Autor:

Doc. Ing. Jiřina Jílková, CSc.

Obsah

Shrnutí..................................................................................................

1. Úvod..................................................................................................

2. Škody na životním prostředí jako problém negativních externalit..

2.1. Paretovo optimum a selhání trhu..................................................................

2.2. Externí efekty...................................................................................................

3.  Principy internalizace negativních externalit................................

3.1. Internalizace jako politika kauzální terapie..............................................

3.1.1. Řešení s účastí státu (s využitím daní a dotací).................................

3.1.2. Tržní řešení (cestou vyjednávání)........................................................

3.2. Meritorizace jako politika symptomatické terapie.................................

3.3. Optimální (racionální) internalizace.........................................................

3.3.1. Monodimenzionální externí efekty......................................................

3.3.2. Multidimenzionální externí efekty......................................................

4. Odpovědnost jako základní východisko pro internalizaci škod....

4.1. Podstata odpovědnosti...................................................................................

4.1. Pareto-optimální úroveň prevence.............................................................

4.2. Optimální prevence při různých pravidlech odpovědnosti....................

4.3. Problémy internalizace pomocí právní úpravy odpovědnosti...............

4.3.1. Alokační zkreslení v souvislosti s problémem důkazního břemene

4.3.2. Alokační zkreslení při omezení odpovědnosti..................................

4.3.3. Alokační zkreslení při suboptimálním standardu prevence..........

4.3.4. Alokační zkreslení při neúplném standardu......................................

5.  Multikauzální škody......................................................................

6.  Odpovědnost a pojištění................................................................

6.1. Řešení komerčního pojištění........................................................................

6.2. Zkušenosti vyspělých zemí............................................................................

6.2.1. Dánsko.......................................................................................................

6.2.2. Francie......................................................................................................

6.2.3. Spolková republika Německo...............................................................

6.2.4. USA.............................................................................................................

Seznam používaných symbolů............................................................

Literatura............................................................................................

Shrnutí

     Otázka internalizace je pohledem na problém negativních externalit (škod na životním prostředí) z pozice pokusu o řešení. Jejím cílem je jak omezení zátěže životního prostředí, tak kompenzace škod způsobených znečištěním životního prostředí.

     Východiskem ekonomického přístupu ke škodám na životním prostředí je analýza vycházející z teorie negativních externích efektů, veřejných statků a Paretova optima.

     Externí efekty lze klasifikovat podle různých hledisek. V oblasti životního prostředí je důležité členění na pekuniární a technologické efekty a na globálně a parciálně působící externí efekty.

          Selhání alokační funkce trhu podmíněné existencí externích efektů je spojeno s jejich působením v souvislosti s veřejnými statky (se specifickou situací, kde problém rivality nelze efektivně řešit vylučitelností). Nastává situace divergence individuální (soukromé) a společenské optimality. Pro řešení této diskrepance je nutná internalizace externích efektů, která je realizována tehdy, pokud se pomocí určitých opatření politiky dosáhne toho, že původce negativních externalit zahrne jejich působení do svého individuálního optimalizačního kalkulu.

     Zásahy státu směřující k internalizaci negativních externalit se realizují v rámci specifické strukturální politiky jako internalizace cestou daní a dotací (Pigou) a cestou vyjednávání (Coase). Někteří ekonomové vymezují ještě politiku meritorizace jako specifický komplement internalizace v případě globálních externích efektů, kdy je technicky velmi obtížně realizovatelné vycházet z preferencí jednotlivců.

     Obecnými aspekty teorie externalit a veřejných statků se ekonomická teorie intenzivně zabývá, naproti tomu počet prací zaměřených na teoretická východiska a definování účelných nástrojů internalizace je  omezený. Úvahy zůstávají na velmi obecné úrovni.  Konkrétní nástroje jsou diskutovány jako ad hoc řešení, bez komplexního pohledu a teoretického zdůvodnění jejich doporučení v celkovém kontextu situace. Tento stav je však podmíněn nejenom omezeným rozvojem ekonomické teorie, ale i složitostí problému samého, pro který neexistuje jednoduché a jednoznačné řešení.

     Doporučení z pohledu teorie ekologické politiky lze shrnout do následujících tezí:

· pro globálně působící externí efekty doporučuje teorie hospodářské politiky přístup meritorizace (jako specifickou cestu internalizace);

· alokační  aspekty obou koncepcí internalizace (pomocí plateb a pomocí vyjednávání) jsou určeny charakterem externalit. Při obou řešeních může být dosaženo maximální efektivnosti;

· obě řešení se zásadně odlišují v distribuční situaci.

     Při diskusi optimální techniky internalizace je třeba vzít v úvahu následující aspekty:

· kritická analýza vynucené internalizace (pomocí plateb) ukázala, že argument flexibility a strategie mluví pro podporu dobrovolné internalizace (cestou vyjednávání);

· výhrady vznášené proti Coaseově teorému a koncepci vyjednávání (argument informace, moci a transakčních nákladů) nezpochybňují dostatečně výhodnost tržního řešení ve srovnání s řešením pomocí plateb.

     V případě parciálních externích efektů je tedy nejenom možné, ale z hlediska dosažení maximálního blahobytu i účelné neuplatňovat finanční aktivitu státu při jejich internalizaci a realizovat tržní řešení. Úlohou státu je v tomto případě pouze vymezení rámcových podmínek a zajištění vlastnických práv.  Odlišnosti v řešení internalizace jsou dány zejména charakterem externích efektů (monodimenzionální a multidimenzionální efekty)

     Klíčovým prvkem internalizace škod na životním prostředí je odpovědnost, jejíž explicitní či případně implicitní řešení v konkrétním právním systému konstituuje reálné možnosti internalizace.

          Odpovědnost se vztahuje ke dvěma komponentům, které jsou pak realizovány v konkrétních nástrojích ekologické politiky:

· alokační funkce (odpovědnost vytváří stimul ke snížení aktivity, která je spojena se zatížením či znečištěním životního prostředí);

· distribuční funkce (odpovědnost vytváří stimuly ke kompenzaci škody).

     Oba komponenty se v jednotlivých nástrojích mohou spojovat, ale v některých případech převažuje orientace pouze na jeden komponent (funkci).

     Právní a ekonomické pojetí odpovědnosti se výrazně odlišuje. V právním pojetí můžeme také identifikovat chápání odpovědnosti v užším pojetí jako specifický soukromoprávní nástroj, který vychází s koncepce škody jako negativní externality (unilatelární asymetrický vztah). Řeší zpravidla pouze komponent distribuce (náhrada škody).

     Ekonomické pojetí odpovědnosti  (včetně odpovědnosti za škody na životním prostředí neboli ekologické či environmentální odpovědnosti) představuje širší pojetí. Odpovědnost je zde chápána jako komponent veřejnoprávního řešení (např. daní a dotací) i soukromoprávního řešení (specifický nástroj, důležitý též ve vazbě na pojištění). Problém škod je odvozen od problému hustoty a je chápán nikoliv jako jednosměrný a jednostranný (unilatelární) vztah, ale jako bilaterální symetrický vztah především v distribučním aspektu (oba subjekty mohou kompenzovat, původce poškozeného a poškozený původce) ale v důsledném pojetí i v aspektu alokačním (oba subjekty mohou učinit opatření k omezení externích efektů - omezení činnosti i změnu stanoviště může realizovat jak původce, tak poškozený). Opatření mohou realizovat ex ante i ex post.

     Konkrétní úprava odpovědnosti implikuje odlišnou úroveň prevence (ex ante opatření k omezení potenciálních škod) a náhrady škody (ex post kompenzace vzniklé škody). Ekonomická teorie nedefinuje normativně jediné výlučně optimální schéma racionální internalizace cestou odpovědnosti za škody na životním prostředí, ale prosazuje se pozitivní (nikoliv normativní) přístup, který řeší jednotlivé typy schémat odpovědnosti (varianty) z hlediska alokačních a distribučních cílů, jež jsou politicky exogenně definovány.

     Důležité je odlišení ekonomických důsledků odpovědnosti za zavinění a odpovědnosti za ohrožení (objektivní odpovědnosti).

          Při řešení konkrétních problémů ekologické politiky se však v praxi setkáváme se situací, kdy externí efekty nemají jasně vymezený charakter parciálních či globálních efektů a vzájemně se kombinují a propojují v určování charakteru jednotlivých problémů životního prostředí. Prostupují přes různé složky životního prostředí (zpravidla veřejné statky), ovlivňují je v podobě znečištění a zprostředkovaně přes ně ovlivňují další statky (veřejné i soukromé).

     Obecně se jedná o problém multikauzálních škod. Další důležitým aspektem je problém solventnosti původce.

     Pojištění odpovědnosti za škody na životním prostředí (environmentální pojištění) a vytváření dalších zajišťovacích mechanismů je nedílnou součástí rozvíjení systému odpovědnosti v oblasti životního prostředí.

1.     Úvod

     Otázka internalizace představuje pohled na problém negativních externalit (škod na životním prostředí) z pozice pokusu o řešení. Jejím cílem je jak omezení zátěže životního prostředí, tak kompenzace škod způsobených znečištěním životního prostředí.

     Předložená studie byla zpracována v rámci dvouletého výzkumného úkolu Ministerstva životního prostředí České republiky VaV/320/1997 - Kvantifikace škod na životním prostředí a možnosti jejich racionální internalizace (na základě smlouvy mezi Univerzitou Karlovou a Vysokou školou ekonomickou v Praze.

     V souladu se zadáním výzkumného úkolu  má předložená studie stanoveny jako parametry výstupu projektu úkol zkoumat možnosti využití výsledků řešení pro omezování případů selhání trhu cestou racionální internalizace (např. formou poplatků, pojištění atp.), po zavedení principu absolutní odpovědnosti za škody na životním prostředí a formulace doporučení postupu.

     Konkrétní cíle studie byly specifikovány v příloze smlouvy.

     Cílem studie je ekonomická analýza základních pojmů, teoretických východisek a mechanismů internalizace škod na životním prostředí. Výsledky tohoto rozboru poslouží pro formulaci doporučení ke koncepci racionální internalizace škod na životním prostředí v podmínkách České republiky.

     Studie je zaměřena na následující okruhy problémů:

· podstata a principy internalizace škod

     Mechanismus internalizace se odvíjí od vztahů odpovědnosti za škody na životním prostředí. Škody na životním prostředí mají dvojí charakter: škody na soukromých statcích (zde lze identifikovat poškozeného vlastníka) a škody na statcích veřejných. Tyto dva odlišné druhy škod implikují zásadní odlišnosti v mechanismech internalizace.

     Internalizace škod na životním prostředí má dva cíle: alokační a redistribuční. Diskuse obou aspektů je důležitá pro formulaci doporučení mechanismů internalizace.

· mechanismy internalizace škod

     Internalizaci škod lze realizovat dvěma mechanismy: v rovině veřejnoprávní (s využitím daní/dotací) a v rovině soukromoprávní. V obou mechanismech se může uplatňovat alokační (omezení znečištění)  i distribuční (kompenzace poškozeného) cíl internalizace. Pozornost se zaměří na problematiku multikauzálních škod na životním prostředí.

2.     Škody na životním prostředí jako problém negativních externalit

     Aktivita společnosti (nejenom hospodářská činnost ve smyslu výroby a spotřeby hmotných statků, ale i spotřeba např. v souvislosti s rekreací) je spojena s vlivy na životní prostředí. Neplatí to tedy pouze pro podniky průmyslové či zemědělské výroby, ale pro celkovou činnost člověka.

     Tyto vlivy, jež jsou společností či jednotlivci za určitých podmínek vnímány jako zátěž či poškození životního prostředí, dopadají přímo na konkrétní subjekty nebo přestupují přes statky životního prostředí zpravidla v podobě negativních externalit.

     V souvislosti s negativními externalitami (zatížením životního prostředí) je největším problémem divergence individuální a společenské optimality. Pro pochopení základních ekonomických souvislostí i teoretických východisek návrhů řešení je účelné blíže analyzovat základní pojmy.

2.1.   Paretovo optimum a selhání trhu

     Mají-li se srovnat různé situace (stavy) podle stupně přijatelnosti (žádoucnosti), nevznikají žádné teoretické problémy, pokud je rozhodovací subjekt jednotlivec. Splňují-li preference jedince axiomy tranzitivity, reflexivity a úplnosti, může jednotlivec sám sestavit jednoznačné pořadí pro všechny situace.

     Je-li však nutné seřadit určité stavy (situace) podle přijatelnosti pro skupinu jedinců (nebo pro celou společnost), ukazuje se, že není možné stanovit konsistentní pořadí na základě preferencí všech členů skupiny (srovn. Arrow, 1951).  Tento stav je dán tím, že neexistuje měřítko pro kardinální měření úrovně užitku jednotlivců. Bez takového měřítka však nelze (bez hodnotového soudu) seřadit stavy A a B podle společenské přijatelnosti, pokud pro některé členy společnosti vyplývá lepší situace z A a pro některé z B. Srovnávají-li se však situace, při nichž se nevyskytují takovéto konflikty mezi členy společnosti, lze pořadí sestavit.

     Stav A je považován za „lepší pro společnost“ než stav B tehdy, když alespoň jeden člen společnosti je na tom při A lépe než při B a žádný člen společnosti na tom není lépe v situaci B než A. Toto měřítko, které umožňuje srovnávat jednotlivé prvky množiny možných stavů, se označuje jako Paretovo kritérium[1].

     Je-li alokace zdrojů pareto-optimální, je hodnota outputu vyprodukovaného za této situace stále maximální.[2] Ze situace A, kdy hodnota outputu není maximální, lze pomocí přesunu zdrojů přejít do situace B, ve které se realizuje vyšší hodnota outputu. Rozdělí-li se tato hodnota v B na jedince tak, že všichni si zachovají „příjem“ dosažený v A a nejméně jeden jedinec je na tom lépe než v A, představuje přechod z A do B paretovské zlepšení. A tedy nemůže být pareto-optimální.

     Alokace (umístění zdrojů), při níž je hodnota outputu maximální, je charakteristická tím, že žádný zdroj nemůže vyprodukovat vyšší hodnoty pouze díky přesunu na jiné použití. Při pareto-optimální alokaci je tedy mezní produkt každého zdroje při všech druzích využití stejný.

     Mechanismus alokace zdrojů odpovídá požadavkům Paretova optima, pokud má následující vlastnosti (Hurwicz, 1960):

· každý rovnovážný stav mechanismu je pareto-optimální,

· každé Paretovo optimum může být při vhodné volbě parametrů dosažené jako rovnovážný stav mechanismu.

     Arrow (1951) ukázal, že tržní mechanismus vede k pareto-optimálnímu výsledku při dokonalé konkurenci na všech trzích při splnění řady předpokladů:

· preference domácností jsou přísně konvexní,

· technologie je konvexní,

· neexistují žádné externí efekty,

· všechny subjekty mají dokonalé informace,

· všechny výrobní faktory a konečné produkty jsou libovolně dělitelné.

     Vládne-li dokonalá konkurence na všech trzích, existuje pro každý statek a každý faktor vždy přesně jedna rovnovážná cena. Rovnovážné ceny odrážejí mezní společenské oportunitní náklady použití faktoru popř. statku. Subjekty realizují svá maxima zisku příp. užitku pomocí kvantitativního přizpůsobení. Každá firma bude za těchto podmínek rozšiřovat svoji výrobu tak dlouho, až mezní produkt určitého faktoru je roven své ceně (identické pro všechny firmy).  Z toho vyplývá, že hodnota mezního produktu každého faktoru je při všech použitích stejná.

2.2.   Externí efekty

     Příčiny selhání optimální alokační funkce trhu (důvody pro modifikaci čistého tržního hospodářství) můžeme rozdělit do dvou skupin:

· faktory, které omezují alokační funkci trhu a vedou nakonec k jeho selhání,

· omezení redistribuční (distribuční) funkce trhu.

     Luckenbach (1986) považuje za účelné mluvit o selhání trhu pouze v souvislosti  s jeho alokačními nedostatky; ve spojení s distribučními dopady (jež na rozdíl do alokačních nedostatků lze diagnostikovat pouze na základě hodnotových soudů) mluví o odmítání trhu.

     Alokační funkce trhu je omezena v souvislosti s existencí dominantní pozice na trhu, externích efektů a veřejných statků.

          Pojem externí efekty (externality) zahrnuje veškeré působení vznikající v důsledku aktivit soukromých subjektů na jiné soukromé subjekty (subjekty mohou být podniky i domácnosti). Obvykle se rozlišují pekuniární a technologické externí efekty (viz např. Loehr et Sandler, 1978).[3]

     Buchanan et Stubblebine (1962) uvádějí, že externí efekt nastává tehdy,  když užitek domácnosti (včetně jedince) nezávisí pouze na jejích aktivitách resp. output firmy nezávisí pouze na vlastních produkčních faktorech, ale závisí na aktivitách jiných hospodářských subjektů.

     Pekuniární externí efekty jsou výsledkem obecné interdependence mezi různými ekonomickými aktivitami v rámci národního hospodářství. Například producent A zvyšuje výrobu a poptávku po faktorech natolik, že roste jejich cena, což vede k růstu nákladů u jiných producentů. Pekuniární externí efekty působí nepřímo (přes trh) přes změny cenových relací. Z tohoto důvodu  nenarušují koordinační a alokační funkci trhu.

     Technologické externí efekty  jsou výsledkem specifické interdependence mezi subjekty a jejich aktivitami. Působí přímo (nikoliv přes trh a ceny), přičemž aktivity určitých subjektů ovlivňují produkční a užitkové funkce jiných subjektů. Proto nelze přes trh uskutečnit úhradu negativních (pozitivních) externích efektů poškozenému (původci). Typickým příkladem negativních externích efektů jsou škody na životním prostředí.[4]

     Pozitivní externality ovlivňují pozitivně produkční a užitkové funkce jiných subjektů, negativní externality je ovlivňují negativně. Oba druhy externích efektů mohou působit jako parciální nebo globální externality.

     Parciální externí efekty zasahují pouze jeden nebo omezený počet subjektů. V případě globálních externích efektů ovlivňují aktivity určitého původce (nebo původců)  mnoho jiných nebo všechny ostatní subjekty. Parciálně působící externí efekty (pozitivní i negativní) můžeme chápat jako interdependence individuálních produkčních anebo preferenčních funkcí.

     Pozitivní globální externí efekty (např. v případě parku, který výrazně zlepšuje kvalitu ovzduší ve velkoměstě) mohou být tak velké, že spotřeba určitého statku jedním subjektem nevylučuje či neovlivňuje spotřebu tohoto statku jiným subjektem (nerivalita spotřeby). Negativní globální externí efekty představují v ekonomické realitě zejména škody na životním prostředí. Rozlišení mezi parciálně a globálně působícími externími efekty je důležité v souvislosti s diskusí vhodných zásahů hospodářské případně ekologické politiky.

     Z hlediska internalizace má zásadní význam rozlišení monodimenzionálních  a multidimenzionálních externích efektů.

     Vznikají-li externí efekty z určité aktivity a týkají se stejného typu aktivity, označují se jako monodimenzionální externality (srovn. Wegehenkel, 1992).  Tyto efekty patří k  tzv. externalitám z přehuštění (congestion externalities).  Jako příklad lze uvést nadměrný výlov ryb (každý rybář přispívá k tomu, že u něj i u všech dalších rybářů je nutné vyšší nasazení zdrojů pro stejný výlov ryb). K této situaci dochází tehdy, když se ryby v jezeře stávají omezeným statkem.

     V reálném životě se velmi často vyskytují komplexní typy externích efektů. Kolidují-li mezi sebou aktivity různého typu, jedná se o multidimenzionální externality. Jako příklad dvoudimenzionálního externího efektu lze uvést ohrožení plavců provozem motorových člunů a opačně omezování pohybu člunů ze strany plavců. Koliduje-li s oběma aktivitami lov ryb, jedná se o třídimenzionální externalitu apod. Multidimenzionální externí efekty signalizují vznik situace nedostatkovosti s komplexnějšími znaky než v případě monodimenzionálních externích efektů.    

     Technologické externí efekty vedou k tomu, že situace rovnováhy v modelu s dokonalou konkurencí na všech trzích zpravidla ztratí vlastnosti optimality. V případě negativních externích efektů sestávají celkové (společenské) náklady, které určitá aktivita způsobuje, ze soukromých nákladů (výdaje na produkční faktory) a společenských[5] nákladů, které vystupují jako externí škody u postižených subjektů. Maximalizuje-li firma původce svůj zisk, produkuje tolik, aby kryla své vlastní mezní náklady; soukromé náklady se tedy rovnají ceně. Cena však v tomto případě neodpovídá všem nákladům, hodnota poslední jednotky outputu je tedy nižší než hodnota zdrojů spotřebovaných na její produkci. Při existenci externích efektů tedy snaha po maximalizaci zisku a užitku nevede k dosažení pareto-optimální konkurenční rovnováhy. Pareto-optimální situace lze dosáhnout pouze tak, že zdroje se převedou z užití spojeného s negativními externími efekty na jiné způsoby využití. Nasazení faktoru musí být sníženo natolik, aby se mezní hodnota soukromého produktu zvýšila a mezní škoda snížila natolik, že diference obou těchto veličin je rovna ceně faktoru. Pak je mezní hodnota produktu při všech způsobech využití stejná. Úroveň aktivity původce je tedy pareto-optimální tehdy, když rozdíl mezní hodnoty soukromého produktu a mezní škody je roven ceně faktoru; jinak řečeno, když cena je rovna společenským mezním nákladům. Dosáhne-li se tohoto stavu, je externí efekt pareto-optimálně internalizován.

Internalizace tedy sleduje cíl, aby původce byl zatížen společenskými dodatečnými náklady své aktivity. Rámcové podmínky, za nichž se subjekty rozhodují, se tím mají změnit tak, aby soukromé optimalizační úvahy (strategie) vedly k společensky žádoucím výsledkům. Pokud se to podaří, soukromé subjekty budou z vlastního zájmu realizovat pareto-optimální úroveň externích efektů.

     Externí efekty (stejně jako existence monopolu a veřejných statků) narušují alokační funkci trhu, eliminují tak možnost dosažení maxima efektivnosti a vyžadují tak alokační zásahy státu.[6] Cílem těchto opatření je eliminace „ztrát efektivnosti“ a výsledkem má být efektivní tržní ekonomika (ve smyslu jejího optimálního fungování).

      Obecně můžeme tyto zásahy k realizaci efektivního tržního hospodářství rozdělit do tří skupin (Luckenbach, 1986):

· politika hospodářské soutěže (s cílem vyřešení situace monopolu),

· strukturální politika (v souvislosti s externími efekty),

· politika substituce trhu (při existenci veřejných statků).

     Aktivity spojené s negativními externími efekty  soukromých subjektů (výroba i spotřeba) mají příliš vysokou úroveň aktivity, zatímco úroveň aktivit spojených s pozitivními externalitami je příliš nízká. Ke zlepšení této suboptimální situace jsou nutná opatření ke změně intenzity či úrovně těchto aktivit (omezení nebo zvýšení) - uplatňuje se tzv. teze efektivnosti. V případě neinternalizovaných externích efektů se vytváří suboptimální struktura (výroby nebo spotřeby) . Původci externích efektů a jimi ovlivňované subjekty mohou maximalizovat svůj společný zisk, pokud se dosáhne optimální výrobní struktury.

3.       Principy internalizace negativních externalit

     Zásahy strukturální politiky můžeme rozdělit do dvou skupin:

1. opatření kauzální terapie, jejichž výsledkem je maximum efektivnosti (first-best optimum); jak bude dále vysvětleno, jsou použitelná pouze u parciálních externích efektů a spočívají v jejich internalizaci;[7]

2. strukturální politika zaměřená na symptomatickou terapii, jejímž výsledkem je nejlepší možná efektivnost (second best optimum). Navrhuje se pro  globálně působící externí efekty.[8]

3.1.   Internalizace jako politika kauzální terapie

     Internalizace externích efektů je realizována tehdy, jestliže se pomocí určitých opatření dosáhne toho, že původce těchto externích efektů zahrne jejich působení do svého individuálního optimalizačního kalkulu.[9] Opatření jsou realizována jako zásah spojený s působením státu v systému hospodářské (ekologické) politiky.

     Internalizace parciálně působících externích efektů lze dosáhnout dvěma cestami (zde se nebere v úvahu třetí možnost - srovn. Pearce, 1985):

· řešení s účastí státu (cestou daní a dotací),

· tržní řešení (cestou vyjednávání).[10]

3.1.1. Řešení s účastí státu (s využitím daní a dotací)

     Tento přístup vychází z prací Marshalla a Pigoua (1960) a podrobně jej analyzoval Meade (1952, 1973). Pro řešení nežádoucích dopadů externích efektů na blahobyt se navrhuje kompenzace pomocí daní (v případě negativních externích efektů) a dotací (v případě pozitivních externích efektů); tento koncept se označuje jako Pigouviánská daň. Výše daně či dotace (obecně platby)  odpovídá externím efektům, takže soukromé mezní náklady včetně daně (minus dotace) odpovídají společenským nákladům (srovn. též Bössmann, 1979). Výše daně (dotace) není pevná, ale nutno ji stále znovu propočítávat s tím, jak se mění ekonomické aktivity a podmínky činnosti subjektů způsobujících externality.

     Koncepce daně jako nástroj internalizace externalit

· znamená vynucenou internalizaci, která se realizuje pouze na základě zásahu státu,

· uskutečňuje se  u původce, který odvádí platby v případě negativních externalit a získává dotace v případě pozitivních externalit.

     Vynucená internalizace cestou plateb má ve srovnání s dobrovolnou internalizací dvě nevýhody:

· podstatně menší flexibilitu řešení, neboť internalizace se realizuje pouze cestou zatížení původce (argument flexibility). Existují totiž situace, kdy zatížení poškozeného představuje efektivnější řešení.Můžeme uvést příklad projektu dálnice, jehož realizace je spojena s negativními externími efekty, které ovlivňují výrobní činnosti sousedících zemědělských podniků. Nelze vyloučit, že kompenzační platby poškozeným přilákají další zemědělské podniky, zatímco při použití systému vyjednávání lze počítat s tím, že změna směru kompenzačních plateb nejenom zastaví příliv zemědělců, ale také podpoří jejich emigraci do vhodnějších podmínek;

· pro poškozeného může být výhodné strategicky skrývat své preference, které se vztahují na aktivity původce spojené s negativními externalitami (argument strategie). Může se totiž díky nadhodnocení svých preferencí pokusit dosáhnout co nejvyššího zdanění původce a tím co nejvyššího omezení jeho aktivity, čímž dosáhne minimalizace externích efektů, jež se ho dotýkají (a tím je pak realizováno suboptimální řešení). Strategické chování se sice může uplatňovat  nejenom vůči státu, ale též přímo vůči původci; ten je však zpravidla lépe informován než stát.

3.1.2. Tržní řešení (cestou vyjednávání)

     Tento koncept formuloval Coase (1960) a je dále intenzivně rozvíjen a diskutován. Od internalizace s využitím plateb se odlišuje dvěma znaky:

· je výsledkem dobrovolné internalizace, která je zajištěna tržní samoregulací ekonomických aktivit,

· internalizace cestou trhu se může realizovat jak u původce externality, tak i u subjektu, který je jí postižen.

     Dobrovolnost tržního (vyjednávacího) řešení vyplývá z teze efektivnosti. Participace na zvýšení blahobytu, které se realizuje díky dosažení maxima efektivnosti cestou vyjednávání, vytváří stimul pro dosažení tohoto maxima.  Základem teze invariance (která spolu s tezí efektivnosti představuje tzv. Coaseův teorém) je úvaha, že všechny subjekty, které jsou vzájemně propojeny externím efektem, se na vzniku této externality podílejí. Např. podnik A negativně ovlivňuje emisí škodlivin výrobu podniku B. Podstatná je však nejenom skutečnost, že podnik A emituje škodliviny, ale i to, že podnik B své stanoviště zvolil v sousedství podniku A. Tento reciproční vztah (dvojí příčina vzniku externalit) ukazuje, že lze uvažovat nejenom kompenzační platby původce poškozenému (k vyrovnání negativních důsledků, jež se u něj projevují), ale i kompenzační platby poškozeného původci, tak aby byl stimulován k omezení své aktivity spojené s externími efekty. Podle teze invariance se dosáhne optima nezávisle na směru kompenzačních plateb.

     Platby původce poškozenému se budou realizovat tehdy, když stát nedovolí či omezí „output“ negativních externích efektů (pravidlo původce). Původce pak musí platit poškozenému kompenzační platby (např. za každou produkovanou jednotku), tím se zvýší mezní náklady jeho aktivity a v důsledku toho se omezí její rozsah. Platby poškozeného znečišťovateli se mohou uskutečňovat v případě, že stát dovolí „output“ negativních externalit (pravidlo laissez faire). Poškozený platí původci za každou nevyprodukovanou jednotku. V důsledku toho se zvyšují výrobní náklady původce (v podobě oportunitních nákladů neboli nákladů příležitosti), takže omezí své aktivity spojené s negativními externími efekty.

     Internalizace externích efektů cestou vyjednávání předpokládá jednoznačně definovaná vlastnická [11] a dispoziční práva,  takže je jednoznačně určeno, zda původce (znečišťovatel) má povinnost odpovědnosti či zda poškozený má povinnost strpění. Tyto právní tituly (nemateriální statky) jsou obchodovatelné a přenositelné a vytvářejí podmínky pro vznik trhů.[12]

     Teoretický koncept internalizace cestou vyjednávání se v praxi ekologické politiky realizuje v podobě různých tržně orientovaných nástrojů využívajících interakce znečišťovatelů a poškozených, přičemž k nejvýznamnějším patří obchodovatelná povolení a odpovědnost za škody na životním prostředí ve spojení s pojištěním.

     V ekonomické literatuře jsou vůči koncepci internalizace externalit cestou vyjednávání (Coaseův teorém) vznášeny následující kritické výhrady:

· externě způsobené náklady výroby určitého statku je často obtížné oddělit od interních nákladů (argument informace). Tento argument však přinejmenším ve stejné míře platí i pro snahu o internalizaci externích efektů cestou plateb;

· situace, v níž se nacházejí znečišťovatel (původce) a poškozený, odpovídá bilaterálnímu monopolu. Argument moci v této souvislosti poukazuje na skutečnost, že teorie her ukazuje, že se nemusí dosáhnout dohody mezi partnery nebo že výsledek nemusí být paretooptimální (srovn. Schlieper, 1980). Tento argument však neplatí pro případ jasně definovaných vlastnických a dispozičních práv, kdy se v každém případě dosáhne řešení (prosadí-li se princip původce, může poškozený podat žalobu o odškodnění, v případě uplatnění principu laissez faire musí poškozený odstranit externí efekty tím, že se vyhne emisím poškozovatele);

· argument transakčních nákladů uvádí, že tržní řešení nevede k optimální výrobní struktuře, pokud se nevezmou v úvahu transakční náklady vznikající při vyjednávání a kompenzacích (Shea, 1978). S transakčními náklady je ovšem spojeno i řešení pomocí plateb. Cestou dobrovolné internalizace se rovněž internalizují pouze ty externí efekty, při nichž jsou efekty blahobytu díky internalizaci větší než náklady s internalizací spojené. Při vynucené internalizaci cestou plateb se mohou internalizovat i ty efekty, u nichž jsou přínosy internalizace nižší než náklady internalizace. Zatímco tedy internalizace cestou trhu vždy blahobyt zvyšuje, může při řešení cestou plateb nastat snížení blahobytu.

     Uvedené tři argumenty proti Coaseově teorému se vztahují na aspekt efektivnosti, následující argument se týká teze invariance:

· při dobrovolné internalizaci se dosáhne maxima efektivnosti nezávisle na směru kompenzačních plateb. Argument distribuce uvádí, že zásadní rozdíl mezi oběma přístupy je dán odlišnou distribuční (přerozdělovací) situací.[13] Můžeme uvést příklad dvou domácností, z nichž jedna je poškozovatelem a druhá poškozeným (srovn. Endres (1977) a Dick (1976. V případě principu původce je pro znečišťovatele s relativně vysokým příjmem lehké dosáhnout pomocí kompenzací toho, že poškozený strpí jeho aktivity. Stejně tak v případě principu laissez faire je pro poškozeného s relativně vysokým příjmem možné prosadit své přání omezení poškozujících aktivit cestou kompenzačních plateb. Jako závěr se nabízí závěr, že výsledná situace při dobrovolné internalizaci závisí především na původním příjmu a že neplatí teze invariance. Ta se však vztahuje pouze na aspekt efektivnosti a není ovlivněna distribucí.

3.2.   Meritorizace jako politika symptomatické terapie

     Teorie hospodářské politiky diskutuje tuto politiku pro globálně působící externí efekty, u nichž se uplatňuje princip vyloučení. Politika meritorizace vychází z úvahy, že v případě globálně působících externích efektů ekonomických aktivit jsou jejich celospolečenské dopady tak významné, že určení úrovně těchto aktivit nelze ponechat soukromým subjektům (srovn. Luckenbach, 1986). Na rozdíl od politiky internalizace, která teoreticky vychází z preferencí subjektů, je pro politiku meritorizace charakteristické, že úroveň aktivit spojených s externími efekty je určována nezávisle na individuálních preferencích subjektů (Schmidt, 1970).

     V případě globálně působících externích efektů není politika internalizace aplikovatelná (pokud uvažujeme skutečně důsledné naplnění teoretických postulátů). Při zdůvodnění můžeme uplatnit zejména argument strategie. V případě parciálních externích efektů platí pouze pro vynucenou internalizaci; v případě globálně působících externích efektů se vztahuje i na dobrovolnou internalizaci (srovn. Wellicz, 1964).

     Jeden znečišťovatel (nebo malá skupina znečišťovatelů) zasahuje relativně velký počet subjektů. Při snaze o internalizaci je pro poškozené výhodné skrývat své preference týkající se aktivit původce způsobujících negativní externality. Při uplatnění principu původce se poškození pokusí maximalizovat svůj podíl na kompenzačních platbách od původce cestou nadhodnocení svého zájmu na omezení výroby daného původce. V případě principu laissez-faire se pokusí zamlčením svého zájmu na utlumení výroby původce minimalizovat nebo eliminovat svůj podíl na kompenzačních platbách původci.

     Při globálně působících externích efektech tedy teorie hospodářské politiky doporučuje použít namísto internalizace meritorizaci, která nebere v úvahu individuální preference jednotlivých aktérů, čímž se eliminuje problém strategického zkreslování či skrývání těchto preferencí.

     V případě pozitivních externalit se vychází z existence tzv. meritorních statků, jejichž spotřeba je spojena s pozitivními externími efekty globálního charakteru.

     Vymezení meritorizace jako specifického přístupu  je přínosné zejména proto, že specificky vymezuje přístup v praxi nejvíce rozšířený, kdy nástroje ochrany životního prostředí nejsou stanovovány metodou  systematické agregace individuálních preferencí, ale na základě politického rozhodnutí.

3.3.   Optimální (racionální) internalizace

     Obecným aspektům existence externalit a veřejných statků (i v souvislosti s problémy životního prostředí) věnuje ekonomická teorie dlouhodobě intenzivní pozornost. Externality jsou klasifikovány podle různých hledisek (viz např. Stiglitz, 1988 a Rosen, 1992;  za českou literaturu Hamerníková et al., 1996).

     Naproti tomu  počet prací zaměřených na teoretická východiska i definování účelných nástrojů internalizace je omezený.  Zcela chybí syntetický pohled na problematiku z pozice hospodářské resp. strukturální politiky. Chybí ucelená koncepce optimálních nástrojů při řešení problémů životního prostředí Jako východisko slouží pouze Paretovo optimum, které je definováno jako teoretické paradigma. Veškeré další úvahy však zůstávají na zcela obecné úrovni, chybí operacionalizace postupů i jakýkoliv pokus o systematický rozbor kritérií a postupů racionální internalizace. Diskutují se pouze jednotlivé typy nástrojů z hlediska jejich působení, nejsou však analyzovány v celkovém komplexu a ve vztahu k problémům životního prostředí, které mají řešit.

     Tato situace je dána především složitostí problému. Nedostatečná vypovídací schopnost ekonomické teorie, která nenabízí jednoznačné řešení, je odrazem mnohotvárné reality, nikoliv symptomem selhání teorie.  Škody na životním prostředí se realizují ve složité soustavě využívaných statků životního prostředí, které mají soukromý i veřejný charakter. Efekty a aktivity, vedoucí ke škodám, jsou spojeny s různými fyzikálními i chemickými efekty, s rozdílným územním působením, s velkou variabilitou typů i počtu původců i poškozených.

Racionální internalizaci je účelné chápat jako pareto-optimální internalizaci (dosažení pareto-optimální rovnováhy). V tomto přístupu je zahrnuto i hledisko minimalizace nákladů k dosažení optimálního řešení (hledání nákladově optimálního výsledku).

     Teorie se obecně shoduje v tom, že racionální cestou  internalizace je minimalizace role státu v cestou uplatňování soukromoprávních řešení (internalizace pomocí vyjednávání). Toto jednoznačné teoretické tvrzení  je v určitém rozsahu doloženo empirickými důkazy. Chybí však srovnávací analýzy působení obou typů nástrojů (jako výjimku můžeme uvést práce k problematice obchodovatelných povolení, kde jsou k dispozici výsledky simulačních modelů).

     K diskusi výhod a nevýhod obou koncepcí internalizace[14] existuje bohatá literatura (jednotlivé názory a argumenty diskutuje velmi podrobně např. Endres, 1976).

     Internalizace pomocí daní je spojena s problémy měření a oceňování škod a stanovení „správné“ sazby daně.

     Internalizace cestou vyjednávání vede k pareto-optimálnímu výsledku pouze tehdy, je-li splněna řada restriktivních požadavků. Velkou úlohu hraje možnost přiřazení vlastnických práv a existence transakčních nákladů. Obecně platí, že transakční náklady se zvyšují s počtem zúčastněných; čím větší je jejich počet, tím výrazněji se projevují problémy koordinace a informace a tendence subjektů chovat se jako černý pasažér. 

     V praxi se uplatňuje mix nástrojů různých typů v simultánním použití, které se vzájemně překrývají jak ve svém působení, tak ve svém typu (např. obchodovatelná povolení využívají určité prvky vyjednávacího mechanismu i daní. Transakční náklady ve vazbě na počet zúčastněných jsou považovány za rozhodující v úvahách o praktickém uplatnění soukromoprávních nástrojů k realizaci modelu vyjednávání.  Např. Endres 1976) jednoznačně uvádí, že internalizaci pomocí vyjednávání lze využít pouze v případě s „přehlédnutelným“ počtem zúčastněných. Lze však sledovat,  že v posledních letech se daří nalézat nástroje a postupy k překonání problému transakčních nákladů při větším počtu aktérů v souvislosti s řešením problémů životního prostředí (viz kap. 5).

     Závěrem lze konstatovat, že v návaznosti na ekonomickou teorii nelze formulovat jednoznačné recepty k realizaci racionální internalizace pro jednotlivé problémy zátěže (škod) na životním prostředí jako normativní návod. Lze pouze poukázat na základní doporučení, která ekonomická věda teoreticky zdůvodnila a v omezeném rozsahu jsou k dispozici i argumenty stavící na empirických analýzách. Zásadní význam však má reálná konstelace vztahů a práv k životnímu prostředí, historicky dlouhodobě vznikající, kterou je při hledání „racionálního“ řešení nutno brát v úvahu. Překonání statu quo sice může přinést teoreticky zlepšení ve smyslu pareto-optimální rovnováhy, je však nutno vzít v úvahu vysoké transakční náklady (spojené zejména s distribučními efekty těchto zásadních změn), které je nutno zakomponovat do celkové bilance nákladů a užitků jednotlivých řešení.

     Pearce a Turner (1990) tento problém velmi pregnantně formulují. Na příkladu emisní daně upozorňují, že znečišťovatel ji musí platit i za emise, kdy je dosaženo optimální úrovně znečištění podle Pigoua. Zdá se tedy, že znečišťovatel je penalizován dvakrát - jednou, když má omezený zisk díky nákladům na zamezení (aby dosáhl optima při uvalení daně) a znovu když dosáhne optimální úrovně znečištění.

     Autoři si kladou otázku, zda je to společensky oprávněné? Podle nich je odpověď závislá na našem pohledu na vlastnická práva. Pokud firma nemá žádné právo na využití životního prostředí pro emisi odpadních látek, pak daň (poplatek)  za emise pod bodem optima je daní za využití vlastnictví, jež patří jinému (řekněme státu).  Má-li firma všechna práva na využití životního prostředí, pak je nejenom špatný  poplatek za emise nižší než optimální množství, ale i poplatek vedoucí k optimálnímu znečištění (snížení emisí). Jako další možnost lze říci, že firma nemá právo vypouštět emise nad optimální úroveň, ale má veškerá práva emitovat optimální úroveň znečištění.

     Znečišťovatel tedy může platit za rozdílné „předměty zdanění“ - za veškerou škodu, za „neoptimální škodu“ či za využití životního prostředí.[15]

     Určité vodítko pro specifikaci možností racionální internalizace může poskytnout členění na monodimenzionální (jednodimenzionální)  a multidimenzionální (vícedimenzionální) externality.

3.3.1. Monodimenzionální externí efekty

     Při internalizaci monodimenzionálních externích efektů je třeba regulovat typ aktivity způsobující externality. To lze zajistit cestou

· definice a individuálního přiřazení vhodného exkluzivního dispozičního práva

     V případě nadměrného lovu ryb je třeba specifikovat výlučná práva na lov ryb a přiřadit je konkrétním subjektům, přičemž jako subjekty přicházejí v úvahu jednotlivci nebo jasně vymezené skupiny jednotlivců (srovn. Boadway a Wildasin, 1984).

     Při správně volené právní úpravě se může realizovat tržní ocenění (určení ceny), protože vlastníci nově vytvořených dispozičních práv budou bránit jiným subjektům v narušení jejich exkluzivního práva. Za dočasné nebo trvalé přenechání práva budou vyžadovat určitou cenu. Dispoziční práva tím dostanou tržní ocenění a rozsah využití určitého statku (např. ryb) bude možno regulovat na základě individuálního kalkulu optimality. Tím se odstraní externality.

     Při přiřazování dispozičních práv skupinám je nutno  realizovat rozhodnutí o druhu a rozsahu dispozic s využitím „hlasovacího procesu ve skupině“, je-li sledován cíl distribuční spravedlnosti. 

     Exkluzivita dispozičních práv musí být zajištěna s takovými náklady, aby hodnota daného statku byla nižší než náklady na prosazení exkluzivity (vyloučení jiných uživatelů).  Není např. účelné rozdělit jezero na malé úseky, ale definovat dispoziční práva pro celou plochu.

3.3.2. Multidimenzionální externí efekty

     Mechanismy vzniku multidimenzionálních externích efektů jsou přirozeně mnohem složitější než je tomu u monodimenzionálních efektů, což komplikuje racionální internalizaci.

     Postup racionální internalizace by měl zahrnovat následující kroky:

· identifikovat, které typy aktivit způsobují externí efekt

· vyhodnotit existující právní a institucionální situaci

Existující stav řešení výrazně determinuje další reálné směry postupu. Možné scénáře  si můžeme ukázat na problému dvoudimenzionálních externích efektů:

     1. Dvě dosud právně neregulované aktivity začínají interaktivně způsobovat externí efekty.

     2. Jedna z obou aktivit je právně regulována, druhá ne.

     3. Obě aktivity jsou právně regulovány, relevantní dispoziční práva jsou přiřazena odlišným skupinám nebo jednotlivcům.

     Druhý scénář zpravidla nacházíme v situaci, když před vznikem dvoudimenzionálního externího efektu již byl internalizován monodimenzionální externí efekt.

     Třetí scénář nastává tehdy, když oba relevantní typy aktivity předtím způsobovaly monodimenzionální externí efekty,  které byly internalizovány přiřazením individuálních dispozičních práv (přičemž přiřazení  mohlo být realizováno pro rozdílné subjekty nebo pro různé uzavřené skupiny subjektů).

     Z monodimenzionálních externích efektů mohou vznikat multidimenzionální efekty; ty se ale mohou vyskytovat i tehdy, když kolidující si aktivity nezpůsobují žádný monodimenzionální efekt. Dvoudimenzionální externí efekt v situaci motorových člunů a plavců neznamená nutně, že plavci (či čluny)  se mezi sebou vzájemně omezují a tím způsobují monodimenzionální externalitu.

     První krok k internalizaci multidimenzionálních externích efektů musí nutně spočívat ve vhodném právním postižení relevantních aktivit v podobě definovaných dispozičních práv, pokud se tak již nestalo.

     Další krok možné internalizace multidimenzionálních externích efektů spočívá ve

· spojení či agregaci relevantních dispozičních práv v rukou jednoho (hospodářského) subjektu nebo uzavřené skupiny (hospodářských) subjektů

     Tím se dosáhne toho, že majitel všech relevantních dispozičních práv může v souladu se svým individuálním rozhodovacím kalkulem určit optimální využití. Spojení dispozičních práv pro využití člunů a plavání může držitele těchto práv vést k tvorbě regulačních opatření či cen (např. dopoledne vysoké ceny pro plavce a odpoledne vyšší ceny pro čluny).

     V řadě případů je ovšem tato možnost agregace relevantních dispozičních práv velmi omezená. Jinak řečeno, je patrně možná zejména v případě parciálních externích efektů.

     V případě globálních externích efektů se dosud uplatňuje strategie řešení cestou daní či meritorizace. Ve vyspělých zemích však můžeme sledovat řadu případů hledání řešení s využitím prvku teoretické koncepce Coaseovy. Základním momentem těchto přístupů (kdy je velmi obtížné explicitně definovat individuální dispoziční práva) je definování odpovědnosti jako indikátoru určité struktury dispozičních práv a vytváření mechanismů k jejímu prosazování.

4.     Odpovědnost jako základní východisko pro internalizaci škod

4.1.   Podstata odpovědnosti

     Z pohledu internalizace je odpovědnost klíčovým prvkem v soustavě vztahů jednotlivých aktérů v problému škod na životním prostředí.  Existence odpovědnosti za škodu je předpokladem reálné možnosti internalizace (jinak řečeno, nástroje pro internalizaci implicitně (mnohem častěji) nebo explicitně konstituují situaci odpovědnosti určitého subjektu za externí efekty, kterých je původcem. 

          Relaci mezi ekologickou škodou[16], odpovědností a environmentálním pojištěním  ilustruje obr. 4-0.

Téměř každá průmyslová aktivita (či obecně aktivita lidské společnosti) je spojena s rizikem události, při které může nastat nějaká forma znečištění; pro celý rozsah environmentálních vlivů však není (či nemůže být) vyžadována kompenzace. V rámci celkové právní úpravy ochrany životního prostředí ve vazbě na  škody (ztráty)  ze znečištění životního prostředí (OZP) je definován rozsah odpovědnosti za škody způsobené znečištěním, rozsah možných kompenzací (aspekt distribuční) a opatření nutná k odvrácení potenciální škody (aspekt alokační). Tato odpovědnost může být ovšem zajišťována i nástroji administrativními či daňovými. Specifická právní úprava odpovědnosti za životní prostředí (ODP) postihuje pouze část reálného rozsahu problematiky, soukromoprávní úprava (v ekonomickém pojetí jako nejefektivnější mechanismus internalizace škod (ztrát) na životním prostředí představuje dílčí prvek s velmi variabilním významem v jednotlivých právních systémech (černá plocha).

     Ekonomická i právní teorie vyspělých zemí zdůrazňují především alokační výhody soukromoprávního řešení odpovědnosti.

Obr. 4-0    Znečištění životního prostředí  a

odpovědnost

     Proporce těchto vztahů jsou v jednotlivých zemích a situacích velmi odlišné, v závislosti na následujících parametrech[17]:

· celková právní úprava ochrany životního prostředí

· typ odpovědnosti (odpovědnost ua zavinění a odpovědnost za ohrožení)

· typ ekonomické aktivity (různé typy podniků, nikoliv domácnosti)

· definice znečišťujících událostí a látek (normální znečištění a havárie, kumulativní znečištění, multikauzální škody)

· druhy škody (poškození zdraví a majetku třetích osob, poškození statků životního prostředí, náklady na prevenci škod, náklady na uvedení životního prostředí do původního stavu).

     Zajištění systému odpovědnosti může být realizováno různými mechanismy.

          Odpovědnost se vztahuje ke dvěma komponentům (které jsou pak realizovány v konkrétních nástrojích ekologické politiky:

· alokační funkce (odpovědnost vytváří stimul ke snížení aktivity, která je spojena se zatížením či znečištěním životního prostředí);

· distribuční funkce (odpovědnost vytváří stimuly ke kompenzaci škody).

     Oba komponenty se v jednotlivých nástrojích mohou spojovat, ale v některých případech je orientace pouze na jeden komponent (funkci).

     Zejména právní pojetí odpovědnosti se vztahuje na distribuční komponent.

     Situace odpovědnosti (pozice znečišťovatelů - původců i poškozených nemusí být explicitně formulována v konkrétních právních dokumentech, ale může vyplývat z celkového právního prostředí  (včetně např. fungování soudů) a úpravy odpovědnosti v řadě zákonných předpisů.

     Problematika odpovědnosti byla dosud převážně zkoumána jako právní problém. Předmětem pozornosti právního přístupu je téměř výlučně distribuční aspekt (náhrada škody). V právním pojetí můžeme také identifikovat chápání odpovědnosti v užším pojetí jako specifický soukromoprávní nástroj, který vychází z koncepce škody jako negativní externality (unilatelární asymetrický vztah); srovn. Mlčoch, 1997; Damohorský, 1998.

     Ekonomický přístup se se orientuje především na analýzu celého problému, přičemž základní pojmy jsou chápány spíše v obecném (někdy intuitivním) pojetí. Příznačné je, že definici pojmu odpovědnost nelze najít ani ve standardních ekonomických výkladových slovnících (srovn. Pearce, 1985; Palgrave). Stejně tak velmi často citovaná práce Adamse (1985) nevěnuje explicitní definici odpovědnosti pozornost, pouze v úvodu práce je odpovědnost implicitně vymezena ve vztahu na „všechna nedovolená jednání mezi osobami, které se mezi sebou nenacházejí ve smluvním vztahu“.[18]

     Endres (1991) chápe „pravidlo odpovědnosti jako právní instituci, která určuje, za jakých podmínek, v jaké formě a v jakém rozsahu poškozovatel musí kompenzovat oběť nehody“.[19]

     Uvedené dvě „definice“ mohou posloužit pro ilustraci odlišnosti v chápání odpovědnosti. První (Adams, 1985) ji pojímá šířeji, odvozuje ji od externalit a nezdůrazňuje funkci odpovědnosti. Druhý (Endres, 1991) zdůrazňuje distribuční aspekt.

Ekonomické pojetí odpovědnosti  (včetně odpovědnosti za škody na životním prostředí neboli ekologické či environmentální odpovědnosti) představuje širší pojetí. Odpovědnost je zde chápána jako komponent veřejnoprávního řešení (např. daní a dotací) i soukromoprávního řešení (specifický nástroj, důležitý též ve vazbě na pojištění). Problém škod je odvozen od problému hustoty (congestion) a je chápán nikoliv jako jednosměrný a jednostranný vztah (unilatelární), ale jako bilaterální symetrický vztah především v distribučním aspektu (oba subjekty mohou kompenzovat, původce poškozeného a poškozený původce) ale v důsledném pojetí i v aspektu alokačním (oba subjekty mohou učinit opatření k omezení externích efektů - omezení činnosti i změnu stanoviště může realizovat jak původce, tak poškozený). Opatření mohou realizovat ex ante i ex post.

     Řešení odpovědnosti jako nástroje internalizace externích efektů  se stává předmětem pozornosti teoretické ekonomie teprve v posledních letech, obecně v souvislosti s rozvojem ekonomické teorie práva (law and economics, economic theory of law), srovn. Adams (1985, 1986), Landes et Posner (1987), Endres (1991), Schäfer et Ott (1986), Shavell (1987), Assmann (1986), Fleckenstein (1986) a Vieregge (1986).

     V následujícím textu je krátce podána ekonomická analýza odpovědnosti jako nástroje racionální internalizace škod a rizika v oblasti životního prostředí. Předmětem pozornosti je především alokační aspekt (otázka omezení negativních dopadů), který je v představen v souladu s tradičním pojetím jako unilaterální vztah (s orientací na chování potenciálního znečišťovatele).[20]

     Racionální subjekt v závislosti na situaci odpovědnosti porovnává náklady a užitky své aktivity (včetně aktivit k omezení (negativních) externalit na pozadí své preference rizika a bude volit takovou úroveň aktivit (včetně aktivit ke snížení rizika či omezení negativních externalit), která mu slibuje největší čistý užitek. Potenciální znečišťovatel (podnik či domácnost) se pohybuje v určitém schématu odpovědnosti za škody na životním prostředí, přičemž odpovědnost je vymezena ve dvou podobách:

· úprava odpovědnosti za škody na životním prostředí jako specifické řešení. V některých zemích, např. v SRN byl přijat zákon o odpovědnosti za škody na životním prostředí; naproti tomu např. v České republice je podstatná úprava v občanském zákoníku;

· odpovědnost za škody na životním prostředí v širším pojetí vyplývá ze všech zákonů, které se týkají ochrany životního prostředí. Na základě nich mohou podniky identifikovat požadavky v podobě aktivit k prevenci znečištění či případnou náhradu škody. Situace odpovědnosti (pozice znečišťovatelů - původců  i poškozených) nemusí tedy  být explicitně formulována v konkrétních právních dokumentech, ale může vyplývat z celkového právního prostředí  (včetně např. fungování soudů) a úpravy odpovědnosti v celé soustavě právních předpisů.

     Řešení systému odpovědnosti může být formulováno podle různých principů. Zásadní je odlišení odpovědnosti za ohrožení (objektivní odpovědnost,) a odpovědnosti za zavinění. Při odpovědnosti za zavinění (negligence liability, Verschuldenshaftung)  odpovídá znečišťovatel za vzniklou škodu pouze tehdy, pokud nedodržel požadavky zákonných předpisů. Při odpovědnosti za ohrožení (strict  liability, Gefährdungshaftung) je odpovědný vždy (s tím, že je též podstatné, zda a nakolik poškozený dodržel své povinnosti prevence). Oba principy se odlišují ve svých distribučních dopadech (jak ovlivňují ekonomickou pozici subjektů). Zatímco při odpovědnosti za zavinění můžeme předpokládat, že při  řádném provozu nese škody poškozený, při odpovědnosti za ohrožení nese případnou škodu především původce. Tento zdánlivě pouze distribuční rozdíl může mít velké dopady na chování všech subjektů a jejich snahu realizovat prevenci. V posledním období lze ve vyspělých zemích sledovat trend prosazování objektivní odpovědnosti v oblasti ochrany životního prostředí (lze uvést např. SRN, USA či Japonsko).

     Právní úprava odpovědnosti zahrnuje občansko-právní, administrativně-právní a trestně-právní odpovědnost.[21]

     Občanskoprávní odpovědnost představuje v ekonomickém pojetí soukromoprávní přístup. Staví na interdependenci externích efektů  a jejich internalizaci požaduje teprve subjekt, který pociťuje resp. vykazuje jejich negativní důsledky (omezení funkce užitku či zisku). Škodu oceňuje poškozený (zasažený) subjekt.

Veřejnoprávní přístup (zahrnující administrativně-právní a trestně-právní odpovědnost) se v ekonomickém chápání primárně orientuje na vznik negativních externích efektů u původce. Potenciální škodu oceňuje orgán státu jako autorita zasahující do nedostatečného fungování trhu.

     Působení odpovědnosti jako nástroj státní politiky životního prostředí však dosud mělo omezenou účinnost. Jedním z důvodů je obtížnost prokazování kauzální souvislosti mezi určitou aktivitou (např. hnědouhelné elektrárny) a vzniklou škodou. Jednání  původce musí být kauzální pro škodu vznikající u poškozeného. Pro uplatnění nároku na náhradu škody je tedy třeba zdůvodnit a prokázat, že vznikla škoda určitému subjektu, že určitá aktivita původce se realizovala a že přesně tato aktivita vedla ke vzniku škody. U škod na životním prostředí je však tento důkaz souvislostí zpravidla obtížný, protože je typická situace s větším počtem znečišťovatelů a různými typy škod. Mnoho škod je způsobeno celým komplexem faktorů (tzv. multikauzální škody, sumační a distanční škody) a pak  je omezeno působení odpovědnosti jak směrem k prevenci, tak vzhledem k  regulaci škody (náhradě škody). V těchto případech nelze uplatňovat individuální odpovědnost vůči jednotlivým znečišťovatelům, ale stát vytváří systém kolektivní odpovědnosti (např. v podobě zdanění pohonných hmot u automobilů).

     V řadě zemí můžeme sledovat prosazování snahy ulehčit pozici poškozeného v prokazování kauzality určité aktivity u původce se vznikem škody. Uplatňují se různé postupy, přičemž např. v Japonsku byl pro některé specifické případy přijat princip přesunu důkazního břemene (kdy podnik jako potenciální původce musí prokázat, že určitou škodu nezpůsobil).

     Vyspělé země systematicky sledují a rozvíjejí koncepci odpovědnosti za škody na životním prostředí. V této souvislosti jsou významné i aktivity Evropské unie. Dosud zde nebyl přijat dokument, který by závazně definoval prvky jednotné úpravy. Intenzivně se však diskutují možnosti řešení a stěžejní roli hraje prosazení objektivní odpovědnosti (odpovědnosti za ohrožení). V rámci Evropské unie jsou stěžejní dva dokumenty, přijaté v roce 1993 (Green Paper, 1993 a Convention, 1993)[22].

     V roce 1996 byly ukončeny dvě rozsáhlé analýzy zadané Evropskou komisí, které se zabývají právními a ekonomickými aspekty odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí.

     Právní studie (Study of Civil Liability Systems, 1996) vyhodnocuje jednotlivé studie provedené v Evropě a v USA a systematizuje aktuální situaci v oblasti ekologické odpovědnosti podle 29 kritérií.

     Ekonomická studie  (Economic Aspects, 1996) zahrnuje šest dílčích analýz, které se zabývají následujícími problémy:

· možnosti ocenění škod na životním prostředí (Topic Paper No. 1),

· dopady různých úprav odpovědnosti na konkurenceschopnost jednotlivých zemí (Topic Paper No. 2),

· možnosti pojištění ekologických škod (Topic Paper No. 3),

· důsledky úpravy odpovědnosti pro malé a střední podniky (Topic Paper No. 4),

· význam poolových řešení pro kompenzaci sumačních a distančních škod a pro řešení problému platební neschopnosti (Topic Paper No. 5),

· ekonomické aspekty právní úpravy CERCLA (Topic Paper No. 6).

     Řešení odpovědnosti za škody na životním prostředí se stává jedním z nejvýznamnějších komponentů rizika podniku. Jeho management bude pro hospodářskou situaci podniků stejně významný jako třeba management finančního rizika. Pro optimalizaci postupu je nutná nejenom důkladná znalost právních předpisů, ale i kompetentní využívání nástrojů v komplexním systému od prevence po pojištění.

Ekonomické a  právní pojetí odpovědnosti reflektují z různých pohledů určitou reálnou skutečnost. Oba přístupy používají terminologii zčásti odlišnou, zdůrazňují někdy rozdílné aspekty. Ekonomická a právní teorie zpravidla analyzují reálnou skutečnost  v předstihu před konkrétním řešením v rámci právní úpravy. Vyčerpávající srovnání obou přístupů by vyžadovalo velmi rozsáhlou analýzu jak ekonomické, tak právní literatury. Následující tabulka představuje pokus o identifikaci rozdílů a společných znaků obou přístupů.

Tab. 4-1    Srovnání ekonomického a právního pojetí odpovědnosti za škody (specificky za škody na životním prostředí)

Definiční znaky	ekonomické pojetí	právní pojetí
historický rámec	první práce se objevují v 2. pol. 20. století	velmi starý právní problém zásadního významu
diferenciace přístupů	velká	sjednocení základních východisek a chápání pojmů
pojetí	1. širší - implicitně (odpovědnost je analyzována ve vazbě na obecnou problematiku internalizace) 2. užší - explicitně (odpovědnost je chápána jako vztah mezi dvěma soukromými subjekty)	2. širší (zahrnuje občansko-právní, administrativně právní a trestně-právní odpovědnost) 2. užší (je chápána především jako soukromoprávní nástroj, zejména v ochraně životního prostředí (viz německá literatura)
subjekty	znečišťovatel, poškozený je-li poškozený ovlivněn přes snížení užitku z veřejných statků, je subjektem stát z důvodu vysokých transakčních nákladů (v širším pojetí)	znečišťovatel - poškozený - stát právní systémy jednotlivých zemí se odlišují v definici subjektů SRN - odpovědnost se vztahuje pouze na škody na majektu a zdraví USA - poškození ekosystémů řeší stát
vztah	bilatelární symetrický	unilatelární asymetrický
typy odpovědnosti	výrazné odlišování odpovědnosti za zavinění a odpovědnosti za ohrožení	různé typy odpovědnosti se prolínají
funkce odpovědnosti	alokační a distribuční funkce	distribuční funkce
prvky, na něž se odpovědnost vztahuje	statky veřejné a soukromé	majetek (náhrada škody), zdraví, poškození funkce ekosystémů, náklady na uvedení do původního stavu
pojetí škody (ztráty)	škoda (ztráta) je definována poměrně vágně	škoda je definována relativně přesně, jednotlivé komponenty jsou striktně odlišovány

4.1. Pareto-optimální úroveň prevence

     Uvažujme jednoduchý model s jedním potenciálním znečišťovatelem  (původcem) A a jedním potenciálním poškozeným B. Aktivity prevence[23] x uvažujeme pouze u původce (unilatelární vztah). Náklady spojené s aktivitami prevence označujeme jako N_A(x), výše očekávané škody (OS) závisí na úrovni aktivit prevence x.  Celkové náklady se označují jako N_G. Pro závislost nákladů prevence popř. očekávané škody o úrovně prevence zúčastněných se uvádí následující standardní předpoklady: dN_A/dx > 0, d²N_A/dx² > 0, dOS/dx < 0, d²OS/dx² > 0.

     Pareto-optimální úroveň prevence dostaneme jako odpověď na otázku, jaká úroveň prevence by byla realizována, kdyby znečišťovatel a poškozený byli jedním subjektem (koncepce integrovaného subjektu). [24] Jinak řečeno, pareto-optimální úroveň prevence dostaneme cestou minimalizace nákladů spojených se všemi aktivitami. Platí tedy:

Podmínka 1. řádu zní:

     Tato podmínka znamená, že aktivita prevence znečišťovatele se může rozvíjet tak dlouho, dokud se její mezní náklady nerovnají meznímu efektu snížení škody.

     Podmínka 2. řádu zní:

     Tuto podmínku splňuje pareto-optimální úroveň prevence x^* (předpokládá se existence a jednoznačnost pareto-optimální alokace).

     Tuto argumentaci dokumentuje obr. 4-1. Minimum agregované nákladové křivky K^G leží v bodě P₁ a pareto-optimální úroveň aktivity prevence u potenciálního znečišťovatele odpovídá bodu  x^*.   

     Obr. 4-1     Pareto-optimální úroveň prevence

4.2.   Optimální prevence při různých pravidlech odpovědnosti

     Jednoduchý ekonomický model odpovědnosti předpokládá splnění několika restriktivních podmínek:

· potenciální znečišťovatel zná obsah platných pravidel odpovědnosti, včetně normy pro nutnou prevenci,

· potenciální znečišťovatel zná souvislosti mezi svými opatřeními prevence, náklady na ně a očekávanou škodou,

· potenciální znečišťovatel je neutrální vůči riziku,

· škoda a náhrada škody jsou identické,

· při pravidlech odpovědnosti, která zahrnují normativní hodnotu prevence (např. emisní limity), definuje příslušná instituce zavinění při úrovni prevence nad pareto-optimální úrovní.

     Při odpovědnosti za ohrožení  (objektivní odpovědnosti) odpovídá původce za škodu nezávisle na tom, jakou úroveň prevence realizuje. Při svém rozhodování o úrovni prevence x  se tedy bude orientovat podle nákladů prevence a podle očekávané škody. Přesněji řečeno,  zvolí takovou úroveň aktivit prevence, pro kterou bude součet nákladů prevence a očekávané škody minimální. Problém potenciálního znečišťovatele tedy zní:

     Tato cílová funkce potenciálního znečišťovatele za podmínek odpovědnosti za ohrožení je identická s funkcí použitou při určení Paretova optima. Rovnovážná úroveň prevence potenciálního znečišťovatele je tedy pareto-optimální.

     Pro srovnání můžeme analyzovat alokační dopady odpovědnosti za zavinění. Při této úpravě odpovědnosti má potenciální znečišťovatel povinnost nahradit škodu, pokud nedodržel příslušné předpisy pro prevenci. Pokud je dodrží, odpovědnost jej nepostihuje. Nutná úroveň prevence je v tomto modelu definována nad pareto-optimální úrovní aktivity prevence x^*. Problém potenciálního znečišťovatele lze tedy formulovat takto:

přičemž platí

     V oblasti x ³ x^* roste N_A monotónně s x, tj. minimum nákladů v této oblasti odpovídá x^*. Náklady, které v této situaci nese A, odpovídají K_A(x^*). V oblasti x < x ^* je podmínka 1. řádu pro minimum následující:

     Minimum nákladů subjektu A je tedy v libovolném místě před x*, t.j. při x = x^* = -e, přičemž e je libovolně malé. Náklady subjektu A v této situaci odpovídají K_A(x^* - e) + OS(x^* - e).

     Srovnáme-li obě lokální minima v oblastech x ³ x^* a x < x ^*, dostaneme

     Minimum minimorum se tedy dosáhne v x^*. Tím x^* představuje rovnovážnou úroveň prevence znečišťovatele při odpovědnosti za zavinění.

     Odpovědnost za zavinění můžeme rovněž osvětlit pomocí obr. 4-1. Mezi bodem 0 a těsně před x^* se znečišťovatel orientuje podle křivky N^G, od bodu x podle křivky K_A(x). Situace minimálních nákladů se dosáhne v bodě P₂,  rovnovážná úroveň prevence odpovídá bodu x^*.

     Ukazuje se tedy, že za restriktivních předpokladů jednoduchého ekonomického modelu vede odpovědnost za zavinění i odpovědnost za ohrožení k dosažení pareto-optimální rovnováhy. Obě koncepce odpovědnosti jsou tedy za těchto ideálních podmínek neomezeně vhodné k internalizaci externích efektů.

4.3.   Problémy internalizace pomocí právní úpravy odpovědnosti

     V předchozí analýze se nerozlišovala výše škody a výše platby jako náhrada škody. Předpokládalo se, že znečišťovatel musí poškozenému (oběti) nahradit škodu v přesně v rozsahu, v kterém byla způsobena. V praxi ovšem existuje řada faktorů, které mohou způsobit odchylku mezi očekávanou škodou a očekávanou kompenzační sumou. Předpokládá-li potenciální znečišťovatel (nebo poškozený), že jím kalkulovaná očekávaná platba náhrady škody bude nižší než očekávaná škoda, lze mluvit o „diskontování škody“ znečišťovatelem (poškozeným) (srovn. Endres, 1992).   Dalším problémem je, že v praxi je mnohdy velmi obtížné určit kauzální souvislost mezi různými událostmi, zejména v následujících případech:

· mezi aktivitou a vznikem škody uběhne delší časové období,

· mezi aktivitou a vzniklou škodou je  větší prostorový odstup,

· vznik škody je vyvolán více příčinami a podíly jednotlivých činitelů nejsou zjistitelné.

Tyto souvislosti se označují jako distanční nebo sumační škody.

     Další komplikaci představují pravděpodobnostní škody, kdy určitá aktivita sice zvýší pravděpodobnost vzniku škody, pro jednotlivé škodní události však nelze jako příčinu určitou aktivitu jednoznačně identifikovat. Např. v důsledku radioaktivního záření se zvýší počet onemocnění rakovinou v určitém území z 1000 na 1100; není však známo, kolik z 1100 nemocných by neonemocnělo, kdyby nedošlo k radioaktivní expozici. V souvislosti s kauzalitou má rozhodující význam otázka, kdo při sporu mezi (předpokládaným) poškozovatelem a poškozeným má důkazní břemeno.

     V souvislosti se všemi uvedenými problémy může nastat alokační zkreslení, které vyplývá z působení odpovědnosti jako nástroje internalizace.

4.3.1. Alokační zkreslení v souvislosti s problémem důkazního břemene

     Jelikož často nelze předložit přesný důkaz, stává se prosazení nároku vyplývajícího z odpovědnosti pro poškozeného iluzorním, pokud je zatížen důkazním břemenem. Na druhé straně, pokud musí předpokládaný původce zajistit důkaz, že škodu nezpůsobil, hrozí nebezpečí tzv. „odpovědnosti za podezření“.

     Pro obtížné problémy kauzality a důkazního břemene neexistuje jednoznačné řešení. Právní přístup obecně se posunul od důkazu kauzality vztaženého na jednotlivý případ k definici obecně akceptovaných souvislostí mezi příčinou a následkem (jako dostatečný důkaz pro kauzalitu akceptují soudy statistickou korelaci).

     Je-li důkazní břemeno na poškozeném, vystupují u odpovědnosti za zavinění vedle již zmíněných problémů prokazování kauzality navíc problémy s prokázáním zavinění. Poškozený je ve zvlášť obtížné situaci, protože se od něj požaduje srovnávat skutečný stav (spojený se vznikem škody) a požadovaný stav (při kterém by škoda nevznikla) pro procesy, které probíhají v podniku, jenž způsobil škodu.  Prohibitivní charakter těchto požadavků způsobil, že v otázkách zavinění soudy v určitých případech přijaly přesun důkazního břemene.

     Vedle již zmíněných problémů určení kauzality mohou být příčinou odchylky mezi škodou a náhradou škody další důvody. Může to být např. vyloučení určitých škod ze zákonné úpravy odpovědnosti či obtíže při monetarizaci externích škod.

     Jaké jsou důsledky „diskontování škody“ na polohu a optimalitu rovnováhy prevence u poškozovatele při různých řešeních odpovědnosti?

     Při odpovědnosti za ohrožení kalkuluje znečišťovatel v případě odpovědnosti ex ante takovou platbu náhrady škody, která představuje pouze část a škody (0 < a < 1:

     ONS přitom představuje očekávanou náhradu škody, OS očekávanou škodu.

     Podmínka 1. řádu zní:

     Rovnováha je dosažena v bodu x´, který se nachází pod pareto-optimální úrovní prevence x^*. Argumentaci ilustruje obr. 4-2. Z důvodu diskontování škody se znečišťovatel neorientuje podle celkové nákladové křivky N^G, nábrž podle snížení  křivky N^G´. Ta je na obrázku vynesena pro případ s nižším diskontováním (případ 1) a pro případ s větším diskontováním (případ 2) . Diskontované křivky dosáhnou svého minima „dříve“ než podle agregované křivky očekávané škody.  Diskontování tedy vede k chybné alokaci. Rozsah odchylky rovnováhy prevence od optima prevence roste se zvyšujícím se diskontováním.

     Při odpovědnosti za zavinění činí náklady poškozovatele při  dodržení standardu N_A(x^*)  (jako v případě plné kompenzace ). Pokud ovšem A standard nedodržuje, jsou jeho očekávané náklady v nejlepším případě

přičemž

          Zda A standard dodrží, závisí tedy na tom, zda N_A(x^*) leží pod N^G´(x´). Čím silnější je diskontování (čím menší je a), tím pravděpodobnější je, že A se rozhodne nerealizovat prevenci nutnou k dosažení standardu. Obr. 4-2 ukazuje u N^G´ (případ 1) takovou konstelaci, při které se minimum diskontované křivky celkových nákladů nachází nad náklady prevence nutnými pro dodržení standardu. Zde tedy A standard dodržuje, to jest diskontování není dostatečně silné, aby způsobilo nesprávnou alokaci. Při N^G´ (případ 2) je naproti tomu ilustrován případ diskontování, při kterém se minimum křivky N^G´  nachází pod N_A(x^*). V této situaci je pro A lepší nedodržet standard a realizovat preventivní opatření na úrovni x´ (případ 2), kdy jsou diskontované celkové náklady minimální. Zde tedy diskontování vede k odchylce od optima prevence.

     Srovnání obou schémat odpovědnosti při unilaterálních škodách ukazuje, že odpovědnost za ohrožení ceteris paribus citlivěji reaguje na problém diskontování než odpovědnost za zavinění. Při odpovědnosti za ohrožení vede i slabý rozsah diskontování k tomu, že potenciální znečišťovatel své aktivity prevence realizuje na příliš nízké úrovni. Při odpědnosti za zavinění se tento problém projevuje pouze při silnějším diskontování.

     Obr. 4-2     Alokační zkreslení při různých schématech odpovědnosti  

4.3.2. Alokační zkreslení při omezení odpovědnosti

     V předchozí analýze se uplatňoval předpoklad, že odchylka mezi očekávanou škodou a očekávanou náhradou škody je nezávislá na úrovni aktivity prevence potenciálního znečišťovatele. V této souvislosti se používá pojem úplná odchylka.

     K částečné odchylce vede maximální hranice odpovědnosti (jak mnohdy vyplývá z právní úpravy odpovědnosti nebo z majetkové situace potenciálního znečišťovatele). Očekávaná platby náhrady škody se nachází pouze v určité oblasti aktivity prevence, pod bodem očekávané škody. Nachází-li se úroveň prevence mimo tuto oblast, je škoda pod maximální hranicí odpovědnosti. Restrikce omezení odpovědnosti zde tedy není závazná, nezpůsobuje proto také žádnou odchylku mezi očekávanou škodou a očekávanou náhradou škody.

     Pro zjednodušení můžeme analyzovat speciální případ, při němž aktivity prevence na straně znečišťovatele sníží očekávanou škodu OS = p . S tím, že sníží rozsah škody (S), ale nikoliv pravděpodobnost výskytu škody p.  Očekávaná platba náhrady škody ONS = p .  OS, pokud je škoda vyšší než maximální náhrada škody definovaná omezením odpovědnosti (OS^max). V této oblasti činí p . OS^max. Oba faktory nezávisí na x.

     Jaké jsou dopady omezení odpovědnosti na rovnováhu prevence potenciálního znečišťovatele při odpovědnosti za ohrožení? Náklady pro znečišťovatele (náklady prevence + očekávaná náhrada škody) leží v oblasti mezi úrovní prevence 0 a x⁺ při N^G´= N_A(x) +  p . OS^max , přičemž x⁺ udává právě hranici prevence, při níž škoda odpovídá maximální náhradě škody (a tím platí N_A(x) + p . S(x) = N_A(x) + p . OS^max.  V oblasti mezi 0 a x⁺ se uplatňuje omezení odpovědnosti. Pro úroveň prevence nad x⁺ je naproti tomu omezení odpovědnosti irelevantní, protože škoda se nachází pod maximální platbou náhrady škody. A se tedy orientuje v oblasti x > x⁺ na křivce N^G.

     Náklady relevantní pro A se tedy skládají z obou dílčích nákladových funkcí a na obr. 4-3 jsou dány body P₁,  P₂, P₃ a P₄.

     Agregovaná nákladová funkce vykazuje v P₁ a P₃ dvě lokální minima (N^G´(x) = 0) a N^G(x´)). Na obr. 4-3 platí N^G´(x = 0) < N^G(x^*), to jest za těchto podmínek je pro A nejlepší ustoupit od jakýchkoliv opatření prevence. Ušetří tím příslušné náklady prevence a před (možnými) následky své aktivity je účinně ochráněn omezením odpovědnosti. V tomto případě vede omezení odpovědnosti k odchylce od optimální úrovně prevence.

     Je-li omezení odpovědnosti výše než podle obr. 4-3, může přirozeně nastat N^G´(x = 0) > N^G(x*). V tomto případě by omezení odpovědnosti bylo alokačně irelevantní. Znečišťovatel by volil optimální úroveň prevence x^*.

     Působení omezení odpovědnosti při odpovědnosti za zavinění je odlišné.[25] Stejně jako při výše popsaném „úplném diskontování škody“ se ukazuje i  v případě „částečného diskontování škody“ při omezení odpovědnosti, že stimulační působení odpovědnosti za zavinění je robustnější než odpovědnost za ohrožení ve vztahu k distorzním účinkům v důsledku odchylek očekávané škody a očekávané náhradní škody (srovn. Endres, 1992).

     Při odpovědnosti za zavinění se nákladová funkce kalkukovaná A přesune v minimu křivky N^G (z důvodů výše diskutovaných) na křivku preventivních opatření N_A(x). Průběh křivky relevantní pro preventivní opatření u znečišťovatele tedy na obr. 4-3 vede body P₁, P₂, P₃, P₅ a P₆. Obě lokální minima složené nákladové funkce se nacházejí v P₁ a P₅, tedy při N^G´(x = 0) a N_A(x^*). Podle toho, které z obou minim je globální, se A zcela vzdá aktivit prevence nebo bude realizovat optimální úroveň opatření prevence.

Obr. 4-3       Srovnání řešení důkazního břemene

     Situace charakterizovaná na obr. 4-3, která při odpovědnosti za ohrožení vede k úplné eliminaci opatření prevence u znečišťovatele, platí pro N^G´(x = 0) > N_A(x^*). V souladu s tím se znečišťovatel při odpovědnosti za zavinění přes omezení odpovědnosti rozhodne pro realizaci optimálních opatření prevence. Teprve když hranice odpovědnosti je tak nízká, že platí  N^G´(x = 0) < N_A(x*), vzdá se realizace prevence. Tento případ ilustruje obr. 4-4 (srovn. umístění P₁ a P₅.

Obr. 4-4     Omezení odpovědnosti

4.3.3. Alokační zkreslení při suboptimálním standardu prevence

     V jednoduchém základním modelu odpovědnosti za zavinění se předpokládá, že standard prevence (např. emisní limit) je definován nad pareto-otptimální úrovní aktivity prevence potenciálního znečišťovatele. Bezpochyby se tím předpokládá vysoký stupeň informovanosti u instituce, která standard stanoví. Využití odpovědnosti jako nástroje harmonizace mezi managementem rizika podniku a internalizací externích efektů je spojeno s určitými problémy, pokud tento předpoklad informovanosti není splněn. Podstatná výhoda odpovědnosti za ohrožení spočívá v tom, že tento problém eliminuje, protože (v případě zde dále zkoumaných unilatelárních škod) může působit bez určení standardu prevence.

     Alokační působení suboptimálního standardu prevence při odpovědnosti za zavinění ukazuje obr. 4-5.  Uvažujme suboptimální standardy x₁ a x₂, které se nacházejí nad a pod paretooptimálním standardem x^*. Platí-li příliš nízký standard x₁, ukazuje se, že pro znečišťovatele je nejvýhodnější ho dodržovat. Je zatížen pouze náklady prevence N_A(x₁).  Pokud standard (v mezním případě) poruší, musí nést vyšší náklady N_A(x₁ - e) + OS(x₁ - e). Náklady se monotonně zvyšují s mírou porušení standardu. Neexistuje stimul pro realizaci prevence nad úroveň x₂ pokud by znečišťovatel  (v mezním případě) splnil standard nad požadovanou úroveň, zvýšily by se jeho náklady na N_A(x₁ + e).

     Je-li naproti tomu platný standard nad x^*, je rozhodování pro A komplikovanější. Pak už není nepodstatné, zda pro A je lepší dodržet „restriktivnější“ standard a tím akceptovat „nadměrné“ náklady na prevenci, nebo porušit standard a optimálně se přizpůsobit existující situaci odpovědnosti.

     Optimální strategie pro A závisí při daném průběhu nákladů na úrovni standardu spojeného se zaviněním. Leží-li „příliš restriktivní“ standard na obr. 4-5 mezi x^* a x₂, je rozhodování znečišťovatele ve prospěch dodržení standardu. x₂ je přitom definováno tak, že náklady A při dodržení standardu (N_A(x₂)) jsou stejné jako náklady A při porušení standardu a optimálním přizpůsobení situaci odpovědnosti N^G(x^*)). Při standardu x mezi x^* a x₂  proto platí N_A(x^-) < N^G(x^*), to jest pro A je nejvýhodnější dodržovat standard v rovnováze a tím se odchýlit od pareto-optimální úrovně prevence. Standardy, které toto kritérium splňují, označuje Endres (1992) jako „mírně neefektivní“.

     Při standardu x⁺ mimo x₂ platí naproti tomu N_A(x⁺) > N^G(x^*), to jest pro A je lepší, když vědomě standard poruší a tím na sebe vezme riziko odpovědnosti, když realizuje x^* (< x⁺).  Standardy, pro které platí tato charakteristika, označuje Endres (1992) jako „excesivně neefektivní“.

     Při excesivně neefektivním standardu se dosáhne celkově pareto-optimální situace (ve speciálním zde zkoumaném případě unilatelárních škod). Takový standard vede ke stejnému výsledku (z hlediska alokačního i distribučního) jako čistá odpovědnost za ohrožení. V případě unilatelárních škod (a pouze v tomto případě) jsou externí efekty právní úpravou odpovědnosti internalizovány.

Obr. 4-5     Alokační působení suboptimálního standardu

     Zvýšení (zpřísnění) standardu může podle výše uvedené analýzy vést k „paradoxně“ se jevícím reakcím u regulovaných subjektů: zvýší-li se standard na úroveň x₂, reaguje dotčený subjekt na zvýšení požadavků na něj směrovaných snížením svého úsilí.

4.3.4. Alokační zkreslení při neúplném standardu

          Ve výše uvedené analýze se stále vycházelo z předpokladu, že potenciální znečišťovatel má k dispozici pouze jeden typ opatření (x), pomocí něhož lze snížit očekávanou škodu. Tento předpoklad však zamlžuje jeden podstatný problém odpovědnosti: při odpovědnosti za zavinění působí na zúčastněné subjekty stimuly k aktivitám prevence pouze tehdy, je-li stanovena referenční úroveň, podle níž je definováno zavinění.

     Typickým příkladem takového zkreslení stimulů při odpovědnosti je úroveň potenciálně škodlivé aktivity znečišťovatele při odpovědnosti za zavinění. Všeobecně platí, že snížení očekávané škody  snížením úrovně aktivity znečišťovatele představuje ekonomicky relevantní metodu ke snížení očekávané škody. Stanovení standardu pro určení zavinění však může být v praxi obtížné; bez tohoto standardu však při odpovědnosti za zavinění nepůsobí na znečišťovatele žádné stimuly k zamezení škody. Úroveň aktivity, při níž je dosažena rovnováha, je tak vyšší než optimální úroveň. Při odpovědnosti za zavinění by teoreticky měl být regulován i počet znečišťovatelů (protože jejich počet je vyšší než optimální), což je nerealistická myšlenka. Naproti tomu je počet subjektů v poškozovaném „odvětví“ příliš nízký.    

     Je důležité poukázat na skutečnost, že problém selektivní stimulace preventivních opatření řešením odpovědnosti nelze redukovat na problémy úrovně aktivity nebo počtu subjektů. Chybná alokace nastává při každé aktivitě, která je vhodná pro snížení očekávané škody, pro niž ale neexistuje standard prevence. Namísto společensky efektivního mixu aktivit prevence se realizují pouze opatření prevence, individuálně relevantní pro danou firmu. Tento rozdíl mezi společenskou a individuální racionalitou lze eliminovat pouze při úplném podchycení (současných a budoucích) opatření prevence při definici standardů zavinění. To je však požadavek v praxi nesplnitelný. 

     Uvedené zkreslení stimulačního působení platí i pro možnou indukci technického pokroku v prevenci. Odpovědnost za zavinění nevytváří žádné stimuly pro znečišťovatele k hledání a uplatňování nových metod. Definice standardů se sice postupně přizpůsobuje technickému pokroku, ale nestimuluje ho. Podstatná výhoda odpovědnosti za ohrožení (v případě zde diskutovaných unilatelárních škod) oproti odpovědnosti za zavinění spočívá v tom, že problémy selektivního stimulačního působení při nedokonalých standardech prevence nemohou nastat, protože odpovědnost za ohrožení je formulována bez standardů prevence.

5.       Multikauzální škody

     Zkušenosti ve vyspělých zemích ukazují, že s prosazením odpovědnosti (a zvláště objektivní odpovědnosti neboli odpovědnosti za ohrožení  jsou spojeny dva zásadní problémy:

· ekologické škody jsou často způsobeny větším počtem emitentů společně, přičemž je velmi obtížné až nemožné odhalit detailní souvislosti (problém multikauzality, ve spojení s distančními a sumačními škodami),

· škody mohou velmi rychle přesáhnout platební schopnost odpovědných subjektů (problém insolvence).

     Globální a multidimenzionální externí efekty v ekonomickém pojetí jsou v právní a pojišťovací terminologii označovány jako multikauzální škody. Jedná se o škody, kdy přinejmenším na straně poškozovatele je nějakým způsobem začleněn větší počet příčin.

     Konstelace příčin a souvislostí může být následující:

1. dílčí neboli parciální kauzalita (Teilkausalität)

Tento typ kauzality nastává, když se na vzniku škody ve skutečnosti podílelo více příčin, aniž by vzniklou (celkovou) škodu mohly samotné způsobit.

· Při společné kauzalitě musí působit dvě nebo více příčin společně (koincidovat), aby vůbec daná škoda vznikla (např. různé chemické látky, jednotlivě bezpečné, které společně mají synergický škodlivý efekt).

· Sumační kauzalita nastává v situaci, když několik příčin stejného charakteru v neškodné koncentraci nebo množství spolupůsobí ve velkém počtu tak, že díky jejich sumaci je dosažen práh škodlivosti.

· Při progresivním škodlivém působení má každá z více příčin již sama o sobě škodlivé působení. Díky spolupůsobení však nastává škoda překračující pouhý součet.

· Při degresivním škodlivém působení vede spolupůsobení k menší škodě než suma hypotetických jednotlivých vlivů. Pokud v rámci celkové škody způsobuje každá příčina zcela určitou dílčí škodu, nastává konkrétní dílčí kauzalita (Teilschadenskausalität).

· Při minimální kauzalitě je „celková škoda“ způsobena velkým počtem „malých“ příčin, přičemž žádná příčina sama o sobě nemá měřitelné škodlivé působení.

2. hypotetická kauzalita

     Pod pojmem hypotetická kauzalita se zahrnují takové přičinné konstelace, při nichž by striktní aplikace principu condition sine qua non vedla k odmítnutí odpovědnosti. Hypoteticky kauzální pro určitou škodu „jsou všechny okolnosti, při nichž, pokud si je celkově odmyslíme, by nenastala škoda, zatímco při setrvání každé jednotlivé z nich se na škodě nic nemění“[26].

· Při následné (postupné) kauzalitě (überholende Kausalität) tyto okolnosti  vedou (nebo by přinejmenším hypoteticky vedly časově postupně ke škodě).

· Při kumulativní kauzalitě vystupuje naproti tomu škodlivé působení současně.

· Hypotetické kauzální události mohou pocházet z oblasti rizika poškozeného nebo je způsobuje třetí strana (s povinností odpovědnosti). Může se jednat o dílčí příčiny nebo o celkové příčiny.

3. nejistá kauzalita

Vždy když je kauzalita určité situace nejistá, existuje ještě jedna nebo více okolností, které rovněž přicházejí v úvahu jako příčinná okolnost.

· Pro škody na životním prostředí jsou významné pochybnosti o původu nebo o působení. Pro tento typ škod jsou charakteristické delší kauzální řetězce. Pochybná (nejistá) může být příčina negativního vlivu na systém či složku životního prostředí nebo jeho vliv na vzniklou škodu (např. ve smyslu škody na majetku) nebo obojí.

· Alternativní kauzalita nastává, když ze dvou nebo více v úvahu přicházejících nezávisle na sobě působících příčin jedna, ale neznámo která, vedla ke vzniku celé škody.

· Při možné dílčí kauzalitě se jedná o případy, kdy jedna příčina mohla být zčásti kauzální (příčinná), eventuálně teprve při spolupůsobení s jinými okolnostmi, možná nebyla kauzální vůbec; ale obecně mohla spoluzpůsobit vzniklou škodu.

· Nejistá hypotetická kauzalita nastává při kumulativních příčinách, kdy skutečný kauzální průběh není zjistitelný. Zůstává nejisté, zda různé události skutečně časově následně nezpůsobily škodu popř. by mohly způsobit (pochybnosti o časovém sledu).

· Pochybnost o podílu nastává, když určitá okolnost průkazně působí při vzniku škody, její podíl na celkové škodě je ale nejistý.

· Nejistota se také může týkat druhu a způsobu kauzálního spolupůsobení. Takové pochybnosti o konstelaci se mohou týkat každé možné kombinace dosavadních případů (alternativní, kumulativní či společné kauzality).

     Jaké možné cesty řešení problémů kauzality se ukazují? Ekonomická i právní literatura se tomuto problému začíná intenzivně věnovat. Zkušenosti z praxe též naznačují určité možnosti reálných řešení (viz Loser, 1994; Feess (1995, 1997).

          Pokud se na škodě podílí více subjektů, mohou být odpovědni solidárně. Tento princip sice zčásti odporuje principu kauzality, vychází však ze snahy ulehčit pozici poškozeného.

     V případě nejisté kauzality platil princip, že se neuplatňuje odpovědnost. Právní praxe řady vyspělých zemí však uvolnila či posílila  pozici poškozeného (žalobce) ve vztahu k prokázání (ulehčení důkazu, přesun důkazního břemene). Řešení těchto otázek je jednou z nejkontroverznějších a nejvíce rozvíjených oblastí ekonomické i právní teorie a praxe ve vztahu k problematice škod na životním prostředí.

6.     Odpovědnost a pojištění

     Zajištění systému odpovědnosti může být realizováno různými mechanismy (vytvoření kompenzačních  či garančních fondů, pooly, bankovní a státní záruky, pojištění); srovn. Tošovská, 1998.

Komerční pojištění (pouze dobrovolné) je nejvíce rozšířeným typem finančního zajištění odpovědnosti za ekologické škody. Podstatou environmentálního pojištění je vlastní ochrana (potenciálního) znečišťovatele proti kompenzačním nárokům, které by mohly vyplývat ze znečištění (transfer rizika). Rozsah takové kompenzace závisí na definici pravidel odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí. Právní úprava odpovědnosti a tím určené povinnosti kompenzace tak vytvářejí základnu pro environmentální pojištění.

     Argumenty v neprospěch povinného pojištění se obvykle opírají o fakt, že pojišťovací praxe v environmentálním pojištění je teprve na počátku svého rozvoje a neexistuje standardní základ krytí, který by byl přijatelný pro všechny pojišťovací společnosti. V mnoha zemích není tento pojistný produkt v dostatečné míře nabízen. Na druhé straně je zřejmé, že je obtížné nutit pojišťovny, aby nabízely pojistný produkt, u něhož nemají dostatečné - či ani minimální - zkušenosti s kalkulací rizika.

     Jako obecnější systémový problém, spjatý s povinným pojištěním, je fakt, že v řadě případů nebudou pojišťovací instituce ochotny převzít nadměrně vysoká rizika některých provozů. Bude-li však povinné pojištění striktně vyžadováno, mohlo by toto odmítnutí pojišťovny krýt riziko vyřadit - v dlouhodobějším časovém horizontu - určité provozy přímo z podnikání. Tak by pojišťovací instituce získávaly postupně pravomoci určovat, kdo může provozovat rizikové aktivity a za jakých podmínek. Z hlediska kultivace a rozvoje ekologické politiky není tento trend žádoucí.

6.1.   Řešení komerčního pojištění

     Komerční pojištění odpovědnosti je tedy významným prvkem alternativních způsobů zabezpečení odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí.    Jeho řešení v jednotlivých zemích vykazuje širokou paletu přístupů, které se odlišují jednotlivými znaky (srovn. Cowell, 1992).

· řešení odpovědnosti

     Pojištění odpovědnosti za ekologické škody může vycházet z  univerzální obecné odpovědnosti za škody, většinou v rámci občanského nebo obchodního zákoníku dané země, nebo ze specifické úpravy odpovědnosti za škody na životním prostředí.

     Podmínky, za nichž se pravidla univerzální obecné odpovědnosti za škody aplikují na škody ze znečištění životního prostředí, se mezi jednotlivými zeměmi výrazně liší, neboť se pohybují v rámci právního výkladu v dané zemi obvyklého. Tyto podmínky se však neliší pouze mezi státy OECD, ale i mezi jednotlivými pojišťovacími institucemi v rámci stejné země.

     Ve Francii, Itálii a Nizozemí je krytí odpovědnosti za znečištění pojišťováno na základě zvláštních poolových dohod, přitom v Itálii je krytí odpovědnosti za znečištění zcela vyloučeno z obecné úpravy odpovědnosti za škody, ve Francii je odpovědnost za znečištění kryta obecným schématem odpovědnosti za škody jen ve velmi omezeném rozsahu a v Holandsku  poolová úprava koexistuje s krytím odpovědnosti za znečištění podle obecné odpovědnostní politiky. V Nizozemí se na škody ze znečištění životního prostředí vztahují pravidla obecné odpovědnosti podle Občanského zákoníku, která vycházejí z principu zavinění (vedle poolového uspořádání). Holandské soudy však stále častěji přesouvají důkazní břemeno směrem k objektivní odpovědnosti provozovatele nebezpečné aktivity. Vedle toho je specificky upravena odpovědnost osob, které zacházejí s nebezpečnými materiály či provozují skládky.

     Ve Francii dosud neexistuje zvláštní právní norma o odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí. Tato problematika se proto řídí tradičními občanskoprávními přístupy o odpovědnosti za škody podle Napoleonského kodexu. Francouzské soudy však ve většině případů, týkajících se životního prostředí, konvertují tyto obecné odpovědnostní předpisy, založené na zavinění, do polohy striktní odpovědnosti znečišťovatele.

     Ve Velké Británii vychází obecný odpovědnostní režim rovněž z principu zavinění. Stejně jako ve výše uvedených zemích se zde projevuje tendence aplikovat ve stále větším počtu případů objektivní odpovědnost (např. při znečištění půdy). Objektivní odpovědnost je vždy zcela striktně vyžadována pokud jde o toxický odpad.

     Specifická právní úprava odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí (environmental impairment liability) existuje v menším rozsahu, lze uvést např. SRN, Finsko a Švédsko a ve Velké Británii

· definice škod ze znehodnocení životního prostředí pro účely pojištění

     V současné době neexistuje jednotná definice škod ze znečištění životního prostředí uplatňovaná v rámci obecné odpovědnostní politiky. Rozsah krytí škod (včetně výluk) si obvykle určují jednotlivé pojišťovací ústavy. Politika obecné odpovědnosti za škody kryje většinou občansko-právní (nikoliv správní či trestní) odpovědnost pojištěného a plyne z ní nutnost kompenzovat třetí straně škody na zdraví a na majetku, které vznikly ze znečištění ovzduší, vody a půdy.

     Zvláštní politika odpovědnosti za znehodnocení životního prostředí (včetně pojištění na základě poolových dohod ve Francii, Itálii a Holandsku) obvykle obsahuje detailnější definice škod ze znečištění.

· druhy škod kryté pojištěním odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí a jeho teritoriální dosah

     Na základě politiky obecné odpovědnosti za škody, aplikované do sféry životního prostředí, se obvykle kryje tělesné poškození a škody na majetku třetí osoby. Škody na vlastním životním prostředí jsou kryty pouze v některých zemích, mezi něž patří Finsko, Nizozemí a Švýcarsko a Itálie (zde se uplatňuje odpovědnost ze zavinění, nápravná opatření mohou znečišťovatelům ukládat pouze orgány státní správy).

     Mezi zeměmi OECD existuje značně rozdílná politika ve vztahu ke krytí škod, nárokovanému ze zahraničí. V některých zemích jsou nároky na plnění ze zahraničí akceptovány a kryty. Týká se to např. Německa, Belgie (pouze ve vztahu k zařízením provozovaným v Belgii) a Finska (pouze pro nároky v rámci Evropy). V jiných zemích, např. v Itálii nebo Nizozemí, jsou nároky na plnění uplatňované zahraničními subjekty zcela vyloučeny.

· krytí odpovědnosti za škody z havarijního a postupného znečištění

     Znečištění, které není zamýšlené (chtěné) nebo předpokládané, bývá označováno jako náhodné znečištění. Z hlediska pojištění se náhodné znečištění dělí do dvou kategorií: na náhlé či havarijní znečištění a na tzv. postupné znečištění (gradual pollution). V případě postupného znečištění jde de facto opět o náhodné či havarijní znečištění, není však způsobeno náhlou událostí. Škody vznikají ze znečištění, ke kterému dochází často po delší období.

     Přístup jednotlivých zemí ke krytí škod z havarijního či postupného znečištění je v rámci vyspělých zemí značně diferencovaný. Standardní krytí je zpravidla omezeno na náhlé, havarijní znečištění a na nepředvídatelné události a postupné znečištění je z krytí odpovědnosti za škody vyloučeno (např. v Belgii a Švýcarsku) .

     Širší krytí odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí se uplatňuje např. ve Francii, Itálii, Německu a Švédsku a zahrnuje jak havarijní, tak postupné znečištění.

· formy aktivace krytí odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí

     Obecná univerzální politika odpovědnosti za škody je založena na výskytu pojistné události a uplatnění nároku na plnění. Přitom nároky lze uplatnit pouze v období pokrytém pojistnou smlouvou. Ve většině zemí se uplatňuje retroaktivní omezující klausule. Jejím cílem je vyloučit veškeré nároky na plnění, které jsou důsledkem událostí, k nimž došlo před datem uvedeným v klausuli a bylo možné je předvídat.

     Aktivace krytí odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí na základě uplatnění nároku na plnění je výhodnější pro pojišťovací instituce než pro pojištěnou stranu. Pojišťovny se jí nezavazují k budoucímu ne zcela transparentnímu plnění. Mají současně mnohem větší prostor pro analýzu chování klienta ve vztahu k emitovanému znečištění i pro sledování jeho aktivit při zavádění preventivních opatření. Je-li uplatněna politika, založená na uplatnění nároku na plnění, je znečišťovatel kryt pojištěním pouze v časovém období, které vymezuje pojistná smlouva. Nemá přitom záruku, že mu bude pojištění automaticky prodlouženo do dalších let, kdy se začnou eventuální škody ze znečištění životního prostředí nejvýrazněji demonstrovat. Tato situace nutí znečišťovatele jak k předběžné opatrnosti, tak k provádění preventivních opatření. Současně jej stimuluje pojišťovat se opakovaně a to i tehdy, kdy jeho provoz není nadprůměrně rizikový.

     Aktivace krytí odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí na základě uplatnění nároku na plnění se využívá ve Francii, Holandsku, Velké Británii, Itálii a ve Švédsku s tím, že dříve známé znečištění je z pojištění vyloučeno. Ve vybraných případech stačí k aktivaci odpovědnosti za škody jejich manifestace.

· charakter nákladů (škod) krytých pojištěním odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí

     Zpravidla jsou pokryty náklady na vyčištění jednotlivých složek životního prostředí (nebo jejich uvedení do původního stavu), nesené v souvislosti s pojistnou událostí třetí stranou. Odpovědnost za škody obvykle nepokrývá náklady na vyčištění složek životního prostředí a další náklady spjaté s havárií, nesené pojištěným, anebo náklady, které pojištěný učinil v důsledku reálné hrozby dalších škod. V mnoha zemích však z tohoto pravidla existují výjimky a pojištění pokrývá i přiměřené náklady, které zamezují vzniku dalších škod (např. náklady na vybudování stěn zadržujících další průsaky toxických látek do půdy či vody aj.)

· výjimky z režimu odpovědnosti

     Výjimky se vztahují především na jaderné riziko, úmyslný zásah třetí osoby, válečné události aj. Ve Francii patří k výjimkám např. vědomé porušení práva, škody způsobené v důsledku nedbalé údržby preventivních zařízení a předvídatelné škody vzniklé při normálním provozu. V Holandsku patří mezi výjimky především úmyslné porušení veřejných nařízení, způsob chování, jehož škodlivé účinky a dopady jsou obecně známy, škody způsobené kyselými emisemi a genetické poškození. V Anglii jsou z krytí odpovědnosti vyloučeny skládky, kumulativní škody, které vznikají v provozu, byť tento provoz splňuje všechny předepsané náležitosti, genetické poškození a škody z úmyslného porušení veřejných nařízení. V Itálii nejsou kryty škody vznikající z úmyslného porušení veřejných nařízení, úmyslné neprovedení nařízení, které mělo zabránit znečištění a genetické poškození.

· výše limitu pojistné ochrany uplatňované při pojištění odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí

     Pro povinnost kompenzovat škody na životním prostředí na základě pojištění odpovědnosti je ve většině případů stanoven určitý horní limit (pojišťovací limit). Jeho výše je věcí vyjednávání mezi příslušnou pojišťovací společností a pojištěným podnikem či dalším subjektem. Nelimitovaná právní odpovědnost není v praxi téměř pojišťována. Určitou výjimku představuje pouze právní úprava v Belgii a ve Francii. Zde není limitována kompenzace škod ve vztahu k tělesnému poškození, které je důsledkem znečištění životního prostředí.

     Jako příklad jsou uvedeny pojišťovací limity evropských států ze začátku devadesátých let:

SRN                -           160 milionů DEM pro tělesné poškození,

                        -           160 milionů DEM pro další škody.

Švédsko:         -           5 milionu SEK na osobu při tělesném poškození,

                                    maximum při tělesném poškození 100 milionů SEK,

                        -           50 milionů SEK pro škodu (nebo sérii škod) na majetku,

                                    maximum 200 milionů SEK ročně

                        -           roční částka 25 - 30 milionů SEK.

     Výši pojistného limitu lze obtížně interpretovat či srovnávat. Politika jednotlivých zemí OECD není totiž jednotná v tom, zda se limit vztahuje na veškeré požadované nároky spojené s jednou pojistnou událostí či zda jde o roční limit. Např. v Norsku a ve Velké Británii existuje pouze limit pro pojistnou událost a nevyužívá se žádný roční - agregovaný - limit. Ve většině ostatních zemí OECD se však uplatňují jak limity pro pojistnou událost, tak roční limity.

· spoluúčast pojištěného (odečitatelné krytí)

     Většina zemí vyžaduje při pojištění odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí spoluúčast pojištěného, resp. kryje pouze ztráty, přesahující určenou prahovou hodnotu (mimo Dánska).     Výše spoluúčasti je věcí vyjednávání mezi pojišťovací společností a pojištěným a mezi jednotlivými státy OECD se výrazně liší. Obecně však platí, že vyšší odečitatelné krytí je vyžadováno při pojištění zvlášť rizikových provozů či aktivit.

· míra závaznosti pojištění

     Pojištění odpovědnosti za škody ze znečištění životního prostředí není v obecné rovině závazné (povinné). Z analyzovaných zemí OECD představuje určitou výjimku Belgie, kde je vyžadováno pojištění odpovědnosti za škody ve vztahu k rizikovým odpadům, Švýcarsko ve vztahu k rozvodným sítím topného oleje a Německo ve vztahu k rizikovým provozům, jež jsou klasifikovány zákonem. Povinné pojištění bylo údajně přijato v Portugalsku, ale dosud se plně nerealizuje.

6.2.   Zkušenosti vyspělých zemí

V následujícím textu je popsán vývoj v oblasti zajištění odpovědnosti za ekologické škody ve vybraných zemích.

6.2.1. Dánsko

     V Dánsku se v 80. letech prosadil pro veřejné i soukromé podniky princip objektivní odpovědnosti. Zákon o ekologické odpovědnosti z roku 1994 (Act on Compensation for Environmental Damage, 225/94) rozšířil princip objektivní odpovědnosti i pro tzv. podniky s výjimečně vysokým rizikem. Nabídka environmentálního pojištění zahrnuje standardní komerční pojištění odpovědnosti, specifickou nabídku zahrnující zvláštní krytí odpovědnosti za znečištění pro podniky s vysokým rizikem a tzv. přímý pojišťovací pool. Obě pojistky komerčního pojištění se vztahují na náhlé události. Pojistné lze odečíst z daňového základu. V době přípravy zákona se uvažovalo o možnosti povinného pojištění ekologické odpovědnosti, ale toto řešení se prosadilo pouze pro skládky odpadů v soukromém vlastnictví.

     Krytí pro pozvolné znečištění je organizováno jako poolové řešení. Většina dánských pojišťoven je členem poolu. Pojišťovací společnost odpovídá za částku půl milionu DKK, zbytek je kryt poolem. Počet pojistek připadajících na jednu pojišťovnu není omezen. Každá pojišťovací společnost určuje pojistné a vlastní úroveň rizika ve vztahu ke krytí částky 0,5 mil. DKK.  Komplexní posouzení rizika firmy je záležitostí poolu. Mimo běžnou definici znečištění zahrnuje poolové pojištění působení zápachu a hluku, vibrace, vlnění i efekty záření a tepla. Pojistné se skládá se základní částky a položky pro speciální riziko, která závisí na faktorech jako typ zařízení, plynné emise, vypouštění odpadních vod, bezpečnostní opatření či chování vůči životnímu prostředí obecně. Speciální diskont je poskytován v případě, když podnik realizoval opatření ke snížení specifického rizika. Pojištěná částka činí 1 mil. - 150 mil. DKK havárii a rok, „vlastní riziko“ je obvykle 100 000 DKK na událost. Pojištění kryje pozvolné i náhlé znečištění, vztahuje se na škody třetích osob, povinné náklady prevence na všechny neočekávané škody.

6.2.2. Francie

     Francouzský systém objektivní odpovědnosti je podobný dánskému, je však více restriktivní. Od roku 1994 vylučují pojišťovatelé ekologické riziko z pojistek občanskoprávní odpovědnosti.

     V roce 1977 byl založen pool GARPOL (Groupement d´Assurance et de Réassurance Pollution) s účastí 43 pojišťoven a 7 zajišťoven. V roce 1988 byl přetransformován v ASSURPOL (Groupement pour l´Assurance des Risques de Pollution) za účasti 49 pojišťoven a 14 zajišťoven. Tento pool, který podporuje mnoho národních a mezinárodních společností, se zaměřuje především na krytí průmyslového rizika. I když pokrývá především odpovědnost za škody způsobené životnímu prostředí fixními zařízeními na území Francie, může v případě naléhavé potřeby relativně snadno poskytovat i širší krytí. Pojištění kryje náhlé i pozvolné škody, ale nikoliv historické znečištění. Vyloučena jsou rizika stavu vývoje vědy a techniky (development risk). Krytí se vztahuje na ekologickou odpovědnost i na náklady prevence škod třetím stranám, poškození majetku, právní náklady a na náklady minimalizace ztrát. Pojem „škoda ze znečištění“ je aplikován velmi široce a vztahuje se i na zápach, hluk, vibrace, záření nebo změny teploty. Předmětem výluky jsou přírodní katastrofy, ztráty způsobené vozidly, zvířaty a věcmi v majetku pojištěného a ztráty způsobené produkty, jež byly vyrobeny pojištěným (ty jsou kryty pojištěním odpovědnosti za výrobky). Podmínky pojištění závisí na definici geografického krytí, období, pojistné částce a dalších faktorech. Všechny škody, které mají stejný původ,  jsou shrnuty do jedné kauzy a vychází se z předpokladu, že všechny následky jedné a téže příčiny, které je možno odškodnit,  tvoří pro účely pojištění jednu škodu.

     Pro materiální škody platí princip plné náhrady. Pokud nemůže být zničený majetek nahrazen analogickým substitutem, dostupným v obchodní síti s použitým zbožím či nemůže být opraven, neuplatňuje se žádné snížení z důvodu jeho opotřebovanosti. Při odškodňování tělesného poškození bere smlouva Assurpol v úvahu jak ekonomickou, tak fyziologickou škodu a ztížené společenské uplatnění poškozeného. Případy jsou posuzovány  v závislosti na konkrétní situaci poškozeného.

     Assurpol je koncipován jako " re-pojišťovací" pool. Znamená to, že přejímá veškerá nebo částečná rizika (v závislosti na typu smlouvy) pojištěná jinou společností. V roce 1992 měl tento pool kapacitu 165 milionů FRF. Assurpol je omezen pouze národními hranicemi a nekryje odpovědnost za škody mimo teritorium Francie.

6.2.3. Spolková republika Německo

     Podnikové pojištění zákonné odpovědnosti za škody, fungující v Německu již od 20. let, obsahuje díky komplexu jeho strukturálních faktorů velmi obsáhlé pojistné krytí pro ekologická rizika. Již ve 20. a 30. letech byly  právně regulovány škody, které bychom dnes označili jako škody ekologické, totiž věcné škody a poškození zdraví osob, jejichž příčinou byl proces iniciovaný průmyslovým podnikem a působící prostřednictvím jednoho ekologického vstupu (půda, vzduch nebo voda).

     Když v roce 1960 vstoupil v Německu v platnost Zákon o vodním hospodářství (Wasserhaushaltsgesetz - WHG), přinesl s sebou nové riziko odpovědnosti za škody ‑     § 22 tohoto zákona definuje odpovědnost za ohrožení (nezávislé na zavinění) nejenom pro věcné škody a poškození zdraví osob, ale i pro bezprostřední  majetkové škody třetích osob, které vznikly jako následek negativního zásahu do vod. Specifickým problémem německého právního systému přitom je to, že mořské, jezerní, tekoucí a podzemní vody dle německého pojetí práva nemají svého vlastníka.

     Proto se svého času vycházelo z toho, že obsáhlé pojištění zákonné odpovědnosti za škody pro nové riziko, definované 22 WHG, by si vynutilo rozšíření pojistného krytí. To se stalo v roce 1965, a to prostřednictvím koncepce pojistného krytí, která byla sjednána mezi pojistiteli zákonné odpovědnosti za škody a průmyslem a která byla cíleně orientována na odpovědnost za škody na vodách. Jednalo se zde o Dodatkové podmínky pro pojištění zákonné odpovědnosti za škody na vodních zdrojích.

     Impulsem pro vytvoření tohoto krytí tedy nebylo to, že by se již tehdy odhadovalo, že "škody na vodách" jako konkrétní ekologické riziko s sebou na základě své podstaty a svého charakteru přináší určitá technická specifika. Impulsem byly svého času akutní otázky spojené s limity pojistného krytí, kdy toto nové riziko stanovené WHG obrazně řečeno překračovalo tehdejší pojistné krytí podle všeobecných podmínek odpovědnosti.

     V roce 1979 byly tyto dodatkové podmínky doplněny ve dvou důležitých bodech. Za prvé bylo zahrnuto i pojistné krytí vlastních škod pojistníků na jejich věcech, za druhé šlo o rozšíření tzv. preventivních nákladů , tedy o aplikovatelnost pojistného krytí i v těch případech, kdy sice ještě žádná škoda nevznikla, kdy se však dle stavu věcí předpokládá, že k ní zanedlouho dojde. Zde měl být pojistníkovi pomocí upřednostnění pojistné ochrany dán impuls k tomu, aby co možná nejdříve zapracoval na zamezení ekologické škody. Omezené soupojištění vlastních škod je oproti tomu Spolkovým dozorčím úřadem označováno jako "výjimečně se konající, ve své podstatě protisystémový prvek". Má jím být zamezeno obtížnému vymezování hranice mezi krytými a nekrytými škodami, zároveň má být reakcí na to, že na pojišťovacím trhu chybí samostatné pojištění pro věcné škody způsobené oleji.

     Dodatkové podmínky k WHG byly koncipovány jako samostatné, vedle podnikového pojištění zákonné odpovědnosti za škody vystupující pojistné schéma a následně se v Německu rychle a hojně rozšířily jako tzv. Pojistné schéma zákonné odpovědnosti za škody na vodách.

     V roce 1991 byl přijat zákon o ekologické odpovědnosti (Umwelthaftungsgesetz), který přijal princip objektivní odpovědnosti pro vyjmenovaná zařízení, uvedená v příloze. Původně zákon koncipoval povinné pojištění této odpovědnosti, ale příslušná právní úprava nebyla přijata a pravděpodobně ani nebude.

     Mimo standardní pojištění odpovědnosti nabízejí pojišťovny specifické pojištění na bázi ekologické odpovědnosti, tzv.  model ekologické odpovědnosti (Umwelthaftpflichtmodell), vypracovaný asociací pojistitelů odpovědnosti. Pojištění kryje poškození osob a majetku, vztahuje se na náhlé i pozvolné znečištění. Specifická je úprava rizik z tzv. normálního provozu (Normalbetriebsrisiken).

     Procedura hodnocení rizika je komplexní, vyžaduje vyplnění detailního dotazníku a provádění inspekcí.

     Přijaté pojistné v oblasti pojištění ekologické odpovědnosti činí 382 milion DEM ročně (přibližně 5 % celkového pojistného v rámci pojištění odpovědnosti). Pro středně velký podnik je pojistný limit 2 - 20 mil. DEM.

     Environmentální pojištění představuje v SRN rozvíjející se trh, který stimuluje management rizika. Zajistitelé hrají významnou úlohu, protože pojistný trh přebírá významnou část rizika v souvislosti s odpovědností za škody ze znečištění životního prostředí. Téměř všechny subjekty, které mají obecné pojištění odpovědnosti, mají pojištění ekologické odpovědnosti.

     Na regionální úrovni vzniklo v SRN několik kompenzačních fondů pro zabezpečení odpovědnosti v oblasti nakládání s odpady. Jsou financovány systémem uživatelských nebo administrativních poplatků.

6.2.4. USA

     Ve Spojených státech se uplatňuje smíšený systém normální a objektivní odpovědnosti. Základem občanskoprávní odpovědnosti je federální zákon CERCLA (Comprehensive Environmental Response, Compensation and Liability Act) z roku 1980, známý též jako Superfund, podle něhož odpovědnost za ekologické škody je objektivní, společná a nerozdílná a retroaktivní. V roce 1986 byl přijat doplněk (Superfund Amendments and Reauthorization Act - SARA). Tato právní úprava je unikátní v tom, že zahrnuje i minulé škody na životním prostředí. Jejím hlavním smyslem je vytvořit podmínky pro vládní orgány, aby zabezpečily náklady na krytí minulé kontaminace. Zákon vytvořil stimuly vedoucí ke snahe o zamezení ekologických škod. Je však předmětem velmi silné kritiky; jedním z důvodů je i skutečnost, že náklady na soudní procesy jsou mnohem vyšší než výdaje na obnovu životního prostředí (v roce 1991 představovaly náklady na soudní procesy 88 % částky vyplacené pojišťovnami v souvislosti s náklady na základě uvedeného zákona. Orgán ochrany životního prostředí (Environmental Protection Agency) vyžaduje údajně dodržování neúměrně přísných a nákladných standardů. Například zákon stanoví, že spodní voda v blízkosti kontaminované lokality musí být vyčištěna na úroveň kvality pitné vody, dokonce i v případě, že lokalita se nachází uvnitř průmyslového komplexu. Náklady jsou potom několikanásobně vyšší než přínosy. V současné době probíhá diskuse o změně zákona. Uvažuje se o přijetí zásady, že je nutné brát v úvahu budoucí využití (fitness for use criterion). Pojišťovny také prosazují změny v směru omezení úpravy retroaktivní odpovědnosti. CERCLA nevyžaduje povinné pojištění, ale některé federální předpisy požadují určitou formu finančního zajištění pro zařízení, nakládající s nebezpečnými odpady; pojištění je tak podmínkou získání povolení.

     Dostupnost environmentálního pojištění je velmi rozdílná podle jednotlivých států. Uplatňuje se zejména pojištění třetí strany podle obecných podmínek (comprehensive general liability -CGL). V důsledku komplexní a velmi restriktivní úpravy je v USA poměrně obtížné získat environmentální pojištění (dokonce se uvádí, že trh „vyschl“). Také díky tomu se využívá širší paleta zabezpečovacích mechanismů (trust funds, letters of credit).

Seznam používaných symbolů

N -         náklady

N^G -      celkové náklady

N_A -       náklady u znečišťovatele A

NS -       náhrada škody

ONS -    očekávaná náhrada škody

OS -       očekávaná škoda

ODP -   odpovědnost

OZP -    ochrana životního prostředí

p -          pravděpodobnost

S -          škoda

x -          aktivity prevence

Literatura

Adams, M. Ökonomische Analyse der  Gefährdungs - und Verschuldenshaftung. Heilderberg, 1985.

Adams, M. Zur Aufgabe des Haftungsrechts im Umweltschutz. Zeitschrift für Zivilprozess 99, 1986, nr. 2, s. 129 - 138.

Arrow, K. J. An Extension of the Basic Theorems of Classical Welfare Economics.  In: Neyman, J. (ed.). Proceedings of the Second Berkeley Symposium on Mathematical Statistics and Probability. Berkeley, 1951, s. 507 - 532.

Assmann. H.-D. Privatrechtliche Tatbestände in ökonomischer Analyse. In: Wagner, G. R. (Hrsg.). Unternehmung und ökologische Umwelt. München: Verlag Franz Vahlen, 1990.

Boadway, R.W., Wildasin, D. E. Public Sector Economics. 2nd ed. Boston et Toronto, 1984.

Bössmann, E. Externe Effekte I und II. Das Wirtschaftsstudium, 1979.

Buchanan, J. M., Stubblebine, C. Externality. Economica, 1962, s. 203 - 204.

Coase, R. The Problem of Social Cost. Journal of Law and Economics, 1960.

Convention on Civil Liability for damage resulting from activities dangerous to the environment. Council of Europe, Lugano 21. VI. 1993.

Cowell, J.: Current status of pollution insurance in selected OECD countries. In: OECD Environmental Monographs, No. 42: Pollution Insurance. OECD/GD/92/18, Paris: OECD 1992.

Damohorský, M. Právní odpovědnost za ztráty na životním prostředí. Praha, 1998 (manuskript).

Dick, D. T. The Voluntary Approach to Externality Problems. A Survey of the Critics. Journal of Environmental Economics and Management, 1976, Bd. 2.

Economic Aspects of Liability and Joint Compensation Systems for Remedying Environmental Damage. Main Report. Commission of the European Communities, 1996.

Economic Aspects of Liability and Joint Compensation Systems for Remedying Environmental Damage. Volume II: Topic Papers (No. 1 - 6). Commission of the European Communities, 1996.

Endres, A. Die pareto-optimale Internalisierungs externer Effekte. Frankfurt am Main et Bern: Peter Lang et Herbert Lang, 1976.

Endres, A. Ökonomische Grundlagen des Haftungsrechts. Heidelberg, 1991.

Endres, A. Umwelthaftung zur Harmonisierung von unternehmerischer Risikopolitik und Internalisierung externer Effekte. In: Wagner, G. R. (Hrsg.) Ökonomische Risiken und Umweltschutz. München: Verlag Franz Vahlen, 1992.

Environmental Insurance - concepts and experience. Working Paper, Copenhagen: COWI 1997.

Feess, E. Haftungsregeln für multikausale Umweltschäden. Marburg: Metropolis Verlag 1995.

Feess, E. Die Haftung gesicherter Kreditgeber für Umweltschäden aus ökonomischer Sicht. Marburg: Metropolis Verlag 1995.

Fleckenstein, K. Die Haftung für Umwelteinwirkungen und ihre Reform. In: Wagner, G. R. (Hrsg.). Unternehmung und ökologische Umwelt. München: Verlag Franz Vahlen, 1990.

Green Paper on Remedying Environmental Damage, Com (93) 47 final, Brussels, 14. May 1993.

Hamerníková, B. et al. Veřejné finance. Praha: Victoria Publishing, 1996.

Hurwicz, L. Optimality and Informational Efficiency in Resource Allocation Processes. Stanford, 1960.

Jílková, J. et al.: Možnosti zavedení environmentálního pojištění v České republice. Studie pro MŽP, Praha 1996.

Kirchgässner, G.  Das Verursacherprinzip: Leerformel oder regulative Idee? Juristen-Zeitung, 1990, 45, Nr. 22, s. 1042 - 1046.

Landes, W. M., Posner, R. A. The Economic Structure of Tort Law. Cambridge,

Mass. 1987.

Loehr, W., Sandler, T. Public Goods and Public Policy. London, 1978.

Loser, P. Kausalitätsprobleme bei der Haftung für Umweltschäden. Bern, Stuttgart et Wien: Verlag Paul Haupt, 1994.

Luckenbach, H. Theoretische Grundlagen der Wirtschaftspolitik. München: Verlag Vahlen, 1986.

Meade, J. E. External Economies and Diseconomies in a Competitive Situation. Economic Journal, Bd. 62/1952.

Meade, J. E. The Theory of Economic Externalities. The Control of Environmental Pollution and Similar Social Costs. Leiden et Geneve, 1973.

Mlčoch, L. Právní souvislosti a předpoklady internalizace škod na životním prostředí. In: Kvantifikace škod na životním prostředí a možnosti jejich racionální internalizace - DÚ 2. Praha: Centrum University Karlovy pro otázky životního prostředí, 1997.

Pearce, D. W. et al. MacMillanův slovník moderní ekonomie. Praha: Victoria Publishing, 1995.

Pigou, A. C. the Economics of Welfare. 4. ed. London et New York, 1960.

Rosen, H. S. Public Finance. 3rd ed. Boston: Irwi, 1992.

Schäfer, H. - B., Ott, C. Lehrbuch der ökonomischen Analyse des Zivilrechts. Berlin/Heidelberg u.a., 1986.

Schlieper, U. Externe Effekte. In: Handwörterbuch der Wirtschaftswissenschaften. 2. Band. Stuttgart - New York, 1980.

Schmidt, K. Kollektivbedürfnisse und Staatstätigkeit. In: Haller, H., Kulmer, L., Shoup, C.S., Timm, H. (Hrsg.) Theorie und Praxis des finanzpolitischen Interventionismus. Tübingen, 1980.

Shavell, S. Economic Analysis of Accident Law. Cambridge, Mass./London, 1987.

Shea, K.-L. Coase-Theorem, Liability Rules and Social Optimum. Weltwirtschaftliches Archiv, Bd. 114/1978.

Stiglitz, J. E. Economics of the Public Sector. 2nd ed.  New York et London: W. W. Norton & Company,  1986.

Study of Civil Liability Systems for Remedying Environmental Damage. Final Report. Commission of the European Communities, 1996.

Study of Civil Liability Systems for Remedying Environmental Damage. Table of Issues. Commission of the European Communities, 1996.

Tošovská, E.: Finanční zajištění právní odpovědnosti podnikatelských subjektů za ekologické škody. Finance a úvěr,  1998, roč. 48, č. 6, s. 345 - 356.

Vieregge, R. Zur Relevanz der Fortentwicklung ökonomischer Instrumente im Umweltschutz. In: Wagner, G. R. (Hrsg.). Unternehmung und ökologische Umwelt. München: Verlag Franz Vahlen, 1990.

Wegehenkel, L. Die Internalisierung mehrdimensionaler externer Effekte im Spannungsfeld zwischen Zentralisierung und Dezentralisierung. In: Wagner, G. R. (Hrsg.) Ökonomische Risiken und Umweltschutz. München: Verlag Franz Vahlen, 1992.

Wellicz, S. On External Diseconomies and the Government Assisted Invisible Hand. Economica, 1964, Bd. 31.

---

[1] Paretovo optimum nastává tehdy, jsou-li zdroje a výstup ekonomiky využity způsobem, že neexistuje realokace (jiné rozmístění a využití faktorů), po které by někdo na tom byl lépe a současně nikdo hůře. Uvedený koncept byl navržen a pojmenován po italském ekonomovi Vilfredu Paretovi. Realokaci zdrojů, po které alespoň jedna osoba je na tom lépe a žádná hůře, nazýváme Paretovým zlepšením. Analýzou podmínek umožňujících dosažení Paretova optima se zabývá ekonomie blahobytu (Pearce, 1995).

     Přes svůj nesporný analytický význam je Paretovo kritérium značně restriktivní, neboť nedává návod, jak vybírat mezi alternativami, při nichž si jedna osoba polepšuje na úkor jiné. Protože téměř každá politika státu bude působit v něčí neprospěch, jedná se o závažné omezení. Ve snaze překonat tento nedostatek se někteří ekonomové snažili doplnit Paretovo kritérium o kritéria, založená na distribuční spravedlnosti (spravedlnost v rozdělování výstupu ekonomiky mezi jednotlivce). Ekonomové se touto otázkou zabývají z toho důvodu, že alternativní projekty nebo politiky obvykle mají různé důsledky pro rozdělování, takže ujasněná představa o žádoucí podobě spravedlivého rozdělování může být klíčem k ohodnocení jednotlivých alternativ. Distribuční spravedlnost bývá měřena rozdělením důchodu nebo bohatství.

[2] Jako output není chápána pouze produkce, ale celkový výstup činnosti společnosti.

[3] Macmillanův slovník moderní ekonomie (Pearce, 1995) uvádí k pojmu externality: „Externality jsou nazývány různým způsobem: vnější efekty, vnější kladné a záporné úspory, efekty přelevání či efekty sousedství. Občas se lze setkat s termínem technologické vnější efekty, přičemž přívlastek technologický má zdůraznit jejich odlišnost od pekuniárních vnějších úspor. Externality se týkají vzájemné závislosti užitkových anebo produkčních funkcí. Jestliže např. papírenský závod na horním toku vypouští do řeky odpad, který snižuje úlovek ryb na dolním toku, pak říkáme, že tento závod ve vztahu k rybářům produkuje externalitu. Někteří ekonomové připojují dodatečnou podmínku, že vzájemná závislost nesmí být zprostředkována obchodem. Prospěšné externality, nazývané vnějšími úsporami, zvyšují výrobu nebo užitek druhé strany, která je externalitou ovlivněna. Např. chovatel včel může přinášet prospěch okolním farmářům tím, že jeho včely opylují porosty farmářů. O vnější záporné úspoře hovoříme tehdy, jestliže aktivita generující externalitu snižuje výrobu nebo užitek té strany, která je externalitou ovlivněna. Jako příklad by bylo možné uvést četné formy znečišťování životního prostředí.“

[4] Škody na životním prostředí  (neboli ekologické škody, lépe řečeno škody v souvislosti se znečištěním resp. zatížením životního prostředí) však nejsou identické s negativními externími efekty; zahrnují navíc škody v důsledku znečištění životního prostředí na majetku a zdraví znečišťovatele.

[5] V anglické literatuře se používá pojem sociální náklady (social cost).

[6] teoretické zdůvodnění viz Luckenbach (1986)

[7] tzv. politika internalizace

[8] Luckenbach (1986) ji označuje jako politiku meritorizace (Politik der Meritorisierung). Obvykle se však uvedené koncepce nerozlišují a chápou se jako různé metody  internalizace.

[9] Macmillanův slovník moderní ekonomie (Pearce, 1995) definuje internalizaci „jako opatření, které nutí ekonomické aktéry brát v úvahu jistou externalitu, obyčejně škodlivé povahy. Výstup statku, který externalitu způsobuje, je snížen na optimální úroveň. Externalita tudíž není zcela potlačena, odpovídá však úrovni, kdy náklady na její snížení o dodatečnou jednotku již převyšují s tím spojené přínosy.

     Uvedeného stavu lze dosáhnout třemi způsoby. Za prvé v situaci, kdy vlastnická práva jsou jasně definována, vyjednávání mezi poškozující a poškozenou stranou může podle Coaseho věty vést k nastolení optimální úrovně výstupu. Za druhé, uvalena by mohla být Pigouviánská daň, jejíž velikost by se rovnala externím nákladům poškozující strany. Za třetí, žádoucí stav by mohl být dosažen změnou, která poškozující i poškozenou stranu přivádí pod jedno vlastnictví, čímž se externí náklady stávají interními a vstupují do kalkulací vlastníka.“

[10] Řešení s účastí státu je v německé literatuře označováno jako donucovací internalizace, tržní řešení cestou vyjednávání jako dobrovolná internalizace (srovn. Luckenbach, 1986).

[11] ang. property rights. Termín dispoziční práva je vhodnější než vlastnická práva, protože nemusí být spojen s přesně právně definovaným institutem vlastnictví.

[12] Teorie vlastnických práv a teorie recipročních práv byla rozpracována v řadě ekonomických prací, srovn. např. Hesse (1980, 1982), Neumann (1984), Hutter (1979), Furubotn et Pejovich (1972) a Demsetz (1967).

[13] V případě vynucené internalizace se realizuje distributivní situace podobná řešení tržnímu při uplatnění principu původce. Zásadním rozdílem ovšem je směr plateb - při řešení cestou daní směřují státu, při tržním řešení je získává poškozený jako kompenzace.

[14] Paradoxní je, že ekonomové se ve velmi omezeném rozsahu zabývají meritorizací (kterou označují jako neefektivní), přestože je to v praxi nejrozšířenější metoda internalizace.

[15] Pearce et Turner (1990), s.  87 a 110.

[16] Ekologická škoda (problémy související se znečištěním životního prostředí) v obecném ekonomickém pojetí zahrnuje jak škody na životním prostředí samotném nebo na jeho jednotlivých složkách, tak škody, v nichž znečištěné složky životního prostředí hrají roli zprostředkujících médií (např. škody na výnosech zemědělských plodin).

[17] podrobněji viz Jílková et al., 1996; Environmental Insurance - concepts and experience, 1997.

[18] „Gegenstand dieser Arbeit sollen damit alle unerlaubten Handlungen zwischen Personen sein, die nicht miteinander in vertraglichen Beziehungen stehen.“ (Adams, 1985, s. 2)

[19]  „Eine Haftungsregel ist eine rechtliche Institution, die festlegt, unter welchen Bedingungen, in welcher Form und in welchem Ausmaß der Verletzer das Opfer eines Unfalls kompensieren muß.“ (Endres, 1992, s. 5)

[20] Je však nutno poukázat na to, že analýza ekonomicky efektivního řešení musí postihovat komplexní bilaterální vztah.

[21] viz Damohorský, 1998. Mlčoch (1997) používá pojmy občanskoprávní odpovědnost a deliktní odpovědnost, zahrnující trestněprávní a správněprávní odpovědnost.

[22] dokument Rady Evropy

[23] Jako aktivity prevence lze chápat všechna opatření, která vedou k zamezení vzniku škody (teoreticky mohou být realizována ex ante i ex post).

[24]  Kritickou analýzu této koncepce ve vztahu k principu původce provedl Kirchgässner (1990).

[25] Argumentace vychází z podmínky ceteris paribus - předpokládá se, že maximální hranice odpovědnosti není závislá na typu odpovědnosti.

[26]  Loser, 1994, s. 29

---