Bønder som klimahelte. Kan og vil landbruget bidrage?
Forfattere: Karin Hilmer Pedersen
Tidsskrift: politica (2011-01-01)

## Karin H ilm er Pedersen og Gert Tinggaard Svendsen Bønder som klimahelte. Kan og vil landbruget bidrage?

Kan og vil landbruget bidrage til reduktion af drivhusgasser? Undersøgelser tyder på,  at der i landbrugssektoren findes et stort og uudnyttet potentiale for relativt billig reduktion af  drivhusgasser. Selvom måling af reduktion i udledning af  driv­ husgasser inden for landbrugssektoren er behæftet med omfattende usikkerhed, vil man ved at måle reduktion indirekte gennem relative ændringer i produktions­ processer kunne inkludere landbrugssektoren i reguleringsordninger.  Spørgsmå­ let er, hvordan man kan få landbruget til at bidrage. Y i overvejer brugen af stan­ darder, grønne afgifter og omsættelige kvoter. V i finder, at landbrugssektoren vil have en ikke ubetydelig interesse i at få tildelt kvoter og deltage i det europæiske kvotesystem, EU  ETS. Landbrugets deltagelse er imidlertid ikke uproblematisk, men kræver styring og kontrolforanstaltninger, hvis kvoteordningerne ikke i ste­ det skal blive til Varm luft'.

Rewarding farmers for carbon sequestration w ill enhance the carbon storage potential of the agricultural sector. Implementing sustainable farming systems that sequester net carbon does not require advanced technology. However, eco­ nomic incentives are needed to enable farmers to implement more sustainable agricultural practices (IFAP, 2009).

I  Kyoto-protokollen er fastsat mål for de enkelte landes reduktion af drivhus­ gasser.  Disse  målsætninger er  for  det første  baseret  på  udledning af C 0 2   fra energiproduktion og for det andet fastsat i forhold til den historiske udledning i  1990.  Land- og skovbrugssektorens udledning af drivhusgasser er im idlertid ikke inddraget. Arsagen hertil er ikke helt klar,  men problemet med land- og skovbrugssektoren består i, at sektoren ikke kun bidrager med udledning, men også  optager  drivhusgasser.  Sektorens  dobbeltfunktion  komplicerer  forhand­ lingerne, og som Grubb og Yamin (2001) noterer, ville inddragelse af sektoren netop  på  grund  af dens  dobbeltfunktion  betyde,  at  fx  USA  ikke  ville  være mødt med reduktionskrav af betydning.  Manglende  inddragelse  af land-  og skovbrugssektoren var således bidragende årsag til, at USA ikke har ratificeret Kyoto-protokollen, ligesom det var en delårsag til,  at USA trak sig fra klim a­ forhandlingerne i Haag i år 2000 (Svendsen, 2003).

Offentlig regulering med henblik på at reducere C 0 2 -udledning har tradi­ tionelt betydet øgede omkostninger for den regulerede part.  Derfor har landog  skovbrugsproducenterne  selvsagt  ikke  stået  i  første  række  for  at  blive  in ­ kluderet i  hverken  internationale  eller  nationale  reguleringer af udledning  af drivhusgasser.  Det danske skatteministeriums lovforslag i 2004 om at indføre C 0 2-afgifter i landbruget fik da også en  ret kølig modtagelse i Landbrugsraadets høringssvar (2004).  Landbrugsraadet pegede blandt andet på, at danske C 0 2-afgifter  burde  samordnes  med  andre  reguleringstiltag  og  specifikt  EU kommissionens  arbejde  med  at  inkludere  land-  og  skovbruget  i  den  eksiste­ rende ordning for omsættelige C 0 2-kvoter, idet indførsel af såvel C 0 2-afgifter som en kvoteordning ifølge høringssvaret ville indebære en  uacceptabel dob­ beltbeskatning af sektorens udledning af drivhusgasser.

Inddragelse af  landbruget (og skovbruget) i udregningen af det enkelte lands drivhusgasudledning vil im idlertid give en  umiddelbar økonomisk og klim a­ mæssig gevinst  (Stavins,  1999).  M en  bøndernes  mulige  rolle  som  fremtidens klimahelte har i høj  grad været overset i både den akademiske litteratur og i praksis  (Olesen  et al.,  2011).  Dog tyder det indledende citat fra den  Interna­ tionale Føderation af Landbrugsproducenter i 2009  på en gryende og positiv interessetilkendegivelse fra sektoren selv.

For det første er koblingen mellem nødvendigheden af at begrænse udled­ ning af drivhusgasser i atmosfæren og landbrugsproduktion ny.  For det andet er det nyt, at landbruget som organisation er åbne for, at der kan ske regulering på  området.  M indre  nyt  er  det  dog,  at  landbrugsproducenterne  peger  på,  at det,  der  er  behov  for,  er  økonomiske  incitamenter  fx  etablering  af finansie­ rings-  og/eller kompensationsordninger,  der belønner landmænd for at dyrke deres jord på en bæredygtig måde.  Ser man på den eksisterende litteratur om offentlig regulering,  er det sjældent et problem at opnå den ønskede adfærds­ ændring,  hvis  denne  gøres  økonomisk  lønsom  for  den  enkelte  (fx  M itnick, 1980:  350-353).  Der  kan  være  argumenter  for,  at  samfundet  i  visse  tilfælde bør betale for en adfærdsændring,  men den egentlige udfordring for offentlig regulering ligger i, hvordan man kan opnå en ønsket adfærdsændring, der både er samfundsøkonomisk hensigtsmæssig og acceptabel for den regulerede part. Netop i denne sammenhæng kunne tildeling af C 0 2 -kvoter og efterfølgende inddragelse i et handelssystem komme på tale.

Inddragelse  af land-  og  skovbrugssektoren  i  kampen  mod  global  opvarm­ ning er ikke nogen simpel opgave, hvilket også kommer til udtryk i de løbende COP-forhandlinger,  blandt andet inden  for R E D D   (Wunder,  2010).  Hoved­ spørgsmålet er derfor, om landbruget kan og vil bidrage. Som det vil fremgå af næste afsnit er der et betydeligt potentiale for, at landbruget kan bidrage med en  betydelig  reduktion  af drivhusgasudledningen.  I  de  følgende  to  afsnit  ser vi  derefter på,  om landbruget vil.  H ar en regulering af landbruget et politisk potentiale? V i ser først på producentniveau og diskuterer de samfundsøkono­ miske og individuelle fordele og ulemper ved valg af forskellige reguleringsin­ strumenter.  Da begrænsninger i drivhusudledning im idlertid ikke længere er et rent nationalt spørgsmål, løfter vi blikket op på EU-niveau og rejser spørgs­ målet om, hvordan regulering på individniveau også kan være hensigtsmæssig inden for det europæiske samarbejde.

## Landbrugets klimamæssige potentiale

Ser man udelukkende udledning af C 0 2  som del af den menneskeskabte glo­ bale opvarmning, bidrager landbruget direkte gennem elforbrug og transport og mere indirekte gennem sekundære produktionsprocesser ved anvendelse af materialer, fx kunstgødning. A f  E U  s samlede udledning er landbrugssektorens andel 9,2 pct. og dermed den fjerde største udleder af C 0 2  efter offentlig elek­ tricitet og opvarmning (27,8 pct.), transport (19,5 pct.)  og industri og byggeri (12,7 pct.)  (EEA, 2010).

C 0 2   udgør  im idlertid  kun  en  del  af de  drivhusgasser,  der  forårsager  k li­ maændringer. A f sammenlignelighedsårsager omregnes andre drivhusgasser til C 0 2-ækvivalenter (Gautier, 2008). Mens landbrugets direkte C 0 2-påvirkning i  E U   ligger  på  om kring  9  pct.,  er  sektorens  bidrag  til  den  totale  menneske­ skabte årlige udledning af C 0 2 -ækvivalenter på globalt plan oppe på om kring 12  pct.  Dette  er  et  konservativt  estimat,  da  der  her  alene  er  tale  om  direkte udledning, fx kan fødevarehåndtering og skovhugst også inddrages (Scialabba and Muller-Lindenlauf, 2010).

Selve omfanget af landbrugssektorens bidrag til global opvarmning gør sek­ toren interessant, men ikke mindre problematisk. Dette skyldes, at landbrugets udledning ikke kun sker i form af C 0 2  men også i form af to andre drivhus­ gasser,  metan  (C H 4),  som stammer fra husdyrenes tarm funktion, og kvælstof (N20),  som  udgør  en  bestanddel  af organisk  gødning  og  kunstgødning  til afgrøderne. Da disse to drivhusgasser indgår naturligt i de biologiske processer, som landbrugsproduktionen  er  afhængig af (Copa-Cogeca,  2008),  bliver  re­ duktionen heraf også mere kompleks, hvis man ønsker at fastholde nuværende omfang og karakter i landbrugsproduktionen.

Kompleksiteten i landbrugsproduktionen og dermed også i dens udledning af forskellige  drivhusgasser  er  kernen  til  både  at  forstå  problemerne  med  og mulighederne for at inddrage landbruget i  kampen mod global opvarmning. V i v il her pege på tre centrale elementer.  For det første er landbrugets forure­ ning kendetegnet ved at komme fra mangfoldige og diffuse forureningskilder.

Dette er i modsætning til de såkaldte punkt-kilder, hvor forureningen udledes og  spredes  fra  et  konkret  og  identificerbart  sted  som  fx,  et  kloakrør  eller  en skorsten. For punktkilder er kilden til forurening således relativ simpel at loka­ lisere, og der er rim elig klarhed om, hvilken forurener der kan stilles til ansvar. Dette er ikke tilfældet for landbrugets diffuse forurening.

Man kan som eksempel se på nedsivning af kvælstof fra landbrugsjord til grund- og overfladevand. Vanskeligheden i at påvise en sammenhæng mellem adfærd  (forureningskilden)  og  forurening  ligger  i,  at  nedsivning  af kvælstof afhænger af jordbunds- og vejrforhold samt af, hvilken afgrøde der dyrkes på den enkelte mark.  Det betyder for det første,  at en regulering,  der er ens  for alle,  i  realiteten stiller landmænd forskelligt,  idet såvel produktionseffekt som forurening ikke kun afhænger af tilført mængde gødning, men også af vejrlig og jordbunden. En ensartet regulering vil dermed stille producenterne forskel­ ligt,  hvilket næppe vil blive opfattet som legitim t  (Vatn,  2000;  114),  ligesom ensartet regulering heller ikke vil være miljømæssig optimal. For det andet be­ tyder antallet af producenter og landbrugsforureningens karakter af en diffus forureningskilde, at offentlig kontrol med overholdelse af regler er meget om­ kostningsfuld, ligesom kontrol kan få et præg af tilfældighed.  Kontrolproble­ met indebærer i sig selv et problem for reguleringens legitimitet, men fravær el­ ler lemfældig kontrol kan også friste landmænd til at forsøge at omgå reglerne.

Det  andet  problem  er,  at  effekten  af landbrugets  udledning  af metan  fra dyrehold og udledning af kvælstof er behæftet med stor usikkerhed.  For me­ tan  (C H 4 )  er  usikkerhedsmargen  i  forhold  til  beregnet  effekt  ±30-60  pct.  og for kvælstof (N2 0)  ±30-100 pct. T il sammenligning er usikkerhedsmargin for C 0 2  på ±1-5 pct.  i forhold til beregnet effekt (Svendsen, 2003:  101). Den store usikkerhedsmargin skyldes, at udledningen er et resultat af komplekse biologi­ ske processer med forskellige og forandrende parametre.

Nyeste forskning viser im idlertid,  at denne usikkerhed kan reduceres.  M å­ lingsteknikker,  der  er  baseret  på  eksisterende  data  fra  både  konventionel  og økologisk  landbrug,  viser,  at  man  kan  reducere  usikkerhedsmargen  ved  at opdele  landbrugets  produktion  i  henholdsvis  husdyrhold  og jordbrug.  Disse processer kan så underinddeles i forskellige aktiviteter fx i forhold til konkret, hvilke husdyr der indgår i produktionen  (se Olesen et al.,  2011).  Den grund­ læggende ide i systemet er, at myndighederne kan specificere, hvilken praksis der bidrager med hvilken mængde udledning, og dermed også hvilke ændrin­ ger i praksis der afstedkommer forventet reduktion i udledning. Så i stedet for at måle udledning direkte, bliver udledning kalkuleret indirekte ved (den gen­ nemsnitlige) ændring af udledning fra en basispraksis (eller traditionel praksis) i  forhold til ændring i praksis  (Olesen et al.,  2011).  Usikkerheden er dog ikke fjernet helt. Det betyder, at et reguleringssystem fortsat kan være behæftet med et legitimitetsproblem og dermed også med en tendens til, at regulerede vil søge at unddrage sig regulering.

Det tredje problem ligger i,  at landbruget ikke kun  udleder drivhusgasser, men også fungerer som såkaldt C 0 2-dræn,  idet træer og planter binder C 0 2 i  deres  rodnet.  Selvom  der  er  usikkerhed  om,  hvor mange drivhusgasser som planter  kan  tilbageholde,  er  man  forholdsvis  sikker  på,  at  ændringer  i  land­ brugsproduktionens profil fra primært etårige afgrøder til flerårige planter vil kunne fungere som C 0 2-dræn,  eventuelt med henblik på frem stilling af bio­ masse eller som følge af bevidste ændringer i vores m adkultur (Nørretranders, 2010:  89-94).  Inddragelse  af arealanvendelse  reguleres  inden  for  Land  Use, Land Use  change  and  Forestry  (LU LU C F),  som  im idlertid  ikke  anerkendes som en del af E U 's reduktionsmål (Basse, 2009:  12).  Uanset at inddragelse af C 0 2-dræn  i  klimaregnestykket vil være  både kompleks  og kontroversiel,  må en sådan helhedsanalyse af klimapåvirkningen alligevel overvejes, idet det kan bidrage til at skabe goodwill og tilslutning fra landbruget selv.

Selvom de tre 'problemer' hver for sig bidrager til at øge usikkerheden i en vurdering  af landbrugsproduktionens  påvirkning  af klimaet,  har  landbruget efter alt at dømme et stort potentiale til at reducere drivhusgasser i atmosfæ­ ren.  Alene  det,  at  landbruget  ikke  direkte  har været  underlagt  regulering på området gør, at der er et potentiale alene ved at høste 'lavthængende frugter', det vil sige at reducere udledning af drivhusgasser med relativt lave marginal­ omkostninger.  Det gælder både i form af ændrede og bedre metoder til jord­ forarbejdning og græsningsstyring og øget fokus på etablering af de såkaldte 'C 0 2 -dræn'.   I  tillæ g hertil v il en overgang til økologisk jordbrugsproduktion yderligere kunne reducere udledning.  Det skyldes for det første,  at økologisk jordbrug  i  højere  grad  bibeholder  jordens  bonitet  gennem  større  indhold  af organisk  materiale,  og  dermed  jordens  egnethed  som  'C 0 2 -dræn'  (FIBL, 2006).  For  det  andet  anvender  økologisk  jordbrug  ikke  kunstgødning  men udelukkende naturlig gødning (gylle). Selvom der således ikke ændres ved m il­ jøbelastning i forhold til udbringning af gødning, ligger potentialet i, at man undgår energiforbruget i produktionen af kunstgødning. I forhold til konven­ tionelt landbrug har Fliessbach (2007)  anslået, at økologisk jordbrug bidrager med 35-37 pct. mindre C 0 2  per hektar.  Dette skal dog sættes i forhold til, at produktionen (output) fra økologisk jordbrug også er væsentligt lavere end ved konventionel produktion, hvilket sætter spørgsmålet om global opvarmning og konsekvenser heraf over for problemer med fødevaresikkerhed og globalt set et stadig stigende befolkningstal.

Spørgsmålet er derfor næppe, om landbruget skal inkluderes i kampen mod klimaforandringer,  men  nærmere hvordan.  V i vil derfor i  det følgende se på, hvordan den samfundsøkonomiske effektivitet varierer ved forskellige valg af reguleringsinstrumenter,  og hvordan disse valg kan påvirke graden af regule­ ringens  legitim itet  og  dermed  implementeringen  inden  for  landbrugets  egne rækker.

## Standarder eller grønne afgifter?

Den traditionelle måde at kontrollere forurening på i Vesteuropa har været re­ gulering i form af standarder {command and controltilgangen). Brug af stand­ arder indebærer, at alle producenter 'adopt the same measures and practices of pollution control and thus accept identical shares o f pollution control burden regardless of their relative impacts'  (Andersen,  1994:  21).  Blandt andet derfor er der blandt miljøforskere og politiske beslutningstagere en stærk skepsis im od denne  type  forureningskontrol.  Argumentet  er,  at  fastsættelse  af standarder for  det  maksimalt  tilladte  indhold  af forurenende  stoffer  i  m iljøet  kun  giver incitament til at reducere forureningen til den fastsatte grænse. Fastsættelse af grænseværdier rejser derfor tre problemer.

For det første er der for de fleste forureningstyper en betydelig usikkerhed om, hvornår en grænseværdi er tilstrækkelig restriktiv.  Hvis  grænseværdierne således er sat lavt,  kan m iljøpåvirkningen alligevel udgøre en sundhedsrisiko, hvorved  reguleringen  primært  får  signalkarakter.  For  det  andet  giver  faste grænseværdier ikke forureneren tilskyndelse til at reducere forureningen yder­ ligere, uanset om yderligere reduktion ikke ville indebære større omkostninger. For det tredje  er  fastsættelse  af grænseværdier  ikke  baseret på  samfundsøko­ nomiske  betragtninger  om,  hvordan  forureningsbekæmpelsen  kan  ske  mest effektivt. N år alle forurenere mødes med krav om at overholde de samme stan­ darder, vil den forurenende virksomhed, der økonomisk set kan gøre det mest effektivt, blive bedre stillet end den, der kun kan opfylde kravene med betyde­ lige omkostninger.

Disse problemer har ført til en stigende interesse for at finde andre måder at regulere privat adfærd på. Selvom frivillige aftaler ofte nævnes, har forskningen de sidste 20 år været koncentreret om markedsbaserede m iljøpolitiske styrings­ instrumenter, der ved at påvirke den økonomiske incitamentsstruktur, gør det individuelt rationelt at ændre adfærd i retning af opnåelse af de m iljøpolitiske målsætninger (Tietenberg og Lewis, 2009). Det er im idlertid ikke ligegyldigt, hvilke markedsbaserede instrumenter man vælger.  Den akademiske og politi­ ske debat går for det første på, hvilke incitamenter de forskellige instrumenter skaber, og for det andet på de samfundsøkonomiske konsekvenser. V i vil i det følgende  først  se  på  den  samfundsøkonomiske  effekt  mellem  valget  af enten standarder eller miljøafgifter, og derefter se på effektforskellen ved valget mel­ lem enten m iljøafgifter eller omsættelige forureningskvoter.

I  begyndelsen  af sidste  århundrede  foreslog  den  engelske  økonom, Arthur C.  Pigou  (1920),  at  indførelse  af en  grøn  afgift  (m iljøafgift)  kunne  mindske de omfattende problemer med smog i London. Pigou påviste, at ved at anskue forurening som  en  negativ eksternalitet,  hvor  de  private  omkostninger  er  la­ vere  end  de  sociale  omkostninger,  ville  indførsel  af en  m iljøafgift  betyde,  at forureneren blev konfronteret med en pris, der reflekterede den faktiske sociale marginalomkostning. En miljøafgift, som blev beregnet som forskellen mellem forurenerens private marginalværdi og den sociale marginalværdi, ville således internalisere eksternaliteten i de økonomiske kalkulationer.

Pigous oprindelige anbefaling er stadig gældende: ved at pålægge en m iljø­ afgift direkte på forureningsudledningen,  som  er ens pr.  enhed, vil virksom­ hederne reducere deres forurening indtil det punkt, hvor marginalomkostnin­ gerne  ved  at  reducere  deres  forurening  med  yderligere  en  enhed  er  lig  med afgiftssatsen. Den sidste forureningsenhed koster derfor det samme i alle virk­ somheder, hvilket er afgørende fra et samfundsøkonomisk synspunkt. Hvis det modsatte er tilfældet, det vil sige, at der vedtages forskellige afgiftsniveauer, vil producenter,  der skal  betale den lavere  afgift,  reducere deres  udledning til  et niveau,  hvor marginalomkostningerne er lig med afgiften,  mens producenter, der skal  betale  den  højere  afgift,  vil  reducere  deres  udledning yderligere,  det vil  sige,  in d til  afgiften  matcher  marginalomkostningerne.  Det samfundsøko­ nomisk problematiske ved en differentieret afgift er således, at udgifterne ved forureningsbekæmpelse ikke sker til den økonomisk set mest fordelagtige pris, men derimod afhænger af producenternes individuelle marginalomkostnings­ niveau. I forlængelse heraf kan man argumentere for, at der vil være samfunds­ mæssige fordele ved, at afgifter pålægges producenterne frem for forbrugerne, idet det er billigere for producenterne end for forbrugerne at reducere forure­ ningen med en ekstra enhed. M iljøafgifter i produktionsleddet vil således føre til  en  nedsættelse af samfundets totale reduktionsomkostninger,  men det for­ udsætter fortsat, at afgiftsniveauet er ens for alle.

Tilbage til spørgsmålet om hvorvidt afgifter er et bedre samfundsøkonomisk tiltag end fastlæggelse af generelle standarder for udledning. Forskellen kan il­ lustreres gennem følgende eksempel, som er relateret til den klim apolitiske ud­ fordring om reduktion af virksomheders udledning af C 0 2.  Antag, at vi har to forurenende virksomheder: Virksomhed  1   (VI)  og Virksomhed 2 (V2).  Figur 1   viser, at jo større forskellen i m arginalomkostningerne (M C) er, jo mindre er omkostningerne ved reduktion af C 0 2-udledning, hvis man anvender grønne afgifter sammenlignet med en standard.

Figur 1: Standard vs. afgift

Hvis det besluttes, at udledning af C 0 2  skal reduceres med Q*  kan m iljøm yn­ dighederne anvende en standard eller en afgift til at opnå målet.  En standard vil  indebære,  at  begge virksomheder må udlede forureningsenheder svarende til  Q*  Samfundsøkonomisk er det et problem, fordi marginalomkostningerne for V2  (MC2)  ved at reducere udledning er mindre end marginalomkostnin­ gerne  for V I  (M C2)  ved  det  eksisterende  produktionsniveau.  Det vil  derfor være bedre for samfundsøkonomien som helhed at kræve, at V2 reducerer sin udledning af C 0 2  mere end V I. Ved i stedet at anvende en afgift, som sættes til P*y vil  afgiften  motivere V2  til  at  reducere  sine  emissioner  mere  end V I, men med lavere omkostninger,  samtidig med at man opfylder målsætningen om at reducere udledning af C 0 2  til Q* (se  Baumöl og Oates,  1988).  Denne konklusion fremkommer således:

Antag,  at Qj er  1   reduktionsenhed, Q* er 2  reduktionsenheder,  og Q \_ 2 er  3 reduktionsenheder. Antag derudover, at P[ er 6 €/enhed, P* e r 3 €/enhed og P2 er 2 €/enhed.  Så får vi følgende resultater:  Hvis begge virksomheder pålægges den samme standard,  Q*, er de totale reduktionsomkostninger €8, som frem­ kommer ved, at V I  kan opfylde kravene ved P2 =  €2, mens V2 først opfylder kravene ved PI  =  €6. Hvis begge virksomheder derimod pålægges en afgift, P*y er de totale reduktionsomkostninger €6, idet V 1  ved en omkostning på €3 kan reducere  udledningen  med  3  enheder  ( Q2 ),  og  selvom V2 kun  kan  reducere udledning med 1  enhed (Ql), vil den samlede reduktion alligevel opfylde mål­ sætningen på 2 enheder.  Det betyder,  at samfundet sparer €2 ved at anvende en grøn afgift sammenlignet med en standard.  På denne måde ville en afgift, P*  motivere V2  til  at  reducere  sin  C 0 2-udledning mere  end V I,  og  forure­ ningen ville dermed blive  reduceret til  de laveste  økonomiske  omkostninger, netop fordi V I  og V2 vil skære i udledningen, indtil marginalomkostningerne ved yderligere  C 0 2-reduktion  er lig med  afgiften.  Figur  1   viser også,  at hvis begge virksomheder får tildelt fx Q 3 -Q*, vil V I  købe  1   enhed (kvote) af V2 til kvoteprisen P*. Så en grøn afgift er fra samfundets synspunkt mere økonomisk effektiv end en standard.

Selvom en afgift er bedre set fra samfundets  synspunkt,  er det ikke givet, at afgifter også er bedre end standarder set fra den  forurenende virksomheds synspunkt. Se på figur  1   igen og lad os antage, at Q3  svarer til, at udledningen af C 0 2  fjernes totalt, og at dette sættes til at være 5 C 0 2-enheder. En afgift be­ tyder, at V I  ud over omkostningerne forbundet med at reducere udledningen til Q må betale en afgift for alle  udledte enheder,  dvs.  rektanglet (Q^-QJP*. Denne ekstra betaling på €12 sammen med de €1,5 til reduktionsomkostnin­ ger betyder en samlet pris på €13,5 ved en afgift, mens omkostningerne ved en standard for V I  kun vil være på €6. V2 vil ligeledes blive pålagt de ekstra om­ kostninger til afgifter, som ses i rektangel (QfQJP*D e ekstra omkostninger på €6 lagt til reduktionsomkostninger på €4,5 giver i alt €10,5, hvilket igen er markant højere end de €2, som V2 skulle betale ved en regulering.

Hverken V I  eller V2  er  derfor  interesseret  i  grønne  afgifter,  idet  en  afgift alt  andet  lige  altid  v il  øge  de  individuelle  om kostninger  sammenlignet  med standarder.  Idet afgifter, som vist ovenfor, er mere samfundsøkonomisk effek­ tive end standarder, kunne man for at gøre afgifter acceptable for forureneren vælge  at  tilbageføre  hele  eller  en  del  af afgiftsindtægten  til  den  forurenende virksomhed.  Det kunne fx ske ved,  at der gives  et tilskud til  forurenerne for hver enhed, de reducerer C 0 2-udledningen.  Den løsning er dog problematisk, idet det ligefrem kan blive profitabelt at blive ved med at drive den industri, der ydes tilskud til, ligesom nogle måske endda vil øge forureningsniveauet for at opfylde kravene for at modtage betalingen  (Kamien et al.,  1966; Bram hall og M ills,  1966;  Baumöl og Oates,  1988).  Ikke overraskende har økonomerne således  ikke  anset  tilskud  som  et  tilfredsstillende  m iljøpolitisk  instrument. Men når man alligevel har anvendt miljøtilskud, har det primært været for at kompensere forurenerne for nogle af omkostningerne ved at opfylde regulerin­ gerne,  og ofte har sådanne betalingsordninger kun været i brug i begrænsede tidsperioder.  M en ved at sørge for at en afgift i hvert fald ikke bliver en mere omkostningsfuld løsning for producenterne,  kan  denne  samfundsøkonomisk mest hensigtsmæssige  løsning  formentlig lettere  opnå legitim itet  blandt  pro­ ducenterne.

Miljøtilskud kan, selvom økonomerne ikke anbefaler at anvende dem, også forsvares inden for ordninger,  hvor producenter betales for at reducere m iljø­ skader. Vender vi os mod landbruget, er der etableret tilskud, som er beregnet til at motivere landmændene til at indføre miljøvenlige produktionsmetoder i miljøfølsomme områder. Det rejser im idlertid et tillægsproblem, fordi økono­ miske incitamenter,  selv når de er anvendt til at ændre forurenende adfærd,  i bund og grund er i modstrid med princippet om, at forureneren betaler. D ertil kommer, at såvel tilskud som tilbagebetaling af grønne afgifter rejser en række fordelingsmæssige problemer, kan resultere i for mange virksomheder i en sek­ tor  og  i  det hele  taget  give  anledning til  såvel  markedsmæssige som  politiske forvridninger og konflikter.

## Grønne afgifter eller handel med C 0 2-kvoter?

Det ovenstående argument om de samfundsmæssige fordele ved grønne afgif­ ter satte i 1970 erne spørgsmålet om anvendelse af standarder ud på et sidespor. I stedet fokuserede debatterne på forholdet mellem grønne afgifter og omsætte­ lige forureningskvoter. På grund af de problemer som forskellige ordninger om helt eller delvist at tilbageføre en afgift til forureneren medfører, vil vi i den føl­ gende diskussion om afgifter versus kvotehandel derfor udelukkende se på ef­ fekten af  afgifter isoleret set, dvs. uden tilbagebetalings- eller tilskudsordninger.

Den  1.  januar  2005  lancerede  E U   verdens  første  handelssystem  for  driv­ husgasser {Emmission  Trading System, ETS).  H   andelssys  ternet er en enestående opfindelse inden for moderne miljøregulering, som er blevet overført til E U  på bag­ grund af  vellykkede erfaringer fra USA med at reducere C 0 2-udledning (Svendsen, 1998). I E U s handelssystem giver ejerskabet af  en kvote ret til at udlede 1  ton C 0 2 ækvivalenter.  N år  en  virksomhed  har  udledt  C 0 2   svarende  til  en  kvote  i  et givet år, trækkes kvoten tilbage fra markedet. Så længe ens kvoter ikke er blevet anvendt, fortsætter de med at cirkulere, og alle kvoter er identiske, uanset hvil­ ket år de er blevet udstedt. Et marked for handel med C 0 2-kvoter, der fungerer inden for rammerne af et 'udledningsloft' kan være en genial måde at nå det ønskede mål for reduktion af C 0 2  på, fordi reduktionen af drivhusgasser fin­ der sted, hvor det er mest omkostningseffektivt (Markussen og Svendsen, 2005).

Handel med forureningskvoter som styringsinstrument blev introduceret af Dales  (1968).  Montgomery  (1972)  påviste  herefter,  at  i  en  verden  med  fuld information, ville et system med omsættelige forureningskvoter samfundsøko­ nomisk være  lige  så  effektivt  som  indførsel  af grønne  afgifter.  Handel  med forureningskvoter er baseret på det såkaldte grandfathering-princip.  Grandfa­ thering betyder, at virksomheder får tildelt en mængde gratis kvoter afhængig af deres  historiske  forureningsniveau,  dvs.  tidligere  forureningsprofil.  Denne grandfathering er  både  styrken  og  akilleshælen  ved  handel  med  forurenings­ kvoter. V i vil her se på styrken ved kvotehandel, og i næste afsnit, hvor vi ven­ der blikket på de  overnationale problemer med at indføre  forureningskvoter, se på akilleshælen.

Sammenligner man den samfundsøkonomiske gevinst ved at indføre et sy­ stem med omsættelige forureningskvoter i forhold til en afgift, viser det sig, at denne løsning også set fra producenterne er økonomisk mest rationel, hvilket er illustreret i figur 2.

Figur 2: A fg ifter kontra grandfathering af kvoter

Antag, at C 0 2-udledningen for en given industri skal reduceres med Q*, og at de marginale reduktionsomkostninger (MC) øges lineært i takt med, at reduk­ tionen af C 0 2-udledning (Q) øges. Hvis man vil opnå reduktionsniveauet Q*, vil  den  korrekte  C 0 2-afgift  svare  til  P*  per  enhed.  Om kostningerne  herved svarer til områderne A  og B. Inden for området A vil forureneren kunne dække omkostningerne ved  en  reduktion  via  de  marginale  omkostninger.  For  hver enhed som producenten forurener ud over Q*, vil det im idlertid kunne svare sig at betale afgiften og fortsætte med at udlede frem for at reducere udlednin­ gen.  Den samlede regning for virksomheden beløber sig derfor til område B. Samfundsøkonomisk kan man sige, at afgiften er neutral, idet den blot omfor- deler fra virksomheden til befolkningen som helhed. Ikke desto mindre er det en driftsomkostning for virksomheden, som mindsker den politiske accept af afgiften væsentligt (Daugbjerg,  1998; Svendsen,  1998).

Ved omsættelige kvoter er forholdet anderledes.  I  modsætning til en afgift vil de direkte omkostninger for virksomhederne på et kvotemarked kun være området A. Det skyldes som nævnt, at virksomhederne ved grandfathering får tildelt historisk betingede rettigheder til at udlede en vis forurening. I Figur 2 får virksomheden således tildelt retten til at udlede Q* -   1   gratis. Grandfathe­ ring betyder, at der ikke længere er nogen afgift på udledning, og forureneren sparer derfor området B sammenlignet med de grønne afgifter.

Fordelingsreglen ved grandfathering består således i, at forureneren gratis får tildelt  rettighederne  til  en  given  forurening.  Hvis  en  virksomhed  fx  udledte 100  ton  C 0 2   i  1990,  v il  virksomheden  modtage  100  C 0 2-kvoter,  hvor hver kvote giver ret til at udlede et ton C 0 2.  Træffes der en politisk beslutning om, at virksomhedens udledning af C 0 2  reduceres med 5 pct., sker der herefter en devaluering af antal kvoter til 95 kvoter. I den henseende svarer anvendelsen af gr  andfat  her  i  ng til  anvendelsen af standarder,  idet omfanget af den acceptable forurening bliver fastsat politisk.

Forskellen  mellem  standarder  og  kvotehandel  er,  at  kvotehandel  for  det første  giver  virksomheden  ret  til  at  udlede  en  vis  mængde  C 0 2,  og  for  det andet giver virksomheden ret til at omsætte kvoterne frit på et marked. Beslut­ ningerne om, hvor udgifterne til reduktion af forurening skal placeres, flyttes dermed fra det politiske niveau til produktionsleddet.  Hvis forurenerens mar­ ginalomkostninger ved at mindske sin egen  udledning således er mindre end den pris, som virksomheden kan opnå ved at sælge C 0 2-kvoter, vil dette være økonomisk hensigtsmæssigt for virksomheden. Samtidig vil det også være den samfundsøkonomisk bedste måde at opnå en reduktion af C 0 2-udledning på. På  denne  måde  kan  kvotehandel  være  politisk  attraktivt  for  producenterne, men attraktionen  er betinget af,  at grandfathering giver  dem  gratis  historiske emissionsrettigheder (Daugbjerg og Svendsen, 2001).

Kvotehandlens  attraktivitet  giver  im idlertid  eksisterende  virksomheder  et fortrin frem for nye virksomheder, som må købe sig ind på markedet. Så mens vinderne er eksisterende virksomheder (som opnår deres kvoter uden omkost­ ninger),  er  taberne  fremtidige  virksomheder  (som  må  købe  alle  deres  kvoter fra eksisterende virksomheder).  I  forhold til den politiske proces er denne for­ deling  væsentlig,  idet  de  fremtidige  virksomheder,  taberne,  selvsagt  ikke  er repræsenteret på den politiske arena. Perspektiverne for en beslutning, der går i retning af kvoteandelsordninger, er dermed stor, idet producentlobbyen, som repræsenterer de eksisterende virksomheder, og som ser en klar fordel ved ord­ ningen, dominerer den politiske beslutningsproces (Svendsen,  1998).

Overføres disse generelle betragtninger konkret til landbrugssektoren, vil de eksisterende landbrug gennem grandfathering have en ikke ubetydelig interesse i  at blive inddraget i en ordning med kvotehandel.  Det skyldes for det første, at grandfathering er  baseret  på  historiske  C 0 2-udledninger,  hvilke  har  været betragtelige  inden  for  sektoren.  Landbrugssektoren  kan  derfor  forvente  at  få tildelt en del C 0 2-kvoter,  og fordi sektoren har et betydeligt potentiale for at reducere  udledning af C 0 2   med  relativt lave  omkostninger,  vil  landmanden kunne  opnå  en  indtægt  ved  at  sælge  kvoter  på  markedet.  For  det  andet  vil landbruget også kunne forvente at opnå yderligere  C 0 2-kvoter,  som  derefter kan generere en indtægt, hvis landbrugets effekt som C 0 2-dræn kommer til at indgå i regnskabet. Inddragelse af landbruget i bekæmpelse af global opvarm­ ning kan således ses som en mulighed,  som vil kunne finde legitimitet inden for sektoren selv.

## Landbrugssektoren i E U  og perspektiverne ved handel med C 0 2-kvoter

EUs ambitioner på klimaområdet ligger i 20/20/20-planen, dvs.  en reduktion af C 0 2-udledning med 20  pct.  i  2020  i  forhold  til  1990  og yderligere  med  10 pct.  under rette betingelser, dvs. hvis fx U SA accepterer reduktionskravene, en øget andel af  vedvarende energikilder til 20 pct. og en forøget energieffektivitet med 20 pct. (Kommissionen, 2010: 8). Hovedstrategien for at opnå de ønskede reduktioner  i  C 0 2-udledning  er  fortsættelse  af det kvotehandelssystem,  som EU initierede i 2005  (EU C Climate Action,  2010).  EU  har imidlertid fravalgt at lade landbrugssektoren indgå i regnskabet omkring CCUreduktioner, ligesom landbruget også er ekskluderet fra at indgå i E U s kvotehandelsmarked. Dette var som udgangspunkt en bevidst beslutning, som var grundlagt i den betydelige usik­ kerhed om, hvordan man kunne måle sektorens udledning (fx CEU, 2001). Selvom usikkerheden i dag kan mindskes, som ovenfor angivet, og selvom der er øget op­ mærksomhed på landbruget som en sektor, der kan bidrage med at reducere klima­ påvirkningerne, sker der fortsat kun lidt på området.

Dette står i modsætning til USA,  hvor der langsomt er ved at opstå et C 0 2marked  med landbruget  som  aktiv part.  På  det  amerikanske  C 0 2-marked  ud­ nyttes  landbrugets  muligheder  som  C 0 2-dræn,  således  at landbruget kan  sælge C 0 2-kvoter,  som de opnår ved at ændre produktionsformer, ved skovrejsning og lignende. Dette sker fortsat på et moderat niveau, men udgør et perspektiv i ame­ rikansk landbrugspolitik og prioriteringer inden for landbrugsforskningen (Young et al.,  2007).  Den relative amerikanske aktivisme kan synes paradoksalt, da USA

i modsætning til E U  netop ikke har ratificeret Kyoto-protokollen og derfor heller ikke er mødt med internationale krav om C 0 2-reduktion. På den anden side giver fraværet  af internationale  forpligtelser  måske  netop  USA den  frihed  til  at vælge C 0 2-reducerende tiltag til, som Kyoto-protokollens fokus på energiforbruget ikke åbner op for inden for EU.

Et andet aspekt ved det amerikanske kvotemarked er,  at det  er baseret på frivillighed,  dvs.  at  landbruget  tilslutter  sig  ordningen,  selvom  det  ikke  er underlagt  fastsatte  reduktionskrav.  Erfaringer  med  frivillige  ordninger  tyder im idlertid  på,  at  de  kun  er  effektive,  hvis  der  ligger  en  latent  og  troværdig trussel om, at der vil blive indført en bindende regulering på området, hvis de frivillige  ordninger ikke  fører til  den  ønskede  reduktion  (Héritier og Eckert, 2009).  Frivillige  ordninger  kan  im idlertid  være  banebrydende  for  udvikling af nye tiltag, der herefter kan blive mere permanente og eventuelt på et senere tidspunkt kobles til reduktionskrav.

Inddragelse af landbruget i E U  s kvotehandel er im idlertid, som vist i andet afsnit,  ikke uproblematisk.  D ertil kommer,  at E U  s konsensusprægede beslut­ ningsproces  kræver  samtykke  om  politikken  fra  flere  og  divergerende  inter­ esser  (Hix,  2006).  Spørgsmålet er,  med hvilken  sandsynlighed integration af landbruget i et C 0 2-handelssystem vil kunne opnå opbakning.  Den følgende diskussion vil tage afsæt i de problemer og debatter, som er blevet ført om kring indførslen  af C 0 2-handel,  og  se  på  landbrugets  specifikke  forhold  i  relation hertil.

Inddragelse af landbruget kan ikke undgå at rejse spørgsmålet om usikkerhed om målemetoder til at vurdere landbrugets konkrete udledning af  drivhusgasser og værdien af C 0 2-dræn specifikt.  Selvom yderligere forskning på området må for­ ventes at give større viden og dermed også mere sikre estimater på området, kan der være argumenter for, at landbruget allerede nu kunne inkluderes i et handelssystem, i hvert fald på de områder hvor usikkerheden er minimal. Som nævnt tidligere, kan usikkerheden allerede i dag mindskes ved at flytte fokus fra landbrugets direkte ud­ ledning af drivhusgasser til den relative ændring i produktionsprocesser. Forslaget kan sættes i relation til den engelske effektorienterede tilgang til miljøpolitik, der er i modsætning til den kontinentale kildeorienterede tilgang via udledningsstan­ darder. En sådan mere effektorienteret tilgang til miljøregulering i E U  er i forlæn­ gelse af  mere generelle tendenser i E U  s  instrumentvalg på miljøområdet (Halpern, 2010: 49). Inddragelse af  landbruget i C 0 2-handlen vil således være et forslag, som briterne ville forventes at bifalde, ligesom deres liberale markedsorienterede tilgang til m iljøpolitik, som C 0 2-handlen er udtryk for, også er udtryk for britiske præfe­ rencer (Wettestad, 2009). Forventningen om britisk tilslutning bygger også på, at England har vedtaget et ganske vidtrækkende og holistisk low carbonprogram med reduktionsambitioner på mindst 34 pet. I 2020 og op til 80 pct. i 2050 med 1990 som basislinjen (U K  Carbon Plan, 2010: 5). Sådanne målsætninger vil kunne gøre landbrugets potentiale som bidragsyder særdeles attraktivt.

Etablering af  et troværdigt og effektivt kvotehandelssystem er et andet problem. Problemet ligger for det første i at fastsætte historiske rettigheder, grandfathering, og for det andet i at holde de udstedte rettigheder inden for et loft {cap and tra­ de ),   der sikrer, at kvotehandel resulterer i nedbringelse af C 0 2-udledning.  Selvom EUs kvotehandelsordning netop fokuserer på mulighederne ved handel under et loft,  som  gradvist men  effektivt kan  reduceres  (Clima Action  2010),  har de før­ ste erfaringer ikke været opmuntrende.  E U s kvotehandel blev skudt i gang med en pilottest i perioden 2005-2007 og dernæst første bindingsperiode, 2008-2012. Kvotehandlen blev som udgangspunkt etableret som et decentralt system, hvor ud­ stedelse af historiske rettigheder blev foretaget af medlemslandene selv i  form af nationale handlingsplaner. Disse handlingsplaner skulle efterfølgende kontrolleres og godkendes af Kommissionen. Det decentrale system viser styrken af de enkelte medlemslandes ønsker om ikke at overdrage omfattende rettigheder til EU  som overnational  institution.  Den  decentrale  ordning  resulterede  im idlertid  i  omfat­ tende grandfathering med meget moderate reduktioner til følge og efterfølgende i et større forhandlingsarbejde mellem Kommissionen og de enkelte lande (Wettested, 2009; 314 £). Selvom E U s system således er baseret på et lo ft',  illustrerer de tidlige erfaringer akilleshælen ved grandfathering nemlig, at man ved grandfathering risike­ rer at fastholde produktionen på et højt udledningsniveau. Den politiske vilje til at stramme handelssystemet i forhold til reelle reduktioner bliver derfor alfa og omega for systemet. Denne vilje er blevet mere troværdig, idet konsekvensen af de tidlige erfaringer med E U 's kvotesystem førte til en centralisering af kvotehandlen med langt større kompetencer til E U  kommissionen (se Wettested, 2009 for en læsevær­ dig analyse af, hvordan forskellige integrationsteorier -  intergovernmentalisme og neofunktionalisme -  bidrager med delargumenter for denne udvikling).

Det andet problem er, at dataindsamling og håndhævelse af systemet sker i medlemslandene selv. Lande som specielt de nye østeuropæiske medlemslande men også Grækenland og Italien, der slås med ineffektive administrationer og korruption  (Johannsen  og  Pedersen,  2008),  ikke  fremtræder  som  troværdige partnere i systemet.  Håndhævelsesproblemet er ikke løst endnu for den eksi­ sterende kvotehandel  (Svendsen, 2008).  En centralisering af håndhævelsen til EU-niveau vil Imidlertid bryde med medlemslandenes monopol på retshånd­ hævelse og administration, hvilket er et af de helt fundamentale karaktertræk ved EU-systemet. En løsning på dette problem vil derfor kræve en endnu større revolution  af EU-systemets  funktionsmåde  end  centralisering af selve  kvote­ handlen.

Et yderligere spørgsmål er, om inddragelse af  landbruget i kvotehandel skal ske i forhold til den generelle handel eller som en selvstændig sektorpulje. Samfundsøko­ nomisk vil der formentlig være størst gevinst ved at samle kvotehandlen i én pulje, hvorved reduktioner ved lavere marginalomkostninger i landbruget kan købes af industrien,  hvor  marginalomkostningerne er højere.  An  analyse  fra  C O N C IT O peger  im idlertid  på  det  fortsatte  problem,  at  der  er  overudbud  af C 0 2-kvoter, hvorved systemet ikke skaber C 0 2-reduktion  (Minter,  2011).  En  inddragelse af landbruget i det fællessystem vil øge kvoterne, og det kan derfor af hensyn til,  at ordningen også resulterer i lavere udledning være en ide at starte med et marked inden for sektoren selv.  En m ulig foreløbig løsning på håndhævelses­ problemet kunne være at starte kvotehandel inden for de geografiske områder (medlemslande), hvor det politiske og administrative system har kapaciteten til at håndhæve ordningen.

## Konklusion

Kan og vil landbruget bidrage til reduktionen af drivhusgasser? Det overord­ nede  svar  er  ja.  Udgangspunktet  for  at  inddrage  landbruget  i  reduktion  af drivhusgasser  er  uanset  forskellige  usikkerheder  og  problemer,  at  landbruget yder et væsentligt bidrag med udledning af drivhusgasser,  men samtidig også fungerer som opmagasinering af selvsamme.

I  det europæiske kvotesystem,  E U  ETS,  er grandfathering hidtil  blevet an­ vendt. Dette styringsmiddel er politisk mere attraktivt end standarder og afgif­ ter, fordi udgangspunktet er en gratis tildeling af historiske C 0 2-udledninger. Eftersom udledningen af C 0 2  og andre drivhusgasser er betragtelige inden for landbrugssektoren,  vil  denne  derfor kunne  forvente  at få tildelt en  del  C 0 2kvoter.  Den hidtil ensidige fokusering på udledning af C 0 2  og dermed ener­ giproduktionens anvendelse af fossile brændstoffer i klim apolitikken, bidrager til  at  komplicere  relationen  mellem  interesser  i  en  aktiv klim apolitik på  den ene side og et produktionseffektivt landbrug på den anden.  Inkluderingen af landbruget i opnåelsen af nationale mål for reduktion af drivhusgasudledning vil dermed øge den samfundsøkonomiske effektivitet.

Uanset problemerne med at lade landbruget indgå i kvotehandlen kan det im id­ lertid ses om en løftestang for behovene for ændringer i E U s landbrugspolitik. Den situation, hvor den fælles landbrugspolitik (i Common Agricultural Policy,  CAP) har beslaglagt halvdelen af E U s budget og som en udgift, der var fastlagt i EU-traktaterne,  er kun blevet mødt med marginale ændringer gennem årene  (Fouilleux, 2004). Lissabon-traktaten ændrer imidlertid landbrugets specielle position i E U s budgetter og øger EU  Parlamentets indflydelse på fordelingen af budgettet.  Gra­ tis tildeling af kvoter til landbrugssektoren kan fremadrettet ses som en alternativ indtægtskilde og derved fungere som en fremadrettet strategi til en reform af  land­ brugspolitikken.  Såvel  landbrugsorganisationerne  som  de  enkelte  medlemslande ville formentlig kunne acceptere en sådan ordning og dermed gøre landbruget til fremtidens klimahelte.

Da landbrugssektoren efter alt at dømme har et betydeligt potentiale for at reducere udledning af C 0 2  og andre drivhusgasser med relativt lave omkost­ ninger, vil landmanden kunne opnå en indtægt ved at sælge kvoter på marke­ det.  Et fremtidsperspektiv kunne være at etablere begrænsede pilotprojekter i områder, hvor der er tillid  til den statslige kontrol og monitorering.  Fungerer dette, vil handelssystemet gradvist kunne udvides til at omfatte såvel økologisk som konventionelt landbrug i de øvrige EU-lande.

## Litteratur

- Andersen, Michael S. (1994). Governance by Green Taxes: Making Pollution Prevention Pay, Manchester: Manchester University Press.
- Basse, Ellen Margrethe (2009). Centrale emner på  COP15, konferencenotat,  'Klima på dagsordenen', 9.9.
- Baumöl, W illiam  J. and Wallace E. Oates (1988). The Theory of  Environmental Policy, 2nd ed., New York: Cambridge University Press.
- Bramhall, David F. and Edwin S. M ills (1966). 'A  Note on the Asymmetry between Fees and Payments', Water Resources Research, 3. årg., nr. 2, pp. 615-616.
- CEU (2001). Proposal for a directive of the European parliament and of the council establishing a scheme for greenhouse gas  emission  allowance trading within the Community and amending Council Directive 96/61/EC (presented by the Com­ mission)  Brussels,  23.10.2001,  C O M   (2001)  581  final 2001/0245  (DOC)  http:// europa.eu./eurolex/en/com/pdf/2001/en\_501PC581.pdf
- Copa-Cogeca (2008). Agriculture to combat climate change. Declaration for the United Nations Climate Change Conference in Poznan, 1-12 December 2008.
- Dales, John H. (1968). Pollution, property, and  prices, Toronto: University of Toronto Press.
- Daugbjerg,  Carsten  (1998). Policy Networks under Pressure: Pollution  Control,  Policy Reforms and the Power of  Farmers, Aldershot: Ashgate Publishing.
- Daugbjerg, Carsten og Gert Tinggaard Svendsen (2001). Green  Taxation in Question: Politics and  Economic  Efficiency in Environmental  Regulation, London: Palgrave Pub­ lishers Ltd (MacMillan).
- EEA (2010). EEA Viewer, http://dataservice.eea.europa.eu/pivotapp/pivot.aspx?  pivotid=475 (10. maj, 2010).
- EUC  Climate Action  (2010). E U  Commission  Climate Action, http://ec.europa.eu/ clima/policies/ets/index\_en.htm (maj 2010).

- FIBL  (2006). Organic  Farming and  Climate  Change, International  Trade  Centre UNCTAD/W TO Research Institute of Organic Agriculture (FiBL). Geneva.
- Fliessbach, Andreas (2007). Organic Farming  and Climate Change , Working  Paper, C li­ mate Change and Organic workshop at BioFach 2007, http://www.fibl.org/aktuell/ pm/2007/documents/0215-climate-change-proceedings-en.pdf (oktober 2008).
- Fouilleux, Eve (2004). 'CAP Reforms and Multilateral Trade Negotiations: Another View on the Discourse Efficiency', West European Politics ,   2 7 .   årg.,  nr.  2,  pp. 235255.
- Gautier,  Catherine  (2008). Oil,  Water,  and Climate.  An  Introduction ,   Cambridge: Cambridge University Press.
- Grubb, Michael and Farhana Yamin (2001). 'Climatic collapse at The Hague: what happened, why, and where do we go from here?' International  Affairs, 77. årg., nr. 2, pp. 261-276.
- Halpern, Charlotte (2010).  ''Governing Despite its Instruments? Instrumentation in EU Environmental Policy', West European Politics, 33. årg., nr.  1 , pp. 39-57.
- Héritier, Adrienne and Sandra Eckert (2009). ''Self-Regulation by Associations: Col­ lective Action Problems in European Environmental Regulation', Business and  Poli­ tics, 1 .  årg., nr.  1 .
- Hix,Simon (2006). 'The European Union as a Polity', pp.  141-158 i Knud Erik Jør­ gensen et al. (red.), Handbook of  European Union Politics, London: Sage.
- IFAP (2009). IFAP Declaration: Farmers' solutions to climate change -   proposals  for in­ cluding agriculture in  a post-Kyoto  agreement, http://www.ifap.org/en/documents/ ClimateChangeFarmersSolutionsDeclaration.pdf (9. februar 2009).
- Johannsen, Lars og Karin Hilmer Pedersen (2008). 'Korruption i postkommunistiske lande:  et  forbigående  eller permanent  fænomen?, Nordisk Østforum, nr.  3-4,  pp. 271-287.
- Kamien, M.I., N.L. Schwartz, and F.T. Dolbear (1966). 'Asymmetry between Bribes and Charges', Water Resources ifefearch, 2. årg., nr.  1 , pp.  147-157.
- Kommissionen  (2010). Europe 2020.  A strategy for smart,  sustainable and inclusive growth, C O M   (2010)  2020,  Brussels  3.3.  http://europa.eu/press\_room/pdf/com-plet\_en\_barroso\_\_\_007\_-\_europe\_2020\_-\_en\_version.pdf (maj 2011)
- Markussen, Peter and Gert Tinggaard Svendsen (2005). ''Industry Lobbying and the Political Economy of G H G  Trade in the European Union', Energy Policy, 33. årg., nr. 2, pp. 245-255.
- Minter, Michael (2011).  'Skandaleramt.  Klimakvoter i overlevelseskamp', Politiken, 21. Februar, p. 8.
- Mitnick,  Barry M .  (1980): The Political Economy of  Regulation.  Creating,  Designing, and Removing Regulatory Forms, New York: Columbia University Press.

- Montgomery, W. David (1972). 'Markets in Licenses and Efficient Pollution Control Program s\ Journal of  Economic Theory, 5. årg., nr. 3, pp. 395-418.
- Nørretranders, Tor (2010). Vild Verden -   fremtidens  føde, København, Tiderne skifter.
- Olesen, Jørgen E., Erik Fog og Gert Tinggaard Svendsen (2010). ''Benefits for Euro­ pean Farmers from Carbon Trading', paper præsenteret ved Round Table on Or­ ganic Agriculture and Climate Change (RTOACC), May 10-11. Research Institute of  Organic Agriculture FiBL, Frick, Switzerland.
- Pigou, Arthur C. (1932 [1920]). The  Economics of  Welfare, London: Macmillan and Co.
- Scialabba, Nadia E. og Maria Muller-Lindenlauf (2010). 'Organic agriculture and cli­ mate change', Renewable  Agriculture and  Food System s, 25. årg., nr. 2, pp.  158- 169.
- Stavins,  Robert N.  (1999).  'The Costs of Carbon Sequestration: A  Revealed-Preference Approach', American Economic Review, 89. årg., nr. 4, pp. 994-1009.
- Svendsen, Gert Tinggaard (1998). Public Choice and  Environmental Regulation: Trad­ able Permit System s in  United States and C 02  Taxation in Europe, New Horizons in Environmental Economics, Cheltenham: Edward Elgar.
- Svendsen,  Gert Tinggaard (2003). Political Economy of  the European  Union: Institu­ tions, Policy and  Economic Growth, Cheltenham: Edward Elgar.
- Svendsen, Gert Tinggaard (2008). ''Hvordan måle lobbyisme I EU? C 0 2 -kvoter som case', Politik, 1 1 .  årg., nr. 4, pp.  18-26.
- Tietenberg, Tom og Lynne Lewis  (2009). Environmental and Natural Resource Eco­ nomics. Pearson International, 8th ed., Prentice Hall.
- UK Carbon Plan (2010). The government of United Kingdom, at: http://www.decc. gov.uk/assets/decc/What%20we%20do/A%20low%20carbon%20UK/1358-thecarbon-plan.pdf
- Vatn, Arild (2000). 'Efficiency and Fairness: The Norwegian Experience with Agri-Environmental Taxation', pp.  111-128 i Michael S. Andersen og Rolf-Ulrich Sprenger (red.), Market-based  Instruments  for  Environmental  Management: Politics and  Institu­ tions, Cheltenham: Edward Elgar.
- Wettestad,  Jørgen  (2009).  'European  Climate  Policy.  Toward  Centralized  Gover­ nance', Review of  Policy Research, 26. årg., nr. 3, pp. 311-328.
- Wunder,  Sven  (2010).  'REDD:  skovenes  rolle i klimabeskyttelsen', Politik og Øko­ nomi, 83. årg., nr. 3, pp. 30-41.
- Young,  Linda M.  et al.  (2007).  ''Carbon  Sequestration  in Agriculture:  EU  and US Perspectives', The  Agricultural  Economics Society, 1 . årg.,nr. 4, pp. 32-37.