Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift

Report 2015/20

Henrik Lindhjem og Kristin Magnussen

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift

Category	Reports
Sub-Categories	Economic Analysis Environment Taxes and public economics
Year	2015
Report Number	20
Author(s)	Henrik Lindhjem Kristin Magnussen
Download	file_download (1.4 MB)
Read in browser	PDF

RAPPORT	 	
201	5/20	 	
 	
 	
Grunnlag for en nærmere 
utredning av en naturavgif t	
 
 	
Henrik Lindhjem og Kristin Magnussen

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Dokumentdetaljer 
Vista Analyse AS Rapport nummer 2015/ 20 
Rapporttittel Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
ISBN 978-82 -8126 -215 -7	
 	
Forfatter Henrik Lindhjem og Kristin Magnussen 
Dato for ferdigstilling 8. juni 2015 
Prosjektleder Henrik Lindhjem 
Kvalitetssikrer Ståle Navrud 
Oppdragsgiver Grønn skattekommisjon, ved Finansdepartementet 
Tilgjengelighet Offentlig 
Publisert www.vista-analyse.no 
Nøkkelord Avgift, økosystemt jenester, naturinngrep

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Forord 
Denne rapporten er skrevet på oppdrag for det regjeringsoppnevnte offentlige utvalget Grønn 
skattekommisjon . Kontaktperson har vært Andreas Tveitereid i Finansdepartementet. 
Vi ønsker å takke Walid Ouslati, Katia K arousakis og Nils-Axel Braathen (OECD) og Guy Duke 
(Environmen t Bank Ltd & Oxford University) for tips om virkemiddelbruk i ulike land. 
For øvrig takker vi for gode innspill fra utvalget. 
Henrik Lindhjem 
Prosjektleder 
Vista Analyse AS 
 
 
 
 
Vista Analyse 	1

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Innhold 
Forord ............................................................................................................................................ 1 
Sammendrag og konklusjoner ...................................................................................................... 5 
1. Innledning ........................................................................................................................... 11 
1.1 Bakgrunn og motivasjon ............................................................................................ 11 
1.2 Formål, problemstillinger og avgrensninger .............................................................. 11 
2. Prinsipper for bruk av naturavgift som virkemiddel .......................................................... 14 
2.1 Utviklin g i arealinngrep og dagens lovgivning ........................................................... 14 
2.2 Hva sier læreboka om avveiningen mellom natur og inngrep? ................................. 16 
2.2.1 Optimalt «inngrepsnivå» i et naturareal ............................................................... 16 
2.2.2 Regulering av det optimale nivået: Rasjonale for avgift ....................................... 20 
2.2.3 Konsesjon (direkte regulering) og naturavgift ...................................................... 21 
2.2.4 Beholdning (opphopning) og strøm av inngrep .................................................... 23 
2.3 Rettighetsspørsmålet – avgift eller subsidium? ........................................................ 23 
2.4 Fra lærebok til praksis – noen innledende betraktninger ......................................... 25 
2.4.1 Regulering av naturinngrep - noe mer komplisert enn luftforurensing ................ 25 
2.4.2 Mer om de marginale skade - og nyttekurvene ..................................................... 26 
2.4.3 Fra «first best» til praktisk virkelighet ................................................................... 28 
3. Metoder for økonomisk verdsetting av miljøskader ved arealinngrep: Status, utfordringer 
og utvikling .................................................................................................................................. 29 
3.1 Hva er vi ute etter å verdsette? ................................................................................. 29 
3.2 Primære verdsettingsmetoder .................................................................................. 30 
3.2.1 Kort om verdsettingsmetodene ............................................................................ 30 
3.2.2 Verdsetting av arealer og naturinngrep: Utfordringer og metodeutvikling ......... 33 
3.3 Utvikling i verdioverføringsmetoder og – retningslinjer ........................................... 38 
3.3.1 Kort om verdioverføring ........................................................................................ 38 
3.3.2 Teknikker for verdioverføring ................................................................................ 	
40 
3.3.3 Retningslinjer for verdioverføring ......................................................................... 41 
4. Eksempler på praktiske erfaringer og forslag til utforming av naturavgift og lignende 
avgifter ........................................................................................................................................ 44 
4.1 Internasjonale eksempler .......................................................................................... 44 
4.1.1 Internasjonal litteratur og forslag til former for naturavgift ................................. 44 
4.1.2 Payment for ecosystem services (PES) .................................................................. 48 
4.2 Kort om norske forslag til arealavgift og naturressursskatt ...................................... 50 	
Vista Analyse 	3

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
5. Vurdering av grunnlag for utforming av naturavgift: Metodiske, empiriske og praktiske 
sider 52 
5.1 Metodisk og empirisk grunnlag for utforming av naturavgift ................................... 52 
5.2 Praktiske sider ved utforming av naturavgift ............................................................. 53 
5.3 Konklusjon og områder der (videre utredning av) natura vgift kan være 
hensiktsmessig ........................................................................................................................ 55 
Appendiks 1: Steg i nytteoverføring ............................................................................................ 59 
Appendiks 2: Mer om norske forslag til former for naturavgift .................................................. 68 
Referanser ................................................................................................................................... 77 
 
 	
Vista Analyse 	4

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Sammendrag og konklusjoner 
Villmarkspregede områder uten tekniske inngrep er i sterk nedgang i Norge. Det 
påvirk er økosystemtjenester og biologisk mangfold negativt. Naturavgift er tenkt som 
et virkemiddel som skal bøte på dette problemet ved å kreve at de som forårsaker 
naturinngrep betaler den fulle verdien av miljøskaden . Vi vurderer det metodiske og 
empiriske grunnlaget for å verdsette miljøskadene som grunnlag for å utforme en 
naturavgift. Vi trekker også på internasjonale erfaringer og norske forslag om ulike 
former for naturavgifter, og peker på områder som kan være nyttig e å vurdere 
nærmere. Det metodiske grunnlaget er etter vår oppfatning på plass, men det er stort 
behov for nye verdsettingsstudier av inngrep i norsk natur for å kunne utforme en mest 
mulig treffsikker naturavgift . Slik kunnskap er også sentral for å utforme andre 
virkemidler for å begrense naturinngrep. Naturavgift bør vurderes i sammenheng med 
dagens reguleringer (for eksempel konsesjonsordninger) , og evt. andre økonomiske 
virkemidler som kunne benyttes . Hvis man vil tillate seg å være pragmatisk og ikke 
stille sterkere informasjons krav til en naturavgi ft enn for de fleste andre avgifter, kan 
man ta utgangspunkt i allerede foreliggende forslag til lokal beskatning av 
naturressurser og tillempe disse . Alternativt kan man i en overgangsperiode til man har 
mer kunnskap om verdien av (å unngå) naturinngrep, utforme natur avgiften basert på 
mer sjablongmessige verdier utledet fra et mindre antall norske og nordiske studier . 
Bakgrunn og innledning 
Grønn skattekommisjon skal fremme forslag til grønne skatteskift, som vrir 
beskatningen mot miljøskadelige aktiviteter. I NOU 1996: 9 «Grønne skatter - en 
politikk fo r bedre miljø og høy sysselsetting» ble det foreslått å utrede mulighetene for 
å innføre en naturavgift , det vil si en avgift på utnyttelse av naturområder. Det ble vist 
til at en naturavgift kan være et mulig virkemiddel for å stille utbyggere overfor de 
fulle samfunnsøkonomiske kostnadene ved naturinngrep som kan utgjøre en trussel 
mot bl.a. det biologiske mangfoldet. I Innstilling fra finanskomiteen om Revidert 
nasjonalbudsjett 2003 ble det konkludert at videre utredning av en naturavgift skulle 
stilles i bero, pga. en del prinsipielle og metodiske problemer. I lys av økende natur- og 
arealforbruk, ble temaet om naturavgift på ny tt trukket fram som et virkemiddel som 
burde utredes nærmere , av Økosystemtjenesteutvalget (NOU 2013:10).	
 	
Formål 
Formålet med ut redningen er å belyse det empiriske og metodiske grunnlaget for 
verdsetting av utnyttelse av natur ; for eksempel areal, biologisk mangfold og 
økosystemtjenester som grunnlag for utforming av evt. naturavgift. Videre trekker 
utredningen på internasjonale er faring er og nasjonale forslag om ulike former for 
n aturavgifter, der slik e finnes.	
 Til slutt vurderes det innen 	hvilke områder en naturavgift 
kan være et hensiktsmessig virkemiddel, som basis for evt. videre utredning av 
naturavgift. 	
Vista Analyse 	5

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Diskusjon og konklusjo n 
Naturinngrep er økende 
Villmarkspregede områder, definert som natur som ligger 5 km eller mer fra tyngre 
tekniske inngrep, har skrumpet fra ca. 48 prosent til under 12 prosent av det norske 
landarealet de siste 110 årene. I følge Miljødirektoratets målin ger, var tapet størst 
fram til slutten av 1990 -årene , men d e siste 15 årene har tapet igjen vært økende. 
Hovedårsakene til nedgangen er veibygging (særlig i skogbruket) og energiproduksjon 
og -transport. Det er også andre inngrep som er av betydning. Total t sett gir mer 
intensiv arealbruk og naturinngrep en nedgang i økosystemtjenester og biologisk 
mangfold, noe som reduserer folks velferd. 
En naturavgift bør reflektere marginal skade og nytte ved inngrep 
Aktiviteter som gir na turinngrep av ulike slag er i dag underlagt flere typer 
reguleringer, så som konsesjonsprosesser og konsekvensanalyser for vann- og 
vindkraft utbygging. Likevel er det grunn til å tro at naturinngrep kan gi negativ e 
ekstern e effekt er som ikke fullt ut tas hensyn til i private og offentlige 
beslutningsprosesser. Naturavgift er tenkt som et virkemiddel som skal bøte på dette , 
ved å reflektere skade kostnaden ved naturinngrep. Prinsipielt skal en 
samfunnsøkonomisk optimal naturavgift settes slik at marginalnytten for samfunnet 
ved et naturinngrep er lik den marginale skade kostnaden inngrepet medfører. Slik kan 
man oppnå det samfunnsøkonomisk ønskeli ge nivået på naturinngrepene. Mens avgift 
på utslipp til luft for eksempel ofte legges på enheten tonn utsl ipp, er det ikke 
åpenbart hvilken enhet naturavgiften sk al legges på. Fra teorien vet vi at den bør 
legges på den enheten som 	
er 	sterkest (og nærmest) relatert til naturskaden. Det er 
klart at både graden av negativ påvirkning av et inngrep, verdien av arealet for 
produksjon av økosystemtjenester, og størrelsen på arealpåvirkningen, vil være viktig i 
fastsettelsen av enheten og størrelsen på naturavgiften. 
Verdsettingsmetodene er gode nok, men vi mangler norske studier 
Det synes foreløpig vanskelig å utforme en naturavgift som fullstendig reflekterer 
marginale skadekostnader ved ulike inngrep. Dette skyldes ikke at de økonomiske 
ve rdsettings metodene for å beregne slike skadekostnader ikke er gode nok. Disse 
metodene er utviklet videre de siste 15 -20 årene. Grunnen er heller at d et mangler 
nyere norske verdsettings studier av aktuelle arealinngrep , og de mange kombinasjoner 
av naturverdier og arealinngrep som vil gi u like marginale skadekostnader. 
Internasjonalt er det flere prosess er og høy-profilerte prosjekter som tar i bruk 
verdsettingsmetoder på naturområdet , både for forskning s- og forvaltningsfo rmål. 
Økosystemtjenesteutvalget understreker også behovet for f lere norske 
verdsetting sstudier (NOU 2013). 
Bør ikke stilles strengere krav til informasjon om skade for en naturavgift 
Uavhengig av om det empiriske grunnlaget e r tilstrekkelig, mener vi at svært presis og 
sikker kunnskap om miljøskadene ikke er en strengt nødvendig betingelse i praksis for 
å kunne gå videre med å vurdere naturavgift som et virkemiddel. F or de aller fleste 
avgifter og andre virkemidler vi l det være nærmest umulig å finne det 
samfunnsøkonomisk optimale nivå i praksis. Mange avgifter (de fleste?) fastsettes uten 	
Vista Analyse 	6

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
presis kunnskap om marginal skadekostnad. Dette bør derfor ikke forhindre at en går 
videre i å vurdere et nytt virkemid del i forhold til eksisterende reguleringer. 
Få internasjonale erfaringer med naturavgifter, men vi vet en del om subsidieordninger 
Internasjonalt finnes få, om noen, konkrete eksempler på at natur - eller arealavgifter 
er utformet for å reflektere marginale skadekostnader, men det finnes eksempler på at 
man har ilagt ulike typer brukerbetalinger som kan oppfattes som et forsøk på en mer 
sjablongmessig tilnærming til slike skadekostnader. Det er også en del erfaringer 
innenfor payment for ecosystem services (PES)- litteraturen, dvs. at subsidiesatsene er 
forsøkt fastsatt basert på de ulike miljøforbedringe r som skapes på ulike arealer. 
Internasjonalt er det nå flere enn 300 slike PES- systemer. 
Noen norske forslag på bordet en kan se nærmere på 
Hvis man ønsker naturavgift, og er litt pragmatisk, synes det interessant å se på 
beskatning av bruk av (lokale) naturressurser . Dette er foreslått av ulike norske aktører 
for henholdsvis vindkraft, gruvedrift og fiskeoppdrett. Forslagene er basert på 
skattemodellen for vannkraft. Motivasjonen for forslagene er at det anses «rimelig» at 
lokalmiljøet kompenseres for lokal miljøskade av inngrep. Det argumenteres også med 
at det vil føre til økt tilrettelegging for de respektive næringe ne fordi kommunene får 
mer igjen for å tillate slik virksomhet. Formålet med naturavgift en vi diskuterer i denne 
rapporten , er derimot å gjøre det dyrere for aktørene å gjøre naturinngrep. Vi tror det 
kan være fornuftig å vurdere de eksisterende norske forslagene mer i detalj i en videre 
utredning, men at en må se spesielt på hvordan de bedre kan innrettes for å 
internalisere den reelle miljøpåvirkningen. Det er også grunn til å nevne at en 
skattemodell som er valgt for ett formål (vannkraft) ikke nødvendigvis , eller uten 
videre , bør innføres for andre ressursbaserte næringer. En grundig vurdering av 
overførbarhet er nødvendig. 
Viktig å holde fast ved formålet og prinsipielle side r ved en avgift 
Selv om det kan være nyttig å starte med en pragmatisk tilnærming, dvs. se på 
eksisterende forslag, er det grunn til å minne om at en også bør gå nærmere inn på de 
mer teoretiske og prinsipielle si dene. En bør ikke tape av syne de faktorene som gjør 
ulike virkemidler mer eller mindre egnet i ulike sammenhenger. Er det mye usikkerhet 
eller stor variasjon i marginale miljøskader mellom områder og inngrep, er det ikke 
sikkert naturavgift er det beste v irkemidlet, i hvert fall ikke alene. For at en avgift skal 
fungere godt, bør det være en del variasjon i marginalnytten av inngrep 
(alternativkostnaden ved å spare arealet for inngrep) innenfor lignende areal- og 
inngrepstyper . En vil da kunne få en priori tering av inngrep i områder der de gir høyest 
nytte til lavest mulig miljøkostnader. 
Bør vurderes opp mot dagens virkemiddelmiks, og andre økonomiske virkemidler 
Det er viktig å vurdere hvordan en naturavgift vil virke sammen med eksisterende 
regulerin ger som forsøker å oppnå ulike målsettinger (arealplanlegging, 
konsesjonsprosesser, beskatning av grunnrente osv.), og som allerede delvis 
internaliserer deler av skaden ved naturinngrep. For eksempel er det ressurskrevende 
å behandle et stort antall konsesjonssøknader fra aktører som slipper å betale for den 
reelle miljøskaden. En mindre ressurskrevende konsesjonsprosess i samspill med 
Vista Analyse 	7

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
naturavgift for dem som får konsesjon , vil kunne gi prosjekter med bedre 
samfunnsøkonomisk p rofil. Man må sørge for å unngå «dobbeltreguleringer» og 
virkemidler som motvirker hverandre. Det er etter vår oppfatning også interessant å 
vurdere naturavgift sa mmenlignet med andre økonomiske virkemidler som er 
vanlige re interna sjonalt, som for eksempel betaling for økosystemtjenester (PES), 
omsettbare utviklingsrettigheter og ordninger der det kreves at en kompenserer et 
naturinngrep et t sted med vern eller restaurering av tilsvarende inngrep/arealer andre 
steder. 
Kan avgift kombineres med noe øremerking/tilbakeføring? 
Ved videre vurdering av naturavgift, er det også interessant å se på muligheter for å 
øremerke og tilbakeføre deler av avgiftsinntektene. I dag har man i Norge et NOx -fond, 
der næringslivsaktører betaler inn og senere kan søke om støtte til 
utslippsreduserende tiltak finansiert av fondet (riktignok i bytte mot at de ikke betaler 
NOx -avgift en). En kunne for eksempel tenke seg refu sjon av hele eller deler av 
na turavgiften ved restaurering av arealer etter bruk. Fordelene med dette måtte i så 
fall vurderes nøye opp mot velkjente samfunnsøkonomiske innvendinger mot 
øremerking. O ECD (2015) åpner i en fersk rapport både for en type arealavgift og 
tilbakeføring/inves tering av avgiftsinntektene til programmer som restaurerer natur 
eller begrenser skader ved inngrep. 
Mer kunnskap om betydningen av naturinngrep er nyttig for all virkemiddelbruk 
Det er i dag liten kunnskap om den samfunnsøkonomiske verdien av skadene v ed 
naturinngrep. Flere nye, norske verdsettingsstudier av aktuelle naturinngrep, og som 
følger nyere retningslinjer for beste metode praksis, vil være nyttig for utforming av en 
mulig naturavgift. I tillegg vil nye verdsettingsstudier kunne være en vikt ig del av 
grunnlaget for utforming av alle typer virkemidler som har som mål å redusere slike 
inngrep. Nye verdsettingsstudier av for eksempel bortfall av rekreasjons - og 
landskapsestetiske verdier kunne være til hjelp for å fastsette en tentativ 
i nndeling/gradering av en naturavgift for ulike arealer og omfang av inngrep. Etter 
hvert som en bygger opp et empirisk grunnlag kan en også benytte 
verdioverføringsmetoder til kalibrering og oppdatering av avgiftene over tid. 
Politiske mål gir s kyggepris på CO	
2 og tap av jordbruksarealer - hvorfor ikke også på 
naturinngrep og tap av bio logisk mangfold ? 
Hvis en ikke har god informasjon om verdien av miljøskaden , er det også tradisjon i 
Norge for å ta utgangspunkt i miljøpolitiske målsetninger, og så bruk e avgift for å 
oppnå disse. Det er vanlig å utlede skyggepriser fra for eksempel miljøpolitiske mål på 
klimaområdet, som så brukes i nytte-kostnadsanalyser. Det er ikke noe prinsipielt i 
veien for å si at så lenge Norge er tilsluttet internasjonale avtaler også på 
naturområdet, for eksempel landskaps - og biomangfoldkonvensjonene , så vil 
kvantitative mål avledet fra disse kunne gi tilsvarende skyggepriser på naturarealer. 
Egnede indikatorer en kunne ha konkrete, nasjonale målsettinger om, er blant annet 
I NON (Inngrepsfrie Naturområder i Norge) , tap av ulike habitater og naturtyper og 
andel av areal som er vernet . 	
Vista Analyse 	8

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Vurdere grunnlag for sjablongverdier for utvalgte inngrep og naturtyper i en 
overgansgperiode 
For å gi relevant informasjon om ambisjonsnivået for ulike miljømål, er det ingen vei 
utenom å forsøke å verdsette skadene ved ulike typer naturinngrep. I en 
overgangsperiode fram til man får på plass nye norske verds ettingsstudier, kunne man 
vurdere nærmere om det er grunnlag for å utforme foreløpige sjablongverdier for 
utvalgte areal - og inngrepstyper hvor det empiriske grunnlaget i Norge og Norden er 
best. 
Vista Analyse 	9

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
1. Innledning 
1.1 Bakgrunn og motivasjon 
Grønn skattekommisjon ble oppnevnt av Regjeringen Solberg 15. aug ust 2014. 
Utvalget skal fremme forslag til grønne skatteskift, som vrir beskatningen mot 
miljøskadelige aktiviteter. Utvalget skal vurdere om og hvordan en grønn 
skatteomlegging kan bidra til bedre ressursutnyttelse og til å oppfylle målene i 
klimaforliket. Med bedre ressursutnyttelse menes også hvordan miljøavgifter kan 
brukes for å redusere lokale miljøproblemer. Utvalget skal legge kostnadseffektivitet 
og prinsippet om at forurenser betaler til grunn for sitt arbe id. 
I NOU 1996: 9 «Grønne skatter - en politikk for bedre miljø og høy sysselsetting» ble 
det foreslått å utrede mulighetene for å innføre en naturavgift , det vil si en avgift på 
utnyttelse av naturområder. Det ble vist til at en naturavgift kan være et m ulig 
virkemiddel for å stille utbyggere overfor de fulle samfunnsøkonomiske kostnadene 
ved naturinngrep som kan utgjøre en trussel mot bl.a. det biologiske mangfoldet. 
Typer naturinngrep som kan være aktuelle for en naturavgift er for eksempel 
utbygging av infrastruktur i forbindelse med kraftproduksjon og – overføring 
(kraftlinjer, vindkraftanlegg, utvidelser av store vannkraftverk og småkraftverk), 
hyttebygging, bruk av areal til havbruk osv. 
I St.meld. nr. 42 (2000 -2001) varslet Regjeringen Stoltenberg I at Finansdepartementet 
og de berørte departementene skulle utrede spørsmålet om naturavgift/arealavgift, og 
komme med forslag eller anbefaling om muligheten for å innføre et system for en slik 
avgift. I Innstilling fra finanskomiteen om Revidert nasjonalb udsjett 2003 ble det 
konkludert at videre utredning av en naturavgift skulle stilles i bero, pga. en del 
prinsipielle og metodiske problemer. Blant annet ble det trukket fram at det ville bli 
vanskelig å utforme en naturavgift slik at den virker etter hensikten og at den ville bli 
kostbar å administrere. Så vidt vi vet, lå det ikke noen utredning eller dokumenterte 
vurderinger til grunn for denne konklusjonen. Senere, i NOU 2004:28 om 
naturmangfoldloven nevne s også naturavgift som en mulighet (men det vises til at 
ytterligere utredning er nødvendig). 
Naturavgift ble imidlertid på nytt trukket fram som et virkemiddel som burde utredes 
nærmere av Økosystemtjenesteutvalget (NOU 2013:10). D et ble påpekt at metodene 
for økonomisk verdsetting av arealer har utvik let seg de senere årene. På denne 
bakgrunn en ønsker den nye grønne skattekommisjonen å gjenoppta arbeidet med å 
vurdere en naturavgift. Utvalget mener at en slik avgift bør være en del av 
vurderingene til en grønn skattekommisjon, da utvalget er bedt om å vurdere treffsikre 
miljøavgifter på nye områder. 
1.2 Formål, problemstillinger og avgrensninger 
Formålet med utredningen er å belyse hva nasjonal og internasjonal litteratur sier om 
verdsetting av utnyttelse av natur; for eksempel areal, biologisk mangfold og 
økosystemtjenester, inkludert det metodiske og empiriske grunnlaget for verdsetting. 
Vista Analyse 	11

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Videre skal utredningen trekke på internasjonal e erfaring er og nasjonale forslag om 
ulike former for n aturavgifter, der slik e finnes. 
Følgende hovedpunkter belys es i utredningen: 
1. Kort prinsipielt om naturavgift som virkemiddel. 
 
2. En oversikt over metoder for økonomisk verdsetting av areal, biodiversitet og 
økosystemtjenester ; inkludert en beskrivelse av hva som tradisjonelt har vært 
de viktigste utfordringene med de ulike me todene, samt peke på hvordan 
metodene har utviklet seg de siste 15 -20 årene. O versikt skal også gis over 
verdioverføringsmetoder ( «benefit transfer/value transfer ») og retningslinjer 
som er aktuelle for å fastsette størrelsen på en naturavgift. 
 
3. Internas jonale og norske e ksempler på praktiske erfaringer og forslag til 
utforming av naturavgift og lignende avgifter, inkludert evt. anvendelser av 
verdsetting av arealbruk, biodiversitet og økosystemtjenester til utforming av 
naturavgifter. 
 
4. En vurdering av det metodiske og empiriske grunnlaget og praktiske sider ved 
utforming av naturavgift. Dette inkluderer vurdering av muligheten for 
generaliserte enhetsverdier, og det grunnlag en har for eventuelt differensierte 
avgifter. For at utvalget skal kunne ta stilling til metodenes egnethet som 
grunnlag for å estimere naturavgifter, vil vurderingen av ulike forhold som er 
kritiske med hensyn til robusthet og validitet i verdiestimatene stå sentralt. 
 
5. En kort vurdering av på hvilke områder en naturavgift kan være et 
hensiktsmessig virkemiddel, som basis for evt. videre utredning av naturavgift. 
 
Etter avtale med oppdragsgiver ble det bestemt at en kort vurdering av en del norske 
forslag og innspill som har vært fremmet om innføring av avgift på naturinngrep skulle 
in kluderes i rapporten .	
1 Blant annet basert på disse innspillene , har vi også kort 
vurdert noen av de praktiske sidene (ikke bare det empiriske og metodiske grunnlaget) 
for utforming av naturavgift. Dette er inkludert som del av kapitlene om eksempler og 
erf aringer (kapittel 4) og vurdering av grunnlag for utforming av naturavgift (kapittel 5. 
Kapittelinndelingen følger ellers punktlisten ovenfor, med unntak av at punkt 4 og 5 er 
diskutert i sammenheng i kapittel 5. 
Dette er d en første utredning en om naturav gift i Norge. Det er i hovedsak det 
metodiske og empiriske grunnlaget for beregning av nytte og skade ved naturinngrep 
og arealendringer som er vurdert . Det er en rekke aspekter ved en slik avgift, både 	
1 Noen av disse forslagene kom fram i forbindelse med åpent møte i Grønn skattekommisjon 25. februar 
2015: https://www.regjeringen.no/nb/tema/okonomi -og -budsjett/skatter -og -avgift er/gronn -
skattekommisjon/id2363991/?regj_oss=10 	
Vista Analyse 	12

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
teoretiske og praktiske, som det ikke har vært anledn ing til å gå inn på i sin fulle 
bredde eller dybde i nnenfor de økonomiske rammene av denne utredningen. Vi ser 
ikke på metoder for å beregne marginalnytten ved naturinngrep (dvs. 
alternativkostnaden ved å unngå inngrep/verne natur). Det er den nytten samfunnet 
har av at kraftselskaper o.a. bruker arealer til infrastruktur, og er normalt enklere å 
beregne i kroner enn naturskaden inngrepet forårsaker. 
Som vi kommer inn på i kapittel 2, 4 og 5 er det flere faktorer som har betydning for 
vurderingen av naturavgift enn metoder og empirisk grunnlag for beregning av skaden. 
For eksempel har mange miljøavgifter blitt innført uten at man nødvendigvis har presis 
kunnskap om den marginale skaden fra en miljøpåvirkning. Det er for eksempel tilfelle 
for CO	
2- avgiften og for noen andre avgifter der skaden er u avhengig av hvor utslipp et 
skjer. Enkelte avgifter differensieres også mellom utslippskilder/aktører uten slik 
kunnskap. Det er ikke uvanlig å sette avgiftsnivå basert på tiltakskostnaden alene. Det 
er ingen grunn ti l at det skulle stilles andre krav til kunnskapsgrunnlaget for utforming 
av en eventuell naturavgift. 
Vi mener det er viktigst å vurdere avgift for arealer til lands, og som er relativt 
inngrepsfrie i dag, men som samtidig kanskje ikke er kandidater til å komme inn under 
vernelovgivningen i nærmeste framtid. Bruk av kyst - og havområder kan imidlertid 
også være relevante å vurdere (jf . fiskeoppdrett og fjorddeponier for gruveavfall som 
kan ha mange miljøeksternaliteter). 
I kapittel 5 går vi kort inn på noen av de mer praktiske sidene ved innføring av en 
naturavgift. Disse sidene bør vurderes grundigere senere om en skulle bestemme seg 
for å utrede innføring av en naturavgift nærmere. 
Til slutt er det verdt å nevne at naturavgift kun er ett av flere mulig e markedsbaserte 
eller regulatorisk e virkemidler for å redusere arealinngrep og øke vern av inngrepsfri 
natur. Internasjonalt er det en rekke eksempler på andre markedsbaserte virkemidler 
som kan være egnet, som for eksempel betaling for økosystemtjenester (PES = 
Payment for Ecosystem Services ), verneauksjoner, omsettbare utviklingsrettigheter 
(«Tradeable development rights»), såkalt «habitat banking with biodiversity offsets», 
subsidiereform og «ecological fiscal transfers» (overføringer fra stat til kommu ner 
basert på resultater på miljøområdet ), se for eksempel Vatn m.fl. (2012), ten Brink 
(2011) eller Hanley m.fl. (2012)). Det er ikke innenfor vårt (eller utvalgets) mandat å 
vurdere disse virkemidlene opp mot en mulig naturavgift, men det er klart at hel e 
batteriet av mulige virkemidler, inkludert endringer innenfor eksisterende norske 
virkemidler på miljøområdet , bør vurderes i en senere utredning hvis målet er å 
regulere naturinngrep på en mest mulig effektiv måte. 	
Vista Analyse 	13

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
2. Prinsipper for bruk av naturavgift so m virkemiddel 
2.1 Utvikling i arealinngrep og dagens lovgivning 
Arealinngrep er økende 
Motivasjonen for å vurdere en naturavgift og grunnen til at det er blitt tatt opp i ulike 
sammenhenger, er blant annet reduksjonen i villmarkspregede naturområder og 
økende arealinngrep i Norge. Kartfesting av villmarkspregede områder er blitt foretatt i 
et lengre tidsperspektiv i Norge . Kartene i figur 2.2 nedenfor viser utviklingen i 
villmarkspregede områder i Norge siden 1900, definert som områder som ligger 5 km 
eller mer fra tyngre, tekniske inngrep. Det en kategori av de såkalte INON -områdene, 
inngrepsfrie naturområder (mer om dette nedenfor). Kartene, som illustrerer 
villmarkspregede områder i 1900, 1940 , 1988 og 2013, viser at disse områdene har 
skrumpet fra ca. 48 pro sent til under 12 prosent av landarealet. 
 
Figur 2.1 Nedgang i villmarkspregede områder i Norge de siste 110 år 
Kilde: Miljødirektoratet 
 
I følge Miljødirektoratets målinger, var t apet størst fram til slutten av 1990 -årene. De 
siste 15 årene har det igjen vært et økende tap av villmarkspregede områder. Den siste 
kartlegging Miljødirektoratet foretok, viser at det gikk tapt i underkant av 900 
kvadratkilometer inngrepsfri natur i perioden 2008 -2012. De viktigste årsakene til 
reduksjon i inngrepsfrie naturområder i denne perioden var (ifølge Miljøstatus i 
Norge ): 
• Veibygging, særlig i skogbruket 
• Energiproduksjon og energitransport (kraftledninger) 	
Vista Analyse 	14

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Tap av villmark har betydning for biologisk mangfold og for andre økosystemtjenester 
av betydning for velferd. Tap av bio logisk mangfold nevnes ofte som en av de største 
miljøutfordringen e globalt. Hovedårsaken til redusert bio logisk mangfold er 
habitatødeleggelser i forbindelse med endret arealbruk (Rockström m.fl. 2009). I norsk 
sammenheng er det i all hovedsak arealendringer som er den største trusselen mot det 
bio logiske mangfoldet, som målt med rødlistearter i figur 2.1 nedenfor. 
 
Figur 2.1 Trusler mot arter i Norge 
Kilde: Kalås m.fl. (2010) (Rødlista) 
 
Naturindeksen for Norge , utviklet av Norsk institutt for naturforskning med flere, viser 
at t ilstanden for det biologiske mangfoldet er god i havet, kystvannet, ferskvann og 
fjell. Åpent lavland og skog har samlet sett dårligst tilstand av alle de store 
økosystemene , mens myrområder har en noe bedre tilstand.	
2 
 
Dagens politikk 
I tillegg til vegb ygging i skogbruket og energiproduksjon og – transport (som nevnt 
ovenfor) , er det også en rekke andre sektorer og prosjekter som medfører 
naturinngrep av ulike slag . Eksempler er bygging av transportinfrastruktur (jernbane, 
veg), arealbruk innenfor fiskeo ppdrett, hyttebygging, gruvedrift med ulike typer 
deponier, og bygging av boliger og næringsbygg i forbindelse med urbaniseringen i 
sentrale strøk. Disse aktivitetene er i dag underlagt flere typer miljølovgivning og 
reguleringer som har til hensikt blant annet å redusere naturinngrep og effektene av 
naturinngrep. For utbygging av kraftproduksjon, for eksempel, er det i første omgang 	
2 http://www.miljodirektoratet.no/no/Tema/Arter -og -naturtyper/Naturindeks -for -Norge/ 
Vista Analyse 	15

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
konsesjonsprosessen som skal gjøre de overordnede prioriteringene om arealbruk (for 
eksempel hvor vindkraftanlegg skal legges ). Når et prosjekt så er nærmere bestemt og 
lokalisert, er det krav om miljøkonsekvensanalyser som så skal vurdere konsekvensene 
i prosjektets influensområde. 
Bygging av skogsbilveier , på den andre siden, reguleres av forskrift om planlegging og 
godkjenni ng av veier for landbruksformål, og er unntatt fra reglene i plan - og 
bygningsloven og dermed miljøkonsekvensanalyse. 
Gitt reduksjonen i inngrepsfrie områder beskrevet ovenfor, er det et spørsmål om 
dagens lovgivning og reguleringer i tilstrekkelig grad re flekterer miljøkostnadene ved 
de ulike typene prosjekter som kan gi naturinngrep. Med andre er trolig en del av 
miljøkostnadene ved ulike inngrep internalisert gjennom dagens reguleringer, mens 
det trolig også er en del som ikke er internalisert . Dette kan bety mer arealinngre p enn 
samfunnsøkonomisk ønskelig, noe som derfor har aktualisert diskusjonen om en mulig 
naturavgift . 
2.2 Hva sier læreboka om avveiningen mellom natur og inngrep? 
Vi frigjør oss nå fra dagens politikk og vil på en enkel måte forklare hva som 
karakteriserer den samfunnsøkonomisk optimale anvendelsen av et naturareal. 
Arealet kan enten brukes til ulike økosystemtjenester som gir folk nytte eller til 
økonomisk aktivitet som gir samfunnet annen nytte, men som krever en eller annen 
form for naturinngrep som reduserer økosystemtjenestestrømmen . Vi går så inn på 
noe av det som skiller regulering en av naturarealer fra lærebokens typiske eksempel 
om regulering av luftforurensing. 
2.2.1 Optimal t «inngrepsnivå» i et naturareal 
Naturarealer gir en strøm av nytte både for folk som bor eller bruker slike områder og 
for andre som er opptatt av bevaring av natur selv om det ikke er til egen bruk (såkalt 
ikke -bruksverdi), se b oks 2.1. Nytten av å bevare områder med få menneskelige 
inngrep er kanskje særlig knyt tet til vern av biologisk mangfold, landskapsestetikk, 
rekreasjon og turisme, men også en del andre økosystemtjenester (se kapittel 2. 4). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 	
Vista Analyse 	16

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Boks 2.1 Total samfunnsøkonomisk verdi («Total Economic Value, TEV») av en endring 
i et naturgode kan del es i bruks- og ikke -bruksverdi 	
• 	Bruksverdi	: Med 	bruksverdi	 menes verdier knyttet til bruk av godet 	 	
Bruksverdien kan deles i henholdsvis direkte -, indirekte - og opsjonsverdi	3 	
- Direkte bruksverdier vi får fra naturområder og økosystemer er for eksempel 	
verdie n rekreasjonstjenester. 	
- Indirekte bruksverdi referer seg til nytte som er relatert til tjenester vi får fra 	
funksjonen av økosystemer, som fotografering, det å se inngrepsfrie landskaper 
osv. 	
- Opsjonsverdi betyr at personer som ikke bruker et naturområde i dag, kan 	
verdsette muligheten (opsjonen) for å bruke området i fremtiden. 	
 	
• Ikke -bruksverdi er verdien av godet/økosystemtjenesten uten tanke på egen bruk, 	
men ved å ville bevare den for seg selv og andre i dag ( Eksistensverdi) og for 
fremtidige generasjone r (Bevarings - eller arveverdi ). Eksistensverdien referer til 
nytten som oppstår ut fra kunnskapen om at økosystemer og naturområder er 
vernet uten å bli brukt. Bevaringsverdier referer til nytten som oppstår for et individ 
ut fra kunnskapen om at fremtidig e generasjoner kan ha glede av eksistensen av 
økosystemene. 	
 
Kilde: Se for eksempel Førsund og Strøm (2007) 
Tekniske inngrep av ulike slag i områder med naturpreg reduserer både den fysiske 
strømmen av mange tjenester og den økonomiske verdien av denne ny ttestrømmen. 
Dette er godt dokumentert i litteraturen (se Lindhjem m.fl. 2015 a). 
Naturinngrepene medfører ofte eksternaliteter som ikke i tilstrekkelig grad tas hensyn 
til i dagens private og (mange vil si) offentlige beslutninger om arealbruk. Det betyr at 
det blir flere inngrep enn det som er samfunnsøkonomisk optimalt hvis ikke en 
offentlig regulator gir insentiver slik at den fulle kostnaden ved arealinngrep 
3 En del litteratur definerer begrepet opsjonsverdi (option value). Det debatteres imidlertid hvorvidt 
opsjonsverdi eksiste rer som en separat komponent i TEV, og i en del litteratur benyttes heller 
betegnelsen opsjonspris (option price) som betegnelse på et individs betalingsvillighet når det er 
usikkerhet ved fremtidig tilbud ( en vet ikke hvor mye av et gode som vil være tilg jengelig i fremtiden) 
eller fremtidig etterspørsel (individet vet ikke hvor mye av en økosystemtjeneste det vil etterspørre selv) 
(Hanley og Barbier 2009). I noen inndelinger oppgis ikke opsjonsverdien som en egen kategori, men 
antas inkludert i øvrige bruksverdier. Vi har inkludert opsjonsverdi her for å fremheve at muligheter for 
fremtidig bruk er viktig. I praktisk verdsetting må man være varsom slik at man ikke dobbelteller 
fremtidige bruksmuligheter. Kvasi -opsjonsverdi er et annet begrep som kan sees s om en 
korreksjonsfaktor til t otal samfunnsøkonomisk verdi når man har med irreversible inngrep å gjøre, for 
eksempel utryddelse av arter, eller endring av økosystemer utover det nivået der de kan komme tilbake 
til tidligere tilstand. Kvasi -opsjonsverdien e r verdien av ikke å gjennomføre irreversible tiltak for dermed 
å kunne utnytte økt fremtidig informasjon. Dette kan være relevant for naturinngrep. 
Vista Analyse 	17

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
reflekteres i beslutninger som gir arealinngrep. Det er vanskelig å si om k artene i 
forrige avs nitt illustrerer e n utvikling som er resultat av en «underprising» av 
naturinngrep over tid , men tapet av villmark og inngrepsfrie områder har i hvert fall 
vært stor. 
Det kan være nyttig å forklare kort hv a som ville være optimalt nivå på et inngrep i et 
b estemt areal. Vi bruker et standard miljøøkonomi- diagram for et typisk 
forurensingsproblem, jf. figur 2. 3. Merk at vi måler grad av inngrep mot venstre på 
førsteaksen i figuren (i motsetning til i et standard utslippsdiagram der restutslipp ofte 
måles mot høyre) . 
Anta for enkelhets skyld at vi primært er opptatt av å vurdere effekten på biologisk 
mangfold (ikke andre økosystemtjenester) av et bestemt arealinngrep, for eksempel 
bygging av en ny kraftlinje. Figuren angir naturarealets tilstand fra 1 (uberørt ) til 
(fullstendig utnyttet/degradert), der vi antar at arealinngrepet reduserer det biologiske 
mangfoldet, for eksempel målt ved en indeks . 
Anta videre at arealinngrepene kan reverseres (og at det biologiske mangfoldet kan 
komme tilbake , for eksempel f ra andre områder som ikke er berørt av et inngrep ). Det 
betyr bare at det i dette tilfellet ikke er snakk om irreversible endringer. I praksis kan 
grad av irreversibilitet variere, men de fleste tekniske installasjoner kan fjernes og 
naturen restaureres in nenfor rimelig tidshorisont. Anta også at det kun er totale 
inngrep på arealet som betyr noe for skaden, ikke akkurat hvor inngrepet skjer på 
arealet (i forurensingslitteraturen omtales påvirkningen da som uniform ly mixing i 
resipienten ). Til slutt skal vi anta at den marginale skaden gjør seg gjeldende over et år 
og er tilbake til utgangsnivå ved årets slutt, på samme måte som nytten av 
arealinngrepet. Dette er urealistiske forutsetninger i praksis, som vi skal komme tilbake 
til, men som er nyttige når vi nå diskuterer det enkleste tilfellet. 
 	
Vista Analyse 	18

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
 	 	
Figur 2.3 Optimalt nivå på naturinngrep for et bestemt areal 
Kilde: Blant annet basert på Innes og Frisvold (2009) 
 
Det er rimelig å tro at i mange tilfeller vil marginalskaden ved ytterligere arealinngrep 
være stø rre når arealinngrepet allerede er stort enn når det er lite	
4, dvs. at 
marginalskaden er stigende med grad av naturinngrep.	
5 Bak marginalskadekurven 
ligger summen av betalingsvilligheten for dem som blir berørt for å unngå mindre 
inngrep som påvirker det b iologiske mangfoldet negativt. 
Tilsvarende kan vi anta at verdien av natur arealet til annen bruk (dvs. med inngrep) vil 
være større hvis det er lite arealinngrep fra før. Med andre ord er alternativkostnaden 
ved bevaring større for de n første kraftlinjen enn hvis det var mange kraftlinjer der fra 
før. Det gir en avtagende marginal nyttekurve som funksjon av økende arealinngrep. 	
4 I hvert fall hvis en antar at ikke arealet er så preget av tekniske inngrep at ytterligere påvirkning ikke 
har noen betydning. 
5 Det kan være at marginal skade vurderes annerledes for enkelte naturarealer enn for eksempel et 
utslipp til luft med lokale effekter. For eksempel kan noen vurdere et naturområde som « ødelagt» ved 
at det er blitt påvirket av det førs te tekniske inngrepet. 
Vista Analyse 	19

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Hvis en antar at det er én aktør som gjennomfører aktiviteter som gir arealinngrep , for 
eksempel utbygging av kraftlinjer, og de t ikke er andre miljøreguleringer, så vil denne 
aktøren tilpasse seg slik at marginal nytte av ytterligere arealinngrep er lik null, dvs. i 
punkt N	
#. Det er fordi de negative effektene ved arealbruk ikke påvirker utbyggeren . 
Han har i dette punktet ingenti ng å hente på videre arealpåvirkning. Dette tilsvarer for 
utslipp til luft en situasjon der for eksempel en industribedrift ikke står overfor 
kostnaden ved sine utslipp. 
Med de forenklingene vi har gjort , vil en optimal utnyttelse av arealet være gitt i N *, 
der marginal nytte er lik marginal kostnad. Et teknisk inngrep til i dette naturområdet 
fra en slik situasjon vil genere re mindre nytte for samfunnet i form av for eksempel 
overført elektrisitet sammenlignet med verdien på marginen av den skaden kraftlinjen 
gjør på biologisk mangfold et. Det samfunnsøkonomisk optimale nivået på 
naturinngrepet ligger dermed lavere enn i et marked uten regulering. 
Merk til slutt at hvis en kun tok hensyn til folks reduserte nytte i lokalområdet rundt 
kraftlinjen, så ville marginalskadekurven skifte nedover i diagrammet og en ville få økt 
inngrep sammenlignet med en situasjon der nyttetapet til en større (og 
samfunnsøkonomisk korrekt) befolkning hensyntas (se for eksempel diskusjon i Innes 
og Frisvold 2009).	
6 Det er fordi de t for større inngrep ofte også vil være ikke -
bruksverdier som påvirkes. 
Det kan også være slik at et samfunnsøkonomisk lønnsomt prosjekt i hovedsak gir 
gevinster for storsamfunnet, mens lokalsamfunnet bærer mesteparten av 
miljøkostnaden. D et kan være et argument for at lokalsamfunnet får en (større) del av 
avgiftsinntektene for å bidra til lokal oppslutning, særlig hvis kommunen(e) er 
ansvarlige for arealreguleringen. Det er relevant å vurdere ulike innspill om 
kompensasjon til lokale myndigheter ved inngrep i kapittel 4 i lys av dette. 
2.2.2 Regulering av det optimale nivået : Rasjonale for avgift 
Hvis aktøren ble stilt ovenfor en pris, en avgift t	
N, på naturinngrepet i figuren, som 
tilsvarer der nivået på marginal skade er lik marginal nytte vil den optimale 
a realbruken bli realisert. Figuren gir et stilisert eksempel på hva den optimale 
naturavgiften ville være. På samme måte som for utslipp til luft eller vann, er det 
avgjørende for avgiftsnivået hva forløpet til de to kurvene er og hvordan dette evt. 
variere r mellom ulike naturområder. Mens avgift på utslipp til luft for eksempel ofte 
legges per tonn utsluppet enhet, er det her ikke åpenbart hva slags enhet avgiften i 
dette tilfelle t skulle legges på. Fra teorien vet vi at den bør legges på den enheten som 
er sterkest korrelert med naturskaden, for eksempel type eller evt. størrelse på 
inngrep per areal påvirket. 	
6 Det er godt dokumentert at hvis lokale myndigheter har rådighet over forvaltning av naturgoder som 
er av regional eller nasjonal betydning, så vil i hovedsak nytte og kostnader lokalt tas hensyn til. Dette 
fører ofte til overbruk av den aktuelle ressursen. 	
Vista Analyse 	20

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
En måte å klassifisere naturpregede arealer på er såkalte «inngrepsfrie arealer» 
(INON) , som vi var inne på ovenfor. INON -arealer er definert som områder beliggende 
en kilometer eller mer (i luftlinje) unna tyngre tekniske inngrep. Områdene er inndelt i 
tre soner basert på avstand til nærmeste inngrep	
7. 
Anta nå at det er det totale antall dekar INON -områder en er opptatt av å regulere og 
at det kun er det totale arealet berørt av inngrep som betyr noe for marginalskaden, 
ikke hvor INON -områder bli redusert. På samme måte som ovenfor antar vi en skade 
(og nytte) som varer et år. Anta videre at vi ser på regulering av kun en inngrepstype, 
for eksempel by gging av skogsbilvei. 
Hvis det i denne situasjonen var flere grunneiere som skulle gjøre en beslutning om 
inngrepsnivå for sitt areal, ville de hvis de sto ovenfor samme avgift på inngrepet, 
tilpasse seg slik at marginalnytten ved inngrepet ble lik prisen på inngrepet. For 
eksempel kunne avgiften legges per dekar redusert INON -areal for veibyggings -
inngrep. Da ville de grunneierne som hadde stor nytte på marginen av å bygge mer vei 
(høy alternativkostnad av å verne) prioritere å bygge mer vei og betale avg ift helt til 
marginalnytten ble lik avgiften. På tilsvarende måte ville de som hadde mindre nytte 
av å bygge vei enn avgiften, ikke bygge (mer) eller restaurere. 
Hvis det kun er det totale inngrepet målt i påvirket areal som betyr noe for skaden 
eller hvis de marginale skadekurvene er like mellom ulike arealer, vil avgiften gi en 
kostnadseffektiv tilpasning av skogsbilveier hos grunneierne. Det er dette som er 
«lærebok» -rasjonalet for en avgift. Man får for det første redusert totalt antall 
kilometer med skogsbilveier sammenlignet med en uregulert situasjon.	
8 Videre får 
man fordelt reduksjonen av inngrepene mellom arealer avhengig av hvor nytten av 
inngrepet er høyest, og dermed alternativkostnaden ved å verne arealet inngrepsfritt 
er lavest. 
Utjevning av al ternativkostnader gir kostnadseffektivitet, og likhet med marginal skade 
av totale inngrep, hvis man kjenner denne, gir videre optimalt nivå på miljøskaden 
(effisiens). Hvis man ønsker en mer finkornet innretning på avgiften, for eksempel fordi 
det betyr noe for skaden hvilke INON -områder som påvirkes, så kompliseres bildet. Vi 
kommer inn på dette i 2. 4 og videre i rapporten. 
2.2.3 Konsesjon (direkte regulering) og naturavgift	
9 
Problemet med asymmetrisk informasjon 
En annen situasjon som kan komplisere den enkle «Pigou -løsningen» er når 
avgiftsbetalingen gjør at enkelte samfunnsøkonomisk lønnsomme tiltak ikke blir 
gjennomført fordi noen bedrifter kan gå med underskudd. Grunnen til det er at samlet 	
7 Se http://www.miljødirektoratet.no/no/Tema/Miljoovervakning/Inngrepsfrie -naturomrader -i- Norge -
/Hva -er -INON/ 
8 Det gis i dag subsidier til bygging av skogsbilveier av skogbrukshensyn, noe som er svært kontroversielt 
i mange kretser. 
9 Takk til utvalget, og særlig til Knut Einar Rosendahl, for å påpeke poengene som er diskutert her. 
Vista Analyse 	21

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
skade alltid vil være mindre enn avgiftsbetalingen, for det f orløpet kurven har i figuren. 
Sammenlignet med en uregulert situasjon vil bedriften både måtte betale t	
N x N* og gi 
avkall på inntekten (nytten) ved å gå fra N	
# til N*. Det betyr at vi kan få situasjoner der 
bedriften samfunnsøkonomisk bør drives, mens den privatøkonomisk vil bli lagt ned 
(se diskusjon i Førsund og Strøm 2007, side 93). 
En mulighet for å løse dette problemet er å kombinere avgift med 
konsesjonsbehandling (regulering av kvantum N). Hvis en bare ha r 
konsesjonsbehandling og myndighetene bestemmer a t det totale inngrepet skal være 
N*, vil bedriftene ha incentiver til å overvurdere den bedriftsøkonomiske gevinsten 
ved tiltaket. Med en optimal avgift , som i figuren ovenfor , kan 
konsesjonsbehandlingen avvikles, bedriften vil søke om konsesjon for et inn grep som 
går fra N=0 til N= N* dersom prosjektet fortsatt er bedriftsøkonomisk lønnsomt. Hvis 
det ikke er bedriftsøkonomisk lønnsomt, vil det ikke komme en konsesjonssøknad. 
Som nevnt, kan prosjekter være samfunnsøkonomisk lønnsomme selv om de de ikke 
lenge r er bedriftsøkonomisk lønnsomme. Det blir da vanskelig eller umulig å sette 
optimal avgift . 
I en slik situasjon kunne naturavgift kombineres med konsesjonsbehandling , dvs. at 
søker som for innvilget konsesjon, må betale avgift . Fordelen med dette er følg ende: 
(1) Skatteinntekter 
(2) Reduserte kostnader ved å behandle samfunnsøkonomisk ulønnsomme 
konsesjonssøknader, og 
(3) Insentivene til å overvurdere den bedriftsøkonomiske gevinsten 
reduseres/forsvinner. 
Men hvis avgiften settes lavere enn t
N vil det komme konse sjonssøknader fra 
samfunnsøkonomisk ulønnsomme prosjekter, og motsatt med høyere enn optimal 
avgift, v il enkelte samfunnsøkonomisk lønnsomme prosjekter ikke søke om konsesjon. 
Trolig vil det være best å sette avgiften litt lavere enn optimalt for å unngå at de siste 
prosjektene ikk e søker, og så la konsesjonsbehandlingen avgjøre. I dagens situasjon 
der det i mange tilfeller i hovedsak brukes konsesjonsbehandling, har bedriften store 
insentiver til å overvurdere nytten (og dermed undervurdere miljøkostnadene ) av et 
naturinngrep fordi den i liten grad må betale for kostnaden ved inngrepet. Dersom den 
må betale en naturavgift som reflekterer miljøkostnaden, blir dette insentivet 
redusert . 
Med naturavgift som et supplement til konsesjonsprosessen kan problemet med 
asymmetrisk informasjon, dvs. at regulator har mindre informasjon enn søker/bedrift , 
reduseres . 
Usikkerhet og direkte regulering vs. avgi ft 
Siden kurvene i figur 2.3 begge er usikre for myndighetene, er det også en viktig 
diskusjon i litteraturen om regulering av inngrepsstørrelse direkte er mer effektivt enn 
å bruke prissignal gjennom en naturavgift. Poenget er at en ved direkte regulering kan 
sette nivået på et naturinngrep og oppnå full styringseffektivitet, men er usikker både 
på hvilken total skad e en får og kostnadene for bedriftene. Ved å bruke avgift, 	
Vista Analyse 	22

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
derimot, får man utjevnet marginalkostnader mellom bedrifter, men er usikker på 
hvilket totalnivå på inngrep og skade en vil få. Weitzman (1974) viste i en berømt 
artikkel at under usikkerhet, så m å man se på stigningen på de marginale skade - og 
nyttekurvene relativt til hverandre for å finne ut hvilket virkemiddel som er best . For 
eksempel i tilfelle med forurensing, så viste Weitzman at hvis den marginale 
rensekostnadskurven er brattest, så er avg ift bedre enn direkte regulering. 
Tilsvarende, hvis den marginale skadekurven er brattest, så er direkte regulering, for 
eksempel ved bruk av konsesjon , best. Usikkerhet og mangel på informasjon er viktig å 
vurdere nærmere ved evt. videre u tredning av naturavgift. I slike tilfeller, kan også 
kombinasjoner av virkemidler være fornuftig , som vi var inne på ovenfor. 
2.2.4 Beholdning (opphopning) og strøm av inngrep 
M ange naturinngrep gir ikke bare skade umiddelbart, men for flere år framover. 
Skaden er ikke bare avh engig av løpende inngrep, men av beholdningen av inngrep fra 
før (i forurensingsøkonomien kalles dette stock pollutant).	
10 
Det er også slik at nytten av naturinngrepene, for eksempel en kraftlinje, vil vare over 
flere tiår. Dette kompliserer «den optimale løsningen» betraktel ig. En analyse av 
akkumulering av naturinngrep krever dynamisk modellering Hovedpoenget er 
imidlertid å summere neddiskonterte nytte - og kostnadsstrømmer over tid i 
analyseperioden. Da får det betydning blant annet hva man antar om 
disko nteringsrenten og hvordan folks velstand og preferanser endres over tid. For 
eksempel kan økende inngrep bidra til å gjøre inngrepsfri natur knapp ere og dermed 
mer verdifull. Men det blir også et spørsmål om hvordan nyttestrømmen av de 
tekniske installasjo nene er framover relativt til skaden ved inngrep. Hvis nytten av 
inngrepet kun var avhengig av løpende inngrep og skaden varte over flere år, så er det 
sikkert at naturavgiften må være (mye) høyere enn i figur 2. 3 for å ta hensyn til 
akkumuleringen av skad e. 	
2.3 Rettighetsspørsmålet – avgift eller subsidium? 
Prinsippet om forurenser betaler (polluter pays principle – PPP) tilsier at den som 
påfører miljøet og allmennheten skade, er ansvarlig for å betale kostnadene ved 
rensing eller å tilbakeføre et område til en situasjon uten /med mindre inngrep . Dette 
prinsippet ligger til grunn for mye av miljøpolitikken i Norge og internasjonalt og er 
basis for miljøavgifter, inkludert evt. naturavgift. Prinsippet skal også legges til grunn 
for arbeidet i Grønn skattekommis jon. 
Men en del atferd blant bedrifter og folk flest fører også til miljøforbedringer. I slike 
tilfeller er det formulert et annet prinsipp om «provider gets» (PGP), som ofte er basis 
for subsidier som stimulerer til slik atferd. Hvilket prinsipp som legge s til grunn er 
avhengig av hvem som har rettighet til å bedrive ulike aktiviteter på et areal. 
Mesteparten av arealet i Norge er privateid, og private grunneiere har i 
10 Dette er til en viss grad også tilfelle for klimagassutslipp, der utslipp akkumuleres i atmosfæren. 
Vista Analyse 	23

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
utgangspunktet lov til å gjøre ganske mye på egen grunn. Skogeiere, for eksempel, har 
op parbeidet seg rett til å bedrive moderne skogbruk (inkludert bygging av 
skogsbilveier) innenfor visse reguleringer som også tar hensyn til miljø, selv om det kan 
påvirke verdien av skogområdene for alternativ bruk. Noen vil for eksempel mene at 
hugst i sto r skala er et større naturinngrep i seg selv. I dette tilfellet er ikke skogbruk 
innenfor dagens reguleringer regnet som en miljøskadelig aktivitet som bør skattlegges 
med grunnlag i prinsippet om at forurenser skal betale. Kraftutbygging eller annen 
type arealinngrep er mer naturlig å regne som en miljøskadelig aktivitet sammenlignet 
med nåsituasjonen (uten inngrep), og er i utgangspunktet mer naturlig å skattlegge. 
Figur 2. 4 kan illustrere forskjellen. På samme måte som i figur 2. 3, så indikerer en 
sit uasjon der et naturareal er fullstendig degradert, mens 1 er en situasjon uten 
inngrep (uberørt naturområde). Dagens situasjon representeres ved punktet PS, som 
indikerer noe redusert miljøkvalitet sammenlignet med en tenkt naturtilstand. 
Endringen fra PS til er regnet som positiv for de ressursbrukerne som drar nytte av 
inngrepene, men vi antar at eksternalitetene for andre ikke er hensyntatt. Hvilket 
prinsipp kunne legges til grunn her? 
En løsning er å regne dem som opprinnelig reduserte miljøkvaliteten e som ansvarlige 
for alle skader, fra 1 til PS. Dette betyr at ingen arealinngrep i utgangspunktet godtas, 
unntatt mot en betaling (avgift) som tilsvarer skaden som er forårsaket. Dette er 
illustrert med PPP1 i figuren, der forurenser er ansvarlig for hele intervallet fra -1. En 
annen regel er at forurenser har rett til dagens situasjon, men hvis miljøet skades 
ytterligere til 0, må hun betale (dvs. PPP2). 
Hvis hun bidrar til en forbedring fra dagens situasjon til naturtilstanden (1), vil hun bli 
kompenser t med en subsidie (dvs. PGP2). En kunne i prinsippet også tenke seg en 
forbedring utover naturtilstanden (PGP1, for eksempel et skapt kulturlandskap som gir 
mer nytte enn et upåvirket naturområde). 	
 
Figur 2. 4 Rettigheter og prinsipper for miljøregulering 	
Kilde: Vatn m.fl. (2011) 
 
Det er ikke alltid åpenbart hvordan rettighetssituasjonen mellom ulike typer 
inngrep/arealbruk er, og dette kan endre seg over tid. Etter hvert som kravene til 
miljøkvalitet øker blant befolkningen, i hvert fall på en del områder som for eksempel 
luft - og vannkvalitet, er det mindre naturlig for dem å «godta» at eksisterende 
aktiviteter med miljøeksternaliteter har «rett» til dagens situasjon og fortsette som 
før. Det er naturlig at miljøpolitikken strammes til over tid. Men da er det et spørsmål 	
Vista Analyse 	24

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
om det er PPP- eller PGP -prinsippet som skal gjelde for å oppnå økende 
miljøforbedringer.	
11 
Utforming av miljøavgift for å stimulere til redusert skade har lignende trekk med 
utforming av en subsidie for å stimulere til miljøforbedringer. Det kan derfor være 
nyttig å se på erfaringer med såkalte payment for ecosystem services (PES), som er et 
mye brukt virkemiddel internasjonalt. Vi kommer noe inn på erfaringene med PES i 
kapittel 4.1. 	
2.4 Fra lærebok til praksis – noen innledende betraktninger 
2.4.1 Regulering av naturinngrep - noe mer komplisert enn luftforurensing 
Figur 2. 3 gir en veldig stilisert framstilling av en optimal naturavgift, som følger 
klassisk e diagrammer i miljøøkonomi der utslipp til luft er eksemplet for utforming av 
Pigou -avgift. H vis en er opptatt av å sette en optimal naturavgift, må en helst vite både 
marginal kostnad - og nyttekurve, og i hvert fall helst rundt punktet N* (som typisk kan 
være et stykke unna dagens situasjon, PS i figur 2. 4). Det er dette litteratur om 
verdsetting av areal, biodiversitet og økosystemtjenester i kapittel 3 vil brukes til å 
belyse. 
Men naturlige økosystemer og arealbruk er i utgangspunktet mer komplisert å 
regulere med avgift enn for eksempel luftkvalitet, som vi også var inne på ovenfor. Det 
er fle re grunner til det. For det første har vi mindre kunnskap om påvirkningen på et 
økosystem av ulike arealinngrep, og sammenhengen er i utgangspunktet komplisert. 
For eksempel diskuterer Sterner (2003) blant annet økosystemer preget av 
terskeleffekter og såk alte «system flips», som kan gi miljøskadekurven uvanlige forløp. 
Det er også typisk relativt stor variasjon i skade og nytte av arealinngrep både i tid og 
rom, som vi var inne på ovenfor. Dette er også til en viss grad tilfelle for andre 
miljøproblemer (f or eksempel lokal luftkvalitet), men kanskje ikke helt i samme grad. 
Det blir derfor et viktig spørsmål å definere hva slags type arealbruk/inngrep som er 
best egnet som objekt for avgiftsbelegging og hvorvidt en skal differensiere denne 
mellom ulike natu rtyper. Skal man redusere mengde og skade av naturinngrep på best 
mulig måte, som er hensikten med en naturavgift, så må en trolig differensiere på en 
eller annen måte etter skadestørrelsen og i tillegg ta hensyn til at skaden for mange 
inngrep vedvarer ov er tid. 
Hvis marginalskaden varierer mellom typer inngrep eller naturområder, er det ikke 
lenger optimalt at «alternativkostnaden» ved å unngå enda et inngrep jevnes ut 
mellom alle aktører som har behov for areal. Da vil summen av skadene fratrukket 
nytte n ved inngrep trolig være høyere enn den kunne vært ved en annen fordeling av 
inngrep over arealene. 
11 Vurdering av miljøavgifter over tid er nevnt i mandatet til utvalget. Vi går ikke nærmere inn på dette 
her. 
Vista Analyse 	25

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Om naturavgift skal være et egnet virkemiddel fra kostnadseffektivitetshensyn, så må 
man derfor identifisere typer inngrep og naturområder der summen av i nngrepene på 
disse arealene har betydning for miljøskaden, samtidig som nytten av å gjøre inngrep 
varierer en del mellom aktører. Med en uniform avgift vil en da kunne få utjevning av 
marginalnytten mellom aktører, dvs. de som har størst nytte av inngrepen e 
gjennomfører flere inngrep og betaler avgift, mens andre unnlater å gjøre inngrep eller 
restaurerer, og sparer avgiften. De mest verdifulle inngrepene for samfunnet 
gjennomføres, mens de som ikke er så viktige unngås. Videre blir marginalskaden av 
inngre p i ulike områder noenlunde lik. En oppnår dermed kostnadseffektivitetsgevinst 
uten å tape på at marginalskaden varierer mellom arealene. 
En kunne videre differensiere avgiften mellom ulike typer inngrep/naturtyper som gir 
lignende miljøskader, slik at de største skadene straffes hardere. Da ville man kunne få 
kombinasjoner av inngrep av høy nytte i mindre verdifulle arealer. I de mer verdifulle 
arealene blir det så i mange tilfeller for dyrt å gjøre inngrep på grunn av høy avgift, 
med mindre det er inngrep som gir svært høy nytte for samfunnet. V ed å gjøre det 
dyrere å forbruke inngrepsfri natur vil man stimulere til redusert antall inngrep og en 
bedre prioritering av arealbruk i forhold til samfunnsnytte, sammenlignet med en 
situasjon uten avgift. 
2.4.2 Mer om de marginale skade - og nyttekurvene 
Arealinngrep påvirker en rekke potensielle økosystemtjenester, som vi var inne på 
ovenfor. I prinsippet er det summen av den påvirkede befolkningens (dendiskonterte) 
betalingsvillighet for å bevare disse tjenestene sammenlignet med ulike arealinngrep 
som reduserer dem, som utgjør marginalskadekurven. 
Figur 2. 5 gir en full klassifisering av økosystemtjenester basert på 
økosystemtjeneste utvalget (NOU 2013). De fleste større arealinngrep eller 
arealbruksendringer vil påvirke en rekke av av økosystemtjenestene . Tekniske 
installasjoner som vi typisk snakker om her vil kanskje særlig påvirke negativt verdien 
av «Opplevelses - kunnskapstjenestene» eller «kulturelle økosystemtjenester» (ringet 
ut i figuren nedenfor) . Biologisk mangfold regnes noen ganger både som en egen 
tjeneste i denne kategorien (kan være viktig både for bruks - og ikkebruksverdier) og 
som del av de grunnleggende livsprosessene (en forutsetning for de andre tjenestene). 	
Vista Analyse 	26

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 	
 	
 
Figur 2. 5 Økosystemtjenester 
Kilde: NOU (2013). 
 
Noen av de viktigste tjenestene (så som rekreasjon og friluftsliv) kan mest sannsynlig 
verdsettes økonomisk med relativt god presisjon (se kapittel 3), mens andre, som 
«religiøse verdier», er vanskelig å anslå på en meningsfull måte. 
Summerer man nytten av biologisk mangfold og noen av tjenestene knyttet til bruk og 
estetiske opplevelser, vil skadekurven kunne få ulike forløp avhengig både av type 
areal og inngrep, lokalisering for eksempel i forhold til brukere og befolkning ellers, 
knapphet og tilgjengelige substitutter i bruk osv. For eksempel er det grunn til å tro at 
ikke -bruksverdier for bevaring av biologisk mangfold er relativt sett (mer) uavhengig av 
hvor arealet og inngrepet er lokalisert. Tilsvarende vil en kraftlinje gjennom 
Nor dmarka rett utenfor Oslo ha langt større negativ betydning for rekreasjon totalt 
sett pga. mange berørte brukere, enn en tilsvarende kraftlinje i et område der det bor 
færre mennesker. Men samfunnsnytten av en slik linje i Nordmarka vil også være mye 
høyer e siden det er mange som drar nytte av elektrisiteten. Typisk vil marginalverdien 
av miljøskaden være avhengig av størrelsen på berørt areal sammenlignet med 
størrelsen på totalarealet dette er en del av. Betalingsvilligheten per arealenhet for et 
naturinn grep er ikke konstant, noe som er viktig å ta hensyn til når en skalerer opp 
verdier basert på lokale studier til større område. 
Det kan også være slik enkelte steder at det første tekniske inngrepet i et område 
ødelegger dets opplevde «jomfruelighet», slik at marginalskaden av ytterligere inngrep 
Vista Analyse 	27

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
er synkende (motsatt av i figur 2. 3). En litt komplisert sammenheng mellom påvirkning 
og miljøskade, kan gi såkalte «ikke -konveksiteter» (se for eksempel Hanley m.fl. 2007), 
og dermed flere inngrepsnivåer som kan gi marginalskade lik marginal nytte. Det er 
klart at marginalskaden av inngrep er avhengig av en rekke faktorer. Vi kommer 
nærmere inn på hvordan verdsettingslitteraturen har forsøkt å differensiere 
arealverdier og skalere opp til større enheter, der det har vært behov for det. 
På samme måte som med marginalskadekurven, vil nytten på marginen (alternativ -
kostnaden ved vern) også variere mellom typer inngrep/arealbruk og lokalisering. 
Dette har betydning for nivået på en eventuell naturavgift. Nytten på marginen for en 
del typer inngrep vil være større hvis befolkningstettheten er høy, men enkelte 
aktiviteter, som for eksempel havbruk, kan ha høy verdi, selv om de ligger i områder 
med lav befolkningstetthet. Metodene for å beregne nytten er imidlertid enkler e enn 
for miljøskaden, for eksempel kan markedspriser ofte benyttes. 
 
2.4.3 Fra «first best» til praktisk virkelighet 
For de aller fleste avgifter og andre virkemidler vil det være nærmest umulig å finne 
samfunnsøkonomisk optimal innretning i praksis. Mange avg ifter (de fleste?) fastsettes 
uten presis kunnskap om marginal skade. Mangel på fullstendig kunnskap om marginal 
skade (og marginal nytte) bør ikke forhindre at en går videre for å vurdere om nytten 
av en innretning på et virkemiddel som en vet ikke er «op timal» likevel vil gi større 
nytte i forhold til å regulere et miljøproblem enn ikke å gjøre noe (eller evt. bruke 
alternative virkemidler). All praktisk avgifts - og miljøpolitikk bærer preg av slike nest - 
og tredjebestløsninger. For eksempel, er veibruksavgiften på diesel/bensin lik på tvers 
av sted og tid, selv om marginal skade av bilkjøring varierer mye (for eksempel når det 
gjelder kø, luftforurensing og støy). 	
Vista Analyse 	28

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
3. Metoder for økonomisk verdsetting av miljøskader 
ved arealinngrep: Status, utfordringer og utvikling 
3.1 Hva er vi ute etter å verdsette? 
Dette kapittelet gir en oversikt over metoder for verdsetting av miljøskader ved 
arealinngrep som del av grunnlaget for å fastsette en natur avgift. Vi beskriver hva som 
har vært noen av de tradisjonelle utfordringe ne ved metodene og peker på noen 
utviklingstrekk de siste 15 -20 årene. Dette utgjør punkt 2 fra innledningen . 
Vi gir også en oversikt over verdioverføringsmetoder ( «benefit transfer/value 
transfer ») og retningslinjer som er aktuelle som del av grunnlaget for å fastsette 
størrelsen på en naturavgift. Siden verdioverføringsmetoder basert på 
verdsettingsanslag i litteraturen ofte regnes som en av metodene, behandles disse 
sammen med de primære verdsettingsmetodene her. Dette utgjør punkt 4 fra 
innledningen. 
Som vi diskuterte i kapittel 2, er det særlig effekten av tekniske inngrep på landarealer 
med naturpreg vi er interessert i å verdsette i kroner. En mulig definisjon på slike 
arealer er INON -arealene, som vi var inne på i kapittel 2.1. Naturpregede arealer med 
få eller ingen inngrep kan ha ulik verdi for folk avhengig av verdien av strømmen av 
rekreasjonstjenester, landskapsestetikk og ikke -bruksverdier. Videre vil opplagt type 
inngrep , størrelsen på arealet og andelen av totalt areal som påvirkes være 
avgj ørende. 
Som vi var inne på i kapittel 2 vil det uansett være for ambisiøst og heller ikke 
nødvendig å ta sikte på å kartlegge marginal skade - og nyttekurver for alle typer 
inngrep og arealtyper og lokalisering for å bestemme en naturavgift. Et mer forenklet 
tankeskjema er å se på kombinasjoner av arealer med ulik nytteverdi for rekreasjon - 
og andre tjenester, grader av påvirkning av ulike typer inngrep og hvor stor selve 
arealpåvirkningen er (se f igur 3.1). Et vindkraftanlegg, for eksempel, er trolig visue lt og 
på andre måter et langt mer negativt inngrep enn et havbruksanlegg, for den samme 
arealstørrelsen. 
Hvis en tar utgangspunkt i figur 3.1 , kunne en tenke seg at kombinasjoner av høy 
påvirkning i et stort og verdifullt areal skulle gi en høy naturavgif t. Motsatt ville gi en 
lav naturavgift. Andre kombinasjoner ville gi avgifter mellom disse ytterpunktene (evt. 
ytterligere differensiert). Vi kunne evt. også slå sammen aksene med arealstørrelse 
med grad av inngrepspåvirkning og kalle dette omfang av skade . Dette ville ligne på 
konsekvensviften som brukes i Vegvesenets nytte -kostnadsanalyser, der verdien av et 
areal (liten, middels, stor) kombinert med omfang av påvirkning (fra stort positivt til 
stort negativt) bestemmer en overordnet konsekvens av en ikke -prissatt effekt (fra 
meget stor positiv, ++++, til meget stor negativ, -----) (Statens Vegvesen 2014). 
Med dette skjemaet som startpunkt, går vi så inn på primære verdsettingsmetoder og 
nytteoverføringsmetoder som kan si noe om verdien av de ulike delkube ne 
(kvadrantene) av figuren. 
Vista Analyse 	29

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 	
 
 
 	
Figur 3.1 Kombinasjoner av grad av negativ påvirkning av ulike typer inngrep, 
arealverdi for økosystemtjenester og totalt areal påvirket 
 
 
3.2 Primære verdsettingsmetoder 
3.2.1 Kort om verdsettingsmetodene 
Tabell 3.1 gir en over sikt over metoder som kan brukes for å verdsette miljøkvalitet og 
økosystemtjenester generelt , dvs. grunnlaget bak den marginale skadekurven for et 
inngrep. Disse metodene er basert på at individuelle preferanser/nytte skal telle 
(konsumentsuverenitet) , og måles ved folks betalingsvillighet for å unngå et 	
Vista Analyse 	30

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
naturinngrep (eller for å oppnå en forbedring	12), som også er det teoretiske grunnlaget 
for økonomisk velferdsteori. 	
Tabell 3.1. Klassifisering av metoder for verdsetting av miljøgoder 
 	Indirekte 	Direkte 	
Avslørte preferanser	 	
(Revealed Preferences - RP) 	
Transportkostnadsmetoden 	 	
(Travel Cost Method - TCM) 
 
Eiendomsprismetoden 
(Hedonic Price Method - HPM) 
 
Kostnader ved forebyggende 
tiltak (Avoidance Costs - AC) 	
Markedspriser	 	
 
 
Kostnader ved å erstatte 
tapte tjenester 
(Replacement Costs - RC) 
 	
Oppgitte preferanser 	 	
(Stated Preferences - SP) 	
Valgeksperimenter	 	
(Choice Experiments - CE) 	
Betinget Verdsetting	 	
(Contingent Valuation – CV; 
også kalt «Betalings -
villighetsundersøkelser») 	
 
Metodene inndeles etter om de bygger på avslørte preferanser (Revealed Preferences; 
RP) eller oppgitte preferanser (Stated Preferences; SP). RP -metodene utleder 
befolkningens verdsetting av et miljøgode basert på deres faktiske adferd i markeder 
for goder som har sammenheng med miljøgodet. Dette kan være markedet for 
transporttjenester hvor en ser på kostnadene ved å reise til et rekreasjonsområde 
(f.eks. et naturområde som er populært for turgåere ), som i 
Transportkostnadsmetoden. Det kan også være markedet for omsetning av 
boligeiendommer eller fritidsboliger, som i Eiendomsprismetoden. Her ligger 
miljøgodet «innebygget », da markedsprisene for boliger (og hytter) uttrykker 
husstandenes nytte samlet sett over tid av alle karakteristika ved boligen, inklusive det 
å ha et inngrepsfrit t naturområde i nærheten. 
Fordelen med disse metodene er at de bygger på faktisk adferd i eksisterende 
markeder. Samtidig marked. De bygger imidlertid på et sett av strenge forutsetninger 
(for eksempel at folk har perfekt informasjon om alle aspekter ved b oligen når de 
legger inn bud på den, at det eneste motivet for å dra til et naturområde er å drive 
rekreasjonsaktiviteten en er ute etter å verdsette, og forutsetninger i de statistiske 
12 Vilje til å motta kompensasjon («Willingness to accept») for å godta et naturinngrep med negative 
konsekvenser er det teoretiske motstykket til betalingsvillighet. Av ulike grunner, brukes ikke dette mye 
i praksis. 
Vista Analyse 	31

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
regresjonsanalysene som brukes i beregningene). Disse forutsetningene er ofte ikke 
oppfylte, iallfall ikke helt ut, og det vil introdusere økt usikkerhet når befolkningens 
betalingsvillighet for å unngå naturinngrep beregnes v ed hjelp av statistisk 
regresjonsanalyse. For friluftsturisme og annen næringsaktivitet som påvirkes kan en 
selvfølgelig bruke markedspriser og beregne reduksjonen i nettoinntekt for disse 
næringsaktivitetene som følge av naturinngrep. (Usikkerheten her ligger nok mer i 
effekten av naturinngrepet på næringsvirksomheten enn i den økonomiske 
verdsettingen av effekten). 
I motsetning til RP -metodene, er SP -metodene basert på hypotetisk adferd ved at en 
konstruerer et hypotetisk marked for miljøgodet, og spør befolkningen om deres 
betalingsvillighet ( BV) for en nøye spesifisert endring i miljøgodet, for eksemp el å 
unngå et naturinngrep fra en planlagt kraftlinje, der effektene er godt presentert og 
visualisert . Fordelen med disse metodene er at en kan spørre om BV for den den 
eksakte miljøendringen en er ute etter å verdsette (og også en framtidig endring), og 
husstanders BV vil da omfatte både bruks - og ikke -bruksverdien (dersom en spør et 
representativt utvalg av hele den berørte befolkningen, både brukere og ikke -brukere 
av miljøgodet). Siden flere typer naturinngrep kan tenkes å påvirke kulturelle 
øko systemt jenester og ikke -bruksverdier av disse, blir SP -metodene viktige for å fange 
opp den totale verdien. Det er ingen andre metoder som kan inkludere ikke -
bruksverdier, siden disse per definisjon ikke legger igjen «atferdsmessige spor» som 
kan gjenfinnes i oms etning av avledete goder i markeder. 
RP metoder som Transportkostnadsmetoden i standard anvendelse beregner kun 
bruksverdi i form av opplevelsesverdi/rekreasjonsverdi av fritidsaktiviteter, og verdien 
av dagens aktivitet (og ikke endringer i rekreasjonsak tiviteten på grunn av for 
eksempel unngått naturinngrep – til det må en ha informasjon om hvor mye mindre 
befolkningen ville bruke et naturområde til ulike rekreasjonsaktiviteter som følge av 
naturinngrepet ). Enkelte nyere anvendelser av denne metoden komb inerer kartlegging 
av faktiske reisekostnader med hypotetiske scenarier som inkluderer endringer i for 
eksempel et rekreasjonsområde (såkalt «contingent behaviour»). En slik 
framgangsmåte kunne for eksempel involvere scenarier der ulike størrelser og typer 
naturinngrep påvirker rekreasjonsområdet negativt og gjennom det utlede folks 
reduserte rekreasjonsverdier. 
Hovedforskjellen mellom de direkte og indirekte SP -metodene er at mens en i Betinget 
Verdsetting (Contingent Valuation; CV) - undersøkelser spør d irekte om respondentens 
BV for å få/unngå en marginal endring i miljøgodet, må betalingsvilligheten i 
Valgeksperimenter (CE) utledes indirekte ved å se på de valg mellom alternativer 
respondentene gjør når miljøgodet og dets attributter/karakteristika gjør es tilgjengelig 
i ulik mengde og/eller kvalitet til varierende pris. Et valgeksperiment anvendt for 
naturinngrep kunne inkludere varierende grad av inngrep (for eksempel størrelse på 
arealet og type) med ulike kostnader ved å unngå disse (for eksempel ved å legge 
veitraseen i et annet område osv.). Da ville en kunne finne de marginale avveiningene 
mellom kostnad for befolkningen og størrelse på inngrep av ulike typer. 	
Vista Analyse 	32

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Kostnader ved forebyggende tiltak og kostnader ved å erstatte tapte tjenester (sortert 
under direkte og indirekte tilnærminger under RP -metodene i tabellen ) er metoder 
som ikke har til hensikt å beregne folks betalingsvillighet (direkte eller indirekte), men 
å tilnærme seg nytten ved å se på kostnadssiden. Kostnaden ved å erstatte de tapte 
tjen estene er relevante for virkemidler som «biodiversity offsets», der hensikten 
nettopp er å gjøre erstatningstiltak i andre områder for å kompensere for 
«residualeffektene» av inngrep når alle kompenserende tiltak på stedet er 
gjennomført. For eksempel kunn e det bety å betale for vern av et annet areal av 
lignende type. Denne tankegangen og praksisen er utbredt i andre land, for eksempel i 
USA og Storbritannia.	
13 Det kan også være aktuelt å se på slike kostnader som del av 
grunnlaget for utforming av en natur avgift, hvis en ikke har beregninger av nyttetap fra 
et arealinngrep. 
3.2.2 Verdsetting av arealer og naturinngrep : Utfordringer og metodeutvikling 
 
Flere verdsettings studier på naturområdet internasjonalt, få i Norge 
Metodene for verdsetting av miljøgoder, og spesielt metoder for 
overføring/generalisering av disse verdiene (« benefit transfer/value transfer», se 
kapittel 3.3) (Brouwer & Navrud 201 5; Lindhjem & Navrud 2008, Navrud & Ready 
2007) har utviklet seg mye de senere årene. 
I tillegg har antall empirisk e studier, som kan gi viktig informasjon for fastsetting av 
størrelsen på en eventuell naturavgift, økt kraftig både nasjonalt og internasjonalt. 
Dette kan best illustreres ved at antallet verdsettingsstudier i den mest omfattende 
databasen for slike studi er – EVRI (Environmental Valuation Reference Inventory; 
www.evri.ca ) har firedoblet seg fra 2001 til i dag og inneholder nå ca. 4000 studier. 
Mens miljøøkonomifaget, og verdsettingsanvendelsene, de første årene i stor grad var 
opptatt av luft- og vannforurensing, har oppmerksomheten i vestlige land gradvis dreid 
seg mer mot skader av naturforringelse og redusert biologisk mangfold. Denne 
dreiningen har pågått i hvert fall i 15 -20 år, men ble veldig forsterket med Millenni um 
Ecosystem Assessment fra 2005 og etter det prosjekter som «Cost of policy inaction» 
(Braat og ten Brink 2008) og den internasjonale dugnaden «The Economics of 
Biodiversity and Ecosystem Services» (TEEB), som etter hvert er blitt fulgt opp i mange 
land.	
14 TEEB samlet litteratur og gjennomgikk det metodiske grunnlaget for både 
monetær og ikke -monetær verdsetting av biologisk mangfold og økosystemtjenester 
(se for eksempel Kumar 2010). I kjølvannet av TEEB har det vært både nasjonale og 
internasjonale proses ser for å kartlegge og verdsette økosystemtjenester for 
enkeltland og for EU (se for eksempel Maes m.fl. 2012, Schägner m.fl. 2013). Et 
banebrytende arbeid som også har fått mye å si for utviklingene av feltet er UK 
National Ecosystem Assessment (UK NEA)	
15 (se for eksempel spesialnummeret i 	
13 Det er også en viss praksis i Norge, for eksempel flytting av matjord hvis dyrket mark bygges ned. 
14 http://www.teebweb.org/ 
15 http://uknea.unep- wcmc.org/ 
Vista Analyse 	33

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Environmental and Resource Economics 57(2):2014 som summerer opp 
verdsettingsarbeidet som ligger bak). 
Det er også pågående prosesser i regi av FN, Verdensbanken og andre som jobber med 
å utvide BNP med verdianslag på deg raderte naturområder og – ressurser (se for 
eksempel WAVES - Wealth Accounting and the Valuation of Ecosystem Services i regi 
av Verdensbanken	
16 og arbeidet med grønt BNP og «ecosystem accounting» i regi av 
FN	
17). Norges foreløpige oppfølging av TEEB er NOU (2013) framlagt av 
økosystemtjenesteutvalget. 
Resultatet av den økte oppmerksomheten de siste 5 -10 årene har dermed vært en 
eksplosiv økning i nye verdsettingsstudier internasjonalt innenfor temaene natur, 
økosystemtjenester og biologisk mangfold. Det har både gitt raffinering av 
eksisterende metoder og en større base av studier som kan brukes som grunnlag for 
verdioverføring. 
Lindhjem m.fl. (2015 a) gir en oversikt over nordiske (og noen internasjonale) studier 
som ser spesielt på folks preferanser for landskapsverdier. Selv om det i de senere år 
har kommet enkeltstudier i Norge som verdsetter økosystemtjenester og biologisk 
mangfold (se for eksempel Lindhjem m.fl. 201 5b, Lindhjem og Navrud 2009; 2011), er 
det likevel relativt få norske studier. Dette er o gså noe økosystemtjenesteutvalget 
understreker som en viktig mangel. 
Når det gjelder verdien av å unngå naturinngrep, er det kun en håndfull norske studier. 
To eksempler er Navrud m.fl. (2008) (negative effekter av kraftlinjer) og Alsvik (2013) 
(masteroppg ave, negative effekter av veibygging). Slik situasjonen er i dag, er dermed 
d et empiriske grunnlaget for å vurdere verdien av naturinngrep for å utforme en 
naturavgift svært tynt. Men det betyr ikke at man ikke kunne fremskaffe et slikt 
empirisk grunnlag v ed bruk av «best practice» -metoder for å beregne slike verdier, 
som man for eksempel har gjort for i Norge tidsverdier, trafikkstøy og verdien av 
statistisk liv (VSL) (Samstad m.fl. 2010 ). 
I andre nordiske land, som Danmark for eksempel, har man etter hve rt en rekke 
studier som verdsetter de eksterne effektene av naturinngrep ved bruk av SP -metoder 
(Ladenburg og Dubgaard 2007; 2009 for vindkraft, Olsen 2009; Olsen m.fl. 2005 for 
veibygging) og RP -metoder (eiendomsprismetoden) (Termansen m.fl. 2012; Jensen 
m.fl. 2014, begge vindkraft). Felles for disse studiene er at de viser betydelige negative 
samfunnsøkonomiske effekter av naturinngrep. 
Utfordringer og metodeutvikling generelt 
At det er mange verdsettingsstudier internasjonalt på naturområdet og internas jonale 
prosesser som trekker mer av arbeidet inn i praktisk politikk, betyr ikke at det ikke 	
16 https://www.wavespartnership.org/en 
17http://unstats.un.org/unsd/envaccounting/ og den relativt nypubliserte: 
http://unstats.un.org/unsd/envaccounting/seeaRev/eea_final_en.pdf 	
Vista Analyse 	34

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
fortsatt er metodeutfordringer. Utviklingen indikerer uansett at mange av studiene har 
interesse for både forskning og praktiske analyser (som nytte -kostnadsanalys er, 
utforming av virkemidler osv.). Hvilket presisjonsnivå en krever i verdsettingsanslagene 
er også avhengig av hva de skal brukes til, som vi kommer nærmere inn på under 
diskusjonen av verdioverføringsmetoder i 3.3 . Som vi har argumentert for i denne 
rap porten, er metodisk forsvarlig og presis verdsetting av velferdstap ved naturinngrep 
nyttig for utforming av en eventuell naturavgift, men ikke avgjørende for om en slik 
avgift kan og bør realiseres. Vi vil trekke fram eksempler fra de siste 15 -20 år som 
t yder på at mange av verdsettingsmetodene er blitt bedre og mer presise. 
Metodeutvikling for a vslørte preferanser 
RP -metodene kan ikke sies å ha undergått noen revolusjon de siste 15 -20 årene, men 
vi har fått langt flere anvendelser og økonometrisk videreut vikling, for eksempel i 
beregning av rekreasjonsverdier. I USA har man lenge hatt store databaser over studier 
som verdsetter rekreasjonsdager for ulike aktiviteter både ved bruk av 
reisekostnadsmetoden og oppgitte preferansestudier (se for eksempel en ganske 
komplett database som vedlikeholdes av Randal Rosenberger ved Oregon State 
University)	
18. Det betyr at m an ved naturinngrep av ulike slag kan beregne tap av 
rekreasjon sverdier, enten basert på denne basen eller ved å gjøre nye studier for 
formålet. US D ep. of Agriculture, Forest Service, for eksempel, bruker slike verdianslag 
i sine analyser. I Norge finnes knapt en eneste studie av verdien av rekreasjon, med 
unntak av noen eldre studier av fritidsfiske og enkelte andre aktiviteter. 
Innenfor hedonisk pr ising (eiendomsprismetoden) har litteraturen også utviklet seg. 
Som vi så ovenfor, er det flere danske studier for vindkraftanlegg. For Norge har vi kun 
en nyere studie som ser på verdien av blant annet grøntarealer for boligpriser i Oslo 
(Vågnes 2014). De nyere hedoniske studiene internasjonalt er blitt bedre til å utnytte 
geografiske data (GIS) og er blitt mer raffinerte de senere år. Se for eksempel Gibbons 
m.fl. (2014) for en omfattende nasjonal studie fra England som demonstrer er 
betydningen av nærhet til ulike naturkvaliteter for boligpriser. Slik vi leser litteraturen, 
har fortsatt og økende anvendelser av RP -metodene på naturområdet bidratt til at 
verdsettingsanslag fra slike studier godt kan brukes i virkemiddelutforming. Det er også 
viktig å bemerk e at verdianslagene fra RP -metodene kun dekker bruksverdier knyttet 
til naturinngrep. Dermed vil slike anslag uansett være konservative siden ikke -
bruksverdier også kan være viktige i mange tilfeller, i hvert fall for de større 
naturinngrepene (jf. debatte ne av både kraftlinjene i Hardanger og oljeutvinning i 
Lofoten som eksempler på at ikke -bruksverdier er viktige). 
Metodeutvikling for o ppgitte preferanser	
19 
Når det gjelder SP -metodene er det først e man kan observere at det har vært en 
eksplosjon i slike st udier, og særlig valgeksperimentstudier. Valgeksperimentmetoden 
er under kontinuerlig utvikling, men har vært brukt i mange sammenhenger for å 	
18 http://recvaluation.forestry.oregonstate.edu/ 
19 Denne delen bygger mye på Lindhjem m.fl. (2014). 
Vista Analyse 	35

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
verdsette naturinngrep, arealbruk og økosystemtjenester (for eksempel studien til 
Olsen m.fl. 2005 om veibygging i Danmark). Siden denne metoden avleder folks 
betalingsvillighet på en indirekte måte og dermed (i hvert fall delvis) unngår såkalt 
hypotetisk skjevhet, er den i en del kretser mer akseptert enn 
betalingsvillighetsstudier. Men metoden har også utfordringer knyttet både til kognitiv 
overlessing og kompleksitet for respondentene (særlig når både antall valg og ulike 
karakteristika ved miljøgodet øker) og økonometrisk/statistisk sensitivitet i 
resultatene. Det er heller ikke alltid åpenbart at ethvert miljøg ode kan stykkes opp i et 
sett av attributter som kan vektes mot hverandre. 
Det er derfor man i mange tilfeller heller velger å verdsette endringene som følger av 
et naturinngrep samlet, ikke som et sett av enkeltattributter, ved bruk av den 
betingete verdsettingsmetoden (CV). Siden John Krutilla’s berømte artikkel i American 
Economic Review (Krutilla 1967) , har det ikke vært uenighet om at ikke -bruksverdier 
representerer reelle økonomiske verdier. Det store metodiske spørsmålet, som fikk 
voldsom, fornyet opp merksomhet som del av skadeoppgjøret etter oljeutslippet fra 
Exxon Valdez -ulykken i Alaska, har heller vært om tapet av ikke -bruksverdiene kan 
anslås med stor nok grad av sikkerhet ved bruk av den betingete verdsettingsmetoden. 
Et ekspertpanel (NOAA- panelet) ledet av de nobelprisvinnende økonomene Robert 
Solow og Kenneth Arrow ble nedsatt i 1992 for å vurdere om metoden kunne gi 
troverdige anslag for bruk i naturskadeerstatninger.	
20 Deres anbefaling var et 
kvalifisert «ja» forutsatt at metoden følger noen kr iterier for «best practice » (Arrow 
m.fl. 1993) . 
Exxon Valdez og NOAA- panelets arbeid skapte frenetisk aktivitet innen 
miljøøkonomifaget, som har pågått siden. Resultatet har vært at det teoretiske 
grunnlaget for verdsetting av kollektive goder er blitt raffinert og styrket (blant annet 
med hjelp fra adferdsøkonomi), at metoden er blitt grundig testet og i dag har ganske 
bred legitimitet . Kling m.fl. (2012) gir en balansert oppsummering av erfaringer og 
lærdommer de siste 20 år med CV-metoden.	
21 
Her hjemme har skepsisen mot bruk av CV i samfunnsøkonomiske analyser stort sett 
vedvart til tross for metodiske fremskritt de siste 20 år Det er to typer kritikk som ofte 
brukes mot anvendelsen av betinget verdsetting som vi mener , blant annet i lys av 
nyere littera tur, ofte tillegges overdreven vekt: i) hypotetisk skjevhet, og ii) at for 
mange prosjekter passerer nytte -kostnadstesten (Hoehn og Randall 1989) . Vi 
begrunner dette nedenfor. 
For det første; det at folk tenderer til ikke å gjøre det de sier innenfor betin get 
verdsetting i likhet med i en lang rekke andre sammenhenger der en benytter data fra 	
20 Merk at bruk av denne typen anslag i naturskadeerstatning krever en høyere grad av sikkerhet enn en 
ville kreve for samfunnsøkonomiske analyser /nytte-kostnadsanalyser (NKA) eller en naturavgift (Navrud 
og Pruckner 1997) . 
21 I samme nummer av Journal of Economic Perspectives er det også bidrag om betinget verdsetting fra 
de gamle våpendragerne i di skusjonen etter Exxon Valdez: Hausman (2012) og Carson (2012). 
Hausman’s bidrag er blitt kritisert av bl.a. Haab m fl. (2013) . 	
Vista Analyse 	36

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
spørreundersøkelser (for eksempel valgmålinger), betyr ikke automatisk at 
betalingsvilligheten de oppgir er høyere enn det de faktisk ville betalt. Dette er det 
populære og tradisjonell synet på metoden. Som Carson (2012) påpeker, med 
henvisning til Paul Samuelson	
22, så kan det også være incentiver til å oppgi lavere enn 
faktisk betalingsvillighet for kollektive goder. Det sentrale er hvilke incentiver 
respondentene har for å svare og om de føler at svarene har betydning for noe de bryr 
seg om (dvs. konsekvensialitet). I flere studier referert i for eksempel Carson (2012), 
Kling m.fl. (2012) og Haab m.fl. (2013) forsvinner hypotetisk skjevhet i studier som 
sammenligner faktisk og hypotetisk betaling, når såkalt incentiv -kompabilitet og 
konsekvensialitet er tilfredsstilt. Hvis en undersøkelse feiler på disse punktene, finnes 
det likevel virkemidler som kan redusere mulig skjevhet (Loomis 2011) . De to mest 
brukte inkluderer å gi respondentene ytterligere instruksjoner ( «cheap talk »”) om å 
tenke seg at det er en faktisk transaksjon, og å la respondentene anslå hvor sikre de er 
på at de ville betale ulike beløp (og så justere for dette i beregningen av 
gjennomsnittlig betalingsv illighet). 
Den andre typen kritikk innebærer at hvis det så var mange andre offentlig finansierte 
tiltak som skulle vurderes i tillegg, ville vel det redusere folks betalingsvillighet? Med 
andre ord: alle slike prosjekter kan ikke passere nytte -kostnadste sten samtidig; som 
påpekt av Hoehn og Randall (1989). Imidlertid er dette argumentet etter vår 
oppfatning ikke sentralt , da alle offentlige prosjekter som vurderes på for eksempel et 
stadium der en ny kraftlinje eller vei er under vurdering er konkrete for slag hvis nytte 
og kostnader bør sammenlignes med referansealternativet , og ikke med alle, mulige, 
hypotetiske prosjekter det offentlige kunne bruke penger på. 
Selv om den betingete verdsettingsmetoden er velprøvd, gjennomdiskutert og har 
relativt stor le gitimitet, er det også diskusjon om metoden kan brukes til å verdsette 
«alt». Hvor går grensen for hva som er så vitenskapelig usikkert og så vanskelig for folk 
å forstå at monetær verdsetting ved bruk av oppgitte preferanser blir meningsløst? 
Naturinngrep kan potensielt gi ganske kompliserte økologiske effekter som det både 
kan være stor usikkerhet om og vanskelig for folk å forstå. I litteraturen er det ulike 
syn. Selv om TEEB -prosjektet har vært opptatt av og promotert økonomisk verdsetting 
av økosystemt jenester monetært, har de også lagt vekt på såkalte ikke -monetære 
verdsettingsmetoder til bruk for tjenester som de mener kan være vanskelig å 
verdsette, inkludert biologisk mangfold. Bartkowski m.fl. (2015) vurderer kritisk den 
økonomiske verdsettingslitt eraturen på biologisk mangfoldområdet og anbefaler heller 
bruk av valgeksperimenter enn betinget verdsetting . Grunnen til det er blant annet 
fordi de mener den iboende kompleksiteten i biomangfolbegrepet bedre fanges opp 
ved bruk av flere attributter. 
Det er ingen fasit på spørsmålet om når metodene strekkes for langt og det er også 
avhengig av bruken av resultatene hvor høyt presisjonsnivå som kreves. Uansett, vil 	
22 “It is in the selfish interest of each person to give false signals, to pretend to have less interest in a 
given collective con sumption activity than he really has” (Samuelson 1954) . 
Vista Analyse 	37

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
man kunne verdsette med ganske god troverdighet og presisjon mange av effektene 
ved naturinngrep. En utfordring, hvis det er snakk om mange typer økosystemtjenester 
som påvirkes negativt ved et naturinngrep, er ikke å dobbelttelle ved for eksempel slå 
sammen verdsettingsanslag ved bruk av ulike metoder osv. Dette problemet er en del 
diskutert i l itteraturen. En mulig løsning på dette problemet er å fokusere på de 
viktigste tjenestene og verdsette disse konservativt (evt. ved å bruke en metode), slik 
at man sikrer seg at man ikke dobbeltteller. 
Alt i alt, er det etter vår oppfatning ikke svakheter ved metodene som først og fremst 
bør være utfordringen for en evt. videre utredning av naturavgift. Et problem er heller 
at det en svært liten base av relevante verdsettingsstudier i Norge som kunne inngå 
som grunnlag. Dette er det imidlertid mulig å gjøre noe med på relativt kort sikt. 
Mangel på studier i dag gjør det også vanskelig å benytte verdi overføringsmetoder, 
som vi diskuterer i neste avsnitt. 
3.3 Utvikling i v erdioverføringsmetoder og – retningslinjer 
Vi gir i dette kapitlet en oversikt over verdiove rføringsmetoder («benefit 
transfer/value transfer ») og retningslinjer som kan være aktuelle som del av 
grunnlaget for å fastsette størrelsen på en naturavgift. S om vi har vært inne på ovenfor 
er det fortsatt for få norske studier av velferdstap ved naturin ngrep å trekke på. 
Imidlertid kunne en tenke seg enten at retningslinjer vi går inn på her kunne benytte 
slike studier når de evt. foreligger eller at man kunne benytte internasjonale studier av 
velferdstap ved naturinngrep (selv om det er trolig at presis jonen i internasjonal 
overføring er for liten) . Det vil blant annet avhenge av grad av presisjonsnivå en krever 
for denne delen av grunnlaget for en evt. naturavgift. 	
 	
3.3.1 Kort om verdioverføring 
Dersom det foreligger en eller flere verdsettingsstudier for et miljøgode er det et 
spørsmål om man kan overføre verdianslagene fra stedet studien ble foretatt 
( « studiestedet» ) til det nye stedet man ønsker verdier for ( «beslutningsstedet» ). En 
slik overføring kalles « Benefit transfer» (nytte -overføring). Metoden gjelder imidlertid 
både for overføring av nytte (benefit) og skade (damage), og burde derfor heller 
generelt benevnes verdioverføring ( «Value Transfer» ); se også Navrud (2004), samt 
Navrud & Ready (2007). 
Fordelen med en slik overføring av verdianslag er at d ette er billigere enn å utføre nye 
verdsettingsstudier (oftest benevnt som originalstudier eller primærstudier). En annen, 
og ofte like viktig faktor, er at gjennomføring av nye studier er tidkrevende, og 
overføring av verdsettingsestimater fra eksisterend e studier kan dermed være en langt 
raskere metode. 
Svakheten med verdioverføring er at usikkerheten i verdianslagene øker, særlig hvis 
man må trekke på internasjonale studier (se for eksempel Lindhjem og Navrud 2008; 
2015) . Dette kan skyldes at selv om tid ligere undersøkelser har verdsatt samme type 
miljøgode, kan det være flere viktige forskjeller. Dette kan for eksempel være ulike 
karakteristika ved miljøgodet, ulik endringer av miljøgodets kvalitet/mengde, ulik 	
Vista Analyse 	38

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
tilgjengelighet av substitutter, og ulik beslutningssammenheng for verdsettingen. I 
tillegg kan det være forskjeller for eksempel i inntekt, utdanning, preferanser og 
holdninger hos de berørte husstander; noe som vil kunne medføre forskjellig 
verdsetting av samme miljøendring. Disse usikkerhetene k ommer i tillegg til 
usikkerhetene som allerede ligger i de originale verdsettingsmetodene, og metoder for 
å anslå den fysiske effekten av et prosjekt/inngrep. Økningen av usikkerhet i 
estimatene ved verdioverføringen må vurderes opp mot nytte ved redusert tid og 
kostnad i forhold til en original verdsettingsstudie, samt en vurdering av akseptabelt 
usikkerhetsnivå i den aktuelle beslutningssituasjonen (Navrud 2004). 
For å gjennomføre verdioverføring trengs: 
(1) Database over originale verdsettingsstudier, so m en kan overføre verdier fra, for å 
kunne identifisere aktuelle studier av endringen i mengden og/eller kvaliteten av 
miljøgodet (her: redusert strøm av rekreasjons - og andre tjenester ved ulike typer 
naturinngrep) . 
(2) Kriterier for å vurdere kvaliteten av identifiserte originale verdsettingsstudier . 
(3) Verdioverføringsteknikker (se avsnitt 3.3.2) 
(4) Retningslinjer for verdioverføring (se avsnitt 3.3.3 og Appendiks 1 ) 
Ad pkt. (1) er den mest omfattende og oppdaterte databasen for verdsettingsstudier , 
s om nevnt, Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI) www.evri.ca.. Dersom 
det er ingen eller kun et fåtall primærstudier av den aktuelle miljøendringen i Norge og 
Norden, bør hele EVRI -databasen gjennomgås med henblikk på relevante studier samt 
at en bør gjøre generelle datasøk. En annen database av spesiell relevans for å vurdere 
rekreasjonsverdier, er basen til Randall Rosenberger for Nord -Amerika, som vi nevnte 
ovenfor. 
Meta -analyser (som også tar med nordamerikanske studier, som det er klart fle st av) 
kan også vurderes, gitt at man tar hensyn til begrensningene for overføring av verdier 
fra meta- analyser med et bredt omfang. Dette innebærer at det ofte er stor variasjon i 
definisjonen av miljøgodet i studiene inkludert i meta- analysen. Dette gjøres for å øke 
antall observasjoner i meta- analysen når det er få studier av miljøgodet som vurderes; 
men vil kunne øke usikkerheten i verdsettingsanslaget fra meta -analysen. Noen meta-
analyser finnes også i EVRI -databasen. 
Lindhjem (2007) laget for eksempe l et regneark med detaljerte data (mer detaljert enn 
i EVRI) om alle studier av miljøgoder i skog som inntil da hadde vært gjennomført i 
Norge, Sverige og Finland, og brukte dette til å gjennomføre en meta- analyse. En viktig 
konklusjon fra denne studien va r at betalingsvilligheten ikke synes å være følsom for 
størrelsen på skogsområder: Folk var villige til å betale like mye for å bevare små som 
store skogområder; noe som kan skyldes at arealet på området ikke var oppgitt i selve 
betalingsvillighetsspørsmålet samt at fokus for studien var f.eks. bevaring av 
biodiversitet heller enn størrelsen på arealet). Dette skaper selvsagt tvil om bruk av 
forenklede mål så som betalingsvillighet pr. arealenhet for komplekse miljøgoder som 
Vista Analyse 	39

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
økosystemer og fellesgoder som b evaring av urørte naturområder og andre 
landskapstyper for å finne samlet betalingsvillighet for et større (eller mindre) område 
på beslutningsstedet, enn det som er vurdert på studiestedet. 
Lindhjem & Navrud (2008) fant, når de sammenlignet enhetsoverføring med 
overføring fra den mer tidkrevende og komplekse meta- analysen av studier fra alle tre 
land, at den langt enklere enhetsoverføringen fra studier i samme land ikke ga større 
overføringsfeil. 
Databaser med verdsettingsstudier inneholder sjelden all i nformasjon man trenger om 
studien for å gjennomgå egenskaper ved studiestedet med sikte på finne en studie 
som er så lik beslutningsstedet som mulig. EVRI bør derfor enten utvikles til å gi mer 
detaljerte data om studien (noe som inngår i prosessen med å r evidere EVRI som nå 
foregår), eller en bør designe databaser med mer detaljerte data slik som f.eks. 
Lindhjem (2007). Det er selvsagt også en stor fordel å ha og gjennomgå selve 
primærstudiene som det er aktuelt å overføre fra. 
Ad pkt. (2) bør en bruke « best practi ce » - kriterier for de ulike verdsettingsmetoder for 
å evaluere kvaliteten av primærstudier det er aktuelt å overføre verdier fra med sikte 
på å velge ut de studier som best tilfredsstiller kriteriene for en god studie som så kan 
brukes til verdio verføring. Soutukorva og Söderqvist (2005) gir en kriterieliste for 
vurdering av kvaliteten av studier av miljøgoder generelt, basert på ulike RP - og SP -
metoder. For miljøgoder knyttet til skog spesielt gir Riera et al (2012) retningslinjer for 
« best practi ce » både for RP - og SP -metoder så vel som verdioverføring. 
Ad. pkt. (3) finnes det kun de tre hovedtype ne av verdioverførings -teknikker som vi har 
vært inne på, jf. Navrud (2004) og Navrud & Ready (2007): i) Enhetsoverføring, ii) 
Overføring av en verd settings-/ betalingsvillighets -funksjon og iii) Meta -analyse. Disse 
er beskrevet i kapittel 3.3.2 nedenfor. 
Retningslinjer for verdioverføring (jfr. pkt. 4 ovenfor) gjennomgås i underavsnitt 3.3.3. 
3.3.2 Teknikker for verdioverføring 
T re typer verdioverføringst eknikker forklares nedenfor. 
Enhetsverdioverføring 
Enhetsverdioverføring, dvs. overføring av estimater for gjennomsnittlig 
betalingsvillighet for en spesifisert endring i mengden og eller kvaliteten av et 
miljøgode; fra det opprinnelige studiestedet til be slutningsstedet, er den enkleste 
formen for verdioverføringsteknikk. Denne verdioverføringen kan foregå med eller 
uten korreksjoner av forskjeller mellom de to stedene. Korreksjonene kan gjøres på 
bakgrunn av verdistigning, inntektsnivå eller ekspertanslag av ulikheter mellom 
studiested og beslutningssted. Det tilstrebes å finne verdsettingsanslag fra én studie 
som i størst mulig grad ligner beslutningsstedet både m.h.t endringen i miljøgodet som 
verdsettes og sammensetningen av befolkningen (jfr. sosio -øko nomiske variable som 
alder, kjønn, utdanning, og inntekt; samt rekreasjonsmønster og miljøinteresse), men 
overføringen kan også baseres på anslag fra flere originale verdsettingsstudier. 	
Vista Analyse 	40

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Overføring av verdsettingsfunksjon/betalingsvillighetsfunksjon 
Denne teknikken innebærer at en istedenfor å overføre et enhetsanslag for 
betalingsvillighet per husstand pr år for en spesifisert endring i miljøgodet, overfører 
hele betalingsvillighetsfunksjonen. Dette er den funksjonelle sammenhengen mellom 
estimert betaling svillighet for endringer i miljøgodet og forklaringsvariabler slik som 
størrelsen og retning på endringen i miljøkvalitet, tilgang på substitutter (for 
naturinngrep for eksempel alternative rekreasjonsaktiviteter eller -områder), 
respondentens inntekt, utd anning, alder, rekreasjonsbruk og kjennskap til miljøgodet. 
Estimering av betalingsvillighet på beslutningsstedet skjer da ved å bruke 
koeffisientene for disse forklaringsvariablene i betalingsvillighetsfunksjonen fra 
studiestedet og sette inn middelverdi ene for forklaringsvariablene fra 
beslutningsstedet. Dette betinger at miljøendringene og forklaringsvariablene er 
sammenlignbare, og at respondentenes preferanser er like på studiested og 
beslutningssted. Det tilstrebes også her å finne et studiested som i størst mulig grad 
ligner beslutningsstedet, og at det finnes data for forklaringsvariablene (som inngår i 
betalingsvillighetsfunksjonen fra studiestedet) tilgjengelig på beslutningsstedet. Ofte 
vil en ikke kunne bruke betalingsvillighetsfunksjonen med fl est signifikante 
forklaringsvariabler og størst forklaringskraft, da det ikke finnes verdier for disse 
variable fra statistiske kilder på beslutningsstedet. 
Meta- analyse 
Meta -analyse er en statistisk regresjonsanalyse av flere tidligere verdsettingsstudier 
for et bestemt miljøgode, som gjøres for å undersøke hvordan betalingsvilligheten for 
miljøgodet varierer med ulike karakteristika ved godet, ved den undersøkte 
befolkningen og ved verdsettingsmetoden som er anvendt. Da hver studie oftest 
benyttes som én observasjon, er det problematisk å gjennomføre meta- analyser for 
miljøgoder hvor det er utført få tidligere studier. En vil da ha problemer med et fåtall 
observasjoner (og dermed få frihetsgrader) i regresjonene. Det kan brukes flere 
estimat fra den samme studien dersom det for eksempel er brukt ulike 
verdsettingsspørsmål og estimeringsteknikker i originalstudien, men man må da ta 
hensyn til at estimatene fra samme studie er korrelert. Et annet problem med meta -
analyser et at det ofte er karakteristika ved de ulike verdsettingsmetodene brukt som 
forklarer størsteparten av variasjonen i verdsetting (se for eksempel Navrud & Ready 
2007), mens det som er viktigst for bruk av meta- regresjonen for verdioverføring er 
hvordan betalingsvilligheten varierer med karak teristika ved miljøgodet og den berørte 
befolkningen. 
3.3.3 Retningslinjer for verdioverføring 
Det finnes nå detaljerte retningslinjer for overføringer av verdier fra tidligere 
verdsettingsstudier (Navrud 2007, Eftec 2009 , Riera m.fl. 2012). Navrud (2007 ) for eslår 
åtte steg, se appendiks for detaljert informasjon om disse. Retningslinjer for overføring 
av verdier av økosystemtjenester, som i stor grad bygger på disse tidligere 
retningslinje ne, finnes hos UNEP (2013). Verdioverføring er mye brukt i nytte -
kostna dsanalyser (NKA). Verdioverføring brukes også til å øke oppmerksomheten 
omkring at naturen har en samfunnsøkonomisk verdi, og både dette og NKA er 
Vista Analyse 	41

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
anvendelsesområder med relativt lave formelle presisjonskrav. Krav til utmåling av 
erstatningsansvar etter fo rurensningsulykker (såkalte Natural Resource Damage 
Assessments i USA, og tilsvarende i Europa under Environmental Liability Act) ligger i 
den andre enden av skalaen og krever høy presisjon siden det vil være en person eller 
selskap som faktisk vil måtte b etale erstatningskravet. Og dette kravet må kunne 
dokumenteres og forsvares i rettssystemet. Så vidt vi vet brukes ikke 
verdsettingsestimater direkte til fastsettelse av nivået på avgifter, da størrelsen på 
avgiftene oftest er basert på vurdering av en rek ke forhold. 
I verdioverføring får man, som nevnt, usikkerhet knyttet både til de opprinnelige 
verdsettingsmetodene (som kan være akseptabel) og selve overføringen som føyer 
ytterligere usikkerhet til estimatet . En utfordring man ofte opplever i verdioverf øring 
er at verdianslagene ofte kommer fra studier av marginale/mindre endringer i et 
miljøgode helt lokalt, mens man kan være interessert i å ha verdianslag på en større 
skala. Det kan for eksempel være at en ønsker verdier per dekar på regionalt eller 
na sjonalt nivå, for å bruke i en annen sammenheng (for eksempel som del av et 
utvidet, grønt nasjonalregnskap) . Som vi var inne på ovenfor, er slike verdier typisk 
ikke konstante per arealenhet. Verdien per arealenhet er trolig mindre for å verne et 
større areal enn et lite, siden verdien av ekstra vern per arealenhet er avtagende på 
marginen. Oppskalering med en konstant, marginal arealverdi kan derfor føre galt av 
sted, som diskutert for eksempel i Brander m.fl. (2012). 
Et relativt nytt eksempel fra Norge p å hvordan rekreasjonsverdien per arealenhet er 
avhengig av størrelsen på totalarealet, og befolkningstettheten, er gitt i t abell 3.2. 
Barton m.fl. (2015) anslår rekreasjonsverdi av parkarealer i Oslo basert på en meta-
analyse av Brander og Koetse (2011) av verdien av «open space» i forbindelse med 
byer. Tabellen viser hvordan verdi en per hektar øker med befolkningstettheten fra 54 
millioner for et lite areal med få mennesker rundt til opp mot en milliard for det 
samme arealet med høy befolkningstetthet. Til svarende går verdiene raskt ned per 
hektar for økende størrelse på det totale parkarealet. 
Tabell 3.2 Marginal betalingsvillighet ( NOK/hektar /år) for rekreasjon i parker av ulik 
størrelse og omkringliggende befolkningstetthet. 
 	
 	
Kilde: Barton m.fl. (201 5), basert på Brander og Koetse (2013). 
Hvis en skulle basere deler av beslutningsgrunnlaget for utformingen av en naturavgift 
på verdier fra internasjonale studier, måtte en vurdere grundig hvordan en evt. skulle 	
Vista Analyse 	42

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
justere verdier per påvirket areal for ulike inngrep. Som vi har vært inne på i kapittel 2, 
er det sannsynlig at skaden per dekar ved et inngrep er større hvis det er del av et lite 
areal som påvirkes enn et stort (gitt samme befolkningstetthet). En kunne tenke seg en 
gradering av avgiften som ikke var konstant per arealenhet og inngrepstype. 
Graderingen kunne nok trolig dra nytte av resultater fra bl.a. internasjonale meta -
analyser som analyser er hvilke dimensjoner som betyr mest for per- dekar-verdier. 
 
Selv om miljøavgifter i praksis ikke er fast satt på basis av marginale skadekostnader, vil 
bruk av retningslinjene for verdioverføring likevel kunne gi relevant og nyttig 
informasjon for å fastsette størrelsen på naturavgifter. 
 
Vista Analyse 	43

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
4. Eksempler på praktiske erfaringer og forslag til 
utformi ng av naturavgi ft og lignende avgifter 
I dette kapittelet går vi nærmere inn på internasjonale og norske eksempler på 
praktiske erfaringer og forslag til utforming av naturavgift og lignende avgifter, 
inkludert anvendelser av verdsetting av arealbruk, biodiversitet og øk osystemtjenester 
til utforming av naturavgifter. 
Vi ser også kort på erfaringer med payment for ecosystem services (PES) og studier av 
støtteordninger innen landbruket. Spørsmålet er om slike subsidieordninger har 
benyttet seg av verdsetting for å sette nivået på subsidien eller ikke. Dette kapittelet 
belyser dermed punkt 3 fra kapittel 1. 
4.1 Internasjonale eksempler 
Gjennom kontaktpersoner blant annet i OECD og Storbritannia og søk i litteratur og 
databaser (blant annet OECDs database med oversikt over avgifter i alle OECD -land) 
har vi funnet fram til en del relevant internasjonal litteratur og erfaringer, uten at det 
er foretatt en uttømmende litteratur- og erfaringsgjennomgang. Gjennomgangen viser 
at det knapt finnes internasjonale erfaringer med denne type n avgifter, eller erfaringer 
med bruk av verdsettingsstudier til utforming av slike avgifter. Det finnes imidlertid en 
del litteratur som diskuterer denne typen avgifter, samt innføring og/eller endringer i 
skatter og avgifter på eiendom og areal («land») som bedre kan ivareta miljøhensyn og 
«urban sprawl». Denne litteraturen vil bli omtalt i 4.1.1. 
4.1.1 Internasjonal litteratur og forslag til former for naturavgift 
Vi har funnet få praktiske eksempler på innføring av en naturavgift med utgangspunkt i 
verdien av de eksterne effektene som et inngrep medfører , men det er en 
problemstilling som finnes igjen i litt ulike tilnærminger. 
Den første tilnærmingen er tar utgangspunkt i skattlegging av eiendom (areal og/eller 
bygninger) generelt. Denne litteraturen synes særlig å være opptatt av arealbruk i 
urbane områder og det å forhindre «urban sprawl» («urban spredning») og beholde 
«open space» (åpne områder) i urbane områder. Denne urbane problematikken er 
ikke så relevant i diskusjonen om naturavgift, men noen av skattleggingsforslagene 
(særlig fra Tyskland) er interessante og omtales nedenfor. 
Den andre tilnærmingen finner man igjen i litteratur om økonomiske virkemidler for å 
ivareta biodiversitet (naturmangfold). Denne litteraturen har ofte en bred 
gjennomgang av u like økonomiske (og andre) virkemidler, og vi vil her referere den del 
av litteraturen som omhandler avgifter for bedre ivaretagelse av biodiversitet. 
Brandt (2014) tar utgangspunkt i eiendomsskatten og diskuterer hvordan den kan 
gjøres «grønnere». I gjenn omgangen vurderes også andre virkemidler som diskuteres i 
OECD for å begrense urban «spredning» og internalisere eksterne effekter ved «for 
høyt» arealfor bruk. 	
Vista Analyse 	44

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
I Tyskland ble det foreslått en eiendomsskattereform som inkluderer en 
arealbruksavgift, som ville differensiere eiendomsskatten avhengig av arealbruken. I et 
slikt opplegg var det meningen at avgiftssatsen skulle være høyere for bruk som 
påvirket miljøet negativt . For eksempel ville avgiften på åpent areal være lavere enn 
for areal som var gjort ugj ennomtrengelige ( impermeable ) gjennom bygninger og veier 
og andre tette flater , og intensivt drevet jordbruksareal ville få høyere skatt/avgift enn 
jordbruksareal med økologisk drift. Forslaget innebar å kategorisere arealet og 
anvende avgiftssatser som va r differensiert avhengig av arealbrukens miljøpåvirkning. 
Dette ville også gi et incentiv til å re staurere/tilbakestille tidligere tiltak med negative 
miljøkonsekvenser (som vi også var inne på i den prinsipielle skissen i kapittel 2) . Det 
har vært reist u lik kritikk mot forslaget, og det har blant annet vært foreslått å 
kombinere arealbruksavgiften med en skatt /avgift på eiendomsv erdien, kombinert 
med ulike rater avhengig av miljøpåvirkningen av ulike arealbrukskategorier (Brandt 
2014) . Forslaget er imidle rtid ikke gjennomført, og vi vet ikke hvilken status dette 
forslaget har når det gjelder utredning/offentlig vurdering . 
Forslaget ivaretar ett aspekt som ville være vesentlig ved en naturavgift slik vi ser det, 
nemlig inngrepets miljøpåvirkning. Det sies imidlertid ikke noe om hvordan man ville 
ivareta at også arealets beskaffenhet i utgangspunktet ville ha betydning for eksterne 
miljøkostnader ved inngrep (se også figur 3.1) 
En avgift på velferdstapet ved tap av åpent areal («open space») på grunn av utby gging 
har vært diskutert i Nederland og USA (Brandt 2014). I begge land er dette en 
pågående diskusjon, men arealknappheten er selvfølgelig ekstrem i Nederland, noe 
som krever str eng prioritering av arealer. En slik avgift ville være målrettet for å 
internalisere eksterne effekter av ny ut bygging. En vanskelighet ville være å estimere 
den samfunnsøkonomiske verdien av (tapt) åpent areal, men f.eks. Brander og Koetse 
(2011) har i en metaanalyse kommet fram til verdien av «urban open space» i 
europeiske land (som tabell 3.2 også refererer til) . Brandt (2014) fremhever imidlertid 
at de estimatene som finnes av (redusert) åpent areal er noe upresise, og stiller 
spørsmål ved om verdianslagene reflekterer alle samfunnsøkonomiske kostnader ved 
tap av åpent areal. H un foreslår som et alternativ til å bruke estimater fra slike 
metoder direkte, heller å gjøre antagelser («best guesses») basert på de studiene som 
finnes for verdien av velferdstapet og kalibrere en avgift på ny utbygging som er i tråd 
med ønsket effekt på endringer i arealbruk. 
I vår sammenheng er det ikke «open space» i seg selv som er det viktigste, men 
velferdstapet forbundet med endret arealbruk . Muligheter for å måle og anslå dette 
avhengig av hvilke samfunnsøkonomiske kostnader som oppstår, er like vel relevant. 
Heller ikke dette forslaget er gjennomført, ifølge Brandt (2014), uvisst av hvilken 
grunn. 
Det er også en del litteratur som diskuterer f.eks. konsekvenser av ulike utforminger av 
eiendomsskatten, om den bør legges på areal og /eller bygninger, om den bør utformes 
som en avgift på verdi eller areal, osv. , og hvilke konsekvenser ulike utforminger 
eventuelt har for arealbruk. Vi går imidlertid ikke inn på denne litteraturen, fordi dette 
blir litt på siden i denne sammenhengen. 
Vista Analyse 	45

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Brandt (2014) vise r til flere forslag til reformer og idéer for bedre å internalisere 
eksternaliteter av arealbruk gjennom eiendomsskatter. Men få av disse har faktisk blitt 
implementert , så det er få empiriske erfaringer å vise til. I følge Brandt har det for 
eksempel ikke vært testet noe forslag til et klassifisert avgiftssystem som skattlegger 
arealbruk ut fra miljømessige negative konsekvenser (som det tyske forslaget) . 
Litteraturen om s kattlegging av areal trekker ofte fram at avgifter på arealbruk har 
visse utfordringe r fordi areal langt fra er et homogent økonomisk gode. Ulike arealer 
varierer mye med hensyn til geografi, miljømessige og andre karakteristika. Derfor er 
ikke markedet et klassisk marked med «areal» som ett gode, og det krever en god 
forståelse for hvorda n arealmarkedet fungerer for å iverksette de «riktige» 
økonomiske virkemidlene (EEA 2010). Dette diskuterte vi også i kapittel 2. 
Også EEA (2010) nevner eksemplene fra Nederland og Tyskland som virkemidler, men 
rapporterer at ingen av landene har innført f orslagene fordi den praktiske 
gjennomføringen har vist seg vanskelig. Fra Storbritannia har vi også informasjon om at 
en skattlegging basert på arealbruk har vært vurdert, men forkastet, og man benytter i 
stedet mer tradisjonelle planleggingsverktøy for å styre denne delen av arealbruken 
(G. Duke, pers.medd. april 2015). Både i Tyskland og Nederland sies det at 
utredningene har vist at økonomiske virkemidler kan være egnet til å supplere, men 
ikke erstatte mer tradisjonelle planleggingsverktøy for arealbruk . Dette er også tilfelle i 
England, som for eksempel har tatt i bruk «biodiversity offsets» som en supplement til 
andre virkemidler. 
EEA (2010) peker på flere utfordringer og videre forskningsbehov, blant annet nevnes 
som et viktig spørsmål som må undersøkes nærmere om det å etablere betaling for 
tjenester fra miljøet ( betaling for økosystemtjenester – PES, se neste avsnitt ) kan 
knyttes til priser for arealbruk. Betaling for å beskytte habitate r og økosystemer kan 
også påvirke prisene på areal. Vi ser nærmere på PES nedenfor. 
Det finnes også eksempler på at man har gitt unntak for eiendomsskatt for landeiere 
som setter av areal til nærmere bestemte verneformål (Ministry of Natural Resources, 
Ontario, udatert). 
En annen innfallsvinkel til lærdom om naturavgifter , er litteratur om virkemidler for å 
bevare biodiversitet (naturmangfold) . En rapport fra Eco logic (2006) gjennomgikk 
litteratur og databaser og ga en oversikt over EU -land med flere som benyttet 
økonomiske virkemidler for å fremme biodiversitet og presenterte noen av dem som 
bl e ansett som de mest lovende. I vår sammenheng er det mest relevant å se på 
oversikten over skatter og avgifter som var utformet for å ivareta økosystemer 
(habitater) generelt. Rapporten lister opp nesten 60 eksempler på skatter og avgifter 
for ivaretagelse av biodiversitet/habitater i ulike land. E ksemplene inkluderer avgifter 
for å besøke nasjonalparker (som finnes i flere land), gebyr for arealbruksendring (i 
bruk av skogareal eller generelle arealbruksendringer) i Polen og Ts jekkia, osv. Se tabell 
4.1, der vi har tatt ut dem som er relevante for naturarealer (leveområder/habitater). 	
Vista Analyse 	46

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Denne rapporten sier imidlertid ikke mye om hvordan man har fastsatt avgiftene og 
deres størrelse, den fokuserer mer på hvilke avgifter som finnes og hvilke effekter de 
har/kan ha. 
Tabell 4.1 Liste over virkemidler brukt i piloter eller foreslått i litteraturen, gjeldende 
for naturområder (leveområder / habitater). 	
 	
Vista Analyse 	47

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
 
(tabell 4.1 fortsatt) 
 
Kilde: Ecol logic (2010), utdrag av Tabell 6. 
Shine (2005) kommer også med anbefalinger om bruk av avgifter for å bevare og øke 
biodiversiteten i Europa. Hun går gjennom en rekke muligheter, men har få konkrete 
eksempler på praktisk erfaring vi kan lære av, og konkluderer med at det er svært lite 
som skjer på sk atteområdet for å ta vare på natur i Europa. Hun kommer med en rekke 
anbefalinger om å ta i bruk skatter og avgifter (både å ilegge nye og gi skatte - eller 
avgiftslette) for å bevare og øke biodiversiteten. Flesteparten av forslagene er rettet 
mer mot å be vare spesielle naturtyper og i stor grad dreid mot å gi unntak for skatter 
og avgifter dersom man avsetter areal til bevaring, inngår i spesielle nettverk for 
økologisk drift, for å fremme kjøp av land til verneområder osv. Hovedanbefalingene er 
at skattes ystemet bør støtte bevaring som en mulig arealbruksopsjon for grunneiere , 
og at skattesystemet bør legge til rette for og styrke arbeidet i vernesektoren 
(«conservation sector »). E t p an -europeisk samarbeid bør føre til en felles visjon og 
større effektivit et av skattepolitikk for bevaring av biodiversitet. Ingen av disse 
anbefalingene er imidlertid særlig matnyttige for utforming av en naturavgift, men 
viser at det er flere land og studier som tenker i samme baner. 
4.1.2 Payment for ecosystem services (PES) 
Som v i diskuterte i kapittel 2. 3 er det rettigheten til ulike typer arealbruk som avgjør 
om det er naturlig å avgiftsbelegge for å unngå videre inngrep eller subsidiere for å 
stimulere til reduserte inngrep (evt. bevaring av natur eller andre aktiviteter som øk er 
strømmen av økosystemtjenester). Mens det er få erfaringer med avgifter på arealbruk 
og reduksjon i økosystemtjenester, er det derimot etter hvert ganske mange erfaringer 
med payment for ecosystem services (PES). Dette gjelder særlig i en del 
middelinnt ektsland der slike ordninger er ganske utbredt både på nasjonalt og lokalt 
nivå. Lignende ordninger er imidlertid også i bruk i Europa, ikke minst innenfor 
landbruk (for eksempel i form av subsidier til økologisk skånsom landbruksproduksjon, 
såkalte «agri- environmental» subsidies). I følge OECD (2013) er det flere enn 300 PES-
ordninger i bruk totalt på verdensbasis. Det er en del forskjeller mellom avgifter og 
subsidier, men på samme måte som for avgifter er kunnskap om både nytten og 	
Vista Analyse 	48

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
kostnaden av de tiltakene som støttes relevant for å bestemme subsidiesatsen. 
Spørsmålet er så om det er erfaringer med verdsetting til dette formålet. Det kan også 
være at andre erfaringer er relevante for vurdering av naturavgift. 
Vi går ikke inn i dybden på denne litterature n, men summerer opp noen korte 
erfaringer. Figur 4.1 forklarer logikken ved PES. Et skogareal har større nytte for 
grunneier ved konvertering til beitemark enn som skog, men ved hogst skapes en 
rekke negative eksternaliteter nedstrøms (som indikert under d en horisontale linjen). 
Ved å betale grunneier «mellomlegget» pluss litt til for å dekke det han taper ved 
videre skogbevaring, kan man oppnå en bedre samfunnsøkonomisk løsning (så lenge 
verdien av de eksterne effektene er større). Som oftest er det myndig hetene (men i 
noen tilfeller organisasjoner eller privat sektor) som betaler. 
 
Figur 4.1 Logikken i payment for ecosystem services for bevaring av skog (vs alternativ 
bruk til beitemark) 
Kilde: Engel m.fl. (2008)	 
De aller fleste PES -systemer (særlig de so m er myndighetsfinansiert) er basert på 
landeieres alternativkostnader ved bevaring av natur, og tilbyr uniforme betalinger til 
alle grunneiere som ønsker å delta i ordningen (se for eksempel Hanley m.fl. 2012 og 
Wunder m.fl. 2008). Faste betalinger gir st ore «rents» for landeiere med lave 
alternativkostnader, og kan fort bli betaling for ikke å gjøre noe de uansett ikke ville 
gjort (evt. for noe de uansett ville gjort). 
Litteraturen om PES er generelt ganske opptatt av klassiske utfordringer ved regulerin g 
og incentivordninger, for eksempel at informasjon om alternativkostnader og 
økoystemtjenester og bio logisk mangfold er asymmetrisk mellom regulator og 
grunneier (se for eksempel Hanley m.fl. 2012). Dette er også relevant for en 
naturavgift, som vi var inne på i kapittel 2. 	
Vista Analyse 	49

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Som nevnt er betalingene typisk basert på informasjon om alternativkostnader hos 
grunneiere. Verdien av miljøforbedringen er ofte målt mer indirekte, for eksempel ved 
ulike indekser som sier noe om den biologiske verdien av ulike områder (Alix -Garcia og 
Wolff 2014). I det amerikanske «Conservation Reserve Program» (CRP), for eksempel, 
prioriteres kontrakter etter score på en «Environmental Benefit Index» (EBI) som så 
blir veiet mot kostnader ved å delta.	
23 Litteraturen tyder på at miljøforbedrin gene som 
oftest ikke er verdsatt direkte i kroner som grunnlag for subsidiebetaling, men at 
verdsettingsstudier for enkelte PES -programmer har vært en del av 
beslutningsgrunnlaget. For CRP rapporterer OECD (2012), for eksempel, at en studie 
av verdien av rekreasjon per dekar (fisking, fugle - og dyretitting og jakt) ble 
gjennomført spesielt for å kalibrere indeksen EBI for bedre målretting av kontrakter 
med grunneiere. 
Det er mye diskusjon om hvordan man kan bedre målrette («target») PES- ordninger 
slik at man får mer miljøforbedring for subsidiene. Hanley m.fl. diskuterer en studie 
som undersøker effektivitetsgevinster ved å gå fra et helt enkelt, uniformt 
støtteprogram for landbruket til et mer differensiert system basert på nivå på både 
kostnader og nytte (Armsworth m.fl. 2012) . For 7 ulike indikatorer for bio logisk 
mangfold finner de at myndighetene kunne akseptert ca. 70% høyere 
administrasjonskostnader ved et mer differensiert system og kommet like godt ut målt 
ved biomangfoldindikatorene (og ellers like kostn ader). Det er med andre ord mye å 
spare i miljøgevinst per krone ved å differensiere satsene over areal og aktiviteter som 
stimuleres. 
For en eventuell naturavgift, er det trolig på samme måte en del å hente 
samfunnsøkonomisk . En kan både oppnå lavere alternativkostnader ved vern og 
lavere miljøskader av inngrep ved å differensiere avgiften. På den andre siden, vil en 
slik ordning være mer komplisert å organisere og dermed medføre mer administrasjon 
og høyere transaksjonskostnader. På samme måte som for mange PES -ordninger, er 
det også relevant å se på verdsettingsstudier og verdsettingsinformasjon som del av 
beslutningsgrunnlaget for å bestemme og differensiere avgiften. Selv om få PES-
ordninger ser ut til å benytte slik informasjon direkte i fastsettelse n av subsidiebeløp, 
har ikke dette forhindret at virkemidlet er utprøvd og rullet ut i mange land (riktignok 
med noe blandede resultater, ser det ut til). 	
4.2 Kort om norske forslag til arealavgift og naturressursskatt 
Ulike norske aktører har lansert forslag om former for naturavgift på utnyttelse av 
naturressurser i form av arealavgifter og naturressursskatt for henholdsvis 
fiskeoppdrettsanlegg, vindkraftanlegg og mineralnæring. Disse forslagene er på ulike 
stadier i utredning og behandling. Arealavgift for f iskeoppdrett, for eksempel, har nylig 
23 En norsk analogi til dette er den frivillige verneordningen, der kompensasjon blir beregnet uti fra 
verdien av det tapte tømmeret (alternativkostnaden ved vern) (se Mitani og Lindhjem 2015). 	
Vista Analyse 	50

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
vært diskutert.	24 Flere av forslagene ble spilt inn på det åpne møtet organisert av 
utvalget, som nevnt i kapittel 1. Forslagene er beskrevet mer i detalj i Appendiks 2. 
Alle forslagene tar utgangspunkt i det regelverke t og de prinsippene som er lagt til 
grunn for beskatning og fordeling av skatteinntektene mellom kommune og stat ved 
vannkraftutbygging. 
Motivasjonen for forslagene er først og fremst at det anses «rimelig» at lokalmiljøet 
kompenseres for de negative miljøvirkninge ne som inngrepet (vindkraftanlegget, 
havbruksanlegget, mineralnæringen) medfører. Det argumenteres også med at en slik 
lokal kompensasjon vil føre til økt tilrettelegging for de respektive næringe ne fordi 
kommunene får mer igjen for å tillate slik virksomhet. 
I hovedsak ønsker forslagsstillerne derfor ikke at skattebyrden for utbygger skal øke 
som følge av arealavgift/naturressursskatt, men at skatteinntektene skal fordeles 
annerledes, med mindre til staten («storsamfunnet») og mer til kommunene 
( «lokalsamfunnet») . Det er også uttrykt ønske om at eventuelle skatter og avgifter skal 
holdes på utsiden av systemet for inntektsutjevning mellom kommuner, for å tjene 
som incentiver for kommunene for tilrettelegging for den aktuelle virksomheten. Det 
er k lart at motivasjonen bak forslagene er å øke naturbasert aktivitetsnivå for å bedre 
inntektsgrunnlaget til kommunene. Motivasjonen er dermed ikke å gjøre det dyrere å 
forbruke areal eller gjøre tekniske inngrep , som jo er rasjonale bak en mulig 
naturavgift som vi er interessert i her. 
Fordelingen av skatteinntekter er ikke tema for vår utredning	
25, så den siden vil vi la 
ligge, men forslag om arealavgifter og naturressursskatt for spesielle næringer kan 
være relevante for vårt formål – selv om motivasjonen b ak forslagene ikke er redusert 
arealforbruk. Vi vurderer nærmere i neste kapittel evt. betydning for muligheter for 
innføring av en naturavgift mer i tråd med formålet med en slik avgift. 	
 
 
24 Se fo r eksempel: http://www.dn.no/nyheter/politikkSamfunn/2015/05/13/1756/arealavgift -venstre -
vil -tvinge -aspaker -p -plass 
25 Fra et «læreboksy nspunkt» vet vi at øremerking av skatteinntekter ikke er samfunnsøkonomisk 
fornuftig. I mange tilfeller kan det likevel være relevant i praksis for å lette støtten og implementeringen 
av en ny skatt at skatteinntektene øremerkes eller fordeles til bestemte formål. Vi går imidlertid ikke 
nærmere inn på dette her. 
Vista Analyse 	51

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
5. Vurdering av grunnlag for utforming av naturavgift: 
Metodiske, emp iriske og praktiske sider 
Dette kapittelet gir en kort, oppsummerende vurdering av det metodiske og empiriske 
grunnlaget for generaliserte enhetsverdier som basis for naturavgift og eventuell 
differensiering av denne. Deretter gis en foreløpig vurdering av hvilke områder 
naturavgift kan synes å være et hensiktsmessig virkemiddel. Skal dette temaet belyses 
i sin fulle bredde må forholdet til andre typer reguleringer og krav til arealbruk 
avklares (konsesjonsprosesser, plan - og bygningsloven, naturmangfoldlov en, 
konsekvensutredninger, og spesielle krav innenfor ulike sektorer , utover dem vi har 
gått inn på i kapittel 4 ) som det vil føre for langt å gå inn på i denne utredningen. Vi vil 
imidlertid peke på områder hvor naturavgift kan være aktuelt å vurdere nærmere. 
Med dette belyser vi punktene 4 og 5 i innledningen. 
5.1 Metodisk og empirisk grunnlag for utforming av naturavgift 
Basert på gjennomgangen i kapittel 3.2 av de primære verdsettingsmetodene og 
utvikling de siste 15 -20 år, er vår vurdering at det teoretis ke og metodiske grunnlaget 
for utforming av en naturavgift er tilfredsstillende. Dette er demonstrert gjennom en 
rekke høy -profil prosjekter, prosesser og studier de senere årene som anslår 
velferdstap ved ulike naturinngrep og degradert natur. Med andre o rd er ikke dette 
grunnlaget en begrensning for å kunne gå videre med å vurdere enhetsverdier, og 
eventuelt grovmasket differensiering (som er det mest realistiske) av slike verdier over 
inngreps - og arealtyper og totalt arealbeslag. Videre kunne man justere for 
befolkningstetthet og andre variable man vet påvirker velferdstapet ved naturinngrep. 
I norsk sammenheng er det mangel på empiriske verdsettingsstudier som er 
problemet. Utforming av en naturavgift bør aller helst baseres på nye 
verdsettingsstudier som er designet med det spesielle formålet å gi informasjon om 
velferdstap ved naturinngrep. I tillegg bør man gjøre tilsvarende (men metodisk 
enklere) studier av alternativkostnader ved ikke å tillate inngrep for ulike arealer og 
lokaliteter (aller helst så stedlig spesifikt som mulig). Hvis ikke det er mulig å 
gjennomføre slike studier, ville det nest beste være å basere seg på tidligere norske 
studier og gjøre bruk av verdioverføring, som forklart i kapittel 3.3. Hvis man hadde en 
base med gode, norske studier , kunne presisjonsnivået ved en slik overføring være 
tilstrekkelig for å gi relevant informasjon til en generell og differensiert avgift. 
Imidlertid er antallet slike studier så lavt at dette ikke er en farbar vei for de aller fleste 
typer inngrep o g naturtyper. Det er etter vår oppfatning også for usikkert å basere seg 
kun på overføring fra utenlandske studier med den høyere grad av usikkerhet det 
medfører sammenlignet med verdioverføring innenlands. 
I en overgangsperiode fram til man f år på plass et bedre empirisk grunnlag for norske 
forhold, kunne man vurdere nærmere om det er grunnlag for å utforme foreløpige 
sjablongverdier for ulike areal- og inngrepstyper. Disse kunne baseres på 
verdioverføring (se appendiks 1) av de få mest relevante norske o g nordiske studiene 
av kostnader ved naturinngrep kombinert med andre data og informasjon (for 	
Vista Analyse 	52

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
eksempel om rekreasjonsbruk) for å se om det er grunnlag for å utforme 
sjablongverdier for utvalgte typer inngrep og arealer hvor det empiriske grunnlaget er 
bes t. Selv om slike overførte verdier er mer usikre enn å forbedre det empiriske 
grunnlage t gjennom nye verdsettingsstudier, vil slike sjablon gverdier i en første fase 
kunne utgjøre en av flere typer beslutningsinformasjon for praktisk utforming av en 
naturavgift ., som vi ser nærmere på i neste avsnitt. 
5.2 Praktiske sider ved utforming av naturavgift 
I praksis er presis verdsetting av nytte / skade ikke strengt nødvendig 
Vi mener at det teoretiske og metodiske grunnlaget generelt er godt nok for å inngå i 
fas tsettelsen av en naturavgift, men det empiriske grunnlaget for norske forhold er for 
tynt. Selv om det empiriske grunnlaget var tilstrekkelig , mener vi også at svært presis 
og sikker kunnskap om nytten ved å unngå naturinngrep ikke er en nødvendig 
betingel se i praksis for å kunne gå videre med å vurdere naturavgift som et 
virkemiddel. Som vi har diskutert, vil det fo r de aller fleste avgifter og andre 
virkemidler nærmest være umulig å finne samfunnsøkonomisk optimal innretning i 
praksis. Mange avgifter (de fleste?) fastsettes uten presis kunnskap om marginal 
skade. Dette bør ikke forhindre at en går videre i å vurder e et nytt virkemiddel i 
forhold til eksisterende reguleringer. 
I k apittel 4 beskrev vi eksempler på mer pragmatiske tilnærminger til fastsettelse av 
naturavgifter. Vår gjennomgang av internasjonale studier (kapittel 4.1.1) viste at det 
finnes få praktiske eksempler på avgifter (eller skatter) som benytter verdsetting av 
naturverdien av arealer og miljøpåvirkning av inngrep til å fastsette størrelsen på 
avgifter. Derimot finnes det eksempler på avgifter/gebyrer for eksempel for inngang til 
nasjonalparker som kan sies å være betaling for bruk av natur, uten at avgiften er satt 
direkte ut fra den marginale skaden av å bruke verneområdet. Det er altså lite å hente 
i form av praktiske eksempler som har benyttet verdsetting av marginale skader for å 
fastsette naturavgifter eller tilsvarende, men en del eksempler på avgifter som er satt 
for å styre bruken i antatt «riktig retning», uten at størrelsen på d en marginale skaden 
(og dermed det optimale avgiftsnivået) er kjent. 
Fra litteraturen om betaling for økosystemtjenester (PES) (omtalt i kapittel 4.1.2) vet vi 
også at subsidienivåene i disse ordningene kun unntaksvis er basert direkte på studier 
av verdi en av de økosystemtjenestene de forsøker å øke tilbudet av, selv om det 
åpenbart hadde vært nyttig. I noen tilfeller har man brukt bestilte verdsettingsstudier 
som del av grunnlaget for å kalibrere (internvekte) miljøkvalitetene som ofte måles ved 
ulike biologiske/fysiske indekser (for eksempel for biologisk mangfold). Betalingene er 
så i hovedsak basert på alternativkostnader ved å unngå miljøskadelige aktiviteter, og i 
en del tilfeller differensiert basert på hvilken score ulike områder og aktiviteter får i 
forhold til den miljøindeksen som brukes. Mangel på verdsettingsanslag har imidlertid 
likevel ikke forhindret at flere enn 300 PES- ordninger har blitt rullet ut på verdensbasis. 
Om PES i et slikt omfang er fornuftig eller ikke blir så et annet spørsmål enn om det 
teoretiske, metodiske og empiriske grunnlaget for verdsetting av nytten er godt nok 
eller ikke for bruk av et slikt virkemiddel. 
Vista Analyse 	53

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
De norske forslagene på naturavgift/naturressursavgift på henholdsvis vindkraft, 
gruvedrift og fiskeoppdrett som vi omtaler i kapittel 4.2 (og mer i detalj i Appendiks 2) 
er litt i samme kategori som de spede eksemplene/forslagene på avgifter 
internasjonalt; de gir en pris på ulike typer arealforbruk, selv om forslagsstillerne i 
norsk sammenheng først og fremst ønsker en omfordeling om gir mer til kommunene. 
Med dette har de åpenbare motiver for å blidgjøre folk lokalt slik at det skal bli lettere 
å få gjennomført de naturbaserte aktivitetene som er opphavet til naturinngrepene. 
Selv om motivet er forskjellig fra det rasjonale for en naturavgift vi har diskutert i 
denne rapporten , kan de norske forslagene likevel være relevante for å se videre på 
hvordan en naturavgift kunne utformes. Vi går litt nærmere inn på disse forslagene 
nedenfor, for å se om en slik pragmatisk tilnærming kan være aktuell, og for å vurdere 
hvordan forslagene som foreligger eventuelt kan utvikles til å kunne fungere mer som 
en naturavgift er tenkt å virke . 
Mer om de norske forslagene 
Som beskrevet i kapittel 4 foreligger forslag om lokal beskatning av lokale 
naturressurser som fiskeoppdrett, vindkraft og mineralnæringen. Hovedpoenget i 
forslagene er at kommunene lokalt bør kompenseres blant annet for bruk av lokale 
ressurser. Det ønskes i hovedtrekk å stimulere til mer av den aktuelle næring og bruk 
av «de beste lokalitetene» . Motivet er en endret fordeling av dagens beskatning, og 
ikke økt beskatning. 
For alle næringene trekkes det fram at de n aktuelle næringen påvirker lokal natur, 
men det er relativt lite beskrivelse av hva disse påvirkningene be står i. 
Det vises i stor grad til forholdene, inkludert skatteregime, for vannkraft – både som 
begrunnelse og som «mal» for avgiftene. 
For fiskeoppdrett er hovedforslaget en arealavgift – altså en viss avgift på det arealet 
et fiskeoppdrettsanlegg beslagle gger (det kan være arealet til selve merdene, inkludert 
forankringsareal, eller totalt beslaglagt areal). Alternative forslag knyttes til 
slaktevolum (verdiskaping, førstehåndsverdi) . 
For vindkraft foreslås i hovedsak en naturressursskatt etter mønster av 
naturressursskatt på vannkraft. 
For mineralnæringen foreslås en naturressursskatt på verdien av det som utvinnes. 
Arealavgift en for fiskeoppdrett er foreslått «flat» for alle arealer; altså ikke avhengig av 
de naturverdier eller økosystemtjenester som påv irkes på den enkelte lokalitet. Både 
en avgift på areal og til produksjon har noe for seg i miljøsammenheng. Arealavgiften 
kan sees som en kompensasjon for bruk av areal som gjør at andre brukere fortrenges 
(for eksempel rekreasjonstjenester). En avgift på produksjon vil antagelig i større grad 
kunne reflektere kostnader ved rømt fisk og fiskesykdommer, som i større grad 
avhenger av hvor mye fisk som produseres. 
For vindkraft er det foreslått en avgift per produsert k Wh. Det vil være en 
sammenheng mellom ar ealbruk og produksjon, men ikke en til en . En slik avgift per 	
Vista Analyse 	54

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
kWh vil ikke reflektere forskjeller i naturverdier som følger av inngrepet, men store 
anlegg som beslaglegger mye areal vil normalt få høyere beskatning på grunn av større 
kraftproduksjon. 
For mineraler foreslås også en generell avgift på produksjonsverdi , ikke til ulike typer 
arealer eller naturverdier som påvirkes av virksomheten. 
Det har vært foreslått og versert forslag til naturavgifter på enkelte næringer, dvs. 
fiskeoppdrett, vindkraft og m ineralutvinning gjennom flere år. Alle disse foreslås som 
«flate» avgifter, ikke direkte på verdien av det areal og den natur som påvirkes. Det 
ligger også som premiss i alle forslagene som er fremmet at skattetrykket for utøverne 
ikke skal bli sterkere, d et er fordelingen av skatter og avgifter – med mer til 
vertskommunene – som er formålet. 
Uten å ta stilling til fordeling mellom stat og kommune og total skattebyrde for 
virksomhetene, viser forslagene at det er aktuelt med skatter på disse inngrepene . Av 
forslagene kan det synes som om en «flat avgift» er det man har tenkt seg. 
N ivået på foreslåtte avgifte r er i liten grad vurdert . Det er i hovedsak laget 
regneeksempler ut fra hva satsen er i lignende regimer i Norge eller utlandet . Denne 
t ilnærming en tar utgangspunkt i inngrepet eller virksomheten/næringen, og ikke 
arealet i og for seg. Disse utredningene/forslagene gir derfor i liten grad informasjon 
som kan brukes til å basere avgiftsstørrelse n på graden av naturpåvirkning. 
Vi tror det kan være fornufti g å vurdere forslagene mer i detalj i en videre utredning, 
men at en må se spesielt på hvordan de bedre kan innrettes for å internalisere den 
reelle miljøpåvirkningen. Det er også grunn til å nevne at en skattemodell som er valgt 
for ett formål (vannkraft) ikke nødvendigvis eller uten videre bør innføres for andre 
ressursbaserte næringer. En grundig vurdering av overførbarhet er nødvendig. 
5.3 Konklusjon og områder der (videre utredning av) naturavgift kan 
være hensiktsmessig 
 
Teoretisk optimal løsning ikke realistisk , men potensiale ved pragmatisk tilnærming 
Det synes foreløpig vanskelig å utforme en naturavgift som på en fullstendig måte 
reflekterer marginale skadekostnader ved ulike inngrep. Dette skyldes, som nevnt, ikke 
at verdsettingsmetodene ikke er gode nok, men at det mangler norske 
verdsettingsstudier av aktuelle arealinngrep og de mange kombinasjoner av 
naturverdier og arealinngrep som vil gi ulike marginale skadekostnader. 
Internasjonalt finnes få, om noen, konkrete eksempler på at natur – eller are alavgifter 
er utformet for å reflektere marginale skadekostnader, men det finnes eksempler på at 
man har ilagt avgifter/gebyrer/inngangsbilletter som kan oppfattes som et forsøk på 
en mer sjablongmessig tilnærming til slike skadekostnader. En slik tilnærming kunne 
undersøkes nærmere. Det er også endel erfaringer innenfor payment for ecosystem 
services (PES) -litteraturen, dvs. at subsidiesatsene er forsøkt satt med tanke på 
forskjeller i miljøforbedringen som skapes på ulike arealer. En grundigere 
gjennomgan g av disse PES-erfaringe ne kan være et neste steg. Det er også flere som 
Vista Analyse 	55

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
sysler med å gjøre for eksempel eiendomsskatt på areal «grønnere» , men det virker 
ikke som det er mange praktiske erfaringer å trekke på på dette området. 
Hvis man ønsker naturavgif ter, og er litt pragmatisk, synes det interessant å forfølge 
den tilnærmingen med beskatning for bruk av (lokale) naturressurser som er foreslått 
for henholdsvis vindkraft, gruvedrift og fiskeoppdrett. Hvis man med utgangspunkt i de 
forslagene som foreligg er, ønsker en skattlegging nærmere noe som er mer 
samfunnsøkonomisk optimal, må man: 
• For det ene definere hvilke flere næringer/virksomheter/inngrep som bør 
skattlegges etter samme lest. Man kan ta utgangspunkt i hvor viktige disse 
næringene/virksomhetene er for visse naturverdier. Det finnes oversikter over 
hvilke inngrep som medfører størst bortfall av inngrepsfrie naturområder i 
Norge (INON), så det vil være en mulig inngang, som det finnes god statistikk 
over hos Miljødirektoratet. D et vil imidlertid ikke fange opp alle aktuelle 
inngrep, f.eks. inngrep som har størst påvirkning på landskap eller 
friluftsområder , eller områder som ikke er definert som INON . Man må da 
vurdere om det «holder» å benytte påvirkninger på inngrepsfrie områder, eller 
om man vil ha flere kategorier. 
 
• For det andre må man vurdere om en flat avgift er akseptabel, eller om det bør 
være differensiert avgift etter hvor verdifullt området er, og/eller hvor stor 
skade inngrepet medfører. Vi har her kun konstatert at marginalskaden ved 
in ngrep trolig varierer en del mellom områder og typer inngrep. Evt. 
differensiering av avgiften bør baseres på avveiningen mellom de 
effektivitetsgevinstene en kan oppnå i forhold til administrativ kompleksitet og 
fordelingshensyn. Innenfor PES, for eksempe l, er det demonstrert relativt store 
effektivitetsgevinster ved differensiering av subsidiesatsene. 
 
• For det tredje må man vurdere om det skal være samme type avgift, f.eks. 
arealavgift ( på arealinngrep) eller naturressursavgift ( på verdien av kWh 
produser t energi, kg slaktet/omsatt oppdrettsfisk, tonn utvunnet mineral osv.) 
på alle definerte inngrep/sektorer ; eller om det kan være ulike avgiftstyper 
eller kombinasjoner av avgiftstypene. 
Andre områder for videre vurdering 
Selv om det kan være nyttig å start e med en pragmatisk tilnærming, dvs. se på forslag 
som allerede er på bordet, e r det grunn til å minne om at en også bør gå nærmere inn 
på de mer teoretiske og prinsipielle sidene ved en slik avgift, som vi diskuterte i 
kapittel 2. En bør ikke tape av syne de faktorene som gjør ulike virkemidler mer eller 
mindre egnet i ulike sammenhenger. Er det mye usikkerhet eller stor variasjon i 
marginale miljøskader mellom områder og inngrep , er det ikke sikkert naturavgift er 
det beste virkemidlet (i hvert fall ikke alene) . Det kan også være at naturavgift kan 
fungere bedre i samspill eller som supplement til andre, direkte reguleringer (for 
eksempel konsesjonsprosesser ). Uansett, har ingen avgifter (eller andre reguleringer) 
blitt innført med full kunnskap/perfekt informasjon om marginal skade og nytte. En må 
i praksis prøve seg fram, og justere avgiften /virkemidlet over tid. 	
Vista Analyse 	56

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Det er viktig å vurdere hvordan en naturavgift ville virke sammen med eksisterende 
reguleringer som allerede er på plass, og som forsøker å oppnå ulike målsettinger 
(arealplanlegging, konsesjonsprosesser, beskatning av grunnrente osv.), og som delvis 
internaliserer deler av skaden ved naturinngrep. I tillegg må man sørge for å unngå 
«dobbeltreguleringer» og virkemidler som «slår hverandre i hjel» . 
Det er etter vår oppfatning også interessant å vurdere naturavgift sammenlignet med 
andre økonomiske virkemidler som er vanlige re internasjonalt , som for eksempel 
betaling for økosystemtjenester (PES), verneauksjoner, omsettbare utviklings -
rettigheter ( «Tradeable development rights»), såkalt «habitat banking with 
biodiversity offsets», subsidiereform og «ecological fiscal transfers» (overføringer fra 
stat til kommuner basert på resultater på miljøområdet). Flere av disse virkemidlene er 
vanlige re i praks is og også mer studert. 
Ved vurdering av naturavgift, er det også interessant å se på muligheter for å 
resirkulere /øremerke deler av avgiftsinntektene til de som skaper inngrepet. I dag har 
man i Norge et NOx -fond, der næringslivsaktører betaler inn og senere kan søke om 
støtte til utslippsreduserende tiltak støttet av fondet (riktignok i stedet for en offentlig 
avgift). Dette kan være en vei å gå. En kunne for eksempel tenke seg refundering av 
hele eller deler av naturavgiften ved restaurering av areale r etter bruk. OECD (2015) 
åpner i en fersk rapport både for en type arealavgift og tilbakeføring/investering av 
avgiftsinntektene ved å si : «Various types of development exactions and taxes could 
also be levied on developments that impact the environment. The revenues raised 
could be invested in offset and mitigation programmes for improved built and natural 
environment». 
Det er i dag relativt liten kunnskap om den samfunnsøkonomiske verdien av skadene 
ved naturinngrep. Flere nye, norske verdsettingsstudier av aktuelle naturinngrep, og 
som følger nyere retningslinjer for beste praksis , ville være nyttig for utforming av en 
mulig naturavgift . I tillegg vil de kunne være en viktig del av grunnlaget for utforming 
av alle typer virkemidler som har som mål å redu sere slike inngrep. 
Økosystemtjenesteutvalget (NOU 2013) var også tydelig i s in konklusjon på dette 
punktet. De framhevet behovet for nye verdsettingsstudier av økosystemtjenestene til 
bruk i beslutnings sammenheng. Slike verdsetting sstudier, av for eksempe l bortfall av 
rekreasjons - og landskapsestetiske verdier, kunne være til hjelp for å fastsette en 
tentativ inndeling/gradering av en naturavgift for ulike arealer og omfang av inngrep. 
Etter hvert som en bygger opp et empirisk grunnlag, kan en også benytte 
verdioverføringsmetoder til kalibrering og oppdatering av avgiftene over tid. 
Nye verdsettingsstudier vil gi relevant informasjon for å bestemme nivået på en 
naturavgift , og en eventuell differensiering av denne. Hvis en ikke har god informasjon 
om miljøs kaden er det også tradisjon i Norge for å ta utgangspunkt i miljøpolitiske 
målsetninger, og så bruke avgift for å oppnå disse. Det er vanlig å utlede skyggepriser 
fra for eksempel miljøpolitiske mål på klimaområdet, som så brukes i nytte -
kostnadsanalyser ( NOU 2012). Det er ikke noe prinsipielt i veien for å si at så lenge 
Norge er tilsluttet internasjonale avtaler også på naturområdet, for eksempel 
landskaps - og biomangfoldkonvensjonene , så ville kvantitative mål avledet fra disse 
kunne gi tilsvarende skygg epriser på naturarealer (se også argumentasjonen for dette 
Vista Analyse 	57

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
hos Vennemo m.fl. (2013) ) I så fall kunne skyggepriser avledet fra disse miljøpolitiske 
målene, hvis de konkretiseres og tas på alvor i miljøpolitikken, danne grunnlaget for en 
naturavgift som ville bidra til å oppnå måle ne. INON (Inngrepsfrie Naturområder i 
Norge) er en mulig indikator en kunne ha målsetninger for, men som kanskje ikke er så 
godt egnet til å fange opp tap av biologisk mangfold. Tap av habitater, andel av areal 
som er vernet osv. e r i så måte trolig bedre egnet. Uansett, bør en supplere og 
kombinere indikatorer for å fange opp alle relevante skader ved naturinngrep. 
I en overgangsperiode fram til man får på plass nye norske verdsettingsstudier, kunne 
man vurdere nærmere om det er g runnlag for å utforme foreløpige sjablongverdier for 
utvalgte areal - og inngrepstyper hvor det empiriske grunnlaget i Norge og Norden er 
best. 
 
 	
Vista Analyse 	58

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Appendiks 1: Steg i nytteoverføring	26	 	
Steg 1 – Identifiser miljøendringen som ønskes verdsatt på beslutningsste det 
I. Type miljøgode 
 
Den totale samfunnsøkonomiske verdien av et miljøgode kan grovt sett deles inn 
i tre grupper: 
a) Direkte bruksverdier (for eksempel rekreasjonsaktiviteter på et 
naturareal) 
b) Indirekte bruksverdier (for eksempel opprettholdelse av biodivers itet, 
og kapasitet til å lagre klimagasser osv.) 
c) Ikke -bruksverdier (eksistens - og bevaringsverdier; som inkluderer 
historiske/kulturelle verdier og truede dyrearter) 
 
II. Beskrive (forventet) miljøendring /endring i kvalitet og kvantitet av fellesgodet 
a) Utgang spunkt / referansepunkt 	
b) 	Omfang av endringen, samt retning på endringen (dvs. nytte vs. 
kostnad, og bevaring	
27 vs. restaurering)	 
 	
Steg 2 – Identifisere den berørte populasjonen på beslutningsstedet 
Desvousges m.fl. (1998) bruker dette som siste steg i deres retningslinjer for 
gjennomføring av benefit transfer. Det er imidlertid viktig å identifisere den berørte 
befolkningen på beslutningsstedet allerede før vi gjennomgår litteratur og vurderer 
relevansen av de utvalgte studier. Verdiene som overføres fra tid ligere studier bør 
stamme fra et utvalg med relativt like demografiske egenskaper og verdier som ved 
beslutningsstedet. 
Dersom vi kun ønsker å komme fram til verdier av en friluftslivsaktivitet, vil for 
eksempel den berørte befolkningen være de som benyt ter dette området til 
rekreasjon. Dersom vi ønsker å verdsette både bruks - og ikke -bruksverdier, og 
beslutningsstedet kun har lokal verdi (og det dermed er mange substitutter regionalt), 
bør utvalget komme fra den aktuelle kommunen (eller området som benyt ter godet). 
Dersom det kun er noen få substitutter regionalt bør utvalget komme fra flere 
kommuner eller eventuelt fra hele fylket. Dersom miljøgodet er av nasjonalt viktig 
karakter, for eksempel en nasjonalpark, bør utvalget representere hele landet. Inn grep 
i nasjonalparker er imidlertid strengt regulert, men det kan likevel være inngrep i 
26 Basert p å Navrud (2007).	 	
27 Det bør skilles mellom bevaring (som bevarer original/uberørt miljø) og restaurering. Det har vist seg 
at befolkningen setter en høyere verdi på å beholde et uberørt m iljø (dvs. bevare) i forhold til 
restaurering på et senere tidspunkt. 
Vista Analyse 	59

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
naturområder som regnes som av regional eller nasjonal betydning (selv om arealet 
ikke i dag kvalifiserer som nasjonalpark). 
For bruksverdier bør antall personer som b ruker området til rekreasjonsformål 
estimeres (før og etter miljøendringen), mens for ikke -bruksverdier (eller bruks - og 
ikke -bruksverdier sammenlagt) bør antall berørte husstander bli aggregert på det 
relevante geografiske nivået (kommune/fylke/region/nas jonen). 
Steg 3 – Utfør en litteraturgjennomgang for å identifisere relevante primære 
verdsettingsstudier 
Neste steg er å gjennomføre et søk i databasen EVRI, www.evri.ca for å identifisere 
liknende studier fra samme lan d eller naboland (eller andre land som er relevante å 
sammenligne seg med). Denne anbefalingen er basert på validitetstester av benefit 
transfer, som viser at overføringer mellom land og områder som har liknende 
demografiske, kulturelle og institusjonelle karakteristiska generelt sett har mindre 
overføringsfeil (se f.eks. Lindhjem & Navrud 2008). Av samme årsak bør man velge de 
nyeste studiene (da befolkningens preferanser for fellesgoder kan ha endret seg over 
tid); samt at verdsettingsmetodene er blitt be dre over tid. Uansatt bør man være 
oppmerksom på at validitetstestene ikke innebærer at dette vil være tilfellet for alle 
overføringer. 
Dersom det ikke eksisterer noen, eller kun et fåtall primærstudier av den aktuelle 
miljøendringen i Norge og Norden, bør hele EVRI -databasen gjennomgås med henblikk 
på relevante studier samt at en bør gjøre generelle datasøk. Meta- analyser (inkludert 
nordamerikanske studier) kan også vurderes, gitt at man tar hensyn til begrensningene 
for overføring av verdier fra meta- analyser med et bredt omfang. Dette innebærer at 
det ofte er stor variasjon i definisjonen av miljøgodet i studiene inkludert i meta-
analysen. Dette gjøres for å øke antall observasjoner i meta- analysen når det er få 
studier av miljøgodet som vurderes; men vil kunne øke usikkerheten i 
verdsettingsanslaget fra metaanalysen. Noen meta -analyser finnes også i EVRI -
databasen. Et eksempel: Lindhjem (2007) laget et regneark med detaljerte data (mer 
detaljert enn i EVRI) for alle studier av miljøgoder i skog som inntil da hadde vært 
gjennomført i Norge, Sverige og Finland, og brukte dette til å gjennomføre en meta-
analyse. En viktig konklusjon fra denne studien var at betalingsvilligheten ikke synes å 
være følsom for størrelsen på skogsområder (dvs. folk var villige til å betale like mye 
for å bevare små som store skogområder; noe som kan skyldes at arealet på området 
ikke var oppgitt i selve betalingsvillighetsspørsmålet samt at fokus for studien var f.eks. 
bevaring av biodiversitet heller enn areal). Dette skaper selv sagt tvil om bruk av 
forenklede mål så som betalingsvillighet per arealenhet for komplekse miljøgoder (som 
f.eks. marine økosystemer) for å finne samlet betalingsvillig het for et større (eller 
mindre) område på beslutningsstedet, enn det som er vurdert på studiestedet. 
Lindhjem & Navrud (2008) fant, når de sammenlignet enhetsoverføring med 
overføring fra den mer tidkrevende og komplekse meta- analysen av studier fra alle tre 
land, at den langt enklere enhetsoverføringen fra studier i samme land ikke ga større 
overføringsfeil. Spesielt når det er få verdsettingsstudier nasjonalt kan imidlertid meta -
analyser av studier internasjonalt (fortrinnsvis med høy forklaringskraft) være til nytte. 
Nordamerikanske meta- analyser kan også brukes (siden de fleste studier av denne 	
Vista Analyse 	60

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
typen har blitt utført der); for eksempel Rosenberger & Loomis (2000) og Shresta & 
Loomis (2003). 
Databaser med verdsettingsstudier inneholder sjelden all informasjon man trenger om 
studien for å gjennomgå egenskaper ved studiestedet med sikte på finne en studie 
som er så lik beslutningsstedet som mulig. EVRI bør derfor enten utvikles til å gi mer 
detaljerte data om studien (noe som inngår i prosessen med å revidere EVRI som nå 
foregår), eller en bør designe databaser med mer detaljerte data slik so m f.eks. 
Lindhjem (2007). Det er også en stor fordel å ha tilgang på og gjennomgå selve 
primærstudiene som det er aktuelt å overføre fra. 
Steg 4 – Gjennomgå relevansen og kvaliteten i verdsettingsestimatene fra 
primærstudien med sikte på benefit transfer 
I denne delen bør kvaliteten på den aktuelle verdsettingsstudien gjennomgås i forhold 
til vitenskaplige kriterier og omfang av informasjon. Desvousges m.fl. (1998) bruker 
følgende kriterier for å bedømme om en studie er aktuell for benefit transfer: 
I) Vitens kaplig nivå – benefit transfer -estimatene er bare så gode som 
metodikken og forutsetningene i originalstudien tilsier 
a) Vitenskaplig forsvarlig datainnsamling (for studier basert på oppgitte 
preferanser menes med dette personlige intervju og/eller 
post/inter nett undersøkelser med høy responsrate (> 50 %), og 
utarbeidelse av spørreskjema basert på fokusgrupper og pre -tester av 
skjemaets ordlyd og betalinngsvillighetsscenarier) 
b) Vitenskaplig forsvarlig metodikk (for eksempel personlig intervju med 
tilstrekkelig utvalgsstørrelse (se for eksempel Bateman m.fl. (2002) for 
retningslinjer ved studier av oppgitte preferanser, og Söderquist og 
Soutokorva (2006) for retningslinjer for vurdering av kvalitet av studier 
innen både avslørte og oppgitte preferanser) 
c) Konsist ens med vitenskaplig (økonomisk) teori (for eksempel at det 
eksisterer en sammenheng mellom endepunktet i dose -respons 
funksjoner og verdsettingsestimatet, gjennomførte statistiske analyser 
og at verdsettingsfunksjonen inneholder variabler som man bør 
forv ente ut i fra økonomisk teori (for eksempel inntekt, utdanning, alder 
etc.). 
 
II) Relevans – Primærstudien fra studiestedet bør samsvare med forholdene 
på beslutningsstedet (dvs. være « så lik som mulig») for å kunne brukes i 
denne nye konteksten /sammenhengen 
a) Omfanget av miljøendringen bør samsvare 
b) Utgangspunktet for miljøendringen bør samsvare 
c) Berørt økosystem /miljøgode bør samsvare 
d) Det berørte området bør samsvare (f.eks. størrelse på området, tilgang 
på substitutter etc .) når dette er relevant for studien ( for eksempel ved 
verdsetting av rekreasjonsverdier) 
e) Varighet og sammenhengen miljøendringen skjer under bør samsvare 
Vista Analyse 	61

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 	
f) Sosioøkonomiske karakteristika for den berørte befolkningen bør 
samsvare 
g) Eiendomsrett samt kulturelle og institusjonelle forhold bør samsvare. 
 
III. Detaljgrad – Originalstudien bør inneholde et detaljert datasett med tilhørende 
informasjon 
 
a) Original verdsettingsfunksjon; inkludert full informasjon og definisjoner 
av underliggende variabler og estimater, og gjennomsnittverdier for 
disse 
b) Forklaring på hvordan eventuelle substitutter (eller komplementære 
goder) har blitt håndtert 
c) Data for svarprosent, andel nullsvar (og andel protest nullsvar) og andel 
positive svar 
d) Standardavvik og andre statistiske mål på resultatenes spredning 
 
Alle disse tre krit eriene, med underliggende komponenter er like viktige for å vurdere 
relevans og kvalitet i studien. 
Steg 5 – Velg ut og oppsummer tilgjengelig data fra studiestedet 
Flere mulige fremgangsmåter kan bli brukt for dette og resultatene bør presentere et 
sett av verdier. 
Tidligere studier gjennomgås for å komme fram til laveste og høyeste estimat, som kan 
definere øvre og nedre grense for den overførte verdien. Undersøk 
gjennomsnittsverdier, standardavvik og overføringsfeil (dersom ikke dette finnes, 
benyttes i ntervall på ± 25 – 40 % basert på tidligere testing av validiteten for benefit 
transfer (Navrud 2004). Undersøk om det finnes relevante meta -analyser som har et 
omfang som er spesifikt nok til å gi relevant informasjon for benefit transfer. Meta-
analyser k an være svært brede i sine anslag, da de ofte inkluderer ulike studier med 
varierende metodikk og av ulike miljøgoder. 
Vurdér verdiene fremkommet fra meta- analyse i lys av om parameterne i meta-
funksjonen har fremkommet i henhold til beste metodikk og en k ontekst som 
samsvarer med beslutningsstedet, det vil si at godene som verdsettes bør være så like 
som mulig med hensyn til omfang og retning på miljøendringen (og opprinnelig nivå på 
miljøgodet), forekomst av substitutter (alternativer), karakteristika fo r befolkningen i 
utvalget, samt en troverdig og fornuftig betalingsmåte (ikke frivillig bidrag eller 
betalingsmåte som kan skape en stor andel protestsvar). 
Steg 6 – Overfør verdier fra studie - til beslutningssted 
I) Fastslå hvilke verdier som skal overføres . Anbefalte verdier for overføring 
av bruks - og ikke -bruksverdier er: 
 	
Vista Analyse 	62

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 	
a) 	Bruksverdier 
 
For rekreasjon: Konsumentoverskudd per aktivitetsdag	28 	
For økosystemer: Betalingsvillighet / husholdning / år 
For rekreasjon kan konsumentoverskudd per besøkende per år (eller per besøk) også 
benyttes, men da bør gjennomsnittlig antall aktivitetsdager per år (eller per besøk) 
være tilsvarende på studie - og beslutningssted. 
For økosystemer kan det alternativt benyttes en enhetspris; for eksempel kroner per 
tonn CO
2 	dersom de tte er basert på rensekostnader eller kvotepris for 
utslippstillatelser for CO	
2; eller kroner per hektar våtmarksområde dersom dette er 
basert på kostnaden av å bygge et renseanlegg med kapasitet til å erstatte e n våtm arks 
rensefunksjon ( «erstatningskostna der»; Replacement Costs). 
b) Ikke -bruksverdier 
 
Bruk av total betalingsvillighet per hektar økosystem eller landskapstype forutsetter 
både at størrelsen på berørt populasjon og verdien per hektar er konstant. Empiriske 
studier viser imidlertid at betalingsvilligheten faktisk ikke øker proporsjonalt med 
antall hektar av økosystemet eller landskapstypen (se for eksempel Lindhjem 2007). 
Studier har vist at betalingsvillighet per enhet varierer mye, og det bør dermed vises 
stor forsiktighet med å konvertere oppgit t gjennomsnittlig betalingsvillighet per 
husstand til kontinuerlige variabler som betalingsvillighet per km eller per hektar per 
husholdning. En slik verdi vil likevel være bedre enn en total betalingsvillighet 
(summert over alle berørte husholdninger på s tudiestedet) per km eller hektar, fordi 
man i det siste tilfellet også må forutsette en tilsvarende berørt populasjon på 
beslutningsstedet som på studiestedet. 
II) Fastslå metode for å korrigere for ulikheter mellom studie - og 
beslutningssted 
 
Dersom beslutni ngsstedet har liknende egenskaper som studiestedet, kan 
enhetsoverføring benyttes med stor grad av sikkerhet. Dersom det finne flere 
passende studier å overføre verdier fra, bør samtlige vurderes og verdier beregnes 
som et intervall. 
Dersom det benyttes en hetsoverføring mellom ulike land, med ulik valuta, kan inntekt 
og prisnivå mellom land korrigeres for ved å bruke kjøpekraft sparitets (PPP - Purchasing 
Power	
 Parities) - justerte valutakurser	.29 	
28 En aktivitetsdag er definert som ett individ som bedriver en spesifisert rekreasjonsaktivitet for en 
kortere eller lengre periode i løpet av én dag, for eksempel en fiskedag eller en jaktdag. 
29 	Se for eksempel 	
http://www.oecd.org/topicstatsportal/0,2647,en_2825_495691_1_1_1_1_1,00.html#500300 
Vista Analyse 	63

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Også innen et land kan det være aktuelt å justere for ulikhete r i inntektsnivå og 
inntektselastisitet i forhold til betalingsvillighet for undersøkt miljøgode. 
Overføring av betalingsvillighetsfunksjon kan benyttes dersom denne har tilstrekkelig	
 	
forklaringsgrad	30 og inneholder forklaringsvariabler som det også er mulig å finne 
informasjon om på beslutningsstedet. Imidlertid vil det svært ofte være slik at 
funksjonen inneholder variabler som gjør at nye undersøkelser må gjennomføres på 
beslutningsstedet for å skaffe informasjon om disse (for eksempel variabler som sier 
noe om utvalgets holdninger med hensyn til fellesgodet en ser på). Dersom modellen 
kun er basert på variabler som det er mulig å fremskaffe informasjon om på 
beslutningsstedet (som inntekt, alder, utdanning etc; som er tilgjengelig i offentlige 
databaser) vil man ofte oppleve at modellen har lav forklaringsgrad. Generelt oppleves 
det ofte at betalingsvillighetsfunksjoner basert på oppgitte preferanser (dvs. betinget 
verdsetting og valgeksperimenter) har lavere forklaringsgrad enn modeller basert på	
 	
reisekos tnads- eller eiendomsprismetoden	31. 	
Dersom det eksisterer relevante meta -analyser av miljøendringen (se forrige steg) kan 
også estimater med utgangspunkt i disse bli benyttet for å sammenligne ulike metoder 
for benefit transfer. Det kan gjennomføres følsomhetsanalyser for å belyse hvor mye 
estimatene kan variere, og øvre og nedre verdier kan benyttes som intervall for den 
overførte verdien. 
Som en oppsummering kan vi si at enhetsoverføring må sies å være den enkleste og 
mest transparente måten å overføre ve rdier mellom studie- og beslutningssted. 
Metoden har vist seg å være like pålitelig som de mer kompliserte metodene som 
overføring av betalingsvillighetsfunksjoner og meta -analyser. Dette skyldes 
hovedsakelig den lave forklaringsgraden som betalingsvilligh etsfunksjoner fra 
verdsettingsundersøkelser basert på oppgitte preferanser har, samt det faktum at valg 
av metodikk, mer enn karakteristika ved beslutningsstedet og berørt populasjon, har 
den største forklaringsgraden i meta -analyser. Generelt sett bør et usikkerhetsintervall 
på ± 25 og 50 % legges til betalingsvillighetsestimatet, dersom studie - og 
beslutningsstedet har henholdsvis meget stor og stor grad av likhet (se Navrud 2004). 
Dersom det er store ulikheter mellom studie - og beslutningssted, bør det benyttes et 
intervall på ± 100 %; se også tabell A.1. 
III) Fastslå metode for midlertidig overføringer av verdsettingsestimater 
 
Verdsettingsestimatet bør justeres for tid fra dataene ble innsamlet til dagens prisnivå, 
ved bruk av konsumprisindekser (KPI) hente t fra området hvor beslutningsstedet 
30 Som en tommelfingerregel bør dette v ære en justert R	2-verdi høyere enn 0,5, noe som innebærer at 
mer enn 50 % av variasjonen i betalingsvillighetsestimatet er forklart ved endring i 
forklaringsvariablene. 	
31 Dette innebærer imidlertid ikke at vi bør fokusere på studier basert på avslørte pre feranser når 
nye studier planlegges, da kun metoder basert på oppgitte preferanser har kapasitet til å måle ikke -
bruksverdier for miljøgoder . 	
Vista Analyse 	64

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
ligger. Dersom studiestedet ligger i et annet land enn beslutningsstedet, må det først 
konverteres til lokal valuta i det året dataene ble innsamlet, ved å bruke 
kjøpekraftsparitet -justerte valutakurser fra dette året. Deretter benyttes KPI ved 
beslutningsstedet (oftest landet dette ligger i for å oppdatere verdiene til det 
tidspunktet da ny verdsetting ønskes gjennomført). 
Da miljøgoder ikke inkluderes i KPI, kan det imidlertid være verdt å merke seg at 
miljøendringen kan ha steget mer eller mindre enn denne indeksen. Det eksisterer 
imidlertid pr i dag ingen optimal metode for å justere for endringer i preferanser for 
miljøgoder over tid; fra tidspunktet den or iginale studien ble gjort til den skal brukes 
på et beslutni ngssted. 
Steg 7 – Kalkulere total nytte eller kostnader 
For overføring av ikke -bruksverdier blir gjennomsnittlig betalingsvillighet/husstand/år 
multiplisert med totalt antall berørte husstander, for å komme fram til årlig nytte eller 
kostnader. Dersom bet alingsvilligheten for studien er anslått som årlige verdier i et gitt 
tidsintervall, for eksempel 5 eller 10 år, skal den totale nytte eller kostnad beregnes 
som en nåverdi av den samme perioden. Dersom verdien derimot er oppgitt som et 
engangsbeløp, skal dette betraktes som en nåverdi av miljøendringen. 
Den generelle formelen for å kalkulere en nåverdi av nytte av et miljøgode, NV(B) kan 
uttrykkes som: 
 	T 
NV (B) = Σ B	
t / (1 + r)	t 
 	
 t=0 
hvor B
t er den total nytte av miljøgodet i år t, T er tidshorisonten (for den oppgitte 
betalingsvilligheten) og r er samfunnets diskonteringsrente. Nytte og 
diskonteringsrenten er oppgitt i realverdier, dvs. at 2011 -kr, og diskonteringsrenten er 
oppgitt som realrente (dvs. justert for inflasjon; og ikke som en nominell rente). 
Dersom det ikke er oppgitt en tidshorisont i betalingsvillighetsundersøkelsen (f.eks. 
årlig betaling over 10 år) bør det antas at dette er en årlig innbetaling over en uendelig 
tidshorisont, dvs. at t  ∞ . I dette tilfellet vil den årlige nytten B	
t være den samme 
hvert år og ovenstående funksjon kan forenkles til: 
PV (B) = B	
t / r 
Årlig nytte B	
t tilsvarer aggregert betalingsvillighet for den berørte populasjonen 
(WTP	
tot) og kan beregnes som: 
WTP tot 
= n x WTP
i 
Hvor n = antall berørte husstander og WTP	
i = gjennomsnittlig betalingsvillighet for 
husstand i. Siden betalingsvillighet pr husstand varierer mellom ulike deler av den 
berørte populasjonen (for eksempel i forhold til avstand mellom studie - og 
beslutningssted, i forhold til om hus standen er brukere eller ikke- brukere av 	
Vista Analyse 	65

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
fellesgodet etc.) bør estimatet baseres på den samme type berørt populasjon som ved 
beslutningsstedet. Dersom dette ikke er mulig, bør reduksjon i betalingsvillighet som 
følge av avstand fra miljøgodet (såk alt «distance decay », for eksempel prosentvis 
reduksjon i betalingsvillighet per km økt avstand fra miljøgodet) anslås, basert på 
empirisk erfaring fra studiestedet (dersom det eksisterer og tilsier dette). 
Dersom det skal beregnes bruksverdier for rekreasjon, bør husstander erstattes med 
individer i ovennevnte likning, og konsumentoverskudd pr aktivitetsdag multipliseres 
med økt eller redusert antall dager aktivitet for å beregne prosjektets totale verdi. For 
verdier utover rekreasjon, benyttes oftest ver di pr husstand, og samme metoder som 
for ikke -bruksverdier kan benyttes. 
Når nytte eller kostnader av et miljøgode skal aggregeres, må det også vurderes om 
disse godene er uavhengige (som innebærer at de summeres direkte), eller om de bør 
betraktes som su bstitutter eller komplementære goder. I det første tilfellet vil 
aggregert nytte eller kostnad bli overestimert, mens de i det siste tilfellet vil kunne 
underestimeres. 
Steg 8 – Usikkerhet og akseptabel overføringsfeil 
Gjennomførte validitetstester av enh etsoverføring har vist at overførte økonomiske 
estimater bør presenteres med et usikkerhetsintervall på ± 50 %. Dersom studie - og 
beslutningssted er meget like, eller dersom primærstudien ble laget med tanke på 
overføringer til områder som tilsvarer beslut ningsstedet, kan det imidlertid benyttes 
feilmarginer på ± 25 %. Dersom det er store forskjeller mellom studie - og 
beslutningssted, kan det fremdeles benyttes enhetsoverføring, men muligheter for 
over - eller underestimering i overføringer i verdier bør bli oppsummert og presentert 
med et usikkerhetsintervall på ± 100 %; som baseres på observert variasjon i 
verdsettingsestimater i validitetstester (Navrud 2004; Navrud & Ready 2007). 
Tabell A.1 .1 Anbefalte usikk erhetsintervaller for enhetsverdioverføring ved ulike grader av 
likhet mellom studiested og beslutningssted. 
Kategori	 	Grad av likhet mellom 
studiested for original 
verds	ettingsstudie og 	
beslutningsstedet 
verdsettingsestimatet skal 
brukes 	
Prosentvis overføringsfeil	 	
(%) 	
1 	Meget stor grad av likhet	 	+ 25	 	
2 	Stor grad av likhet	 	+ 50	 	
3 	Liten grad av likhet	 	+ 100	 	
4 	Meget liten grad av likhet	 	Ikke overfør estimatet fra 
studiestedet. Eneste 
mulighet for 	
Vista Analyse 	66

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 	
verdioverføring er da 
overføring basert på meta-
analyse 	
 
Dersom det skal gjennomføres en nyttekostnadsanalyse av et nytt prosjekt eller en 
politikk, skal nåverdien av estimert kostnad sammenlignes med nåverdi av tilsvarende 
nytte. Effekten av en feilmargin i overføringen på 25 – 50 % bør uansett kalkuleres for 
å vurdere om dette redusere nåverdien av nytten (øker kostnadene) til et kritisk nivå, 
dvs. at det medfører at den totale nåverdien endres fra positiv til negativ. Hvis dette er 
tilfellet vil eventuelle overføringsfeil i estimatet være så store at de vil kunne forandre 
konklusjonen i nytte -kostnadsanaly sen, og en bør da forsøke å forbedre 
presisjonsnivået i overføringen. Dette kan gjøres ved å gjennomføre en ny fullstendig 
verdsettingsundersøkelse, eller ved å korrigere overførte verdier ved å gjennomføre en 
ny små -skala verdsettingsundersøkelse (dvs. ti lsvarende en pilottest av et mindre 
utvalg husstander). 
Før en gjør dette bør en imidlertid gjennomføre en forenklet nytte -kostnadsanalyse for 
å sikre at kostnadene av disse nye undersøkelsene er lavere enn nytten i form av 
mindre sannsynlighet for å ta e n feilaktig beslutning ved å bruke de overførte 
verdiene. Dersom dette ikke er tilfellet, bør det være tilfreds stillende å basere seg på 
de overførte verdiene som fremkommer ved bruk av retningslinjene for 
verdioverføring som er beskrevet her. 
Vista Analyse 	67

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Appendiks 2 : Mer om norske forslag til former for 
naturavgift 
Ulike norske aktører har lansert forslag om typer naturavgift på utnyttelse av 
naturressurser i form av arealavgifter og naturressursskatt for henholdsvis 
fiskeoppdrettsanlegg, vindkraftanlegg og mineralnæ ringen. Forslagsstillerne tar i stor 
grad utgangspunkt i det skatte - og avgiftsregimet som finnes for vannkraft og 
sammenligner med det. Vi kommer derfor tilbake til en o ppsummering av hvilke 
skatter og avgifter som er spesielle for vannkraftanlegg mot slu tten av dette 
appendikset. Først beskrives dagens skatter og avgifter og foreliggende forslag til 
arealavgift og /eller naturressursskatt for henholdsvis fiskeoppdrett, vindkraft og 
mineralnæring. Merk at forslagene ikke er motivert for å redusere 
arealbruk /naturinngrep. Vi gjengir forslagene her, uten å gi våre vurderinger av dem. 
 
Fiskeoppdrett	 	
Gjeldende skatter og avgifter 
Det er allerede flere avgifts - og gebyrordninger ved etablering og drift av 
oppdrettsanlegg. De viktigste er gjengitt nedenfor, delvis med tall for hvor mye de 
innbringer fra sektoren. 
• Ved søknad etter akvakulturloven betales saksbehandlingsgebyr på kr 12 000 (i 
2013) 
• Det betales saksbehandlingsgebyr til staten ved søknad om utslippstillatelse 
etter forurensningsloven. Laveste sats er kl . 19 9000 (per 2013) 
• Det kan påløpe saksbehandlingsgebyr ved kommunal planbehandling etter 
plan - og bygningsloven (PBL) 
Søknadsgebyrene skal dekke det offentliges kostnader ved saksbehandlingen etter 
gjeldende regelverk. 
• Ved innvilgelse av ny konsesjon bet ales en avgift på 8 millioner kroner i alle deler 
av landet unntatt Finnmark, der det betales 3 millioner kroner (i henhold til 
akvakulturloven og forskrift om tildeling av løyve til havbruk med matfisk av laks, 
aure og regnbogeaures i sjøvatn i 2009). 
 
• I Troms og Finnmark kan man søke om å øke maksimalt tillatt biomasse i anlegge t 
per konsesjon med 5 prosent. Vederlaget for slike søknader er henholdsvis 500 000 
kroner og 150 000 kroner. Denne konsesjonsavgiften tilfaller staten. 
 
• I driftsfasen betaler oppdrettsanlegget tilsyns - og kontrollavgift til 
Fiskeridirektoratet, normalt kr 9 000, men satsene varierer (forskrift om gebyr og 
avgift i forbindelse med akvakulturvirksomhet). Dette skal dekke deler av 
kostnadene for offentlige myndigheters arbeid med tils yn og kontroll. 
 	
Vista Analyse 	68

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
• Oppdrettsvirksomheten må også besørge sertifisering (i henhold til Forskrift om 
krav til teknisk standard for flytende akvakulturanlegg, NYTEK -forskriften), der 
formålet er å bidra til å forebygge rømming ved at NYTEK -regelverket skal sikre at 
tekniske krav som er nedfelt i NS 9415:2009 blir kontroller t og fulgt opp. 
Kostnadene ved dette kan variere betydelig. 
 
Tidligere måtte næringen betale en matproduksjonsavgift for mattilsynet for 
oppdrettsfisk på 14,60 kroner per mottatt tonn fisk til slakting. Ordningen ble 
opphevet 1.januar 2012. I følge NOFIMA (2012) ble det anslått at avgiften 
representerte en kostnad på ca. 1,5 øre per kg slaktet. For 2011 ble det solgt 1 142 892 
tonn slaktet matfisk, og avgiften utgjorde minst 17 millioner kroner for 2011 (Lund 
2013). 
Etter lov om avgift til forskning og utvikling i fiskeri- og havbruksnæringen er det 
hjemmel for å kreve inn en avgift på eksportverdien av fisk, fiskeprodukter og 
industrielt bearbeidede produkter som har basis i marine råvarer. 
Eks portavgiften omfatter markedsavgift, jf. forskrift om regulering av fisk og fiskevarer, 
og FOU- avgiften om avgift til forskning og utvikling i fiskeri - og havbruksnæringen. 
En del anlegg betaler i tillegg eiendomsskatt til kommunen (eiendomsskatt på verke r 
og bruk). Det er ifølge Nofima (2012) relativt få kommuner som har innført 
eiendomsskatt for fiskeoppdrettsanlegg. Nofima (2012) har anslått at eiendomsskatten 
utgjør totalt sett 10 -23 millioner kroner per år, noe som tilsvarer mellom 0,96 og 2,3 
øre per kg laks hvis man fordeler totalsummen på mengden oppdrettslaks . 
I Sundvoldenplattformen (plattformen for dagens regjering) heter det at: «Kommuner 
som stiller arealer til disposisjon for næringen bør oppleve større positive 
ringvirkninger fra aktiviteten . Regjeringen vil derfor la store deler av vederlaget for 
tildeling av nye konsesjoner tilfalle berørte kommuner». 
Dette ble fulgt opp i r egjeringen Solbergs budsjettforslag: (prop.1S Tillegg 1 (2013 -
2014), s. 146) der det heter at k ommuner med oppdrettsanlegg vil få en andel (40 % av 
konsesjonsavgiften ved tildeling av nye konsesjoner) : 
- Av 45 nye oppdrettstillatelser i 2013 f ikk kommunene: 
o 4 millioner for hver av de 30 fastpris -konsesjonene 
o 40 % av inntektene fra den lukkede budrunden (15 konsesjoner) . 
Inn tektene fordeles med et likt beløp til de kommunene der de nye tillatelsene 
lokaliseres. 
Internasjonal praksis 
Lund & co (2013) og Kontali Analyse (2011) viser til internasjonal praksis i andre viktige 
fiskeoppdrettsland som Chile, Canada og Skottland, der aktørene må betale en form 
for avgift eller gebyr for bruk av sjøarealer. 
I Chile betales ifølge Lund & Co (2013) en årlig «lisensavgift» basert på tildelt 
konsesjonsareal. I tillegg betales en avgift til lokale myndigheter som årlig skal tilsvare 
Vista Analyse 	69

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
0,5 % a v skattbar egenkapital. Kontali Analyse (2011) har beregnet at en slik avgift ville 
gitt 38 mill. kr. per år hvis tilsvarende avgift var innført her i landet. 
I Canada betales en årlig leie for bruk av lokaliteter, der beregningsformel og betaling 
varierer mellom ulike regioner (Lund & Co 2013). 
I Skottland betales årlig leie til «the Crown Estate»	
32 for lokaliseringstillatelser. I 2011 
var den skotske avgiften 17 øre per kg slaktet laks. I Norge ble det slaktet ca. 1 million 
tonn laksefisk, slik at hvis den skotske avgiften ble innført her i landet, ville det bety ca. 
170 millioner kroner i avgifter. 	
Tidligere forslag til alternative avgiftsformer for arealavgift i havbruksnæringen 
Kontali Analyse (2011) gir begrunnelser for arealavgift og kommer med forslag til 
alternative avgiftsformer. De diskuterer også innkrevingssystem og kontrollmuligheter, 
som vi ikke skal gå inn på her. 
I arbeidet med statsbudsjettet i 2009 ble det besluttet å gi kommunene mulighet for 
innkreving av eiendomsskatt for oppdrettsanlegg , og spørsmålet om arealavgift mistet 
dermed noe av sin aktualitet. Næringsorganisasjonene har også vært lunkne til en ny 
særavgift til næringen, og de argumenterte for at en eventuell ny avgift måtte medføre 
kutt i andre skatter og avgifter. Næringen har også argumentert for at alle aktører som 
benytter kystsonen må inkluderes i en eventuell ny avgift. Dette gjelder anlegg som 
kaianlegg, flytebrygger, vindmøller til havs osv. Et viktig prinsipp for næringsaktørene 
har også vært at det må være opp til den e nkelte kommune å bestemme om en slik 
avgift skal innføres. En annet viktig spørsmål er hvilket beregningsgrunnlag en slik type 
avgift skal bestemmes ut fra, og hvordan det er mulig å kreve den inn. 
Kontali Analyse (2011) skisserer noen ulike muligheter for en slik avgift: 	
1. En mulighet er å knytte avgiften til maksimal tillatt biomasse (MTB) på en 	
lokalitet. 	
Lokalitetsregisteret til Fiskeridirektoratet inkluderer alle lokaliteter som er godkjent for 
laks og ørret, fordelt på kommune - og fylkesnivå. Det er da mulig å legge en avgift 
baser t på lokaliteter etter hvilken MTB lokaliteten er godkjent for, eller en avgift per 
standardkonsesjon MTB. Det nevnes som et problem at lokalitetene kan ligge brakk og 
dermed ikke genererer inntekter store deler av året, og at en rekke lokaliteter er 
godkjent for skjell og torsk som har liten inntjening. Som fordeler med å ilegge avgift 
på MTB fremheves at et slikt system vil gjøre at kommunene kan gjøre seg attraktive 
for selskapene med å legge ut gode lokaliteter med stor bære evne, samt at det er små 
problemer ved innkreving av avgifter i et slikt system ettersom kommunen er involvert 
i saksbehandlingen. Et slikt system vil føre til at avgifter kan kreves inn på areal i 
kommunen som er båndlagt av selskaper. 
32 http://www.thecrownestate.co.uk/ 
 
 	
Vista Analyse 	70

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 	
2. Et annet alternativ er å knyttet avgiften til faktisk arealbruk 	
Et fiskeoppdrettsanlegg beslaglegger areal på overflaten, men også fortøyninger på 
bunnen og båndlegging av areal der det er fiske - og ferdselsforbud. Man kan derfor 
tenke seg en avgift som settes til faktisk br uk av en av disse arealkategoriene. Dette 
kan generere stabile inntekter så lenge lokaliteten blir brukt til produksjon. En avgift 
basert på arealbruk vil være en skattlegging på faktisk areal som blir benyttet til 
produksjon. Ko ntali Analyse (2011) vurderer arealavgiften som en betaling for 
båndlegging av areal i «allmenningen». 	
3. Et tredje alternativ er avgift på faktisk slaktekvantum 	
Fordelen med dette alternativet er at data for beregningene allerede finnes , og at 
selskapene kun blir avgiftsbelagt for fis k som er salgbar vare. En slik avgift vil ikke gi 
inntekter før et godt stykke ut i produksjonssyklusen. En avgift på slaktekvantum vil 
være en skattlegging av verdiskaping på lokaliteten, ikke direkte på arealbruk. 
Hensikten med en eventuell arealavgift må ifølge Kontali analyses rapport være å 
kunne tilby akvakulturselskapene de beste lokalitetene. En arealavgift vil gi kommunen 
et incentiv til å tillate nye lokaliteter, samt å frigi de beste områdene for produksjon av 
laks og ørret. 
Kontali Analyse (201 1) vurderte ikke hva som er «riktig» nivå på en 
slaktekvantumsavgift, ut fra hvilke miljøvirkninger oppdrettsanlegg har. De viser et 
regneeksempel på hva inntektene fra en avgift på slaktekvantum vil bli hvis avgiften 
var 0,17 kr/kg fisk. Dette beløpet ble satt ut fra en omregning til hva den ovennevnte 
skotske avgiften ville tilsvare i norske priser. 	
4. Andre alternativer 	
Kontali vurderer også prising av lokaliteter ved tildeling, enten ved engangspris ved 
tildeling av en lokalitet (som delvis er innført ved at det må betales en konsesjonsavgift 
ved tildeling av oppdrettskonsesjon), og ved forslag om desentralisert tildeling av 
konsesjoner/auksjonering av lokaliteter. 
Forslag om kommunal særavgift for oppdrettsanlegg i betenkning fra Lund & Co (2013) 
Lund & Co har i en betenkning for Nettverk for fjord - og kystkommuner (NFKK) 
foreslått at NFKK fremmer et krav om kommunal særavgift for oppdrettsanlegg for 
laks, ørret og regnbueørret, som begrenes til sjøområder (kalt oppdrettsavgift). 
De beskriver at avgiften k an beregnes på ulike grunnlag, men at deres foreløpige 
vurdering er at avgiften bør beregnes på bakgrunn av det faktiske fysiske areal som 
oppdrettsanlegget beslaglegger, og at avgiften beregnes av selskapet selv. De nevner 
også de alternative måtene å kny tte avgiften til MTB eller basert på slaktekvantum, 
eller kombinasjoner av disse. De skriver også at de har sett på forhold ved en ren 
overføring av konsesjonsavgiften, men bemerker at en slik overføring ikke vil sikre 
kommunen årlige inntekter. 
Avgiften f oreslås samordnet med inntektsskatten, slik at avgiften ikke betyr økt skatte - 
og avgiftsnivå for oppdrettsvirksomhetene. 
Vista Analyse 	71

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Begrunnelse for arealavgift på fiskeoppdrett 
Som begrunnelse for avgiften, trekker Lund & Co fram kommunens arbeid med å 
tilrettelegge, ved planarbeid og ved tilrettelegging av infrastruktur som vei, vann og 
avløp osv., samt arealkonflikter. I vår sammenheng er det eventuelle miljøargumenter 
som er relevante. Det trekkes fram at areal som benyttes til oppdrett kunne vært brukt 
til en rek ke andre aktiviteter, som yrkes -, fritids - og turistfiske, høsting av tang og tare, 
vern og kulturminner, marint biologisk mangfold, seilingsleder, dykking og annet 
friluftsliv, kystnær hyttebebyggelse, brygger og havner og andre fysiske inngrep som 
utfyll ing/byggevirksomhet, mudring og deponering av masse, skjellsanduttak, 
forsvarets aktiviteter, utnyttelse av mineralske ressurser, petroleumsvirksomhet, 
energi -virksomhet (vind -, tidevann - og bølgekraftanlegg), legging av rør og kabler og 
utslipp fra land. 
Det trekkes også fram at kommunene har flere miljøbelastninger som følge av 
akvakulturvirksomhet. Disse forholdene oppstår både i kystvannet og i tilstøtende 
vannforekomster, og kan påvirke lokalbefolkningen på ulike måter. Rømming av 
oppdrettsfisk og med følgende trussel mot marin villfisk vil kunne føre til både redusert 
friluftsliv og mindre næringsvirksomhet i tilknytning til eksempelvis fiske av villaks. 
Dette er et miljøproblem som har vært mye diskutert i Norge de siste årene, og som 
potensielt kan ha relativt store konsekvenser. 
Merdeanlegg er åpne systemer, hvor det blir utslipp som består av en rekke ulike 
forbindelser, som kan påvirke flora og fauna på sjøbunn og i sjøen. Det gjelder spillfôr, 
avføring, legemidler, kobber, plantenæringsstoff og an dre næringssalter. 
Andre ulemper som trekkes fram, er at det skjer skader på sjøbunn ved forankring av 
anlegg, lys - og lydforurensning, samt utslipp av lus og virus. Særlig sistnevnte utgjør en 
betydelig miljøbelastning. 
Både med tanke på bekjempelse av lu s og virus, og tiltak for å bevare villaks, oppstår 
betydelige kostnader og ulemper, også for kommunene. 
Vindkraft	
 	
Dagens beskatning av vindkraftanlegg 
Det er ikke spesielle skatter eller avgifter for vindkraftanlegg, utover vanlig inntekts - og 
selskapsska tt osv. Fra 2009 kan kommunene innføre eiendomsskatt på vindkraftverk. 
Lund & Co fant i en utredning for Landssammenslutningen av norske 
vindkraftkommuner ( LNVK) at eiendomsskatten på vindkraftanlegg gir inntekter til 
kommunene på ca. 15 -20 millioner krone r. 
Andre lands lokale skatter og avgifter på vindkraft (i følge Lund & Co 2013): 
Tyskland: For vindkraftselskapene er loven endret de senere år slik at 70 % av skatt på 
vindkraft tilfaller vertskommunen hvor vindkraftanlegget er lokalisert, 30 % til 
hoved kontorkommunen (Lund & Co 2014 a) 
Danmark : kjøpsrettsordning: lokalbefolkningen har rett til å kjøpe minst 20 % av 
vindkraftanlegget til selvkostpris. Grønne fond gir kommunen erstatning for 	
Vista Analyse 	72

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
miljøulemper ved at kommunen kan søke om penger til grønne prosjek ter. 3 MW gir 
adgang til å søke om inntil 264 000 DKK i løpet av verkets levetid. 
Forslag om naturressursskatt for vindkraftanlegg 
I 2005 ønsket LNVK utredet et nytt skatte- og avgiftsregime for vindkraftkommuner, og 
Lund & Co laget en betenkning inspirert av vannkraftregimet. KS utredet også saken 
etter initiativ fra kommuner, og det ble nedsatt en arbeidsgruppe som forslo en 
naturressursavgift på vindkraft (KS 2006). 
Anbefalingen fra Lund & Co (2014) er at kommunene bør konsentrere seg om en 
ordning med naturressursskatt etter modell fra vannkraften. Naturressursskatten kan 
forankres i skatteloven og bør samordnes med selskapsskatten til staten. Et slikt 
forslag innebærer at naturressursskatten ikke vil føre til økt skatt på selskapene. 
LNVK mener at skatt e- og avgiftsordningene fra vannkraft, med visse tilpasninger, er 
overførbare til vindkraftproduksjon. Det er viktig for dem å ivareta lønnsomheten i 
vindkraftprosjektene . Deres mål er utbygging av vindkraft, ikke redusert utbygging . 
LNVK ønsker et nytt sk atteregime for vindkraft bestående av: 
1) Naturressursskatt – som f or vannkraft 
2) Konsesjonsavgift som er lønnsomhetsavhengig, dvs. en ordning som slår inn når 
anleggene er lønnsomme (målt opp mot gjennomsnittlig spotmarkedspris). 
Når det gjelder naturressurssk att, foreslår LNVK dette som en skattevridning fra stat til 
kommune: 
• Den skal være inntekts -/utgiftsnøytral for utbygger ved at det gis fradrag 
for utbygger i statlig overskuddsskatt «til evig tid». 
• Samordnes med inntektssystemet, noe som ifølge LNVK vil g i begrenset 
netto gevinst for kommunene 
• Viktig lokaldemokratisk prinsipp om lokal beskatningsrett. 
• LNVK mener satsen må tilpasses vindkraft, og foreslår ingen andel til 
fylkeskommunen	
33, 34	. 	
Begrunnelser for naturressursskatt på vindkraft 
Landssammenslutningen av Norske Vindkraftkommuner (LNVK) ønsker «kompensasjon 
for de naturressurser og arealer lokalsamfunnet stiller til rådighet». 
De ønsker at myndighetene skal legge til rette for «de beste» prosjektene ved 
tilstrekkelig e og forutsigbare rammebetingelser og skape lokal aksept (gjennom økt 
lokal verdiskaping) blant annet ved «større økonomiske gulrøtter til 
33 Fylkeskommunen får en vis s andel av naturressursskatten for vannkraft. 
34 På åpent møte i grønn skattekommisjon 25.02.2015 hadde organisasjonen av kraftfylker, innlegg om 
at de burde ha en større del av inntekter fra kraftproduksjon i deres fylke. 
Vista Analyse 	73

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
utbyggingskommune/lokalsamfunn» (LNVK 2014). De ønsker lovgivning som sikrer økt 
lokal andel av verdiskapingen, et lønnsomhets basert skatteregime. 
Miner alnæringen	
 	
Dagens skatter og avgifter 
Kommunene mottar i dag inntekter fra bergindustrien i form av inntekter fra dem som 
er ansatt i mineralutvinningsselskapene, samt eventuelle inntekter fra eiendomsskatt 
(dersom kommunen har innført slik eiendomsskatt p å verker og bruk). 
Grunneieren eier mineraler som staten ikke eier, som grus, pukk, naturste in, titan mv. 
Utnyttelse av slike mineraler skjer i hovedsak etter avtale med eier, men det kreves 
konsesjon for drift. 
Konsesjonspliktige inngrep er: 
• Samlet uttak av mer enn 10 000 m	
3 masse krever driftskonsesjon for 
direktoratet 
• Et hvert uttak av naturste in krever konsesjon 
• I konsesjonen kan det settes vilkår for drift, og den kan revideres hvert 
tiende år 
Det kan på vanlig måte innkreves eiendomsskatt på verk o g bruk. Det betales på vanlig 
måte inntektsskatt, der en viss andel går til kommunen. 
Mineralloven av 2009 avløste blant annet bergverksloven av 1972. Verken 
bergverksloven av 1972 eller dens forgjenger fra 1842 hadde bestemmelser om lokale 
avgifter ved mineralutvinning. 
I mineralloven av 2009 er det et eget kapittel om gebyrer og avgifter, blant annet 
finnes en hjemmel til i forskrift å fastsette en årlig avgift på selve utvinningen (uttaket) 
av statens mineraler (Utmarkskommunenes sammenslutning, USS 201 4). I Ot.prp. nr. 
43 (2009- 2009) drøfter departementet muligheten for å innføre en årlig avgift til 
staten på utvinning av statens mineraler. 	
Forslag om naturressursskatt for mineralnæringen 	
1. Forslag fra Norsk Bergindustri om innføring av lokal mineralavgif t 	
Norsk Bergindustri har foreslått å innføre en lokal mineralavgift «knyttet til omsetning 
ved gruvekanten på 3 promille for ny virksomhet knyttet til statens mineraler». 
Avgiften er ment å være en økonomisk kompensasjon for lokalsamfunnet der 
virksomheten etableres. Forslaget forutsetter at eiendomsskatten avvikles for de 
virksomhetene som ilegges denne lokale avgiften. Vi kan også merke oss at avgiften 
begrenses til å gjelde ny virksomhet og bare for statens mineraler (ikke til grunneiers 
mineraler) (Nors k Bergindustri 2014). 	
2. Forslag fra Utmarkskommunenes sammenslutning, USS 	
USS foreslår at det etableres en særskatt på mineralutvinning etter modell fra 
vannkraftsektoren, eventuelt en kommunal mineralavgift (USS 2014). USS mener at 
dersom det etableres en særskatt vil det være naturlig at ordningen tas inn i 	
Vista Analyse 	74

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
skatteloven (som for vannkraft, jf. skatteloven §18-2). Dersom ordningen etableres 
som en avgift er det naturlig at den tas inn i mineralloven av 2009, i kapittelet som 
omhandler gebyrer og avgifter ved bergverksvirksomhet (kapittel 10). 
USS mener videre at en mineralavgift må samordnes med utlignet fellesskatt til staten, 
slik som for naturressursskatten for vannkraft. 
USS mener det kan være praktisk å benytte et avgiftsgrunnlag som knytter seg til 
sal gsverdien, presisert som potensiell salgsverdi (gjerne offisielle børspriser; 
spotmarkedspriser) av det som utvinnes. Hvor mye som utvinnes vil varierer fra år til 
år, noe som vil gi en mindre stabil inntektsinngang for kommunene. Imidlertid er en 
beregnin g som den skisserte ikke knyttet til virksomhetenes disposisjoner og den gir 
derfor mindre rom for tilpasninger enn en rent overskuddsbasert avgift. Det legges 
vekt på at et slikt beregningsgrunnlag kan benyttes for å beregne avgiften ved 
utvinning av både grunneiers og statens mineraler. Det foreslås at uttak og utvinning 
både av grunneieres og statens mineraler blir gjenstand for den kommunale avgiften. 
Videre foreslås at avgiften skal omfatte både igangværende og fremtidig virksomhet. 
Størrelsen på avgiften mener USS må vurderes nærmere, og de foreslår at nivået på 
avgiften tas inn i mineralloven. 
Begrunnelser for naturressursskatt for mineralnæringen 
Det er i stor grad de samme argumenter som brukes for innføring av naturressursskatt 
for mineralnæringen. Bransjen ønsker at kommunen skal tilrettelegge «for bruk av de 
beste lokalitetene». En hovedmotivasjon for initiativtagerne er at skatter og avgifter 
er en måte for å sikre en verdiandel til kommunene og kompensere lokalsamfunn for 
naturinngrep. 
Naturressu rsskatt på mineralutvinning kan sies å være i tråd med «natural resources -
user principle» (miljøpåvirker/forurenser betaler- prinsippet) 
Lund & CO (2013) har følgende argumenter for en lokal avgift/skatt på utnyttelse av 
mineralressurser: 
1) Utnyttelse av en lokal naturressurs er et selvstendig grunnlag for å kreve en 
andel av verdiskapingen tilbakeholdt i det berørte lokalsamfunn, representert 
ved kommunen eller fylkeskommune ( «benefit -sharing ») 
2) Den lokale beskatningsretten er et annet selvstendig grunnla g for en lokal 
beskatningsordning for all næringsvirksomhet i kommunen (styrker selvstyret) 
3) Inngrep i naturverdier er et tredje selvstendig grunnlag for å kreve 
kompensasjon til det lokalsamfunn som avstår sine naturressurser til andre 
økonomiske utnyttels e (kompensasjon/erstatningshensyn) 
Skatter og avgifter til kommunene for vannkraft og øvrige naturressurser	
 	
Siden mange forslag har konsentrert seg om å få innført en ordning som ligner 
naturressursskatten man har på vannkraft, vil vi kort beskrive denne. 
Naturressursskatten er basert på faktisk produksjon av kraft, med 1,3 øre per kWh (1,1 
øre per kWh til kommunen og 0,2 øre per kWh til fylkeskommunen) . Skatten er 
Vista Analyse 	75

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
uavhengig av selskapenes disponering eller inntjening (slik at ordningen er forutsigbar 
for k ommunen). 
Innfasing skjer over 7 år, det vil si at første år betales avgift for 1/7 av produksjon, og 
etter 7 år betales for 7/7. Naturressursskatten er fradragsberettiget i selskapsskatten 
og ubenyttet fradrag kan fremføres i ubegrenset tid med rente og brukes senere år. 
Tabell A.2.1 og A.2 .2 gir oversikt over vertskommunenes kraftinntekter og inntekter fra 
andre naturressurser, og hvordan disse er fordelt. 
Tabell A.2 .1 Vertskommunenes kraftinntekter for vannkraft ( 174 vertskommuner, 130 
TWh) 
Skatt/avgift	 	Inntekter til kommunene, i mill. kr per år	 	
Konsesjonskraft (8,7 TWh)	 	 900 	 	
Konsesjonsavgifter	 	 600	 	
Eiendomsskatt	 	2 300	 	
Naturressursskatt	 	1 600	 	
Totalt	 	5 400	 	
 
Tabell A.2.2 Inntekter for kommuner fra utnyttelse av andre naturressurser 
Type naturressurs	 	Inntektstype og anslag i mill.kr per år	 	
Mineraler	 	Eiendomsskatt (ukjent beløp)	 	
Vindkraft	 	Eiendomsskatt, ca. 20	-30 mill.kr	 	
Fiskeoppdrett	 	Eiendomsskatt, ca. 20 mill.kr (10	-23 mill.kr)	 	
Konsesjonsavgift (engangsavgift) 	
Petroleum	 	Eiendomsskatt, ca. 600 mill	.kr	 	
 
 
 	
Vista Analyse 	76

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Referanser 
Alix-Garcia, J. og H. Wolff (2014): Payment for ecosystem services from forests, The 
Annual Review of Resource Economics 6:361- 80. 
Alsvik, K. (2013): Samfunnsøkonomisk verdi av landskapsinngrep ved veiprosjekter - en 
Betinget Verdsetting sstudie. Master Thesis. Norwegian University of Life Sciences. 
Armsworth, Acs, S., Dallimer, M., Gaston, K. J., Hanley, N. D., og Wilson, P. (2012): The 
Cost of Policy Simplification in Conservation Incentive Programs, Ecology Letters , 15(5): 
406– 14. 
Arro w, K. J., R. Solow, E. Leamer, P. Portney, R. Radner og H. Schuman (1993): Report 
of the NOAA Panel on Contingent Valuation. Federal Register 58, 4601 -4614. 
Bartkowski, B., N. Lienhoop og B. Hansjürgens (2015): Capturing complexity of 
biodiversity: A critical review of economic valuation studies of biological diversity. 
Ecological Economics 113:1- 14 
Barton, D. m.fl. (2015): Economic valuation of ecosystem services for policy. A pilot 
study on green infrastructure in Oslo. NINA report 1114. 
Bateman, I. m. fl. (2002): Economic valuation with stated preference techniques. A 
manual. Edward Elgar 
Brander, L. I. Bräuer, H. Gerdes, A. Ghermandi, O. Kuik, A. Markandya, S. Navrud, P. 
Nunes, M. Schaafsma, H. Vos, and A. Wagtendonk (2012): Using meta- analysis and GIS 
for value transfer and scaling up: Valuing Climate Induced Losses of European 
Wetlands. Environmental and Resource Economics , 52 (3); 395–413 
Brander, L. og M. Koetse (2011): The Value of urban open space: meta -analyses of 
contingent valuation and hedonic pricing results. Journal of Environmental 
Management 92: 2763 -2773. 
Brandt, N. (2014): Greening the Property Tax. OECD Working Papers on Fiscal 
Federalism, NO. 17, OECD Publishing. http://dx.doi.org/10.1787/5jz5pzw9mwzn -en	
 	
Braat L. & P. ten Brink, (eds.) (2008): The Cost of Policy Inaction, The case of not 
meeting the 2010 biodiversity target. Wageningen, Alterra, Alterra -rapport 1718. 	
 	
Brouwer, R. and S. Navrud (2015): The use of benefit transfer i n Europe. Chapter 3 in 
R. Johnston, R. Rosenberger, R. Brouwer and J. Rolfe (2015): Benefit Transfer of 
Environmental and Resource Values: A Handbook for Researchers and Practitioners. 
Springer. In press. 
Carson, R. (2012): Contingent Valuation: A Practical Alternative When Prices Aren't 
Available. Journal of Economic Perspectives 26(4): 27 -42 
Vista Analyse 	77

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Desvousges, W.H., F.R. Johnson, and H.S. Banzhaf (1998): Environmental Policy 
Analysis With Limited Information: Principles and Applications of the Transfer Method. 
E dward Elgar, Northampton, MA. 
Eco logic (2006): The Use of Market Incentives to Preserve Biodiversity. Final Report. A 
project under the Framework contract for economic analysis ENV.G.1/FRA/2004/0081. 
Brauer, I., R. Mussner, K. Marsden, F. Oosterhuis, M. R ayment, C. Miller og A. 
Dodokova. Eco logic. 
EEA (2010): Land in Europe: prices, taxes and use patterns. EEA Technical report no. 
4/2010. European Environment Agency. 
Engel, S., S. Pagiola og S. Wunder (2008): Designing payments for environmental 
services in theory and practice: An overview of the issues. Ecological Economics 65: 
663- 674. 
Førsund, F. og S. Strøm (2007) : Miljøøkonomi. Gyldendal. 
Gibbons, S., S. Mourato og G. M. Resende (2014): The Amenity Value of English 
Nature: A Hedonic Price Approach. Environmental and Resource Economics 57(2): 175 -
196. 
Haab, T. C., M. G. Interis, D. R. Petrolia og J. C. Whitehead (2013) : From Hopeless to 
Curious? Thoughts on Hausman's "Dubious to Hopeless" Critique of Contingent 
Valuation. Applied Economic Perspectives and Policy 35(4): 593- 612. 
Hanley, N. m.fl. (2012): How should we incentivize private landowners to ‘produce’ 
more biodiversity? Oxford Review of Economic Policy 28(1): 93 -113 
Hanley, N. og E. B. Barbier (2009): Pricing Nature: Cost –Benefit Analysis and 
En vironmental Policy. Edward Elgar 
Hanley, N., Shogren, J. F., and White, B. (2007): Environmental economics in theory 
and practice. Palgrave Macmillan, 2nd edition 
Hausman, J. (2012): Contingent Valuation: From Dubious to Hopeless. Journal of 
Economic Pers pectives 26(4), 43- 56. 
Hoehn, J. P. og A. Randall (1989): Too Many Proposals Pass The Benefit Cost Test. 
American Economic Review 79(3): 544- 551. 
Innes, R. og G. Frisvold (2009) : The economics of endangered species. The Annual 
Review of Resource Economics , 1: 485 -512 
Jensen, C. U. (2014): The vindication of Don Quixote: The impact of noise and visual 
pollution from wind turbines. Land Economics 90(4): 668- 682. 
Kalås, J. A. m.fl. (2010): Norsk Rødliste for Arter 2010. Artsdatabanken. 	
Vista Analyse 	78

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Kling, C., D. J. Phaneuf og J. Zhao (2012): From Exxon to PB: Has some number become 
better than no number? Journal of Economic Perspectives 26(4), 3 -26. 
Kontali Analyse (2011): Arealavgift for oppdrettslokaliteter. Utredning av grunnlaget 
for innføring av arealavgift eller ress ursskatt i akvakulturnæringen. Utarbeidet for 
Nettverk for fjor - og kystkommuner. 
Krutilla, J. V. (1967): Conservation Reconsidered. American Economic Review 57, 777-
786. 
KS (2006): Rammelovgivning for vindkraft. Rapport fra KS’ arbeidsgruppe. 
Kumar, P. (e d.) (2010): The Economics of Ecosystems and Biodiversity (TEEB) Ecological 
and Economic Foundations. Routledge. 
Ladenburg, J., Dubgaard, A (2007): Willingness to pay for reduced visual disamenities 
from offshore wind farms in Denmark. Energy Policy 35: 4059–4071 
Ladenburg, J., Dubgaard, A. (2009): Preferences of coastal zone user groups regarding 
the siting of offshore wind farms. Ocean and Coastal Management 52; 233 -242. 
Lindhjem, H., R. Reinvang og M. Zandersen (2015b): Landscape experiences as a 
cultura l ecosystem service in a Nordic context: Concepts, values and decision- making. 
Nordic Council of Ministers. 
Lindhjem, H. (2007): 20 Years of Stated Preference Valuation of Non- Timber Benefits 
from Fennoscandian Forests: A Meta- Analysis. Journal of Forest E conomics 12: 251 -
277. 
Lindhjem, H. and S. Navrud (2008): How Reliable are Meta- Analyses for International 
Benefit Transfer? Ecological Economics , 66(2-3); 425- 435. 
Lindhjem, H. and S. Navrud (2009): Asking for Individual or Household Willingness to 
Pay fo r Environmental Goods? Implication for aggregate welfare measures. 
Environmental and Resource Economics 43(1):11- 29. 
Lindhjem, H.; K. Magnussen og S. Navrud (2014): Verdsetting av velferdstap ved 
oljeutslipp fra skip – Fra storm til smulere farvann (?). Sa mfunnsøkonomen 6: 25 -39. 
Lindhjem, H. and S. Navrud (2011): Are Internet surveys an alternative to face -to -face 
interviews in contingent valuation? Ecological Economics 70(9): 1628-1637. 
Lindhjem, H., K. Grimsrud, S. Navrud and S. O. Kolle (2015a): The Soc ial Benefits and 
Costs of Preserving Forest Biodiversity and Ecosystem Services. Forthcoming in Journal 
of Environmental Economics and Policy. 
Lindhjem, H. and S. Navrud (2015): Reliability of meta -analytic benefit transfers of 
international value of statistical life estimates: Tests and illustrations. In Johnston, R., J. 
Rolfe, R. Rosenberger and R. Brouwer (eds) Benefit Transfer of Environmental and 
Vista Analyse 	79

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Resource Values: A Handbook for Researchers and Practitioners. To be published by 
Springer. Forthcoming 20 15. 
LNVK (2014): LNVK som nødvendig samarbeidspartner i en vellykket fornybarsatsing. 
Foredrag på NVEs vindkraftseminar, mandag 2. juni 2014. Iver Nordseth (leder). 
Loomis, J. (2011): What's to know about hypothetical bias in stated preference 
valuation st udies? Journal of Economic Literature 25(2): 363 -370. 
Lund & Co (2013): Betenkning: Forslag om endring i akvakulturloven – innføring av 
areal/naturavgift for oppdrettsvirksomhet (oppdrettsavgift).Utarbeidet for Nettverk 
for fjord - og kystkommuner. 
Lund & c o (2013): Naturressursavgift på mineraler? – kommunenes rettigheter ved 
naturressursutnyttelse. Foredrag, Gardermoen 6. desember 2013. Stein Erik Stinessen 
og C. Lund. 
Lund & Co (2014): Vindkraftkommuner – stillstand eller fremgang? Gardermoen, 5. mai 
2014. S.E. Stinessen. 
Maes, J. m.fl. (2012) Mapping ecosystem services for policy support and decision 
making in the European Union. Ecosystem Services 1: 31 -39. 
Ministry of Natural Resources, Minnesota (Udatert): Conservation Land Tax Incentive 
Program Policy . 
Mitani, Y. og H. Lindhjem (2015): Forest owners' participation in voluntary biodiversity 
conservation in Norway: What does it take to forego forestry for eternity? Land 
Economics 91(2): 235 -251. 
Navrud, S and R. Ready (eds.) (2007): Environmental Value Transfer: Issues and 
Methods. Springer. 
Navrud, S. (2007): Practical tools for value transfer in Denmark – guidelines and an 
example. Working Report No. 28, 2007, Miljøstyrelsen, København. 
http://www2.mst.dk/common/Udgivramme/Frame.asp?http://www2.mst.dk/Udgiv/p
ublications/2007/978- 87-7052- 656-2/html/default_eng.htm 
Navrud, S. (2004): Value transfer and environme ntal policy. Chapter 5 (pp. 189-217) in 
Tietenberg, T. and H. Folmer (eds.) 2004: The International Yearbook of Environmental 
and Resource Economics 2004/2005. A survey of Current Issues. Edward Elgar 
Publishing, Cheltenham, UK and Northampton, MA, USA. (I n paperback 2005: ISBN 
1460 7353). 
Navrud, S. og G. Pruckner (1997): Environmental Valuation - To Use or Not to Use? A 
Comparative Study of the United States and Europe. Environmental and Resource 
Economics 10(1), 1 -26. 	
Vista Analyse 	80

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Navrud, S., R Ready, K. Magnussen and O. Bergland (2008): Valuing the social benefits 
of avoiding landscape destruction from overhead power tranmission lines - Do cables 
pass the benefit- cost test? Landscape Research, 33 (3); 1 -16 (June 2008) 
Nofima (2014): Hva begrenser tilgangen på sjøareal til havbruksnæringen? Rapport 
37/2014. B. Hersoug, O. Andreassen, J.P. Johnsen og R. Robertsen. 
Norsk Bergindustri (2014): En offensiv mineralpolitikk med vekt på lokal verdiskaping. 
NORWEA (2015): Fakta om vindkraft. Arealbruk. Faktaark nr. 2 (uttrekk 3 .04.2015) 
NOU (2013): Naturens goder - om verdier av økosystemtjenester. Norges offentlige 
utredninger 2013:10. 
NOU (2012): Samfunnsøkonomiske analyser. Norges offentlige utredninger 2012:16. 
OECD (2012): Evaluation of Agri- Environmental Policies: Selected methodological 
issues and case studies, OECD Publishing. 
OECD (2013): Scaling -up Finance Mechanisms for Biodiversity, OECD Publishing. 
OECD (2015): Developing an inventory and typology of land -use planning systems and 
policy instruments in OECD countries. Working Party on Integrating Environmental and 
Economic Policies, May 2015. 
Olsen, S.B. (2009): Choosing between internet and mail survey modes for choice 
experiment surveys considering non- market goods. Environmental and Resource 
Economics 44 (4): 591– 610. 
Olsen, S.B., Ladenburg, J., Petersen, M.L. Lopdrup, U., Hansen, A.S., Dubgaard, A. 
(2005): Motorways versus Nature. A Welfare Economic Valuation of Impacts. ISBN: 87 -
7992 -035 -7 
Riera, P.; G. Signorello, M. Thiene; P -A. Mahieu, S. Navrud, P. Kaval, B. Ru lleau; R. 
Mavsar; L. Madureira; J. Meyerhoff; P. Elsasser; S. Notaro; M. De Salvo; M. Giergiczny 
and S. Dragoi (2012): Non -market valuation of forest goods and services: Good practice 
guidelines. Journal of Forest Economics 18(4): 259 -270. 
Rockström, J. (2 009): A safe operating space for humanity, Nature 461, 472- 475. 
Rosenberger, R. og Loomis, J. (2000): Using Meta- Analysis for Benefit Transfer: In-
Sample Convergent Validity Tests of an Outdoor Recreation Database. Water 
Resources Research 36: 1097– 1 107. 
Shresta, R. og Loomis, J. (2003):	
 Meta -Analytic Benefit Transfer of Outdoor Recreation 
Economic Values: Testing Out -of -Sample Convergent Validity.	
 Environmental and 
Resource Economics 25: 79– 100 	
Vista Analyse 	81

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Samstad, H., F. Ramjerdi, K. Veisten, S. Navrud, K. Magnusse n, S. Flügel, M. Killi, A. H. 
Halse, R. Elvik og O. San Martin (2010): Den norske verdsettingsstudien - 
Sammendragsrapport. TØI rapport 1053/2010. 
Samuelson, P. (1954): The pure theory of public expenditure. Review of Economics and 
statistics 36:387-389. 
S chägner, J. P., L. Brander, J. Maes og V. Hartje (2013) : Mapping ecosystem services' 
values: Current practice and future prospects. Ecosystem Services 4: 33-46. 
Shine, C. (2005): Using tax incentives to conserve and enhance biodiversity in Europe, 
Nature a nd the Environment, No 143, Council of Europe Publishing. 
Soutukorva, Å. og T. Söderqvist (2005): Kvalitetskriterier för ekonomiska 
miljövärderingsstidier. Naturvårdsverket, Stockholm. ISBN 91 -620 -1247 -9. 
Statens Vegvesen (2014): Konsekvensanalyser. Håndb ok V712. 
Sterner, T. (2003) : Policy instruments for environmental and natural resource 
management, RFF Press and the World Bank. 
ten Brink, P. (ed.) (2011) : The Economics of Ecosystems and Biodiversity in National 
and International Policy Making. Earthscan 
Termansen, M., Smart, J.R.S., Piil- Damm, A., Ladenburg, J., Fonnesbech -Wulf, 
A.,Fuglsang, M., Hasler, B. (2012): Welfare effects of wind turbines in the landscape: a 
segmented market hedonic approach in Denmark. Paper presented at EAERE 19th 
Annual Confer ence, 2012, Prague. 
UNEP (2013): Guidance manual on value transfer methods for ecosystem services. 
United Nations Environment Programme. ISBN 978 -92- 807 -3362- 4. 
Vatn, A., D. Barton, H. Lindhjem and S. Movik (2011): Can markets protect biodiversity? 
A revie w of different financial mechanisms. Noragric Report No. 60. Norwegian 
University of Life Sciences and NINA. Funded by NORAD, May 2011 as input to the 
process of the UN Convention of Biological Diversity. Also published as a NORAD report 
with foreword by d epartment director Bente Herstad. 
Vennemo, H., N. Heldal, S. Strøm og H. Lindhjem (2013): Samfunnets støtte: En 
kommentar til NOU 2012:16 Samfunnsøkonomiske analyser. Samfunnsøkonomen 1: 
59- 66 
Vågnes Traaholt, N. (2014): Valuing urban recreational ecosyste m services in Oslo – A 
hedonic pricing study. Master Thesis, University of Copenhagen. 
Weitzman, M. (1974): Prices vs. Quantities . The Review of Economic Studies , Vol. 41, 
No. 4 (Oct., 1974), pp. 477- 491 	
Vista Analyse 	82

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
Wunder, S., S. Engel og S. Pagiola (2008) Taking sto ck: A comparative analysis of 
payment for environmental services programs in developed and developing countries. 
Ecological Economics 65: 834 -852 
Wünscher, T., S. Engel og S. Wunder (2008): Spatial targeting of payments for 
environmental services: A tool f or boosting conservation benefits. Ecological 
Economics 65: 822 -833. 
 
 
 
 
 
 
Vista Analyse 	83

Grunnlag for en nærmere utredning av en naturavgift 
 	
Vista Analyse 	84