává vládní rozhodování, o němž se předpokládá, že se řídí (nebo je alespoň usměrňováno) vědeckými poznatky. Vědci propočítávány různé varianty rychlosti čerpání přírodních zdrojů a jejich dopady, ekosystémové vazby se modelují a predikují na mnoho let dopředu. Záleží však především na politicích (činnosti zájmových skupin, tlaku veřejnosti), jaké cíle se stanou součástí ekologické politiky a jaké nástroje budou zvoleny pro jejich dosažení. V obdobné situaci se nalézají představitelé neoklasické environmentální ekonomie, kteří neusilují o vyšší míru konzervace přírodních zdrojů per se, ale pokouší se vyčíslit antropocentrickou hodnotu přírodních statků, pro než neexistují trhy. To se děje za účelem konstrukce poptávky po přírodních statcích nebo vyčíslení ekonomické škody ze znehodnocení životního prostředí. Tyto výpočty pak vstupují do rozhodování o optimální míře čerpání přírodních zdrojů. Stejně jako v případě modelování vyčerpání zdrojů či ekosystémových modelů existují silné pochybnosti, zda jsou takové propočty smysluplné.109 I zde často v politické rovině dochází k prosazení postupů, které

109

Viz např. kritika oceňovacích metod in Šímová, 2007.

128

„vědecké“ výsledky ignorují. Jak neoklasikové, tak nová „generace“ institucionálně orientovaných ekologických ekonomů, dochází nakonec k závěru, že rovnováha mezi čerpáním a ochranou přírodních zdrojů je nejčastěji určována společenskou volbou – tj. jinak řečeno záleží na rozhodnutí volených zástupců společnosti a na signálech, které k nim veřejnost vysílá. Prostředkem tedy je ovlivnění myšlení jednotlivců tvořících společnost „žádoucím“ směrem, jelikož vědecká doporučení pro správu přírodních zdrojů v souladu s teoretickými závěry (ekologické i environmentální ekonomie) jsou obtížně kvantifikovatelná nebo se nedaří obhájit je tváří v tvář politické realitě. S tímto závěrem je obtížné se smířit v okamžiku, kdy si uvědomíme, že vládní rozhodování o alokaci zdrojů souvisí především s veřejnými či kolektivními statky. Skepse vůči výše tolerovanému postupu narůstá spolu s mírou akceptace vládních selhání, které považujeme za významný faktor ekologické politiky. Existuje možnost, jak vládní rozhodování v souvislosti s alokací přírodních zdrojů minimalizovat? Na praktických příkladech jsme ukázali, že přírodní zdroje (konkrétně voda) nejsou ze své podstaty veřejné ani kolektivní statky – tj. že režim jejich správy obvykle závisí na arbitrárním rozhodnutí (v podobě zavedení určité formy vlastnictví či tolerování spontánně vzniklé situace). Dobrali jsme se také závěru, že ekonomicky nejefektivnější formou správy zdrojů obecně je soukromé vlastnictví a že vznik soukromých práv k různým užití vody je možný. Naopak jsme upozornili na to, že značné problémy jsou z ekonomického pohledu spojeny se státním vlastnictvím, které je v současnosti převažujícím režimem správy. Jaké jsou za této situace překážky k dosažení shody o preferenci soukromého vlastnictví přírodních zdrojů jako nejlepšího možného řešení? Výhody výlučných vlastnických práv jsme zmínili v předchozích kapitolách. Nejvýznamnějším pozitivem je reflektování vzácnosti přírodního zdroje a jejích změn ve vztahu k ostatním statkům, jež se přenáší do tržních cen, které zpětně informují vlastníka o změnách hodnoty jeho majetku. Zdroje jsou tak kontinuálně přesměrovány do nejvíce hodnotných užití, přičemž jsou zohledňovány náklady obětované příležitosti (tj. i náklady neužívání zdrojů). Ochrana přírodních zdrojů (ve smyslu jejich „zachovávání“ či udržitelného užívání) je realizována s pomocí stejných mechanismů jako jejich spotřeba. Značnou výhodou tohoto postupu je odstranění rozporu mezi ekonomicky a ekologicky výhodnými řešeními.110 Je minimalizován prostor pro vládní selhání, externí efekty jsou odbourávány postupnou evolucí vlastnických práv.

110

Na trzích jsou generovány ceny výrobních faktorů (kterými jsou také přírodní zdroje) podle jejich relativních vzácností. Je-li výkon vlastnických práv umožněn tak, že všechny náklady jsou zahrnuty do ekonomických kalkulací, tj. že žádné narušování práv není umožněno ani tolerováno, jsou nejekonomičtější řešení zároveň také nejvíce ekologicky příznivá [Block, 2007].

129

Námitky vůči tomuto režimu správy mají převážně etický rozměr: a) soukromý vlastník nezohledňuje plnou hodnotu přírodních zdrojů (užívá je nadměrně, spravuje je neudržitelně), b) soukromé vlastnictví vylučuje „nevlastníky“ z užívání zdroje (je tudíž nespravedlivé, zakládá rozdíly ve společnosti). Oba kritické body se pokusíme vyvrátit porovnáním situace u státního a soukromého vlastnictví. Připustíme-li, že existuje určitá část „objektivní“ hodnoty přírodních zdrojů, kterou jednotlivci-vlastníci ve svém jednání nereflektují (viz kontroverzní koncept vnitřní hodnoty přírody)111, musíme se ptát, kdo a zda vůbec je schopen celkovou hodnotu těchto zdrojů odhalit, případně prosadit její akceptování většinovou společností. Jak jsme ukázali výše, v situaci státního vlastnictví přírodních zdrojů je velmi obtížné vyjádřit i individuální hodnoty, které jsou v případě soukromého vlastnictví odhalovány s pomocí cen, o mechanismech artikulace společenských hodnot nemluvě. Krom toho tvrzení, že soukromí vlastníci užívají svůj majetek krátkozrace (tj. že jinými slovy dobrovolně akceptují snižování jeho hodnoty v čase) je při zohlednění základních ekonomických principů obtížně přijatelné.112 Soukromé vlastnictví rozděluje společnost na vlastníky a „nevlastníky“ přírodních zdrojů, čímž zakládá majetkové rozdíly ve společnosti. Je však majetková diverzifikace společnosti špatná? I přes námitky některých ekonomů113 se při respektování neutrální pozice domníváme, že nikoliv. S odvoláním na Kuzněcovu křivku lze dokonce tvrdit, že pro vyšší míru konzervace přírodních zdrojů v soukromém vlastnictví je zvyšování bohatství jednotlivců i společnosti jako celku prospěšné [Yandle a kol., 2004]. Kontroverzním tématem je počáteční alokace přírodních zdrojů do rukou jednotlivých vlastníků. Pokud se tak děje v čase (viz příklad osidlování amerického Západu – kap. 4.5), je postupné přivlastňování si částí zdroje obvykle akceptovatelné. Užitky čerpají ti, kteří si část zdroje přivlastnili jako první. Jedná-li se však o nárazovou změnu režimu správy v situaci vysoké vzácnosti a velkého počtu uchazečů – např. privatizaci zdroje, jenž byl po řadu let ve vlastnictví státu – neexistuje jediné správné řešení, jak postupovat.

111

Přičemž většina ekonomů, kteří se hlásí k subjektivní teorii hodnoty, tento koncept zcela odmítá. V situaci, kdy soukromí vlastník využíváním svého přírodního zdroje uspokojuje tržní poptávku (tj. maximalizuje současnou hodnotu svého majetku), ale sama poptávka je označena jako „neudržitelná“, se nacházíme v oblasti normativních hodnotových soudů. Hodnotitel se snaží určit, jaké preference reflektované jednotlivci na trzích jsou ve vztahu k čerpání přírodních zdrojů špatné. V této souvislosti je nutné zdůvodnit, na základě jakých kritérií jsme dospěli k identifikaci „špatné“ poptávky či „nadměrnému“ čerpání přírodních zdrojů. 113 Viz např. dílo K. Marxe, ale okrajově rovněž Vatn, 2005. 112

130

Ani v situaci státního vlastnictví však není přírodní zdroj přístupný všem (tj. neexistuje volný přístup). Jsou stanovena pravidla pro jeho čerpání, která obvykle zahrnují přidělování časově omezených povolení určitému počtu osob či do výše určité celkové kvóty. Tato povolení jsou obvykle nepřevoditelná, proto při zvýšení vzácnosti zdroje nedochází k jejich realokaci směrem k nejhodnotnějším užitím, naopak se zvyšuje tlak na příslušné úředníky. V soukromém i státním vlastnictví přírodních zdrojů tedy existuje kategorie přímých uživatelů a těch, kteří jsou z užívání zdroje vyloučeni. Po vypořádání se s hodnotově zabarvenými námitkami proti soukromému vlastnictví zbývá vést polemiku se zastánci komunitního vlastnictví. Představitelé ekologické institucionální ekonomie obhajují komunitní vlastnictví odvoláním se na empirické příklady a na teoretická pojednání o významu společenského kapitálu při správě přírodního bohatství. Zatímco u spontánně ustanovených režimů správy lze tento závěr bez problémů akceptovat, (zpětné) zavádění prvků komunitního vlastnictví se potýká s problémy – nejsou např. často naplněny podmínky, za kterých komunity lidí ve vzorových příkladech fungují, nedochází k absenci autoritativních zásahů do správy kolektivního statku aj. (viz kap. 3.5). Tolik akcentovaný společenský kapitál je obtížné a nákladné „vybudovat“. Je tedy nutné se ptát, jaké náklady jsou se zaváděním prvků komunitního vlastnictví spojeny a zda je nezbytné tento režim správy s pomocí externích zásahů kontinuálně udržovat. Obdobné otázky je však možné klást v souvislosti se zaváděním individuálních vlastnických práv, přičemž je obtížné porovnat nákladnost zavedení komunitního a soukromého vlastnictví jakožto alternativ vůči současnému státnímu vlastnictví. Institucionalisté argumentují, že komunitní vlastnictví je vhodnější režim správy, jelikož zajišťuje lepší soulad institucí s ekosystémy (lépe jsou zachyceny komplexní hodnoty ekosystému, je možné lépe řešit externality).114 Je-li tomu skutečně tak, není důvod se domnívat, že se individuální vlastníci nedohodnou na určité formě spolupráce za účelem podchycení těchto komplexních hodnot (či zabránění degradace fakticky sdíleného zdroje). Je rovněž pravděpodobné, že se komunita domluví na vymezení individuálních práv ve chvíli, kdy to technické podmínky umožní a kdy takový režim správy bude představovat méně nákladnou variantu správy. Hranice mezi výlučnými individuálními vlastnickými právy a komunitním vlastnictvím je velmi úzká. V okamžiku, kdy je rozhodování o správě zdroje zcela decentralizováno (tj. odděleno od vládní politiky a

114

Stejnou argumentaci však lze také nalézt u protržních ekonomů (viz např. akceptace pravidla „FIT“ in Yandle, 2004).

131

přiděleno jednotlivcům či komunitě)115, lze očekávat dynamický vývoj vlastnických titulů v čase a volné předcházení mezi oběma režimy správy v závislosti na vzácnosti zdroje, jeho produktivitě a technických podmínkách, jež ovlivňují náklady monitoringu a vymahatelnost práv. Z uvedeného vyplývá zajímavé zjištění: vyčleníme-li z ekologické institucionální ekonomie tvrzení ovlivněná environmentální etikou (viz kritika soukromého vlastnictví uvedená výše), lze mezi zastánci soukromého a komunitního vlastnictví nalézt řadu paralel. Oba směry se více či méně radikálně vyslovují proti státnímu vlastnictví přírodních zdrojů, upozorňují na vliv vládních selhání a považují režim správy (či obecněji instituce) za významný faktor při ochraně přírodních zdrojů. To je reakce jednak na absenci těchto prvků ve „vládnoucí“ neoklasické environmentální ekonomii, jednak na současný stav, kdy se většina přírodních zdrojů nachází ve státním vlastnictví (např. voda, ovzduší, biodiverzita, půda) nebo je jejich jiné než státní vlastnictví významně regulováno (např. lesy, půda, odpady). Výsledkem aplikace hodnotově neutrálního a antropocentrického (ekonomického) pohledu na režimy správy přírodních zdrojů je tvrzení, že soukromé vlastnictví je z mnoha úhlů pohledu vhodným režimem správy přírodních zdrojů – tj. zajišťuje jejich efektivní a udržitelnou alokaci a jeho prosazování není za výše uvedených podmínek v rozporu s komunitním vlastnictvím. Naopak státní vlastnictví přírodních zdrojů bylo shledáno nejméně vhodným režimem správy. Tento závěr neříká nic o tom, s využitím jakých postupů mají být změny institucí implementovány. Jsme si vědomi toho, že se jedná problematický a časově náročný proces, při kterém je nezbytné zohlednit existující společenský a především právní rámec.

115

Z kap. 3.5 však vyplývá, že k faktickému přesunu rozhodování na komunity vlastníků v případě vody nedochází – tj. EU i národní státy si ponechávají řadu přímých i nepřímých rozhodovacích pravomocí, jenž neumožňují autonomní změnu režimu správy. Jedná se stále o státní vlastnictví s integrovanými prvky komunitního vlastnictví. To je však za určitých okolností považováno za vhodnější řešení než absolutní decentralizace (viz Andersson, Ostrom, 2006).

132

Závěr Práce se soustředila na komparaci východisek neoklasické environmentální ekonomie, ekologické institucionální ekonomie a tržních přístupů k ochraně životního prostředí. Uvedené tři ekonomicko-teoretické směry v současné době představují hlavní paradigmata v rámci ekonomie životního prostředí a soupeří o míru vlivu na ekologickou politiku jednotlivých států či nadnárodních organizací. Jelikož tyto směry dochází k diametrálně odlišným doporučením ohledně preferovaných režimů správy přírodních zdrojů, bylo cílem prováděné komparace nalézt prvky pro možný společný postup či naopak identifikovat příčiny hlavních odlišností. Zabývali jsme se zejména tím, do jaké míry zvolená metoda či metodologie zkoumání ovlivňuje výsledná doporučení, jaká jsou kritéria k určení optimálních institucí a jakou roli ve vztahu k závěrům teorie hraje její otevřenost (environmentální) etice. Z výsledků analýzy vyplynulo, že sledované ekonomicko-teoretické směry se odlišují v řadě prvků, přičemž nejzávažnější problém představuje: a) různé vymezení předmětu zkoumání vědních disciplín, b) odlišná míra akceptace významu vládních selhání, c) různý přístup k roli etiky v ekonomii. Zatímco ekologická institucionální ekonomie si klade za cíl odhalit míru vlivu institucí na hodnotové škály jednotlivců, tržní přístupy k ochraně životního prostředí (a do jisté míry i neoklasika) se soustředí na pouhé jednání jednotlivců bez ohledu na jejich hodnoty (preference). Zvolená metodologie se podřizuje a přizpůsobuje předmětu zkoumání a cílům, kterých se konkrétní směr snaží dosáhnout (tj. je preferován buď metodologický individualismus nebo naopak kolektivismus, jinak se přistupuje k racionalitě lidského jednání, teorii hodnoty aj.). Tato skutečnost představuje překážku pro vzájemnou komparaci jednotlivých směrů, jelikož to, co představitelé jednoho směru považují za normativní výroky (kterým se má ekonomie spíše vyhýbat), je ve skutečnosti předmětem zkoumání „ekonomů“ druhé vědní disciplíny. V rámci jednotlivých ekonomicko-teoretických směrů je v různé míře upřednostňováno státní, komunitní nebo soukromé vlastnictví, přičemž každá z teorií se v zásadě přiklání k jednomu řešení, jakožto nejvhodnějšímu režimu správy přírodních zdrojů. Odlišné pozice vyplývají z přikládání většího či naopak menšího významu existujícím vládním selháním. Pro hodnocení režimů správy jsou volena různá kritéria – neoklasická environmentální ekonomie a tržní přístupy k ochraně životního prostředí upřednostňují ekonomicky efektivní alokaci přírodních zdrojů (avšak „efektivnost“ je v rámci obou přístupů definována odlišně), ekologická institucionální ekonomie akcentuje

133

udržitelnost a spravedlnost (resp. robustnost) režimů správy přírodních zdrojů. Situace, při níž dochází alespoň k částečné shodě mezi zastánci tržních přístupů a institucionalisty, je spontánní (historická) evoluce institucí bez vnějšího (vládního) zásahu. Problematika udržitelnosti a spravedlnosti alokace přírodních zdrojů se úzce dotýká vnášení hodnotových soudů do ekonomie. To, co představitelé různých teorií považují za spravedlivé či udržitelné je obvykle ovlivněno arbitrárními rozhodnutími (o přístupu ke zdrojům a míře jejich užití, o alokaci ve prospěch budoucích generací apod.). Statky životního prostředí jsou chápány jako zvláštní, životně nezbytná aktiva, na jejichž zachování závisí přežití lidské civilizace. Jejich rozdělování proto vyvolává etické otázky. V rámci představených ekonomicko-teoretických směrů nepanuje shoda o tom, zda etika má či nemá být součástí ekonomické analýzy. Zastánci tržních přístupů k ochraně životního prostředí prosazují absenci hodnotových soudů, neoklasikové rozlišují mezi pozitivní a normativní částí analýzy a institucionalisté obhajují etické otázky jako legitimní součást ekonomie. Doporučení k alokaci přírodních zdrojů přijímaná analyzovanými směry byla v práci ilustrována na praktických příkladech státního a soukromého vlastnictví vody a na zavádění prvků komunitního vlastnictví do státního vlastnictví vody. V případových studiích byla zřejmá praktická omezení teoretických závěrů. Ukázalo se rovněž, že vládní selhání jsou významným faktorem ovlivňujícím funkčnost režimů správy. Abychom mohli dojít k dílčímu závěru ohledně nejvhodnějšího režimu správy, bylo nutné abstrahovat od normativních hodnotových soudů – tj. vyloučit z argumentace představitelů jednotlivých směrů etickou dimenzi a nahlížet problematiku alokace přírodních zdrojů očima představitelů subjektivní teorie hodnoty. V takto vymezeném rámci jsme podrobili kritice cíle ekologické politiky vytvářené bez ohledu na subjektivní preference jednotlivců, kteří tvoří společnost, případně snahy o zjištění a agregaci těchto preferencí s využitím mimotržních oceňovacích metod. Konečným důsledkem obou postupů je vytvoření značného prostoru pro tzv. společenskou volbu, která je zatížena vládními selháními. Jako jediná situace, jež vliv politického rozhodování na alokaci přírodních zdrojů významně snižuje, bylo identifikováno soukromé vlastnictví. Podařilo se nám však také ukázat, že při odstranění etických premis ekologické institucionální ekonomie a absenci regulačních omezení ze strany státu neexistuje rozpor v prosazování soukromého a komunitního vlastnictví. Tento závěr považujeme za významný pro navázání komunikace mezi současnými alternativními myšlenkovými směry v rámci ekonomie životního prostředí, které odmítají tradiční paradigma státní správy veřejných statků.

134

Literatura ADLER, J. 2007. Free Market Environmentalism – book review. Cato Journal. Dostupný z WWW: http://www.cato.org/pubs/journal/cj22n1/cj22n1-12.pdf, 29. 12. 2007. AGENDA 21. 2007. UN Department of Economic and Social Affairs. Dostupná z WWW: http://www.un.org/esa/sustdev/documents/agenda21/english/agenda21chapter18.htm, 3. 12. 2007. ANDERSON, T. L.; SHAW, J. 2008. Is Free Market Environmentalism „Mainstream“? Dostupný z WWW: http://www.perc.org/pdf/fmemain.pdf, 10. 1. 2008. ANDERSON, T. L. 2007. Tržní proces a kvalita životního prostředí. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 145 – 162. ISBN: 978-80-86851-69-3. ANDERSON, T. L.; LEAL, D. R. 2001. Free Market Environmentalism (revisited edition). 1. vyd. New York: Palgrave, 2001. ISBN: 0-312235-03-8. ANDERSON, T. L.; SNYDER, P. 1997. Water Markets – Priming the Invisible Pump. 2. vyd. Washington: Cato Institute, 1997. ISBN: 1-882577-43-4. ANDERSSON, K.; OSTROM, E. 2006. An Analytical Agenda for the Study of Decentralized Resource Regimes. Submited to Governance – W06-7. BALÁŽ, V.; KLUVÁNKOVÁ-ORAVSKÁ, T.; ZAJAC, Š. 2007. Inštitúcie a ekonomická transformácia. 1. vyd. Bratislava: Veda, 2007. ISBN: 978-80-224-0960-5. BAUMOL, W. J.; OATES, W. E. 1971. The Use of Standards and Prices for Protection of the Environment. Swed. Journal of Economics. In: Oates (ed.): The Economics of the Environment, 1. vyd. Cambridge: Edward Elgar, 1994, s. 161-173. ISBN: 1-85898-002X. BENJAMIN, D. K. 2007. Osm mýtů o recyklaci. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 210 240. ISBN: 978-80-86851-69-3. BERKES, F.; FOLKE, C. (eds.) 1998. Linking Social and Ecological Systems: Management Practices and Social Mechanisms for Building Resilience. 1. vyd: New York: Cambridge University Press, 1998. ISBN 0-521-78562-6.

135

BLOCK, W. E. 2007. Environmentální problémy a jejich řešení pomocí vlastnických práv. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 283 – 328. ISBN: 978-80-86851-69-3. BROMLEY, D., W. 1991. Environment and Economy: Property Rights and Public Policy. American Journal of Agricultural Economics, Vol. 74, č. 3 (srpen, 1992): 836 – 837. BROWNSTEIN, B. P. 1980. Pareto Optimality, External Benefits and Public Goods: A Subjectivist Approach. The Journal of Libertarian Studies, Vol. IV, No. 1 (zima, 1980): 93 – 106. BUCHANAN, J. M.; TULLOCK, G. 1975. Polluters’ Profits and Political Response: Direct Controls versus Taxes. The American Economic Review. Vol. 65, č. 1 (1975): 139 – 147. BUCHANAN, J. M. 1969. Cost and Choice: an Inquiry in Economic Theory. 1. vyd. Chicago: Markam Publishing Co., 1969. ISBN: 0-86597-223-0. BUCHANAN, J. M.; FAITH, R. L. 1981. Entrepreneurship and the Internalization of Externalities. Journal of Law and Economics. Vol. 24, č. 1 (1981): 95 – 111. CÍLEK, V. 2008. Příliš rychlý svět. Respekt č. 6/2008. COASE, R. 1960. The Problem of Social Costs. Journal of Law and Economics, Vol. 3, č. 1, 1960: 1 – 44. COLE, H. D. 1999. New Forms of Private Property: Property Rights in Environmental Goods. Encyklopedia of Law and Economics, č. 1910. Dostupný z WWW: http://encyclo.findlaw.com/1910book.pdf, 12. 12. 2007. CORDATO, R. 2004. An Austrian Theory of Environmental Economics. Quarterly Journal of Austrian Economics. 2004, vol. 7, no. 1, s. 3–16. Dostupný z WWW: http://www.mises.org/fullstory.aspx?Id=1760. ISSN 1936-4806, 10. 1. 2008. CORDATO, E. R. 1992. Welfare Economics and Externalities in an Open Ended Universe: a Modern Austrian Perspective. 1. vyd. Norwell: Kluwer Academic Publishers, 1992. ISBN: 0-7923-9246-9. ČAMROVÁ, L.; SLAVÍK, J. 2007. Bludný kruh evropské regulace obalových odpadů. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 351- 380. ISBN: 978-80-86851-69-3.

136

ČAMROVÁ, L. 2006. Povodně v území: Instituce, ekonomie, politika. In: Čamrová, Jílková (eds.): Povodně v území – institucionální a ekonomické souvislosti. 1. vyd. Praha: Eurolex Bohemia, 2006: 7 – 23. ISBN: 80-7379-000-9. ČAMROVÁ, L.; JÍLKOVÁ, J. 2006a. Povodně v území – institucionální a ekonomické souvislosti. 1. vyd. Praha: Eurolex Bohemia, 2006. ISBN: 80-7379-000-9. ČAMROVÁ, L.; JÍLKOVÁ, J. a kol. 2006b. Povodňové škody a nástroje k jejich snížení. 1. vyd. Praha: IEEP VŠE v Praze, 2006. ISBN: 80-86684-35-0. DALES, J. H. 1968. Land, Water and Ownership. Canadian Journal of Economics I, No. 4, listopad 1968. In: Oates (ed.): The Economics of the Environment, Edward Elgar, 1994: 174 – 187. ISBN: 1-85898-002-X. DEMSETZ, H. 1967. Towards a Theory of Property Rights. The American Economic Review, Vol. 57, č. 2, květen 1967: 347 – 359. DOLAN, E. G. 2007. Přírodní vědy, vládní politika a globální oteplování. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 163 – 180. ISBN: 978-80-86851-69-3. EUWI. 2008. EU Water Initiative. Dostupný z WWW: http://www.euwi.net/#14, 3. 2. 2008. FURUBOTN, E. G., RICHTER, R. 2005. Institutions and Economic Theory. 2. vyd. Michigan: University of Michigan Press, 2005. ISBN: 0-472-03025-6. GOVERNAT. 2007. Multilevel Governance of Natural Resources: Tools and Processes for Water and Biodiversity in Europe. Dostupný z WWW: http://governat.eu/scope/governance.html, 26. 12. 2007. GOULD, G. A.; GRANT, D. L.; WEBER, G. S. 2005. Cases and Materials on Water Law. 7. vyd. St. Paul: Thomson/West, 2005. ISBN: 0-314-15392-6. GRIFFIN, R. C. 2006. Water Resource Economics – The Analysis of Scarcity, Policies, and Projects. 1. vyd: Boston: MIT Press, 2006. ISBN: 0-262-07267-X. HÁJEK, M. 2002. Charakteristika poplatků v ochraně životního prostředí. MŽP, Praha. Dostupný z WWW: http://www.env.cz/www/zamest.nsf/0/df3153b01502c4a8c1256ac30030e837?OpenDoc ument, 1. 11. 2007. HARDIN, G. 1968. The Tragedy of the Commons. Science, New Series, Vol. 162, č. 3859 prosinec, 1968: 1243 – 1248.

137

HAYEK, von L. 1945. The Use of Knowledge in Society. American Economic Review, XXXV, č. 4; září, 1945: 519 – 530. Dostupný z WWW: http://www.econlib.org/library/Essays/hykKnw1.html, 8. 1. 2008. HERBENER, J. M. 1997. The Pareto Rule nad Welfare Economics. Review of Austrian Economics, Vol. 10, č. 1, 1997: 79 – 106. ISSN: 0889-3047. HIGGS, R.; CLOSE, C. P. (eds.) 2004. Re-Thinking Green – Alternatives to Environmental Bureaucracy. 1. vyd. Oakland: The Independent Institute, 2004. ISBN: 0-945999-97-6. HODGE, I. 1995. Environmental Economics – Individual Incentives and Public Choices. 1. vyd. Londýn: Macmillan Press, 1995. ISBN: 0-333-57771-X. HOLMAN, R. a kol. 1999. Dějiny ekonomického myšlení. 1. vyd. Praha: C. H. Beck, 1999. ISBN: 80-7179-238-1. HOPPE, H. 2004. The Ethics and Economics of Private Property. In: Colombato, E. (ed.): The Elgar Companion to The Economics of Property Rights. 1. vyd. Londýn: Edward Elgar, 2004. ISBN: 1840649941. HUFFMAN, J. L. 1994. The Inevitability of Private Rights in Public Lands. University of Colorado Law Review, č. 65: 241 – 277. HULSMANN, J. G. 2003. Introduction to the Third Edition: From Value Theory to Praxeology. In: Mises, L. Epistemological Problems of Economics. 3. vyd. Auburn: Ludwig von Mises Institute, 2003. ISBN: 0-945466-36-6. CHALUPNÍČEK P. 2007. Hodnotové soudy v ekonomii – různé pohledy na hranici mezi “pozitivním “ a “normativním”. Doktorandská dílna NF VŠE. Dostupný z WWW: http://nf.vse.cz/download/veda/workshops/value.pdf, 30. 12. 2007. CHAVE, P. 2001. Rámcová směrnice vodní politiky. Ministerstvo zemědělství ČR a IWA Publishing, 2001. Dostupný z WWW: http://www.mze.cz/attachments/peter_chave.pdf, 2. 1. 2008. JÍLKOVÁ, J., PAVEL, J. a kol. 2006. Poplatky k ochraně životního prostředí a jejich efektivnost. 1. vyd. Praha: Eurolex Bohemia, 2006. ISBN: 80-7379-002-5. JÍLKOVÁ, J. 2003. Daně, dotace a obchodovatelná povolení – nástroje ochrany ovzduší a klimatu. 1. vyd. Praha: IREAS, Institut pro strukturální politiku, o. p. s., 2003. ISBN: 80-86684-04-0.

138

JUST, T. 2006. Popovodňová a protipovodňová opatření z pohledu ekologicky orientovaného vodohospodáře. In: Čamrová, L., Jílková, J. (eds.): Povodňové škody a nástroje k jejich snížení. 1. vyd. Praha: VŠE v Praze, 2006. ISBN: 80-86684-35-0. KLUVÁNKOVÁ-ORAVSKÁ, T. 2006. Inštitucionálne aspekty prevencie povodní. In: Čamrová, L., Jílková, J. (eds.): Povodně v území – institucionální a ekonomické souvislosti. 1. vyd. Praha: Eurolex Bohemia, 2006: 26 – 46. ISBN: 80-7379-000-9. KNEESE, A. V. 1995. Ethics and Environmental Economics. In: Natural Resource Economics, Allen V. Kneese (ed.). 1. vyd. Londýn: Edward Elgar Publishing Limited, 1995. ISBN: 978-1858981734. KNIGHT, F. H. 1924. Some Fallacies in the Interpretation of Social Cost. The Quarterly Journal of Economics, Vol. 38, č. 4, srpen 1924: 582 – 606. KOLSTAD, Ch. D. 2000. Environmental Economics. 1. vyd. New York: Oxford University Press, 2000. ISBN: 0-19-511954-1. KOTÍKOVÁ, E. 2006. Ochrana životního prostředí v ekonomické teorii. Politická ekonomie. 2006, roč. LIV, č. 2, 2006: 261–273. ISSN: 0032-3233. LANZ, K.; SCHEUER; S. 2000. Příručka EEB o vodohospodářské politice EU podle Rámcové směrnice o vodě. Centrum pro otázky životního prostředí UK a Společnost pro trvale udržitelný rozvoj. Praha, listopad 2000. Dostupné z WWW: http://www.czp.cuni.cz/Info/EU/Voda/, 2. 1. 2008). LEAL, D. R. 2000. Homesteading the Oceans: The Case for Property Rights in U. S. Fisheries. PERC Policy Series, PS-19, 2000. Dostupný z WWW: http://www.perc.org/pdf/ps19.pdf, 29. 1. 2008. LIPKA, D. 2007. Vodní socialismus – výjimka nebo pravidlo? Dostupný z WWW: http://www.libinst.cz/etexts/lipka_voda.pdf, 20. 12. 2007. LOCKE, J. 1991. Druhé pojednání o vládě. 2. vyd. Praha: Nakladatelství Svoboda, 1991. ISBN: 80-205-0222-X. LOMBORG, B. 2006. Skeptický ekolog – Jaký je skutečný stav světa? 1. vyd. Praha: Dokořán a Liberální institut, 2006. ISBN: 80-7363-059-1. LOUŽEK, M. 1999. Spor o metodu mezi rakouskou ekonomickou školou a německou historickou školou jako nejvýznamnější metodologický spor v dějinách ekonomie. Politická ekonomie, 1999, č. 4: 529-545. Dostupný z www: http://www.cse.cz/soubory/mlady-ekonom/1999/louzek_me-1999.pdf, 18. 1. 2008.

139

MAESTU, J. (ed.) 2005. The Special Plan of the Upper Guadiana Basin - Moving from traditional towards Participatory decision making? A case study report for HarmoniCop project. Work Package 5. Dostupné z WWW: http://www.harmonicop.uni-osnabrueck.de/_files/_down/CaseStudySpain.pdf, 30. 11. 2007. MATULA, S. (ed.) 1998. Institucionální rámec vodního hospodářství v České republice. 1. vyd. Praha: Česká zemědělská univerzita, 1998. ISBN: 80-213-0553-3. MEINERS, R. E.; YANDLE, B. 2000. Jak common law chrání životní prostředí? 1. vyd. Praha: Liberální institut, 2000. ISBN: 80-86389-05-7. MENGER, C. 1994. Principles of Economics. 1.vyd. Groove City: Libertarian Press, 1994. ISBN: 0-91-0884-27-7. MERETT, S. 1997. Introduction to the Economics of Water Resources – An International Perspective. 1. vyd. Patstow: Rowman & Littlefield Publishers, 1997. ISBN: 0-8476-8710-4. MISES, L. 2006. Lidské jednání: pojednání o ekonomii. 1. vyd. Praha: Liberální institut, 2006. ISBN: 80-86389-45-6. MISES, L. 2003. Epistemological Problems of Economics. 3. vyd. Auburn: Ludwig von Mises Institute, 2003. ISBN: 0-945466-36-6. MOSS, T. 2008. Solving Problems of ‘Fit’ at the Expense of Problems of ‘Interplay’? The Spatial Reorganisation of Water Management following the EU Water Framework Directive (draft). Institute for Regional Development and Structural Planning, Erkner. Dostupný z WWW: www.irs-net.de/workpaper3.htm, 3. 1. 2008. MURO, M. 2006. Pilothafte Ermittlung und Analyse von Zielgruppen für die Information und Anhörung der Öffentlichkeit nach Art. 14 EG Wasserrahmenrichtlinie in einer Flussgebietseinheit. Umweltbundesamt, Texte 27/06. Dostupný z WWW: http://www.landschaftsoekonomie.tuberlin.de/fileadmin/a0731/uploads/publikationen/edocuments/UBA_Texte_27-06.pdf, 2. 1. 2008. MURO, M. 2002. Zur Wirksamkeit der Öffentlichkeitsbeteiligung von wasserwirtschaftlichen Planungen in Deutschland. Technische Universität Berlin. Dostupný z WWW: http://www.wrrlinfo.de/docs/ZurWirksamkeitderOeffentlichkeitsbeteiligung.PDF, 30. 6. 2007.

140

MZE ČR. 2007a. Zpráva o stavu vodního hospodářství České republiky v roce 2006. Praha, 2007. Dostupný z WWW: http://81.0.228.70/attachments/Modra_zprava_2006.pdf, 1. 11. 2007. MZE ČR. 2007b. Příloha 1: Způsoby zapojení veřejnosti. Dostupný z WWW: http://www.mze.cz/attachments/0_P%C5%99%C3%ADlohy.pdf, 30. 6. 2007. MZE ČR. 2004. Zpráva České republiky (Zpráva 2004) dle článku 3 Směrnice Evropského parlamentu a rady z 23. října 2000 ustavující rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky. Praha, červen 2004. Dostupná z WWW: http://www.mze.cz/attachments/zprava_2004.pdf, 3. 1. 2008. MŽP ČR. 2007. Zpráva o stavu ochrany vod v ČR v roce 2005. Praha, 2007. Dostupný z WWW: http://www.env.cz/AIS/webpub.nsf/$pid/MZPJMF6L8W5V/$FILE/stav_ochrany_vod_2005.doc, 1. 11. 2007. NIETSCHEOVÁ, J. 1994. Vodní toky a vlastnictví vody. Vodní hospodářství a ochrana ovzduší, č. 5-6, 1994: 7 – 8. OATES, W. E (ed.) 1992. The Economics of the Environment (Introduction). Elgar Critical Writtings Reader Series. 1. vyd: Londýn: Edward Elgar Publishing, 1992. ISBN: 1-85898-002-X. OLSON, M. 1971. The Logic of Collective Action – Public Goods and th Theory of Groups. 2. vyd. Cambridge: Harvard University Press, 1971. ISBN: 0-674-53751-3. OSTROM, E. 2006. Governing the Commons – The Evolution of Institutions for Collective Action. 18. vyd. New York: The Cambridge University Press, 2006. ISBN: 978-0-521-40599-7. OSTROM, E. 1999a. Private and Common Properte Rights. Encyklopedia of Law and Economics, č. 2000. Dostupný z WWW: http://encyclo.findlaw.com/2000book.pdf, 20. 1. 2008. OSTROM, E. 1999b. Revisiting the Commons. Local Lessons, Global Challenges. Science, roč. 284, 9. dubna 1999: 278 – 282. O’TOOLE, R. 2005. Is Urban Planning „Creeping Socialism“ ? In: Higgs, R., Close, C. P. (eds.): Re-Thinking Green: Alternatives to Environmental Bureaucracy. 1. vyd. Oacland: The Independent Institute, 2005: 281 – 296. ISBN: 0-945999-97-6. PAAVOLA, J. 2006. Institutions and environmental governance: A reconceptualization. Ecological Economics, VoL. 63, č. 1, 2006: 93 – 103. ISSN: 0921-8009.

141

PARETO, W. 1969. Manual of Policical Economy. Augustus M. Kelley Pubs, 1969. ISBN: 978-0678008812. PAVLÍČEK, T. 2007. Boj o zrno. Respekt č. 38/2007. PEARCE, D. W., TURNER, R. K. 1990. Economics of Natural Resources and the Environment. 1. vyd. Baltimore: The John Hopkins University Press, 1990. ISBN: 08018-3986-6. PHP ČR. 2007. Plán hlavních povodí České republiky schválený usnesením vlády České republiky ze dne 23. května 2007 č. 562. Dostupný z WWW: http://81.0.228.70/attachments/PHP_schvaleny_vladou1.pdf, 5. 1. 2008. PIPES, R. 1999. Property and Freedom. 1. vyd. New York: Vintage Books, 1999. ISBN: 0-375-70447-7. PIGOU, A.C. 1932. The Economics of Welfare. 4. vyd. Londýn: Macmillan and Co., 1932. Dostupný z WWW: http://www.econlib.org/LIBRARY/NPDBooks/Pigou/pgEW.html, 10. 10. 2007. POJMAN, L. P. 2000. Global Environmental Ethics. 1. vyd: McGraw-Hill Education ISBN: 0767411773. RÁMCOVÁ SMĚRNICE O VODĚ. 2000. Směrnice 2000/60/ES Evropského parlamentu a rady z 23. října 2000 ustavující rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky. Dostupný z WWW: http://www.mze.cz/attachments/Rámcová_směrnice.pdf, 3. 11. 2007. ROBBINS, L. 1981. Economics and Political Economy, American Economic Review, Vol. 71, č. 2, 1981: 1 – 10. ROBBINS, L. 1932. Essay on the Nature and Significance of Economic Science. 1. vyd: Londýn: Macmillan, 1932. ROTHBARD, M. N. 2007. Právo, vlastnická práva a znečištění ovzduší. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 241 – 282. ISBN: 978-80-86851-69-3. ROTHBARD, M. N. 2005. Zásady ekonomie: od lidského jednání k harmonii trhů. 1. vyd. Praha: Liberální institut, 2005. ISBN: 80-86389-27-8. ROTHBARD, M. N. 1956. Toward Reconstruction of Utility and Welfare Economics. Dostupný z WWW: http://www.mises.org/rothbard/toward.pdf, 7. 1. 2008.

142

SALETH, R. M., DINAR, A. 2004. The Institutional Economics of Water – A CrossCountry Analysis of Institutions and Performance. 1. vyd. Northampton: Edward Elgar, 2004. ISBN: 0-8213-5656-9. SAMUELSON, P. A. 1954. The Pure Theory of Public Expenditure. The Review of Economics and Statistics. Vol. 36, č. 4, listopad 1954: 387 – 389. SAMUELSON, P. A.; NORDHAUS, W. D. 1991. Ekonomie. 1. vyd. Praha: Nakladatelství Svoboda, 1991. ISBN: 80-205-0192-4. SAS-ROLFES, M. 1998. Who Will Save the Wild Tiger? PERC Policy Series, PS-12. Dostupný z WWW: http://www.perc.org/perc.php?id=638, 2. 2. 2008. SEGERFELDT, F. 2005. Water for Sale – How Business and the Market Can Resolve the World’s Water Crisis. 1. vyd. Cato Institut: Washington, 2005. ISBN: 1-930865-767. SEN, A. 2002. Etika a ekonomie. 1. vyd: Praha: Vyšehrad, 2002. ISBN: 80-7021-549-6. SCHMIDTZ, D.; WILLOTT, E. 2002. Environmental Ethics – What Really Matters, What Really Works. 1. vyd. New York: Oxford University Press, 2002. ISBN: 0-19513909-7. SIMPSON, B. P. 2005. Markets don’t fail! 1. vyd. Lanham: Lexington Books, 2005. ISBN: 0-7391-1034-9. SMITH, A. 2001. Pojednání o podstatě a původu bohatství národů. 2. vyd. Praha: Liberální institut, 2001. ISBN: 80-86389-16-2. SOUHRNNÁ STRATEGIE. 2007. Souhrnná strategie k implementaci Rámcové směrnice o vodní politice - Pokyny k zajištění účasti veřejnosti podle Rámcové směrnice vodní politiky. Ministerstvo zemědělství ČR. Dostupná z WWW: http://www.mze.cz/attachments/Pokyny.pdf, 21. 7. 2007. STROUP, R. L. 2007. Zákon o ohrožených druzích: kterak učinit z nevinných živočichů nepřítele. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 205 – 218. ISBN: 978-80-86851-69-3. STROUP, R. L.; GOODMAN, S. L. 1992. Property Rights, Environmental Resources and the Future. Harvard Journal of Law and Public Policy, č. 15, 1992: 427 – 441. ŠAUER, P., DVOŘÁK, A. a kol. 1997. Úvod do ekonomiky životního prostředí. Skripta VŠE v Praze.1. vyd. Praha : VŠE, 1997. ISBN 80-7079-548-4.

143

ŠEDIVÝ, F. 2007. Analýza rizik související s kvantifikací sazeb poplatků za vypouštění odpadních vod do vod povrchových. Centrum pro otázky životního prostředí UK v Praze. Dostupný z WWW: http://www.czp.cuni.cz/knihovna/undp/studie/S44.htm, 3. 11. 2007. ŠÍMA, J. 2004. Ekonomie a právo. 1. vyd. Praha: Nakladatelství Oeconomica, 2004. ISBN: 80-245-0749-8. ŠÍMOVÁ, T. 2007. Fenomén hodnoty v ekonomii přírodních zdrojů. In: Čamrová, L. (ed.): Ekonomie a životní prostředí – nepřátelé či spojenci? 1. vyd. Praha: Alfa Publishing, 2007: 331 – 350. ISBN: 978-80-86851-69-3. TIETENBERG, T. 1992: Environmental and Natural Resource Economics. 3. vyd. New York: HarperCollins Publishers, 1992. ISBN: 0-673-46328-1. TURNER, K. R., PEARCE, D., BATEMAN, I. 1994. Environmental Economics – An Elementary Introduction. 1. vyd. Londýn: Pearson Education, 1994. ISBN: 0-74501083-0. URBANOVÁ, T., ŠÍMA, J. 2004. Tržní přístup k ochraně životního prostředí. 1. vyd. Praha: Oeconomica, 2004. ISBN 80-245-0766-8. VAN DEN BERGH, van den, J. 2000. Ecological Economics: Themes, Approaches, and Differences with Environmental Economics. TI 2000-080/3, Tinbergen Institute Discussion Paper. Dostupný z WWW: http://www.tinbergen.nl/discussionpapers/00080.pdf, 30. 10. 2006. VAN DEN BERGH, van den, J. 1996. Ecological Economics and Sustainable Development. 1. vyd. Cheltenham: Edward Elgar Publishing Limited, 1996. ISBN: 185898-316-9. VATN, A. 2005. Institutions and the Environment. 1. vyd. Northampton: Edward Elgar Publishing, 2005. ISBN: 1-84376-100-9. VLČKOVÁ, J. (ed.) 2006. Podnikový ekolog. 1. vyd. Praha: IREAS, Institut pro strukturální politiku, o.p.s., 2006. ISBN: 80-86684-46-6. VÚV. 2005. Odhad objemu nádrží potřebného pro kompenzaci poklesu odtoku vlivem  klimatické změny. Peláková, Boersema (eds.) VÚV T. G. Masaryka Praha, listopad  2005. Přístupný z WWW:   http://www.mze.cz/attachments/VUV_klim_zmen.pdf, 23. 8. 2007. 

144

WISE. 2007. Introduction to the New EU Water Framework Directive. Water Information System for Europe. Dostupné z WWW: http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/info/intro_en.htm, 2. 1. 2007. YANDLE, B. 2004. Environmental Turning Points, Institutions, and the Race to the Top. The Independent Review, v. IX, č. 2, podzim 2004: 211 – 226. YANDLE, B. a kol. 2004. Environmental Kuznets Curves: A Review of Findings, Methods, and Policy Implications. PERC Research Study 02-1, duben 2004. Dostupný z WWW: http://www.perc.org/pdf/rs02_1a.pdf, 2. 2. 2008. YOUNG, R. A. 2005. Determining the Economic Value of Water – Concepts and Methods. 1. vyd. Washington: Resources for the Furure, 2005. ISBN: 1-891853-98-8. YOUNG, O. R. 2002. The Institutional Dimensions of Environmental Change – Fit, Interplay and Scale. 1. vyd. Cambridge: The MIT Press, 2002. ISBN: 0-262-74024-9. Zákon č. 254/2001 Sb., o vodách a o změně některých zákonů (vodní zákon).

145