4. Agrarpolitische Rahmenbedingungen

Der agrarrechtliche Kernbereich folgt in seiner Regulierungslogik der europäischen Agrarpolitik, wie sie in den Art. 38–44 AEUV festgeschrieben wurde (zum Inhalt dieser Agrarpolitik und ihrer Ausrichtung auf die Einkommenssicherung für Landwirte siehe Abschn. 4.1). Das heißt vor allem, dass selbst wenn diese Regelungen umweltrechtlichen Charakter haben, diese Regelungen stets auch im Lichte der Verwirklichung der in Art. 38–44 AEUV festgelegten Ziele zu erfolgen hat.

Das Pflanzenschutzrecht soll in erster Linie der Verbreitung von Schadorganismen vorbeugen. Demnach sind nicht-chemischen Methoden wie geeigneten Fruchtfolgen, Kultivierungsverfahren, die Verwendung resistenter Sorten, ausgewogener Düngung und Bewässerung sowie der Förderung wichtiger Nutzorganismen stets der Vorzug vor dem Verwenden von Pestiziden zu geben. Ein Pestizideinsatz ist erst ab der Überschreitung eines wissenschaftlich begründeten Schwellenwertes möglich. Darüber hinaus werden strenge formelle Anforderungen an die Verwendung von Pestiziden wie etwa Aufzeichnung und Meldung der verwendeten Menge, der behandelten Fläche und Kulturpflanzen gestellt. Die Regelungen zum ökologischen Landbau sollen einen europaweiten Mindeststandard für aus ökologischem Landbau erzeugte Produkte sicherstellen. Dabei müssen im Herstellungsverfahren für solche Produkte insbesondere hohe Anforderungen an den Schutz der Fruchtbarkeit der Böden und der Verringerung der Stoffausträge beachtet werden. Insbesondere wird in diesem Zusammenhang die Verwendung chemisch-synthetischer Produktionsmittel reguliert. Das Agrarbeihilferecht, vor allem als Cross Compliance oder Greening bekannt, enthält Mindestanforderungen für Landwirte, um Direktzahlungen zu erhalten. Ähnlich den ordnungsrechtlichen Regeln zur guten fachlichen Praxis beinhalten die Cross-Compliance- und Greening-Anforderungen Mindestanforderungen für Landwirte. Diese Mindestanforderungen im Rahmen der Cross Compliance wiederum verweisen vor allem auf das später darzustellende Rahmenrecht. Die Greening-Anforderungen und die Maßnahmen aus der ersten Säule statuieren betriebsbezogene Pflichten zum Erhalt der Dauergrünlandflächen, der Bereitstellung ökologischer Vorrangflächen sowie zur Vielfalt des Anbaus von Kulturen auf Ackerflächen. Die Überprüfung dieser Vorgaben ist für mindestens 5 % der Empfänger verbindlich. Die Regulierung der Bioenergie soll sicherstellen, dass der Anbau und der Import von Biomasse, aus der Energie gewonnen wird, nachhaltig erfolgen. Insgesamt soll die Nutzung von Bioenergie eine positive Treibhausgasbilanz aufweisen und die biologische Vielfalt nicht gefährden.

Die Umsetzung oder Ausgestaltung dieser Regelungen in nationales Recht ist angesichts der Ausgestaltung der meisten dieser Rechtsakte als Verordnungen mit Maximalharmonisierungscharakter in den meisten Fällen nicht notwendig. Soweit und sofern nur Mindeststandards europarechtlich vorgegeben sind, kann der Gesetzgeber jedoch darüber hinausgehen. Hier kann nicht in Gänze auf das umfangreiche deutsche Ordnungsrecht eingegangen werden. Da es in vielen Bereichen das EU-Recht widerspiegelt, ist dies auch nicht unbedingt angezeigt. Für eine umfangreichere Untersuchung wird insoweit auf Möckel et al. (2014) verwiesen.

Das Rahmenrecht entspringt einer anderen Regulierungslogik, die jeweils in Bezug auf die entsprechenden Politiken zu verstehen ist. Gemein haben diese, dass sie damit in erster Linie nicht der Verwirklichung der in Art. 38–44 AEUV festgelegten Agrarpolitik dienen, sondern hauptsächlich an ihrem jeweiligen verfolgten Ziel zu messen sind. Da sie dennoch Auswirkungen auf die Agrarwirtschaft haben können, sind Art. 38–44 AEUV jedoch zumindest zu berücksichtigen, vor allem bei den diversen zu treffenden normativen Entscheidungen im Rahmen des Verhältnismäßigkeitsgrundsatzes. Gemäß dem zugrundeliegenden regulatorischen Ziel können die Regelungen grob eingeteilt werden in solche, die das klassische Binnenmarktziel verwirklichen, und solche, die dem Schutz der Umwelt dienen (Tab. 4.2).

Das Wettbewerbsrecht sowie das Forschungs- und Innovationsrecht beziehen sich auf alle Sektoren und finden entsprechend auch auf den Agrarbereich Anwendung. Sektorspezifischer ist das Lebensmittelsicherheitsrecht, das jedoch seiner Genese nach im Wesentlichen als Verbraucherrecht entstanden ist. Als solches ist das Lebensmittelsicherheitsrecht dem Binnenmarktziel des Art. 114 AEUV verpflichtet, der seinerseits auf wirtschaftliche Binnenmarktintegration zugeschnitten ist. Das Lebensmittelsicherheitsrecht bezweckt, innerhalb der gesamten Lieferkette sicherzustellen, dass keine unsicheren Lebensmittel auf den Markt gelangen. Da auch die Lebensmittelproduktion unter das Lebensmittelrecht fällt, sind auch Primärproduzenten wie Landwirte daran gebunden und können damit, wenn sie unsichere Lebensmittel herstellen, im Rahmen des Lebensmittelrechts dafür haftbar gemacht werden. Die Haftung ist als solche relativ weit, da als „nicht sicher“ nicht nur gesundheitsschädliche Lebensmittel gelten, sondern auch solche, die für den Verzehr für den Menschen ungeeignet sind. Gleichzeitig wird die Haftung teilweise durch ein verschuldensunabhängiges Haftungsrecht flankiert. Das Recht der Biotechnologie statuiert u. a. eine grundsätzliche Koexistenz von genetisch veränderten und genetisch nicht veränderten Organismen. Hierfür ist zum einen eine Zulassungspflicht für alle genetisch veränderten Organismen vorgesehen, die für den Verzehr gedacht sind oder in die Umwelt verbracht werden sollen. Daneben statuiert das Europarecht auch die Notwendigkeit der verschuldensunabhängigen Haftung für eine Vermengung von genetisch veränderten und nicht genetisch veränderten Organismen.

Zum umweltrechtlichen Rahmen gehören das Naturschutz- und Biodiversitätsrecht, das Wasserrecht, Regelungen zum Klimawandel sowie die umweltrechtlichen Bestimmungen im Pflanzenschutzrecht und im Biotechnologierecht. Diese Regelungen betreffen zwar nicht ausschließlich die Landwirtschaft, haben aber zum Teil wichtige Auswirkungen auf die landwirtschaftliche Praxis.

Die GAP wurde im Jahr 2007 durch die Einführung der Gemeinsamen Organisation der Agrarmärkte (Verordnung (EG) Nr. 1234/2007)¹¹ ergänzt. Damit reagierte die EU auf den mit der Lissabon-Strategie eingeschlagenen Konsolidierungskurs, der auch zum Ziel hat, die EU durch Wettbewerbsorientierung der EU-Politiken international wettbewerbsfähiger zu machen. EU-rechtlich heißt dies, dass die GAP, welche primärrechtlich in der Vergangenheit faktisch weitgehend von den üblichen Wettbewerbsregeln abgekoppelt war, nunmehr vermehrt den allgemeinen Regeln unterstellt werden kann. Das heißt nicht nur, dass die allgemein gültigen Regeln des Wettbewerbsrechts wie die Grundfreiheiten (insbesondere die Freiheit des Warenverkehrs nach Art. 34 AEUV) – wie bei anderen Produktionszweigen auch – regulär Anwendung finden könnten. Mit der Implementierung dieser allgemeinen unionsrechtlichen Wettbewerbsregeln finden auch deren Ausnahmen, d. h. der Umweltschutz, der Verbraucherschutz und der Gesundheitsschutz, eine ebensolche Anwendung in der GAP. Dieser „Mehr-Wettbewerb-Ansatz“ hat im Wesentlichen drei Folgen: Er gibt Unternehmen und Mitgliedstaaten mehr Spielraum bei der Preisbildung von landwirtschaftlichen Produkten, er unterwirft mitgliedstaatliche und private Maßnahmen der Kontrolle des Wettbewerbsrechts und der Grundfreiheiten und führt schließlich das „soziale“ Binnenmarktrecht (insbesondere Umwelt- und Verbraucherschutz) auch in die GAP ein. Der Beginn eines solchen Schwenks zu einem „Mehr-Wettbewerb-Ansatz“ wurde zuletzt durch das EuGH-Urteil zur Preisbindung bei schottischem Whisky bestätigt.

Die Agrarmärkte waren von Beginn an ein wesentlicher Bestandteil des gemeinsamen Marktes. Zwar wurden sie stets formell auch als Teil des Binnenmarktes gesehen, so dass die Wettbewerbsregeln, vor allem die Grundfreiheiten und das Beihilfenrecht, prinzipiell volle Anwendung auch im Bereich der Agrarwirtschaft finden und fanden (Oppermann et al. 2011: § 24, Rn. 1). Allerdings ist die historische Bedeutung des Agrarsektors für die EU von solch fundamentaler Bedeutung, dass die GAP gem. Art. 38 Abs. 2 AEUV speziellere Regeln für die Grundfreiheiten aufstellen kann, die sodann den allgemeinen Regeln der Grundfreiheiten vorgehen. Während im Zentrum der Grundfreiheiten die Verwirklichung der Freihandelstheorie und die damit verbundenen positiven Effekte für Verbraucherinnen und Verbraucher stehen (Purnhagen 2013b), entwickelte sich die GAP unter dem Schirm der Spezialregelung des Art. 38 Abs. 2 AEUV in der Praxis des EuGH und der Kommission – entgegen dem allgemeinen Grundsatz, dass spezielle Regelungen eng auszulegen sind – zu einem Sonderregime, welches besondere Schutzwirkungen für landwirtschaftliche Produkte beinhaltete (Oppermann et al. 2011: § 24, Rn. 11). Zentrales Regelungsziel dieses Sonderregimes war zum einen die Steigerung der Produktivität und zum anderen die Gewährleistung einer angemessenen Lebenshaltung für Landwirte,¹² welches sich heute noch in Art. 39 Abs. 1 lit. a) und b) AEUV niederschlägt (Bittner 2012: Art. 39, Rn. 6). Faktisch hat sich dies dahingehend entwickelt, dass traditionell die Einkommenssicherung der Landwirte als wesentliches Ziel der GAP angesehen wurde.¹³ Gemäß Art. 39 AEUV verfolgt die GAP allerdings noch eine Reihe weiterer Ziele, welchen, je nach den Umständen und Bedürfnissen der Zeit, mehr oder weniger Gewicht beigemessen wird (Bittner 2012: Art. 39, Rn. 7). Diese unterschiedlichen Gewichtungen finden allerdings innerhalb der GAP statt, eine Neuausrichtung der GAP im Verhältnis zu den Grundfreiheiten, und damit die Auslegung von Art. 38 Abs. 2 AEUV, wurde bislang nicht thematisiert.

Um diese Ziele zu erreichen, folgte die GAP dem Prinzip der Markteinheit und der Marktordnung. Das Prinzip der Markteinheit galt auf Produktions- und Großhandelsebene, auf der unilateral die Preise im Binnenmarkt abgesprochen wurden.¹⁴ Das Prinzip der Marktordnung galt auf Verbraucher- und Einzelhandelsebene, auf der Preise für landwirtschaftliche Produkte prinzipiell frei, das heißt nur eingerahmt durch mitgliedstaatliche Regelungen, geformt wurden.¹⁵ Dieses System hatte und hat noch immer erhebliche Auswirkungen auf den globalen Handel (Trebilcock 2015, S. 110–111): Zum einen hat es dazu geführt, dass billigere Anbieter aus dem EU-Ausland, die die abgesprochenen Preise unterbieten würden, durch Einfuhrzölle und -tarife auf das höhere Binnenpreisniveau gebracht werden mussten (Marktabschottung); und zum anderen mussten die Produktionsüberschüsse, die durch die hohen Garantiepreise ermutigt, aber von Verbrauchern nicht nachgefragt wurden, durch subventionierte Exporte abgesetzt oder durch Intervention vom Markt genommen und vernichtet wurden. Durch die Exportsubventionierung hat die EU-Agrarpolitik dazu beigetragen, dass vielerorts der lokale Handel und die lokale Produktion in Drittländern verdrängt wurden (Trebilcock 2015, S. 110–111).

Innerhalb der GAP haben mittlerweile beide Prinzipien, die Markteinheit und auch die Marktordnung, an Bedeutung verloren. Unilaterale Preisabsprachen bilden nach vielen Reformen der GAP mittlerweile nicht mehr eine Grundbasis der GAP.¹⁶ Dies unterstellt allerdings Agrarprodukte nicht unbedingt den Mechanismen des Marktes, es schafft vielmehr auch mehr Spielraum für Mitgliedstaaten, Preise und preisbildende Faktoren auch auf Produktions- und Großhandelsebene zu bestimmen.¹⁷ Damit verlieren die Sonderbestimmungen der GAP hinsichtlich des Prinzips der Markteinheit immer mehr an Bedeutung. In der Konsequenz nähern sich damit landwirtschaftliche Produkte herkömmlichen Waren an, die, wie alle anderen Unionswaren auch, unter die Warenverkehrsfreiheit fallen.¹⁸

Das Prinzip der Marktordnung wird durch vermehrte Direktzahlungen an Landwirte verändert (Oppermann et al. 2011: § 24, Rn. 24). Grund hierfür ist ein Verständnis, dass der Binnenmarkt nicht nur auf Effizienzgewinne zugeschnitten sein, sondern auch „sozialen“ Zielen wie dem Umwelt- und Verbraucherschutz dienen soll. Im Recht findet dies vor allem Ausdruck in Querschnittsklauseln wie dem Art. 11 AEUV, dem zufolge „die Erfordernisse des Umweltschutzes (…) bei der Festlegung und Durchführung der Unionspolitiken und -maßnahmen insbesondere zur Förderung einer nachhaltigen Entwicklung einbezogen werden“ müssen. Ähnliches gilt für den Verbraucherschutz,¹⁹ die Regionalpolitik,²⁰ die Zusammenarbeit mit Drittländern²¹ und im Bereich der Landwirtschaft auch für den Tierschutz.²² Damit muss sich nunmehr die GAP auch an diesen Zielen orientieren, auch wenn diese nicht ausdrücklich in Art. 39 AEUV erwähnt sind. Dies hat Auswirkungen auf das rechtliche Verständnis der Rolle des Landwirts bzw. der Landwirtin, die ihr Einkommen nun nicht mehr nur durch möglichst effiziente Produktion landwirtschaftlicher Güter zu garantierten Preisen erzielen sollen, sondern von den zuständigen Behörden auch mit Aufgaben der Landschaftspflege beauftragt werden können.²³

Beide Entwicklungen machen deutlich, dass sich der Markt, der von der GAP umfasst ist, von einer sektorspezifischen Markteinheit mit eigenen ausschließenden Regeln zu einem regulären Teil des Binnenmarktes entwickelt. „Waren“ sind ebenfalls den Querschnittsklauseln, insbesondere der Art. 11 und 12 AEUV, unterworfen. Im Rahmen der Prüfung der Rechtfertigung und Verhältnismäßigkeit einer in die Warenverkehrsfreiheit eingreifenden Maßnahme kommen diese Rechtsgüter (und noch viele mehr!) ohnehin zum Tragen. Wenn Mitgliedstaaten im Rahmen der GAP nunmehr auch auf allen Ebenen preisbildende Faktoren bestimmen können, so hat dies zwei Konsequenzen: Erstens haben Mitgliedstaaten nunmehr einen deutlich weiteren Spielraum, im Rahmen der GAP eigene Maßnahmen zu ergreifen, die GAP-fremden Zielen wie beispielsweise der Gesundheit der Verbraucherinnen und Verbraucher dienen (so können Mitgliedstaaten beispielsweise trotz anderslautender Formulierung in der Gemeinsamen Marktordnung (GMO) Mindestpreisregelungen für Alkohol bestimmen, um den Alkoholkonsum zugunsten der Gesundheit der Bevölkerung einzuschränken). Zum anderen haben diese Eingriffe allerdings auch das Potenzial, den Binnenmarkt zu behindern, was wiederum die Grundfreiheiten betreffen würde.²⁴ Damit müssen sich preisbildende Eingriffe der Mitgliedstaaten in den Agrarsektor, wie beispielsweise die Einführung eines Mindestpreises für Alkohol, nunmehr auch an den allgemeinen Grundsätzen der Marktfreiheiten, vor allem am Verhältnismäßigkeitsgrundsatz, messen lassen.²⁵

In diesem Sinne hat Generalanwalt Bot seine Schlussanträge zum Urteil Scotch Whisky Association²⁶ jüngst zu einer Generalanalyse der GAP anhand der GMO Wein genutzt, um deren Reformbedarf im Hinblick auf ihr Verhältnis zum allgemeinen Binnenmarktrecht zu unterstreichen: In ausdrücklicher Abgrenzung zur Rechtsprechung des EuGH in den 1980er-Jahren, die die GMO Wein als „abschließende Regelung“ angesehen hat, habe sich die GMO „(i)n den letzten 20 Jahren (…) tiefgreifend verändert. Ursprünglich von der Idee ausgehend, dass die Einkommen der betreffenden Landwirte mit einer Preis- und Interventionsregelung gewährleistet werden sollten, wurde die GMO für Wein vielfältigen Änderungen unterzogen, die, wie die Kommission betont, allmählich dazu geführt haben, dass die klassischen Interventionssysteme zugunsten einer Liberalisierung des Weinmarkts, bei dem die Preise frei nach Angebot und Nachfrage bestimmt werden, aufgegeben wurden.“²⁷ Daraus ließe sich insbesondere ableiten, dass die Sonderstellung der GAP in Art. 39 AEUV nicht in der Weise zu verstehen sei, dass sie nicht „Ausdruck des Grundsatzes des freien Warenverkehrs unter den Bedingungen eines wirksamen Wettbewerbs sei.“²⁸ Infolgedessen prüft der Generalanwalt folgerichtig die entsprechende, unter die GMO fallende Maßnahme direkt anhand der Warenverkehrsfreiheit des Art. 34 AEUV.²⁹ Der EuGH ist dieser Sicht im Ergebnis gefolgt und hat auch den Prüfungsmaßstab der unter die GAP fallenden Maßnahmen dem der Grundfreiheiten angepasst. Damit hat der EuGH im Ergebnis der GAP den Sonderstatus entzogen und sie dem allgemeinen Binnenmarktrecht angepasst (Purnhagen und Schebesta 2017).

Der rechtliche Rahmen der Agrarpolitik hat sich nicht nur „aus sich heraus“ verändert, sondern musste mit den veränderten Rahmenbedingungen im sonstigen Binnenmarktrecht, insbesondere im Lebensmittel- und Umweltrecht, kompatibel gehalten werden. Je mehr sich die GAP der Ratio dieser Bereiche annähert (siehe oben), desto weniger entstehen Reibungen zwischen diesen Bereichen.

Das übrige Binnenmarktrecht ist in der Vergangenheit zum einen maßgeblich durch die verbraucherschutzorientierte Auslegung des Art. 114 AEUV geprägt worden. Das Lebensmittelrecht hat mit der Schaffung eines einheitlichen Regulierungsrahmens durch die Lebensmittelbasisverordnung und immer speziellere Regulierungswerke, welche verbraucherschützenden Charakter haben, einen zunehmend engmaschigeren Teppich der Regulierung des Lebensmittelsektors auf EU-Ebene geschaffen. Zwar dienen diese Regeln dem Verbraucherschutz, Regelungsgegenstand ist jedoch nach dem „vom Bauernhof zur Gabel“-Ansatz die gesamte Wertschöpfungskette. Damit muss sich gerade auch die Landwirtschaft an diese verbraucherschutzorientierte Regulierung halten, um das Haftungsrisiko zu vermeiden.

Neuere Arbeiten aus den Bereichen der Sozialpsychologie und der Verhaltensökonomie zeigen auf, dass neben wirtschaftlichen Anreizen weitere Faktoren die Teilnahme von Landwirten an freiwilligen Umweltmaßnahmen beeinflussen (Wilson und Hart 2000; Lütz und Bastian 2002; Shogren und Taylor 2008). Bei der Gestaltung von Politik-Instrumenten zum Umweltschutz in der Landwirtschaft sollten daher auch kognitive Prozesse (z. B. Entscheidungsheuristiken), unterschiedliche Präferenzen (z. B. pro-sozial, pro-umwelt) und Annahmen der regulierten Akteure (z. B. über das Verhalten anderer Landwirte) mit einbezogen werden, die zur Entscheidungsfindung beitragen können (de Snoo et al. 2013). Im Folgenden sollen beispielhaft einige der für diese Studie relevanten Befunde skizziert und deren Implikationen für eine zukunftsfähige Agrarpolitik diskutiert werden (basierend auf Colen et al. 2015):

Als Verlustaversion (Loss Aversion) wird die Tendenz von Menschen bezeichnet, einen Verlust stärker zu gewichten als einen nominell gleich großen Gewinn (Kahneman 2003). Bei Landwirten ist beispielsweise denkbar, dass sie die möglichen Ertragsverluste infolge einer Agrarumweltmaßnahme stärker negativ empfinden als deren monetäre Kompensation und deshalb nicht an entsprechenden Maßnahmen teilnehmen. Auch die Greening-Auflagen der GAP können Angst vor einem Verlust auslösen, da die Landwirte fürchten müssen, einen Teil ‚ihrer‘ (oft als legitimer Besitzstand wahrgenommenen) Direktzahlungen einzubüßen, wenn sie – und sei es versehentlich und geringfügig – gegen die Auflagen verstoßen. In diesem Sinne liefert das Konzept Verlustaversion ein Argument dafür, dass monetäre Strafen effizienter sein könnten als monetäre Vergütungen, insbesondere, wenn letztere noch unter einem Kontrollvorbehalt stehen. Empirische Belege für diese These wurden u. a. bei Maßnahmen zur Förderung der Tiergesundheit gefunden (Valeeva et al. 2007; Hogeveen et al. 2011).

Unter Kontrollaversion (Control Aversion) wird die negative Verhaltensreaktion von Menschen auf exogene Zwänge und Einschränkungen ihrer Selbstbestimmtheit verstanden (Frey und Stutzer 2006). Besonders in Kontexten, in denen bereits eine soziale Norm etabliert ist, können Vorschriften unter Umständen pro-soziale bzw. umweltfreundliche Verhaltensweisen reduzieren (Frey und Stutzer 2006). Im landwirtschaftlichen Kontext kann also beispielsweise die Verschärfung von Auflagen (z. B. Greening) oder die Erhöhung der Frequenz von Monitoring-Programmen nachteilige, der Regelungsintention gegenläufige Effekte haben und insgesamt zu weniger umweltfreundlichen Verhaltensweisen führen. D’Adda (2011) demonstriert diesen Effekt in einer experimentellen Studie zu einem Wiederaufforstungsprojekt in Bolivien.

Verlust-und Kontrollaversion können also unterschiedliche Reaktionsrichtungen bewirken und je nach relativer Ausprägung die Performanz von Politik-Instrumenten positiv wie negativ beeinflussen. Als vermittelnder Faktor hat sich in einer Vielzahl an Studien das sogenannte Framing erwiesen (Levin et al. 1998). Der Begriff bezieht sich in diesem Zusammenhang auf die wörtliche Beschreibung und den Kontext, in dem zum Beispiel ein Politik-Instrument präsentiert wird. Menschen beurteilen Entscheidungen oder Gegebenheiten stark in Abhängigkeit von dem Frame, in dem diese präsentiert werden, zum Beispiel ob eher die positiven oder die negativen Aspekte und Konsequenzen einer Entscheidung betont werden (Levin et al. 1998). Im Kontext von Verlustaversion hat sich etwa gezeigt, dass es in Bezug auf Agrarumweltmaßnahmen vorteilhafter ist, deren gesellschaftlichen Nutzen zu betonen, als zum Beispiel lediglich darauf zu verweisen, in welcher Höhe entstehende Kosten entschädigt werden (Grolleau et al. 2015).

Als Status-Quo-Bias wird die Tendenz von menschlichen Individuen bezeichnet, lieber bei bekannten und etablierten Praktiken zu bleiben als neue Dinge auszuprobieren (Thaler und Sunstein 2008). Dieser Effekt wurde auch bei Landwirten beobachtet (Espinosa-Goded et al. 2010). Er ist relevant, wenn Agrarumweltmaßnahmen die Verwendung neuer Techniken erfordern oder sogar darauf abzielen, neue Techniken einzuführen. Freiwillige Vereinbarungen mögen hier den gesetzlichen Standards als Instrument unterlegen sein (siehe auch die Erläuterungen zur Verlustaversion). Allerdings zeigt sich, dass durch die geschickte Gestaltung der Standardoption (des „Defaults“, z. B. bei Vertragsabschluss) das Entscheidungsverhalten beeinflusst werden kann (Choi et al. 2003). Auch der Aufbau von Vertrauen, Bildungs- und Trainingsmaßnahmen sowie Gelegenheit zur Partizipation können die Akzeptanz neuer Praktiken fördern (Luz 2000). Kooperative Ansätze, bei denen die Landwirte und Landwirtinnen in Gruppen organisiert sind, sind in dieser Hinsicht ebenfalls förderlich, da sie durch den Kontakt mit anderen Landnutzern lernen können, dass sich die Einführung von Innovationen auch lohnen kann (Prager 2015).

Auch die verinnerlichten Werte und Normen haben einen Einfluss auf das Entscheidungsverhalten der Landwirtinnen und Landwirte. Viele von ihnen haben eine produktivistische Ethik internalisiert und besitzen ein Selbstbild, das ihre Fähigkeiten und ihr Wissen in den Vordergrund stellt (Lütz und Bastian 2002; Burton et al. 2008; Emery 2014). Maßnahmen, die diese Ethik in Frage stellen oder die nicht explizit die Fähigkeiten der Landwirtinnen und Landwirte ansprechen, können daher auf geringere Akzeptanz stoßen als Maßnahmen, die eher in Einklang mit diesen Werten präsentiert werden (Burton et al. 2008). Eine ergebnisorientierte Honorierung kann geeignet sein, Landwirtinnen oder Landwirte darin zu bestärken, dass es ihr Wissen und ihr Können sind, die benötigt werden, um die Umwelt zu schonen (Burton und Schwarz 2013). In diesem Sinne könnte etwa versucht werden, das „Produzieren“ von Trinkwasser und Biodiversität mit der produktivistischen Ethik vieler Landwirtinnen und Landwirte zu verkoppeln (Burton und Schwarz 2013).

Ein letzter Aspekt, der hier betont werden soll, ist die Tatsache, dass sich die Präferenzen von Landwirten mit der Zeit verändern können (Bocquého et al. 2013). Entscheidungen, die Landwirte zu einem gegebenen Zeitpunkt treffen, mögen daher in Konflikt zu ihren Präferenzen zu einem späteren Zeitpunkt stehen. Ein typisches Beispiel im Kontext von Agrarumweltmaßnahmen ist der Fall, in dem die unmittelbaren Kosten einer Maßnahme im Vergleich zu dem langfristigen (monetären) Nutzen zu stark bewertet werden und aus diesem Grunde die Maßnahme nicht ausgeführt wird, auch wenn es aus der langfristigen Perspektive mehr Sinn machen würde. Wenn Akteure Probleme haben, in Aktivitäten zu investieren, die erst in der mittelfristigen oder fernen Zukunft einen Nutzen abwerfen, können beispielsweise veränderte Zahlungsschemata (Vorschüsse oder häufigere Auszahlungen) Abhilfe schaffen.

Welches sind die wichtigsten Antriebskräfte für umweltbezogene Entscheidungen von Landwirten? Diese können sowohl psychologische Determinanten wie auch wahrgenommene praktische Hilfen und Barrieren beinhalten.

In der Literatur finden sich viele Studien, die unterschiedliche theoretische Modelle benutzen und sich auf verschiedene Zielverhaltensweisen beziehen, z. B. bezüglich Heckenmanagement, Pestizidausbringung, oder generell bei der Teilnahme an AUKM. Das am häufigsten verwendete theoretische Modell war die Theorie des geplanten Verhaltens (Theory of Planned Behaviour) von Ajzen (1991).

Gailhard und Bojnec (2015) berichten über eine Studie zur Beziehung zwischen Betriebsgröße und Teilnahme an AUKM in Slowenien. Sie finden, dass sich die Beweggründe für die Teilnahme von großen und kleinen Betrieben unterscheiden. Beispielsweise steigt bei großen Betrieben die Wahrscheinlichkeit der Teilnahme mit dem Waldanteil, bei kleinen Betrieben gibt es hingegen keine solche Beziehung.

Mit stärkerem Fokus auf psychologische Antriebskräfte finden Beedell und Rehman (1999), dass Landwirte, die starke positive Überzeugungen über den Nutzen von Naturschutz haben und die sozialen Druck im Hinblick auf Naturschutz erfahren, mit höherer Wahrscheinlichkeit auch stärker naturschutzorientiert sind. Eine spätere Studie, in der hohes Umweltbewusstsein und ein größerer Einfluss von Naturschutzbezugsgruppen die auffälligsten Treiber für Naturschutzanstrengungen waren, bestätigte die früheren Ergebnisse (Beedell und Rehman 2000).

Wilson und Hart (2000) berichten über die Ergebnisse eines internationalen Forschungsprojekts zur Teilnahme an AUKM. Allgemeine Teilnahmemuster umfassen die Bedeutung der finanziellen Anreize und die „Passgenauigkeit“ der Maßnahme sowie den Einfluss von Faktoren wie Betriebsgröße, Pachtanteil, und Betriebstyp. Die Befunde weisen auf eine wachsende Bedeutung Naturschutz-orientierter Motivationen für die Beteiligung an AUKM in allen Teilen Europas hin. Die Autoren schlagen als „neue Hypothese“ vor, dass die finanziellen Motive für die Teilnahmen nicht ausschließen, dass umweltbezogene Motive gleichermaßen wichtig sind.

Lokhorst et al. (2011) berichten über eine Studie zu den sozialpsychologischen Grundlagen der Naturschutzpraktiken von Landwirten in den Niederlanden. Sie unterscheiden zwischen staatlich unterstütztem und nicht unterstütztem Naturschutz und finden, dass staatlich unterstützter Naturschutz allein durch die Einstellungen der Landwirte motiviert ist, während nicht unterstützter Naturschutz auch durch sozialen Druck und die Selbst-Identität der Landwirte angetrieben ist: das Ausmaß, in dem Landwirte den Naturschutz als Teil ihrer eigenen Identität wahrnehmen.

Lokhorst et al. (2014) verfolgen diese Befunde in einer Fragebogenstudie weiter, um die psychologischen Determinanten für privaten Naturschutz zu analysieren. Die Ergebnisse bestätigen die zentrale Rolle der Selbst-Identität und zeigen, dass die Verbindung mit der Natur, die Landwirte erleben, ein wichtiger Antrieb für ihre Naturschutzanstrengungen ist.

Wie die Organisation von AUKM in den Niederlanden die Entscheidungsfindung von Landwirten beeinflusst, haben van van Dijk et al. (2015) untersucht. In den Niederlanden werden einige AUKM kollektiv von großen regionalen Gruppen von Landwirten durchgeführt, sogenannten Umweltkooperativen. Die Autoren nehmen an, dass diese Kooperativen die Absicht von Landwirten zur Teilnahme erhöhen, indem sie die Antragstellung erleichtern, aber auch, indem sie Gruppendruck aufbauen. Die Ergebnisse belegen, dass die Absicht der Landwirte, am Grabenmanagement teilzunehmen, mit der Einstellung der Landwirten und ihrer wahrgenommenen persönlichen Fähigkeit zur Teilnahme assoziiert ist. Hingegen korreliert die Bereitschaft, an Programmen zum Schutz von Weidevögeln teilzunehmen, mit sozialem Druck, Selbst-Identität und der Vermittlung durch die Umweltkooperative.

Pedersen et al. (2012) gehen von der Idee aus, dass Landwirte verschiedene Ziele verfolgen und selbst bereit sein könnten, auf Gewinn zu verzichten, um andere Ziele zu erreichen. In ihrer Studie zum Pestizideinsatz bei dänischen Landwirten ließen sie explizit ökonomische und nicht-ökonomische Rationalitäten gegeneinander antreten und fanden, dass einige Landwirte v. a. ökonomisch motiviert waren, während andere sich darauf konzentrierten, den Ertrag zu steigern. Bemerkenswerterweise sprachen Landwirte, die sich auf Ertragssteigerung konzentrierten, weniger auf ökonomische Politik-Instrumente an. Die Ergebnisse weisen darauf hin, dass es wichtig ist, eine große Bandbreite an Politik-Instrumenten anzubieten, um die unterschiedlichen Denkweisen verschiedener Landwirte anzusprechen.

Van Herzele et al. (2013) verfolgen einen anderen Ansatz. Basierend auf einem Fragebogen und Interviews mit belgischen Landwirten unterscheiden sie sechs Modi oder Stile der Teilnahme an AUKM: opportunistisch, kalkulatorisch, kompensatorisch, optimierend, katalytisch und engagiert. Die Autoren kommen zu dem Schluss, dass Geld zwar ein wichtiges Motiv für die Teilnahme ist, dass die monetären Aspekte aber verschiedene Rollen spielen, je nach den Abwägungen des einzelnen Landwirts und der Bedeutung, die er/sie anderen Überlegungen beimisst.

McCracken et al. (2015) fokussieren auf die Frage, wie soziale Faktoren sich zur Qualität der Naturschutzpraktiken bei einer Gruppe von britischen Farmern verhalten. Im Ergebnis fanden sie, dass insbesondere frühere Erfahrungen die Qualität der bereitgestellten Habitate beeinflussen. Sie verweisen auf die Bedeutung, landwirtschaftlichen Naturschutz als Lernprozess für Landwirte zu begreifen.

Welche Schlussfolgerungen können aus diesem kurzen Literaturbericht gezogen werden? Politische Entscheidungsträger neigen dazu, Landwirte als Gewinnmaximierer zu betrachten, die nur auf finanzielle Anreize reagieren. Dies ist aber eine vereinfachte Sichtweise. Wenn finanzieller Ausgleich notwendig ist, beruht die Motivation von Landwirten auf mehr als monetären Überlegungen. Aus der Literatur ergeben sich Belege für Antriebskräfte wie Selbst-Identität, sozialer Druck und Naturverbundenheit. Daher stellt sich die Frage, wie solche alternativen Antriebskräfte durch politische Instrumente angesprochen werden können.

Wie können die umweltbezogenen Entscheidungen von Landwirten beeinflusst werden? Hier diskutieren wir Forschungsansätze zu Interventionen, die darauf abzielen, das Umweltmanagement von Landwirten zu verändern, und geben einen Überblick über erfolgreiche Ansätze zur Verhaltensbeeinflussung.

Empirische Arbeiten zu der Frage, wie das Natur- und Umweltschutzverhalten von Landwirten verändert werden kann, sind schwer zu finden. Die Studie von Lokhorst et al. (2010) berichtet über das Design und den Test einer Intervention, welche die Mechanismen Feedback und Selbstverpflichtung kombiniert. Feedback bedeutet, den Teilnehmern Informationen über ihr gegenwärtiges Verhalten zu geben. Wird diese Information mit dem Verhalten von anderen verglichen, kann dies soziale Normen in Bezug auf das fragliche Verhalten aktivieren. Wenn Teilnehmer eine Selbstverpflichtung eingehen, dann geben sie ein Versprechen oder eine formale Verpflichtung ab, ein bestimmtes Verhalten zu verändern. Wissenschaftliche Studien zeigen, dass Teilnehmer ihre Selbstverpflichtungen eher einhalten (für eine Meta-Analyse siehe Lokhorst et al. 2013). Selbstverpflichtungen sind daher ein vielversprechendes Instrument, um Verhaltensänderungen zu bewirken. In der Studie von Lokhorst et al. (2010) war insbesondere die Kombination von Feedback und Selbstverpflichtung effektiv. Landwirte, die beiden Interventionen ausgesetzt waren, berichteten eine stärkere Naturschutzabsicht, verbrachten mehr Zeit mit Naturschutz und erhöhten die Fläche mit natürlichen Habitaten. Diese Ergebnisse waren ausgeprägter für nicht-staatlich unterstützten als für staatlich unterstützten Naturschutz.

Nach unserem Wissen ist die Arbeit von Lokhorst et al. (2010) die einzige Studie, die den Effekt von nicht-monetären Anreizen experimentell testet. Dies ist überraschend, da wiederholt nach Interventionen gerufen wurde, die nicht allein auf monetären Zuweisungen basieren (Burton und Wilson 2006; Burton und Paragahawewa 2011; de Snoo et al. 2013). Wie könnte ein solcher alternativer Ansatz zur Verhaltensbeeinflussung aussehen?

Wie oben gezeigt, behandelt das gegenwärtige System von Zuwendungen Landwirte als Individuen, die vorwiegend von finanziellen Anreizen angetrieben sind. Ein erster Schritt wäre es demgegenüber, die nicht-finanziellen (psychologischen) Motive zu beachten. Hier wäre etwa daran zu denken, die Selbst-Identität von Landwirten als naturorientierte Landschaftsschützer zu adressieren. „Labeling“ bezeichnet den Prozess, bei dem ein bestimmter Teil der Identität hervorgehoben wird, indem diese Identität mit einem bestimmten Verhalten einer Person in Zusammenhang gebracht wird (Cialdini et al. 1998). In ihrer Kommunikation mit Landwirten könnten staatliche Stellen versuchen, Landwirte konsistent als Naturschützer anzusprechen (zu „labeln“) und um auf diese Weise deren Selbst-Identität zu beeinflussen.

Eine andere Erfolg versprechende Möglichkeit könnte der Versuch sein, Landwirte eher als Gruppe und nicht als Individuen zu adressieren. Regionale, sozial eingebettete Organisationen, wie die Umweltkooperativen in den Niederlanden, sind auch für andere Länder als Brückenbauer und Moderator für kollektive AUKM vorgeschlagen worden (Franks und Mc Gloin 2007; Burton und Paragahawewa 2011; Mills 2012). Solche lokalen Organisationen könnten bei ihren Mitgliedern ein Gefühl des sozialen Drucks wachrufen, etwas für den Naturschutz zu tun, ihnen aber auch das Gefühl vermitteln, dass sie bei ihren Naturschutzanstrengungen unterstützt werden (van Dijk et al. 2015).

Die Anwendung verhaltenswissenschaftlicher Einsichten hat sich in den letzten Jahren über verschiedene Politikbereiche hinweg verbreitet (Dolan et al. 2012). Zunehmend im Zusammenhang mit dem „Nudging“-Konzept diskutiert, unterstreicht die Anwendung solcher Einsichten, dass bei vielen politischen Herausforderungen unserer Zeit die Notwendigkeit der Veränderung von Verhaltensmustern zentral ist (für den deutschen Kontext siehe Purnhagen und Reisch 2016). In Großbritannien hat das beim Büro des Premierministers angesiedelte Behavioural Insights Team (BIT) einen Rahmen zur Verhaltensbeeinflussung entwickelt, der aus vier grundlegenden Prinzipien besteht, die sowohl zur Entwicklung neuer Politiken wie zur kritischen Bewertung bestehender Politiken verwendet werden können. Um ein Verhalten zu beeinflussen, muss dieses 1) einfach, 2) attraktiv, 3) sozial und 4) zeitlich angepasst sein (EAST-Formel: Easy, Attractive, Social, and Timely; Behavioural Insights Team 2014).

Verhalten attraktiv zu machen bedeutet, die Aufmerksamkeit der Zielgruppe zu erlangen und sicherzustellen, dass die Anreize, die angeboten werden, für diese einen positiven Wert haben. Für den Naturschutz kann dies etwa bedeuten, Botschaften zu personalisieren und mediale Kanäle zu nutzen, die für die landwirtschaftliche Gemeinschaft relevant sind. Man könnte auch die gegenwärtigen Anreizsysteme überdenken, um zu sehen, ob diese für Landwirtinnen und Landwirte attraktiver gestaltet werden können. Einige Autoren haben beispielsweise vorgeschlagen, dass eine ergebnisorientierte Zahlung stärkere Resonanz mit dem Gefühl der Landwirte haben könnte, den Naturschutz aktiv gestalten zu können (de Snoo et al. 2013).

Verhalten sozial zu machen, bedeutet anzuerkennen, dass menschliches Verhalten üblicherweise in gesellschaftlichen Zusammenhängen stattfindet und dass das Verhalten anderer einen großen Einfluss ausübt. Um ein erwünschtes Verhalten zu ermutigen, kann man eine positive deskriptive Norm aktivieren, die darauf verweist, dass andere sich auch auf die erwünschte Weise verhalten; man kann bestehende Netzwerke und Gemeinschaften von gleichgesinnten Bürgern nutzen; und man kann versuchen, die Leute dazu zu bringen, dass sie Selbstverpflichtungen gegenüber ihren eigenen sozialen Bezugsgruppen abgeben, ihr Verhalten zu ändern. Besonders die beiden letzteren Vorschläge stimmen mit den oben genannten Studien überein, insbesondere mit denen zu Umweltkooperativen und zur Selbstverpflichtung zum Naturschutz (Lokhorst et al. 2010).

Insgesamt lässt sich feststellen, dass die gegenwärtigen AUKM in dem Sinne konzeptionell begrenzt sind, als sie Landwirte tendenziell lediglich als Individuen (und nicht als Mitglieder gesellschaftlicher Netzwerke) sehen, die vor allem durch Aussicht auf finanziellen Gewinn motiviert sind und weniger durch eine Verbundenheit mit der Natur. Bestehende Politiken und Programme könnten effektiver ausgestaltet werden, wenn sie verhaltenswissenschaftliche Erkenntnisse darüber berücksichtigen, a) welche Antriebe Landwirtinnen und Landwirte bei naturschutzbezogenen Entscheidungen motivieren und b) wie verhaltensorientierte Politiken generell effektiver gestaltet werden können.

Der Begriff „Zahlungen für Umweltleistungen“ (Payments for Environmental Services, PES) beschreibt ein positives Anreizinstrument, welches dazu verwendet werden kann, die Attraktivität umweltfreundlicher Praktiken (bspw. in der Land- oder Forstwirtschaft) zu erhöhen und somit zum Schutz von Umweltleistungen beizutragen. Im Kern geht es um die Schaffung eines Marktes oder marktähnlicher Zustände: Bereitsteller von Umweltgütern (bspw. Landnutzer) können freiwillig an PES teilnehmen und erhalten von den Käufern eine Prämie entweder (i) für die direkte Bereitstellung der Leistung oder (ii) für das Ausführen einer Aktivität, die direkt mit der Bereitstellung der Leistung verknüpft ist (Engel 2015). Das Konzept ist besonders in Situationen geeignet, in denen der generierte gesellschaftliche Nutzen die privaten Kosten der Bereitstellung übersteigt (Pannell 2008). Es sind sowohl Konstellationen mit privatwirtschaftlichen (Coasean PES) als auch staatlichen Käufern denkbar (Pigouvian PES) (Engel et al. 2008). Ein bekanntes Beispiel für Coasean PES ist der Fall des französischen Trinkwasserherstellers Vittel (Perrot-Maître 2006). Dieser konnte sich nach intensiven Verhandlungen mit ansässigen Landwirten auf einen Preis für die gewässerschonende Bewirtschaftung der Ländereien im Umfeld von Trinkwassergewinnungsgebieten einigen. Staatlich finanzierte PES finden sich in vielen Industrienationen zur Abmilderung der negativen Auswirkungen intensiver Landwirtschaft auf die Umwelt. Dabei wird versucht, neben dem Ausgleich der entgangenen Gewinne, die sich aus der Anwendung umweltschonenderer Praktiken ergeben, einen positiven Anreiz für deren Einführung zu schaffen. Für die Bestimmung der Höhe des Anreizes gibt es unterschiedliche Ansätze: Aus Sicht der Kosteneffizienz erscheint es vorteilhaft, nur die Kosten der Aktivität selbst (bzw. der Bereitstellung der Umweltleistung) zu vergüten. Diese bestehen zum einen aus den Transaktionskosten, die sich zum Beispiel aus der Informationsbeschaffung und Antragstellung ergeben, und zum anderen aus den Opportunitätskosten, die durch den Wechsel der Landnutzung entstehen. Es ist jedoch auch möglich, durch die Zahlung einer zusätzlichen Prämienkomponente den Gewinn und damit auch den Anreiz der Landnutzer zur Teilnahme an PES zu erhöhen.

Weiterhin wird als wichtiges Designmerkmal mit Bezug zum Erfolg von PES-Instrumenten deren Konditionalität angesehen (Engel 2015). Dies bedeutet, dass die Zahlung nur erfolgen sollte, wenn die Umweltleistung bzw. die dafür notwendige Maßnahme auch erbracht wird. Dies erfordert eine klare Definition des angestrebten Umweltziels bzw. der durchzuführenden Maßnahme sowie die Überwachung des Ergebnisses. In diesem Zusammenhang bezeichnet man als Additionalität den generierten Mehrwert eines Programms im Gegensatz zum Zustand bei dessen Nicht-Einführung (Engel 2015). Gerade im Bereich der Landwirtschaft ist es häufig schwierig, diesen Mehrwert genau zu erfassen. Dies liegt sowohl am komplexen Gefüge der Agrarökosysteme und am Vorhandensein paralleler, teilweise gegenläufiger Anreizstrukturen als auch an der diffusen Natur vieler negativer Umwelteffekte und den damit verbundenen Problemen bei deren Monitoring. Auch müssen zur Bewertung der ökologischen Effizienz eines PES-Programms sogenannte Leakage-Effekte (Engel 2015) mit einbezogen werden. Hierbei tritt eine zeitlich oder räumlich verschobene Intensivierung schädlicher Aktivitäten als (Spät-)Folge auf. Beispielsweise ist es möglich, dass Landnutzer nur mit solchen Flächen an einem Umweltprogramm teilnehmen, die eine geringere Produktivität aufweisen, während sie gleichzeitig die Landbewirtschaftung an anderer Stelle intensivieren. Auch ist die zeitlich verschobene Ausnutzung eventueller positiver Folgen eines Programmes auf die Bodenfruchtbarkeit denkbar, indem nach Ablauf des Vertrages vormals eingeschriebene Landflächen wieder intensiv bewirtschaftet werden.

Ob PES in der Landwirtschaft von Erfolg gekrönt sind, hängt nicht nur von der Ausgestaltung des Instruments selbst ab. Auch das Zusammenspiel mit anderen Instrumenten muss betrachtet werden (Segerson 2013). Ist beispielsweise das Ordnungsrecht bezüglich der Umweltvorgaben bereits relativ strikt, engt dies den Spielraum zur freiwilligen Vergütung darüber hinausgehender Leistungen ein. Umgekehrt muss das Ordnungsrecht aber auch eine Ausgangsbasis etablieren, auf deren Grundlage die freiwilligen Vereinbarungen operieren. Ohne eine solche Grundlage können PES keine anspruchsvollen Umweltziele anpeilen und Vergütungen müssten bereits für sehr geringe Leistungen vergeben werden. In Deutschland deckt das Ordnungsrecht hauptsächlich den abiotischen Ressourcenschutz ab, während aktives Umweltmanagement häufig Bestandteil von freiwilligen Vereinbarungen wie PES ist.

Basierend auf dieser Einführung soll das folgende Kapitel zunächst die Rolle von PES in der Gemeinsamen Agrarpolitik (GAP) der Europäischen Union (EU) aufzeigen. Im Anschluss daran werden innovative Ansätze vorgestellt, die sich dazu eignen können, die in der SWOT-Analyse (Kap. 5) dargelegten Probleme der entsprechenden Programme zu mindern und deren Effektivität und Akzeptanz zu steigern.

Bereits seit 1992 ist es für die Mitgliedstaaten der EU verpflichtend, im Rahmen der Zweiten Säule der GAP sogenannte Agrarumwelt- und Klimamaßnahmen (AUKM) anzubieten. Damit werden umweltschonende landwirtschaftliche Praktiken bezeichnet (wie etwa Schutz- oder Blühstreifen, pestizidfreies Wirtschaften etc.), die einzelne Landwirte auf ihren Ländereien ausführen und damit zum Schutz der Umwelt beitragen können. Diese Maßnahmen lassen sich als eine Variante von PES verstehen (Sattler und Matzdorf 2013), bei denen der Staat (in seiner Funktion als Stellvertreter für die Gesellschaft) als einziger Käufer sowie als Preisgeber auftritt (Pigouvian PES). Mit Blick auf das Gesamtbudget der EU für AUKM handelt es sich damit um eines der größten PES-Programme dieser Art weltweit. Die genaue Ausgestaltung des angebotenen Maßnahmenkataloges obliegt dabei den Mitgliedstaaten. Die EU muss jeden dieser nationalen Kataloge einzeln billigen. In Deutschland werden die entsprechenden Maßnahmen-Portfolios auf Länderebene konzipiert. Dabei überwiegen derzeit konkrete Managementanweisungen, die einen geringen bis moderaten Aufwand erfordern und flächendeckend angeboten werden (in der Regel 5-Jahres-Verträge). Solchen „hellgrünen“ AUKM lassen sich „dunkelgrüne“ gegenüberstellen, bei denen ein wesentlich höherer Aufwand betrieben werden muss und die teilweise nur in abgegrenzten Zielkulissen angeboten werden. Seltener lassen sich ergebnisorientierte AUKM finden, bei denen nicht bereits bei Ausführung einer Managementanweisung, sondern erst bei Erreichen eines zuvor definierten Ergebnisses vergütet wird. Einige Bundesländer wie etwa Niedersachsen bieten beispielsweise eine Zahlung für das Vorkommen bestimmter Zielarten auf Grünlandstandorten an. Obwohl das EU-Rahmenrecht auch eine gruppenorientierte Vergütung ermöglicht (siehe unten), wird derzeit von dieser Option in Deutschland kein Gebrauch gemacht. Bezüglich der Höhe der Zahlungen sind die EU-Regularien relativ strikt. AUKM werden in ihrer jetzigen Form nach WTO-Recht als „Green Box“-Zahlungen eingestuft, die lediglich für die Produktion nicht-warenförmiger Gemeingüter gewährt werden dürfen (Wynne-Jones 2013). Um diesen Status zu erhalten, wurde unter anderem eine vormals bestehende Anreizkomponente abgeschafft, sodass derzeit nur die durch die Teilnahme am AUKM-Programm entstehenden Kosten ersetzt werden (Hampicke 2013). Als gesetzlicher Sockel für AUKM fungieren die Cross-Compliance- und Greening-Regelungen. Das bedeutet, dass eine Maßnahme über die in den Cross-Compliance- und Greening-Richtlinien gemachten Vorgaben hinausgehen muss, um überhaupt als vergütungswürdig eingestuft zu werden (einige AUKM können hingegen zur Erfüllung der ÖVF-Vorgaben herangezogen werden, allerdings werden dann Greening-Prämie und AUKM-Vergütung miteinander verrechnet). Die Einhaltung der Vorgaben wird durch ein Monitoring-Programm durchgesetzt, in dessen Rahmen jährlich 5 % aller teilnehmenden Betriebe kontrolliert werden müssen.

An dieser Stelle soll angemerkt sein, dass es neben den AUKM in der EU noch weitere Möglichkeiten für PES gibt. Innerhalb der Zweiten Säule findet sich eine Vielzahl weiterer Programme, die als PES kategorisiert werden können. Ein Beispiel stellen die freiwilligen Vereinbarungen zum Gewässerschutz dar. Diesen Maßnahmenkatalog können unter anderem Wasserverbände nutzen, um mit Landwirten Verträge über gewässerschonende Praktiken abzuschließen.

Den AUKM-Programmen in der EU werden von wissenschaftlicher Seite einige Schwächen im Design vorgehalten, welche deren ökologische Effektivität sowie ökonomische Effizienz mindern. In der Literatur findet sich eine Vielzahl von Ansätzen, die unter bestimmten Bedingungen dazu geeignet sein könnten, diese Probleme zu adressieren (Wätzold und Schwerdtner 2005; Engel 2015). Einige davon werden im nachfolgenden Abschnitt vorgestellt.

Ein zentrales Problem vieler AUKM-Programme ist ein Mangel an Zielgenauigkeit (Armsworth et al. 2012). Um diese Programme leichter administrierbar und kontrollierbar zu machen, wurden die Maßnahmen vielfach standardisiert. Durch diese „Vereinfachung“ ihres Designs geht ein Großteil des möglichen positiven Nutzens für die Biodiversität verloren (Armsworth et al. 2012). Daraus lässt sich ableiten, dass (a) mit den verfügbaren finanziellen Mitteln mehr im Sinne der Umwelt zu erreichen wäre und (b) ein Spielraum besteht, komplexere Designs mit höheren Transaktionskosten zu implementieren und dennoch den Natur- und Umweltnutzen zu erhöhen. Der Ansatz des „Targeting“ versucht, durch eine zielgenauere Verteilung der verfügbaren finanziellen Mittel die Kosteneffizienz bzw. den ökologischen Nutzen der AUKM zu maximieren (Segerson 2013). Die Hintergrundannahme ist dabei, dass durch die heterogenen Bedingungen der Ökosysteme und ihrer Bewirtschafter bestimmte Gebiete bzw. Landwirte besser geeignet sein können, eine Leistung zu produzieren, als andere (Khanna und Ando 2009). Dabei können prinzipiell folgende Varianten zum Einsatz kommen (Hanley et al. 2012; Engel 2015):

Im Agrarumweltprogramm in Deutschland ist bereits ein gewisser Grad an Targeting realisiert, da einige Maßnahmen ausschließlich in speziellen Zielkulissen angeboten werden. Das betrifft zum Beispiel solche zum Schutz von Gewässern oder bestimmten Zielarten (z. B. Ortolan, Feldhamster, Rotmilan). Eine konsequentere Verfolgung dieses Ansatzes könnte geeignet sein, weitere Effizienzsteigerungen zu realisieren (Schuler und Sattler 2010; Meyer et al. 2015a). Konkret könnte eine Programmierung der Maßnahmen auf regionaler oder lokaler Ebene helfen, gezielter Umweltleistungen bereitzustellen und Mitnahmeeffekte zu verringern. Auch ist es möglich, einen Kosten-Nutzen-Index als Basis für eine Programmierung aufzustellen, um eine sinnvollere Verteilung der Fördermittel zu gewährleisten (Wünscher und Engel 2012). Dieser Index könnte zum Beispiel regionsspezifisch aufzeigen, welche Ökosystemleistungen oder Ziele (z. B. Artenschutz) an welchen Orten kostengünstig realisierbar sind. Eine Studie zum PES-Programm in Costa Rica konnte den erwarteten Nutzen eines solchen Index exemplarisch aufzeigen (Wünscher et al. 2006, 2008). Weiterhin ist durch eine Kombination mit Remote-Sensing-Daten und GIS-basierter Software ein weiterer Effizienzgewinn zu erwarten (van Haaren und Bathke 2008; Arponen et al. 2013), da dies sowohl die Programmierung als auch die Antragstellung erleichtern könnte. Sollen multiple Ziele verfolgt werden oder unterliegen die Kosten und der Nutzen einer Maßnahme starken zeitlichen Schwankungen, können weniger zielgerichtete Instrumente wirkungsvoller sein (Segerson 2013; Uthes und Matzdorf 2013). Targeting eignet sich besonders dann, wenn begrenzte finanzielle Mittel möglichst effizient verteilt werden sollen und es eine große Varianz in den Kosten und/oder dem Nutzen einer Maßnahme gibt (Engel 2015).

Ein weiteres Konzept zur Steigerung der Kosteneffizienz ist die Zahlungsdifferenzierung (Engel 2015). Hier wird versucht, den Landbewirtschaftern einen Betrag auszuzahlen, der ihren tatsächlichen Bereitstellungskosten entspricht oder geringfügig darüber liegt. Durch eine Differenzierung der Zahlungen wäre der Staat in der Lage, Landbewirtschaftern mit hohen Kosten entsprechend höhere Zahlungen zu gewähren, sollte deren ökologischer Beitrag dies rechtfertigen. Damit kann unter Umständen eine höhere Akzeptanz von Maßnahmen in Intensivgebieten erreicht werden, da hier die Opportunitätskosten meist weit über den derzeitigen Zahlungen liegen. Eine aktuelle Metaanalyse zur Wirksamkeit von PES-Programmen kommt zu dem Schluss, dass eine Zahlungsdifferenzierung eng mit der ökologischen Effektivität der Programme korreliert ist (Ezzine-de-Blas et al. 2016). Ein Problem bei der Umsetzung stellt jedoch die Tatsache dar, dass der Staat meist nicht genau bestimmen kann, wie hoch die Bereitstellungskosten einzelner Landwirte sind (Hanley et al. 2012). Sind diese Kosten stark durch lokal korrelierte Faktoren wie etwa die Bodenqualität beeinflusst, kann das Problem evtl. durch eine regionale oder lokale Differenzierung umgangen werden. Besteht diese Möglichkeit nicht, muss der Staat versuchen, einen Mechanismus zu etablieren, der die Bereitstellungskosten einzelner Landwirte offenlegt.

Ein Ansatz, der diese Anforderung erfüllen kann, ist der Gebrauch von Auktionen, mit denen die AUKM ähnlich einer Ausschreibung vergeben werden. Grundsätzlich gibt es unterschiedliche Varianten des Auktionsdesigns, die im Kontext des Umweltschutzes interessant sein können (Freese et al. 2011). Der Staat kann zum Beispiel definierte Maßnahmen oder Umweltleistungen ausschreiben und die Landwirte kompetitiv um deren Ausführung bzw. Bereitstellung bieten lassen (Latacz-Lohmann und Van der Hamsvoort 1997). Durch den Bieterprozess verringern die Landwirte ihre Gebote sukzessive auf ein Niveau, das nahe dem ihrer Bereitstellungskosten liegt (Hanley et al. 2012). Damit wird die Kosteneffizienz gegenüber einer regionalen Durchschnittszahlung deutlich erhöht. Im Falle eines limitierten Gesamtbudgets für die Erreichung spezifischer Umweltziele kann der Staat entscheiden, welche Bieter den Zuschlag bekommen, und dadurch ein Kosten-Targeting realisieren. Ein häufig als positives Beispiel angeführter Fall ist das Conservation Reserve Program in den USA, das 1985 zum Zwecke des Erosionsschutzes ins Leben gerufen wurde und einen Kosten-Nutzen-Index zur Bewertung der Gebote nutzt (Claassen et al. 2008). In Deutschland gab es bisher nur einige Pilotprojekte. In der Region Northeim in Niedersachsen wurde der Auktionsansatz mit einer quasi-experimentellen Evaluierung verbunden (Ulber et al. 2011). Zwar konnte eine hohe Additionalität nachgewiesen werden, allerdings blieben die erwarteten Kostensenkungseffekte der Maßnahmen aus. Im Gegenteil, die Landwirte boten teilweise weit über ihren Opportunitätskosten und die Partizipation blieb insgesamt gering (Ulber et al. 2011). Ähnliche Erfahrungen wurden bei einem Projekt in der Region Fuhrberg gemacht, bei dem die Landwirte ihre geringe Partizipationsbereitschaft mit der Angst begründen, das Verfahren könnte die etablierten sozialen Strukturen in ihrer Gemeinschaft zerstören (van Haaren und Bathke 2008). Eine genügend große Anzahl an Teilnehmern ist bei Auktionen allerdings zwingend notwendig, um einen ausreichenden Wettbewerb zu gewährleisten (Uthes und Matzdorf 2013; Hanley und White 2014). Experimentelle Studien zeigen weiterhin, dass Auktionsteilnehmer bei wiederholten Auktionen lernen und sich daher im zeitlichen Verlauf durch strategisches Bieten die Kosteneffizienz wieder verringert (Schilizzi und Latacz-Lohmann 2007). Ebenso zeigen die Modellvorhaben, dass Auktionsschemata mit hohen Transaktionskosten für beide Seiten verbunden sind (Glebe 2008; Ulber et al. 2011). Auch ist unklar, ob und inwieweit ein Auktionsdesign derzeit mit europäischem Recht vereinbar ist. Sicher ist, dass es eines umfangreichen Anerkennungsprozesses seitens der EU bedürfte (Freese et al. 2011).

Die ökologische Effektivität der Programme kann weiterhin auch durch das einseitige Vertrauen in die maßnahmenorientierte Honorierung verringert werden. Hier besteht das Risiko, dass die Landbewirtschafter die Managementanweisungen (a) falsch oder nur oberflächlich bzw. (b) überhaupt nicht durchführen. Je nach Monitoring-Häufigkeit und Sanktionshöhe mag es für die Landbewirtschafter sogar wirtschaftlich opportun sein, sich so zu verhalten (Becker 1974). Der Staat muss durch intensives Monitoring feststellen, ob die Landnutzerinnen und Landnutzer sich an die Anweisungen halten. Beim Ansatz der ergebnisorientierten Honorierung erhalten die Landbewirtschafter ihre Prämie nur, wenn sie ein vorher festgelegtes Niveau einer bestimmten Leistung erbringen. Auf diese Weise ist es für die Bereitsteller nicht nur weniger opportun zu schummeln, auch steht es ihnen frei, die anzuwendenden Managementpraktiken selbst zu wählen. So können private Informationen der Landwirte, beispielsweise darüber, wann, wie und wo ihr Land am besten zu pflegen ist, genutzt werden. Diese Informationen sind sonst für den Staat nicht nutzbar, obwohl ihre Nutzung durch die Landbewirtschafter häufig mit einer Steigerung der ökologischen Effektivität einhergeht (Hanley et al. 2012). Ebenso könnte es sich als vorteilhaft herausstellen, dass die Landwirte stärker intrinsisch motiviert sind, wenn sie ergebnisorientiert arbeiten, da sie unter Umständen einen Imagegewinn damit verbinden, Lernprozesse und Innovationen unterstützt werden und an die Produzenten-Ethik der Landnutzer appelliert wird (van Haaren und Bathke 2008; Matzdorf und Lorenz 2010; Schleyer und Plieninger 2011). Andererseits bedeutet diese Form der Vergütung auch ein erhöhtes Risiko. Verfehlt der Landwirt oder die Landwirtin trotz Anstrengungen das gesteckte Ziel, bekommen sie im äußersten Fall keine Prämie ausgezahlt und tragen die Kosten allein (Schleyer und Plieninger 2011). Als Lösungen werden neben Risikoprämien auch kombinierte Zahlschemata diskutiert, welche das Risiko zwischen Staat und Landbewirtschaftern aufteilen (Holm-Müller et al. 2006; Loisel und Elyakime 2006; Derissen und Quaas 2013; Hanley und White 2014). Weiterhin ist es möglich, eine schrittweise oder kontinuierliche Auszahlung einzuführen, bei der beispielsweise die Anzahl an vorkommenden Zielarten aus einer Liste vergütet wird. Der Ansatz der ergebnisorientierten Honorierung eignet sich vor allem dann, wenn die Ergebnisse kostengünstiger überwacht werden können als die Ausführung einer Maßnahme selbst. Der Erfolg des Instrumentes hängt maßgeblich vom Vorhandensein eines messbaren und praktikablen Indikators ab (Zabel und Roe 2009; Freese et al. 2011). Weder darf der Indikator einen zu hohen Grad an Ambivalenz zulassen, noch sollte er zu schwierig zu erfassen sein, da häufig die Landwirte selbst an der Monitoring-Prozedur beteiligt sind (Burton und Schwarz 2013). Auch sollten weder der Indikator selbst (z. B. im Falle einer Ziel-Art) noch seine Messung zu sehr mit gewöhnlichen landwirtschaftlichen Praktiken und Abläufen in Konflikt stehen (Burton und Schwarz 2013). In mehreren Pilotprojekten (van Haaren und Bathke 2008) wie auch in Befragungen mit Landwirten (Matzdorf und Lorenz 2010) konnte gezeigt werden, dass diese Art der Vergütung auf wesentlich mehr Akzeptanz stößt als beispielsweise die Auktionsverfahren. In mehreren Bundesländern wird daher bereits heute eine ergebnisorientierte Honorierung eingesetzt. Es handelt sich überwiegend um Programme zur Steigerung der Biodiversität in Graslandschaften, die als Indikator eine Liste mit Ziel-Arten nutzt. Doch auch eine Nutzung im Bereich des Nährstoffmanagements ist erprobt (Runge und Osterburg 2007). Für bestimmte Leistungen bleibt es jedoch kosteneffizienter, mit Managementvorgaben zu arbeiten, vor allem dann, wenn diese sich gut überwachen lassen (Moxey und White 2014).

Ein weiteres Argument in der Debatte um AUKM ist die Beobachtung, dass die geringe ökologische Effektivität mit der Tatsache zusammenhängen könnte, dass einzelne Landwirte einzelne Maßnahmen ergreifen und somit nur fragmentierte Wirkungen erzielt werden können (Concepción et al. 2008; Smits et al. 2008). Aus dieser Sicht mangelt es an einer Steuerung und Abstimmung der Aktivitäten unter den Landwirten. Aus diesem Grunde gibt es Überlegungen, die AUKM mit kooperativen Ansätzen zu verbinden. Die Idee dahinter ist einfach: statt wie bisher mit einzelnen Landwirten Verträge über AUKM zu schließen, sollen die Vereinbarungen mit Gruppen oder Zusammenschlüssen von Landnutzern abgeschlossen werden. Die Liste der möglichen Vorteile ist groß (Hodge und Adams 2013; Prager 2015):

Auf der anderen Seite wird argumentiert, zu viele Variablen würden den Erfolg kooperativer Ansätze beeinflussen, so dass die Landwirtinnen und Landwirte keinen Anreiz sähen, sich diesem Risiko auszusetzen. Es mangele an Vertrauen und Zeit, die Gruppen aufzubauen, die Absprachen innerhalb der Gruppe erhöhten die Transaktionskosten einzelner Landwirtinnen und Landwirte und letztlich würden Landwirte lieber vermeiden, Teile ihres Einkommens von anderen abhängig zu machen (Emery und Franks 2012; Uthes und Matzdorf 2013; Prager 2015). Auch gibt es verschiedene Möglichkeiten, die Zahlungen zu arrangieren (Engel 2015): Entweder die Zahlung geht direkt an einzelne Landwirte oder an die Gruppe als Ganzes, welche die Verteilung dann selbst übernimmt. Evidenz über die Wirksamkeit konnte bisher in verschiedenen Pilotprojekten mit unterschiedlichem Erfolg gesammelt werden (Prager 2015). Eine großskalige Implementierung des Ansatzes findet derzeit in den Niederlanden statt. Als besonders förderlich erweist sich in diesem Zusammenhang, dass es hier bereits langjährige Erfahrungen mit Umweltkooperativen in der Landwirtschaft gibt (van Dijk et al. 2015). Seit 2016 werden die AUKM ausschließlich über 40 regionale Umweltkooperativen abgewickelt, welche die Funktion als Vertragsnehmer gegenüber dem Staat übernehmen. Aus Sicht des Staates wird damit die Anzahl der Anträge um ein Vielfaches reduziert. Innerhalb der jeweiligen Kooperative kann dann die Verteilung der Aufgaben und Mittel autonom abgestimmt werden.

Eine weitere und eng mit den kooperativen Ansätzen verwandte Möglichkeit zur Erzielung von Effekten auf der Landschaftsebene stellt der sogenannte Agglomerationsbonus dar (Parkhurst et al. 2002). Adressat dieses Anreizinstruments kann sowohl eine Gruppe als auch eine einzelne Person sein. Je nach Design erhalten beispielsweise Landwirtinnen oder Landwirte, die sich entschließen, mit einer Parzelle teilzunehmen, einen Bonus ausgezahlt, sollte diese an eine ebenfalls eingeschriebene Parzelle eines Nachbarn angrenzen. In Laborexperimenten konnte die Wirksamkeit dieses Anreizes zum Herstellen verschiedener Landschaftsstrukturen bereits bewiesen werden (Parkhurst et al. 2002; Parkhurst und Shogren 2007). Die Teilnehmer benötigten allerdings einige Zeit, um den Mechanismus zu erlernen und geeignete Kommunikationsstrukturen aufzubauen, so dass in jedem Falle Transaktionskosten anfallen (Banerjee et al. 2015). Durch die Unterschiede in den Bereitstellungskosten einzelner Landwirte könnten auch Ausgleichszahlungen der Landwirte untereinander die Performanz des Instrumentes verbessern (Wätzold und Drechsler 2014). Weiterhin bestätigen auch verhaltensökonomische Studien dessen Nutzen. So kann ein solcher Bonus die Erwartungen der Landwirte über die Teilnahme ihrer Nachbarn verändern und sich daher wie eine soziale Norm auswirken (Kuhfuss et al. 2015). Anwendung in der Praxis findet der Agglomerationsbonus unter anderem in den USA (Conservation Reserve Enhancement Program) und der Schweiz (Hanley et al. 2012).

Ein letzter Designaspekt, der in der Literatur diskutiert wird, sind die sogenannten gesamtbetrieblichen Verpflichtungen. Dabei wird argumentiert, dass nur dann, wenn die Managementpraktiken eines ganzen Betriebes umgestellt würden, langfristige ökologische Wirkungen zu erwarten seien und ein tatsächlicher Paradigmenwechsel in der Landwirtschaft greifbar würde (Emery und Franks 2012; Meyer et al. 2015a). Fraglich ist dabei jedoch, wie ein solcher „Ganz-oder-gar-nicht“-Ansatz, bei dem quasi direkt auf eine umweltschonende Bewirtschaftung auf allen Ländereien eines Betriebes umgestellt werden muss, bei einer Mehrheit der Landwirtinnen und Landwirte auf Akzeptanz stoßen kann. Derzeit gibt es in Deutschland in vielen Bundesländern die Maßnahme „Ökologischer Landbau“, die allerdings immer Teil eines größeren Portfolios mit anderen Maßnahmen ist.