VISTA ANALYSE
Nyheter
Nyheter
Vista i Media
Tjenester
Samfunnsøkonomisk analyse
Statistikk og empirisk analyse
Evalueringer
Kurs og foredrag
Lokal- og regionalanalyse
Modeller og databaser
NOREG 2
Vista Analyses Ringvirkningsmodell
Strategi og prosessrådgivning
Kvalitetssikring, tvister og ekspertuttalelser
Utviklingssamarbeid
Bransjer
Kraft og energi
Miljø
Samferdsel
Velferd
Eiendom, bygg og anlegg
Fiskeri og havbruk
Service og handel
IKT og digitalisering
Klima og det grønne skiftet
Kultur og kreative næringer
Landbruk
Olje og gass
Lokal og regional utvikling
Reguleringer og konkurranseøkonomi
Skatter og offentlig økonomi
Publikasjoner
Medarbeidere
Orvika Rosnes
Daglig leder
Dag Morten Dalen
Styreleder
Michael Hoel
Partner
Rasmus Bøgh Holmen
Partner
Ingeborg Rasmussen
Partner
Kristian Roksvaag
Partner
John Magne Skjelvik
Partner
Steinar Strøm
Partner
Sidsel Sverdrup
Partner
Hanne Toftdahl
Partner
Åsmund Sunde Valseth
Partner
Haakon Vennemo
Partner
Bård Solheim Andersen
Assosiert partner
Tyra Ekhaugen
Assosiert partner
Tor Homleid
Assosiert partner
Maria Amundsen
Eivind Bjørkås
Sarah Eidsmo
Anita Einarsdottir
Sondre Elstad
Leif Grandum
Andreas Stranden Hoel-Holt
Jonas Jønsberg Lie
Magnus Digre Nord
Haakon Riekeles
Herman Ringdal
Ina Sandaker
Andreas Skulstad
Veronica Strøm
Harald Svartsund
Martin Ørbeck
Vegard Østli
Siri Bråten Øye
Philip Swanson
Forskning
Blogg
Om oss
Vistas historie
Masteroppgave
Jobb i Vista Analyse?
Kvalitetssikring
Rolleforståelse
Miljøhandlingsplan
Etiske retningslinjer
Kontakt
Kart
search
no
no
en
power_settings_new
VISTA ANALYSE
Nyheter
Nyheter
Vista i Media
Tjenester
Samfunnsøkonomisk analyse
Statistikk og empirisk analyse
Evalueringer
Kurs og foredrag
Lokal- og regionalanalyse
Modeller og databaser
NOREG 2
Vista Analyses Ringvirkningsmodell
Strategi og prosessrådgivning
Kvalitetssikring, tvister og ekspertuttalelser
Utviklingssamarbeid
Bransjer
Kraft og energi
Miljø
Samferdsel
Velferd
Eiendom, bygg og anlegg
Fiskeri og havbruk
Service og handel
IKT og digitalisering
Klima og det grønne skiftet
Kultur og kreative næringer
Landbruk
Olje og gass
Lokal og regional utvikling
Reguleringer og konkurranseøkonomi
Skatter og offentlig økonomi
Publikasjoner
Medarbeidere
Orvika Rosnes
Daglig leder
Dag Morten Dalen
Styreleder
Michael Hoel
Partner
Rasmus Bøgh Holmen
Partner
Ingeborg Rasmussen
Partner
Kristian Roksvaag
Partner
John Magne Skjelvik
Partner
Steinar Strøm
Partner
Sidsel Sverdrup
Partner
Hanne Toftdahl
Partner
Åsmund Sunde Valseth
Partner
Haakon Vennemo
Partner
Bård Solheim Andersen
Assosiert partner
Tyra Ekhaugen
Assosiert partner
Tor Homleid
Assosiert partner
Maria Amundsen
Eivind Bjørkås
Sarah Eidsmo
Anita Einarsdottir
Sondre Elstad
Leif Grandum
Andreas Stranden Hoel-Holt
Jonas Jønsberg Lie
Magnus Digre Nord
Haakon Riekeles
Herman Ringdal
Ina Sandaker
Andreas Skulstad
Veronica Strøm
Harald Svartsund
Martin Ørbeck
Vegard Østli
Siri Bråten Øye
Philip Swanson
Forskning
Blogg
Om oss
Vistas historie
Masteroppgave
Jobb i Vista Analyse?
Kvalitetssikring
Rolleforståelse
Miljøhandlingsplan
Etiske retningslinjer
Kontakt
Kart
Vista Analyse AS © 2025
Meltzers gate 4, 0257 Oslo
Org.nr.: 968 236 342 MVA
+47 455 14 396
post@vista-analyse.no
www.vista-analyse.no
Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser
Kategori
Annet
Underkategori(er)
n/a
År
2016
Forfatter(e)
n/a
Last ned
file_download
(5.5 MB)
Les i nettleser
find_in_page
Content of this pdf is
searchable
concept Kåre P. Hagen og Gro Holst Volden (red.) Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser En antologi med bidrag fra 16 forskere Concept rapport nr 48 c oncept concept Kåre P. Hagen og Gro Holst Volden (red.) Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser En antologi med bidrag fra 16 forskere Concept rapport nr 48 Concept-rapport nr. 48 Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser En antologi med bidrag fra 16 forskere Kåre P. Hagen og Gro Holst Volden (red.) ISSN: 0803-9763 (papirversjon) ISSN: 0804-5585 (nettversjon) ISBN: 978-82-93253-51-8 (papirversjon) ISBN: 978-82-93253-52-5 (nettversjon) RETTIGHETSHAVER © Forskningsprogrammet Concept Publikasjonen kan siteres fritt med kildeangivelse SAMMENDRAG: Denne rapporten er en antologi med 13 k apitler som tar for seg ulike problemstillinger knyttet til analyse og vurdering av miljøkonsekvenser av offentlige investeringsprosjekter. Rapporten presenterer og di skuterer metodiske tilnærminger, herunder alternativer til den tradisjonelle nytte-kostnadsan alysen, og gir eksempler fra ulike sektorer. Bidragsyterne er blant Norges fremste eksperter inn en miljø- og prosjektanalyse. DATO: 13. juni 2016 UTGIVER: Ex ante akademisk forlag Concept-programmet Norges teknisk- naturvitenskapelige universitet 7491 NTNU – Trondheim www.ntnu.no/concept Ansvaret for informasjonen i rapportene som produse res på oppdrag fra Concept-programmet ligger hos oppdragstaker. Synspunkter og konklusjon er står for forfatternes regning og er ikke nødvendigvis sammenfallende med Concept-programmets syn. Concept-rapportserie er godkjent som vitenskapelig publiseringskanal på Niv å 1. Alle bidrag kvalitetssikres av uavhengige fagfeller. 1 Concept rapport nr. 48 Concept-rapportserien Forskningsprogrammet Concept er forankret ved NTNU og arbeider med forskning knyttet til utviklingen og kvalitetssikringen av store inv esteringsprosjekter i Norge. Dette er tverrfaglig forskning innenfor fagområdene pr osjektledelse, offentlig finansiering, statsvitenskap, samfunnsøkonomisk analyse og evaluering. Rapportserien presenterer forskningsresultater på programmets fago mråder og er godkjent som vitenskapelig publiseringskanal på nivå 1. Målgruppen omfat ter primært forskere på respektive fagområder og fagpersoner i offentlig forv altning og utredningsmiljøer. Redaksjon Knut Samset, professor, NTNU, redaktør Gro Holst Volden, forskningssjef Concept, NTNU Morten Welde, forsker, NTNU Redaksjonsråd Tom Christensen, professor Universitetet i Oslo Petter Næss, professor, Norges miljø- og biovitenskapelig e universitet Nils Olsson, professor, NTNU Ingeborg Rasmussen, daglig leder, Vista Analyse Jørn Rattsø, professor, NTNU Tore Sager, professor, NTNU Arvid Strand, forsker 1, Transportøkonomisk institutt Heidi Ulstein, partner, Menon Business Economics Vibeke Binz Vallevik, gruppeleder, DnV Bjørn Otto Elvenes, førsteamanuensis, NTNU 2 Concept rapport nr. 48 Investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser Redaksjon Kåre P. Hagen, Professor emeritus ved Norges handel shøyskole Gro Holst Volden, forskningssjef for Concept-progra mmet ved NTNU Forfattere Inger Andresen, Professor ved NTNU Iulie Aslaksen, Forsker I ved Statistisk sentralbyr å Brita Bye, Forsker I ved Statistisk sentralbyrå Snorre Kverndokk, Seniorforsker ved Frischsenteret Jostein Lillestøl, Professor emeritus ved Norges ha ndelshøyskole Kristin Magnussen, Partner, miljø- og samfunnsøkono m i Vista Analyse AS Ståle Navrud, Professor ved Norges miljø- og biovit enskapelige universitet Liv Osland, Professor ved Høgskolen Stord/Haugesund Knut Einar Rosendahl, Professor ved Norges miljø- o g biovitenskapelige universitet Igor Sartori, Seniorforsker i SINTEF Byggforsk Steinar Strøm, Professor ved Universitetet i Torino og Styreleder for Vista Analyse AS Aud Tennøy, Forskningsleder ved Transportøkonomisk institutt Harald Thune-Larsen, Forskningsleder ved Transportø konomisk institutt Fred Wenstøp, Professor emeritus ved Handelshøyskol en BI 3 Concept rapport nr. 48 Forord Store investeringsprosjekter kan påvirke natur og m iljø på ulike måter, negativt eller positivt. Det er viktig å identifisere og vur deres slike virkninger før prosjektet besluttes og iverksettes. Dette skjer ik ke alltid, i noen tilfeller undervurderes eller ignoreres miljøkonsekvensene. D et kan også være vanskelig å forutsi hvordan menneskelig aktivitet p åvirker naturen, enn si å kvantifisere og eventuelt prissette virkningene. Concept-programmet har drøftet miljøspørsmål i tilk nytning til investeringsprosjekter i tidligere rapporter, det g jelder nr. 22 om miljø og samfunnsøkonomisk lønnsomhet, nr. 24 om markedsorie nterte styringsmetoder i miljøpolitikken, nr. 27 om diskon teringsrenten på lang sikt, nr. 29 om investeringers levedyktighet, nr. 37 om b ruk av karbonpriser og nr. 38 om håndteringen av ikke-prissatte virkninger i s amfunnsøkonomisk analyse. I denne antologien har vi samlet flere bidrag om te maet investeringsprosjekter og miljøkonsekvenser, for å vise noe av bredden i d ette fagfeltet, dets ulike metoder og anbefalinger, og med eksempler fra flere sektorer. Redaktører for antologien er professor emeritus ved Norges handelshøyskole Kåre P. Hagen og forskningssjef for Concept-program met ved NTNU, Gro Holst Volden. I tillegg bidrar 14 av landets fremst e eksperter på miljø- og prosjektanalyse med kapitler. Boken utgis i Concept s rapportserie som er godkjent av Universitets- og høyskolerådet som vite nskapelig publiserings- kanal. Alle bidragene har derfor gjennomgått ekster n fagfellevurdering. Vi håper den vil bli til nytte og takker forfatterne f or innsatsen! Trondheim, 13. juni 2016 Knut Samset Programansvarlig, Concept-programmet, NTNU Trondhei m 4 Concept rapport nr. 48 Innhold Kåre P. Hagen og Gro Holst Volden: Innledning og oversikt over boken . . . . . . . . 5 DEL 1 VERDSETTING AV MILJØ SOM FELLESGODE ............... ....... 25 1 Ståle Navrud: Miljøverdsetting. Verdsettingsmetoder og verdioverføring . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ............................. 26 2 Liv Osland: Verdsetting av lokale miljøgoder ved bruk av hedoniske priser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ....................... 55 3 Kristin Magnussen: Verdsetting av naturkapital og økosystemtjenester .................................................. ........................ 71 4 Brita Bye: Samfunnsøkonomiske kostnader fra utslipp av klimagasser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ................................... 87 DEL 2 HÅNDTERING AV MILJØPROBLEMER PÅ NOEN UTVALGTE OMRÅDER ....................... .......................................... 99 5 Snorre Kverndokk: Økonomiske virkemidler i miljøpolitikken . . . . . . . . 1 6 Harald Thune-Larsen: Klimaproblemer og bærekraftig transport .. 114 7 Aud Tennøy: Forholdet mellom klimamål og praktisk politikk i byområdene ................................................... .............................. 132 8 Knut Einar Rosendahl: Miljøgevinster av å subsidiere fornybar energiteknologi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ............................ 147 9 Igor Sartori og Inger Andresen: Klimaeffekten av bygninger ........ 160 10 Jostein Lillestøl: Risiko, sårbarhet og beredskap ved oljeutslipp . . . . . . 1 7 4 11 Steinar Strøm: Kraftlinjer i Hardanger . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1 9 5 DEL 3 VELFERDSMESSIGE TILNÆRMINGER TIL MILJØPROBLEMENE ....................... .......................................... 207 12 Fred Wenstøp: Flermålsanalyse som alternativ til nyttekostnadsanalyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .................... 208 13 Iulie Aslaksen: Anvendelse av føre-var-prinsippet i klimadebatten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . ............................ 224 5 Concept rapport nr. 48 Innledning og oversikt over boken Kåre P. Hagen, Norges handelshøyskole Gro Holst Volden, NTNU Store investeringsprosjekter kan påvirke natur og m iljø på ulike måter, på kort eller lang sikt. Alvorlighetsgrad, geografisk utstr ekning og usikkerhet kan variere. Konsekvensene kan være negative i form av utslipp som reduserer vann- og luftkvaliteten, ødeleggelse av rekreasjons områder, eller forringelse av det globale klimaet og biologisk mangfold. Men de k an også være positive, som når en investerer i bevaring eller oppbygging av de samme godene. Denne boken handler om hvordan miljøkonsekvenser hå ndteres i prosjektanalyser. For å sikre effektiv ressursbruk gjennomføres samfunnsøkonomiske analyser. Her skal miljøkonsekve nser tas med på linje med andre konsekvenser, ideelt sett omregnet til pe ngeverdi. Det finnes ulike verdsettingsmetoder beregnet på miljø- og andre fel lesgoder. I noen tilfeller kan disse gi en god håndtering av miljøkonsekvenser i analysen. Noen forhold i naturen kan imidlertid være så kompl iserte at vi med dagens kunnskap ikke forstår dem fullt ut. Det kan f.eks. gjelde prosesser i atmosfæren som påvirkes av menneskelig aktivitet. D et kan da ikke utelukkes at prosjekter som framstår som samfunnsøkonomisk lø nnsomme på grunnlag av dagens kunnskapsnivå, likevel kan vise seg å vær e ulønnsomme på grunn av irreversible negative virkninger for naturmiljøet. I lys av vitenskapelig berettiget usikkerhet kombinert med risikoaversjon vil det da kunne være fornuftig å la slik tvil komme naturen til gode ved at beslutning om gjennomføring av prosjekter blir utsatt i påvente av mer eksakt kunn skap. Dette blir gjerne referert til som føre-var- prinsippet. I tillegg h ar samfunnsøkonomiske analyser også andre iboende utfordringer, for eksem pel hvordan en bør ta hensyn til fordelingsvirkninger, ikke minst virknin ger for senere generasjoner som «forsvinner» på grunn av diskontering. Det finnes mye litteratur om miljøkonsekvenser, men anbefalingene er ikke entydige. Både forskere og praktikere har pekt på a t dette er krevende 6 Concept rapport nr. 48 spørsmål. Denne boken presenterer noen viktige nors ke bidrag som til sammen gir et godt bilde av status i litteraturen. Bidragene er ikke avgrenset til det teoretiske, men viser også hvordan problemene h åndteres i praksis. Miljømessige konsekvenser av økonomisk virksomhet, og samfunnsøkonomisk lønnsomhet. Noen begreper og prinsipper Verdsetting av fellesgoder Det er vanskelig å håndheve eksklusive eierrettighe ter til miljøgoder som frisk luft, rent vann og fravær av støy. De vil følgelig være tilgjengelig for alle og blir derfor omtalt som fellesgoder. Tilsvarende gjelder internasjonalt for globale fellesgoder som klima og fiskeressurser i internasj onale farvann. Problemet med å håndheve eksklusiv tilgang til mang e miljøgoder gjør at de ikke kan allokeres gjennom markeder. Derfor finnes det i utgangspunktet ikke markedspriser for hva slike goder er verdt, og hva degradering av kvaliteten til slike goder koster samfunnet. For noen typer felles goder er kostnaden hovedsakelig knyttet til etableringen av et tilbud, men er relativt uavhengig av hvor mange brukere som drar fordeler av tilbudet nå r det først foreligger. Eksempler på dette er farleder langs kysten og natu rreservater. Mangel på eksklusivt eierskap gjør at økonomiske vi rkninger av miljøinngrep ikke blir direkte priset i markedet og av den grunn heller ikke tatt hensyn til i private markedsbaserte lønnsomhetskalkyler. De blir derfor omtalt som eksterne virkninger. Indirekte kan de likevel i noe n grad bli priset ved at de påvirker verdien av komplementære markedsgoder, som når verdien av en bolig blir negativt påvirket av støy og forurensnin g som følge av en veiutbygging. Eksterne virkninger kan være både positive og negat ive, og det kan synes som de negative er de mest fremtredende i den aktuelle samfunnsdebatten. Men inngrep i naturen kan også ha positive eksterne vir kninger, som for eksempel når vannregulering i forbindelse med kraftutbygging stabiliserer vannføringen i et vassdrag og dermed reduserer risikoen for flomsk ader nedstrøms. Virkninger av økonomisk virksomhet Ulike typer økonomisk virksomhet har virkninger for miljø og naturressurser. En vurdering av om virksomhet som fører til miljøsk ader er ønskelig, og 7 Concept rapport nr. 48 eventuelt skjer i samfunnsøkonomisk riktig omfang, forutsetter at de miljøressurser som forringes eller går tapt, kan må les og verdsettes og veies opp mot den nytteverdien som virksomheten for øvrig skaper for samfunnet. Personer som lider overlast eller tap må identifise res, og de miljøforringelser som de er utsatt for, bør kvantifiseres i pengers v erdi så langt det er forsvarlig. Hvis slik verdsetting ikke er praktisk mulig, må en basere seg på en kvalitativ vurdering av slike eksterne virkninger. Det forelig ger en rikholdig litteratur om verdsettingsmetoder for miljøvirkninger som ikke bl ir gjenstand for prising i markedet. 1 Den økonomiske tilnærmingen til miljøproblemene er konsekvensorientert ved at miljøkostnadene avhenger av hvor mange som blir berørt og hvordan disse verdsetter miljøforringelsen. Men for noen vil mil jø- og naturinngrep ha moralske og etiske overtoner slik at virkningene ik ke lar seg beregne ved en enkel summering av gevinster og tap for dem som bli r direkte berørt. 2 Fri tilgang til knappe fellesressurser Fri tilgang til knappe fellesressurser kan være van skelig eller svært kostbart å forhindre. Det vil derfor som regel ikke være prakt isk mulig å kreve en pris for bruk som dekker den kostnaden som bruken påfører an dre potensielle brukere. Dette fører til overforbruk siden den samf unnsøkonomiske kostnaden ved den enkeltes bruk ikke bæres av bruke ren alene, men utlignes på alle som blir negativt berørt. Eksemplene på slike fellesressurser er mange, og pr oblemene knyttet til gratis bruk blir mer synlig etter hvert som presset på sli ke ressurser vokser, bl.a. som følge av global befolkningsvekst. Et støyfritt loka lmiljø er et lokalt fellesgode for de som bor der, og verdien av dette vil i stor grad bli kapitalisert i de lokale eiendomsverdiene. Vedvarende bråk og støy vil i en slik sammenheng være et felles onde som fører til degradering av fellesgode t, og om det varer ved, vil de subjektive kostnadene nedfelles i reduserte eiendom spriser. Slik sett vil et velfungerende lokalt eiendomsmarked føre til at fel lesgodet støyfritt bomiljø blir prissatt siden det er knyttet til markedsgodet fast eiendom. 1 Jf kapittel 1 i denne antologien. 2 Følgende sitat fra Schelling (1983) illustrerer de tte synspunktet: ”That there is no one to speak for a particular endangered species or for th e Earth itself does not, for some people, imply that because nobody has a stake in the matter , there is no matter. ….. An offense may be unpardonable independent of its c onsequences”. T. Schelling, (ed), Incentives for Environmental Protection, MIT Press, 1983. 8 Concept rapport nr. 48 Globale virkninger Atmosfæren er en global fellesressurs og dens tilst and er viktig for det globale klimaet. Atmosfærisk CO 2-konsentrasjon utover et visst nivå fører til kvali tativ degradering av denne ressursen. Siden alle land kan bli negativt berørt av konsentrasjonen av klimagasser i atmosfæren, kan de tte anses som et globalt felles onde. De enkelte lands tap som følge av forv itringen av fellesgodet vil være forskjellig. Det globale tapet er summen av de kostnadene som de enkelte land i varierende grad blir påført. Det eksisterer imidlertid ikke noe marked der disse kostnadene blir internaliserte. Et gjennomgående trekk ved mange miljøproblemer er at det er lite overlapp mellom dem som forårsaker miljøforringelser og de s om bærer ulempene og kostnadene. Det gjelder både innenfor nasjonalstate n og mellom stater. Når det gjelder bidrag til det felles ondet økt CO 2 i atmosfæren, bæres skadekostnadene i varierende grad av alle, uavhengi g av hvem som har forårsaket utslippene. Det forholdet at alle blir b erørt - om enn i varierende grad - kan gjøre det enklere å komme til enighet om fellestiltak mot miljøskadelige CO 2 utslipp. Former for eksterne miljøkostnader Eksterne virkninger i form av miljøproblemer er neg ative. De viktigste negative virkningene kan grupperes i (1) forurensen de utslipp, og (2) forbruk av fellesressurser Forurensende utslipp Eksemplene omfatter blant annet utslipp av CO 2, fosforholdige utslipp til vann, luftforurensning ved avgassing fra biler, brå k i støyfritt miljø, og kasting av søppel på offentlig sted. Forurensende utslipp k an ha ulike typer virkninger: • Forurensninger som skyldes løpende utslipp eller gj ennomstrømning av spillprodukter. Her vil forurensningsnivået på et g itt tidspunkt være uavhengig av tidligere utslipp. Et godt eksempel er støy. Når støykilden opphører, forsvinner også støyen. • Forurensninger som skyldes opphopning av tidligere utslipp. Det mest aktuelle eksemplet her er utslipp av CO 2 til atmosfæren. Et annet eksempel er utslipp av fosfor til vann. I disse tilfellene k an utslippene ha virkninger langt frem i tid, og betydningen av en gitt utslipp smengde avhenger av mengden av tidligere utslipp. 9 Concept rapport nr. 48 • Lokaliseringen av utslippskilden kan også være av b etydning. Det kan for eksempel gjelde for utslipp til et vassdrag der eff ekten av utslipp vil være avhengig av gjennomstrømningshastigheten på utslipp sstedet. Anslag for samfunnsøkonomiske kostnader forårsaket av forurensende utslipp avhenger av to forhold. For det første avhenger det av den eksakte sammenhengen mellom det aktuelle utslippet og tilst anden eller miljøet vedrørende den resipienten som utslippene skjer i. Videre avhenger det av hvor mange som er - eller blir - berørt av miljøfor ringelsen og deres betalingsvillighet for å unngå en forverret tilstan d eller redusert miljøkvalitet. Det første punktet avhenger i det vesentlige av nat urgitte forhold. Det andre punktet avhenger både av folks atferd og deres pref eranser. Det gjelder i første rekke dem som blir direkte berørt, men også potensi elle brukere som ikke har tatt miljøressursen i bruk på grunn av den forringe lsen som forurensningen representerer, som resulterer i reduserte ikke-bruk s- verdier. Forbruk av fellesressurser: Allmenningsproblemet Fellesressurser er knappe ressurser som eies av bef olkningen i fellesskap og som, i mangel på eksklusjonsmuligheter, alle vil ha fri tilgang til. Når fellesressurser er knappe, vil den enkeltes bruk re dusere den nytte som andre får av den samme ressursen. Når fri tilgang til sli ke ressurser ikke kan forhindres, eller er svært kostbart å forhindre, vi l det ikke være mulig eller svært kostbart å innkreve en pris for benyttelse av ressursen. Samfunnsøkonomisk optimal bruk betinger at den enke lte bruker blir stilt overfor en pris som reflekterer det nyttetap eller kostnad som bruken påfører andre. Gratis bruk fører derfor til overforbruk som i verste fall kan true ressursens eksistens som et fellesgode. Dette går u nder betegnelsen allmenningsproblemet eller allmenningens tragedie. 3 «Tragedien» består i at når hver enkelt bruker av ressursen handler til sitt eg et beste, vil det i sum kunne belaste ressursen i den grad at det også fører til skade for en selv. En uregulert fiskebestand i internasjonale farvann kan som følge av overfiske desimeres i den grad at den kommer under kritisk masse for rege nerering. Kostnaden ved dette bæres av alle forbrukere og fiskere i felless kap. 3 Dette problemet ble først drøftet i Garret Harding : «The Tragedy of the Commons”, Science , s1243-1248, 1968. 10 Concept rapport nr. 48 Allmenningsproblemet kan bare løses ved kollektive tiltak der alle samordner sin bruk av ressursen slik at samlet bruk blir hold t innenfor tålegrensen. Problemet med ukoordinert bruk er at alle potensiel le brukere vil bruke ressursen så lenge som det gir positiv netto nytte for dem selv. I en uregulert likevekt vil da ressursen være fullt utnyttet slik at den gir null netto nytte for alle brukere og ikke lenger vil være til nytte for noen. Allmenningsproblemet illustrerer mange ressursprobl emer både lokalt og globalt. Aktuelle eksempler er vannmangel, overfisk e på fiskebestander i internasjonale farvann og global oppvarming der ind ividuelt rasjonelle beslutninger i sistnevnte tilfelle fører til konsek venser som kan ha ødeleggende konsekvenser for verdensklimaet som er en internasj onal fellesressurs. Forurensninger kan også betraktes som eksempler på allmenningsproblemet. Skadelige utslipp til luft, vann eller jord fører t il en kvalitetsmessig forringelse av livsviktige fellesressurser. Det underliggende i nsentivproblemet er det samme. Enhver som forurenser, får en økonomisk ford el for eksempel i form av lave kostnader for å bli kvitt avfall. Ulempene fordeles over alle berørte aktører, og selv om virkningene for hver enkelt kan være moderate, kan summen av skadevirkningene være betydelig. Et eksempel Det underliggende problemet bak allmenningsprobleme t er mangel på håndhevbare eierrettigheter til fellesressursen og følgelig ingen mulighet til adgangsbegrensning. Som et enkelt eksempel kan vi t enke oss at det er en fabrikk som foretar forurensende utslipp til et vas sdrag som også benyttes av hytteeiere nedstrøms til rekreasjonsformål. Fabrikk en sparer penger på å slippe ut avfallsstoffene urenset i vassdraget mens hyttee ierne blir påført et nyttetap. For å gjøre det enkelt kan vi anta at det er bare d isse to gruppene som har interesser i vassdraget. Om vi gjør det tankeeksper imentet at fabrikken i utgangspunktet har en eksklusiv eiendomsrett til va ssdraget, kan den undersøke hvor mye hytteeierne er villige til å bet ale for å få fabrikken til å rense sine utslipp. Dersom denne samlede betalingsv illigheten er høyere enn den kostnaden som fabrikken pådrar seg, vil det løn ne seg for fabrikken å innkassere betalingsvilligheten og rense sine utsli pp. I motsatt fall ville den samfunnsøkonomiske kostnaden ved rensing vært høyer e enn den totale nytten og rensing ville være samfunnsøkonomisk uløn nsom. Omvendt kunne vi tenke oss at det var hytteeierne som ble tilkjen t eiendomsretten til vassdraget. De ville da kunne organisere seg og kre ve en kompensasjon for det nyttetapet de lider på grunn av fabrikkens utslipp. Dersom fabrikken går med 11 Concept rapport nr. 48 på å betale kompensasjon i stedet for å rense, bety r det at rensekostnadene er høyere enn de skadelidtes tap, slik at begge parter tjener på avtalen. Eierrettigheter og internalisering av eksterne virk ninger Vi ser at uansett hvem av partene som eier vassdrag et, så vil de om forholdene ligger til rette for det, kunne forhandle seg frem til en løsning som begge parter vinner på. Men er det mange med avvikende interesse r på den siden som påføres skade, kan det bli vanskeligere å koordiner e interessene med hensyn til en forhandlingsløsning. Dette vil vanskeliggjøre fo rhandlingsprosessen mot en samfunnsøkonomisk effektiv løsning. I slike tilfell e kan myndighetene tre inn og forhandle på vegne av den gruppen der interessen e er mest fraksjonerte. I det ovennevnte eksemplet vil det være hytteeierne i det området som berøres, og i mer omfattende tilfelle allmennhetens interess er. Eksemplet viser at internalisering av eksterne virk ninger som følge av kvalitativ degradering av miljø og naturressurser henger samme n med eierrettighetene til slike ressurser. Konsentrert eierskap og eksklusive rettigheter til slike ressurser er i mange tilfelle en nødvendig forutsetning for a t markeder med profitt- eller nyttemotiverte aktører kan realisere samfunnsøkonom isk effektive løsninger. Om det er vanskelig eller kostbart å håndheve slike rettigheter, bør forvaltningen av ressursen til felleskapet beste væ re en myndighetsoppgave. Tilsvarende betraktninger kan gjøres gjeldende for forvaltning av ressurser med grenseoverskridende negative eksterne virkninge r mellom land. I de tilfelle at de land som blir berørt har sterkt avvi kende interesser, bør trolig slike spørsmål håndteres på overnasjonalt nivå, som i pra ksis kan være FN-relaterte eller tilsvarende internasjonale fora. Markedsbasert regulering versus skattlegging I økonomisk sammenheng er eksterne virkninger et ut trykk for at det i en aktørs nytte eller kostnader inngår størrelser som direkte eller indirekte påvirkes av andre aktørers beslutninger og hvor den ne påvirkningen går utenom markedssystemet. Innenfor miljøområdet betyr det at den enkelte forbruker ikke fritt kan bestemme omfanget og kvali teten til de miljøgodene som en har nytte av. De blir i varierende grad påvi rket eller bestemt av andre aktørers atferd. De som utøver støyende virksomhet, vil ofte gjøre det uten tanke for den ulempe andre påføres. Hvis myndighete ne ikke kan gripe inn, må de som blir berørt ta støyen som en gitt negativ mi ljøfaktor bestemt av forhold 12 Concept rapport nr. 48 utenfor den enkeltes kontroll. Dersom noen ønsker s eg mindre støyende omgivelser, vil de måtte flytte til et mindre støyf ullt lokalmiljø. Foruten flyttekostnader kan det medføre ekstrakostnader i f orm av f.eks. lengre vei til skole og andre offentlige fasiliteter og eventuelle andre følgevirkninger som kan tilbakeføres til den eksterne støykilden som in itierte flyttingen. Når det gjelder eksterne virkninger som har negative virkni nger for bomiljø, vil slike eksterne kostnader i noen grad reflekteres i reduse rte eiendomsverdier slik at de materialiserer seg som økonomiske tap. Det globale klimaproblemet For verdenssamfunnet er atmosfæren en livsviktig fe llesressurs. Konsentrasjon av drivhusgasser i atmosfæren fører til en forsterk et drivhuseffekt og en økning i den globale gjennomsnittstemperaturen. Høyere tem peraturer fører til forandringer i globale vindsystemer og nedbørsmønst re som igjen påvirker havnivå og fuktighet i jordsmonn i tørkeutsatte str øk. Her kan de eksterne virkningene i ekstreme tilfeller føre til at eksist erende bosetninger blir ubeboelige slik at hele lokalsamfunn må flytte til mindre utsatte områder. Flyttekostnadene vil være et samfunnsøkonomisk tap som er utløst av drivhuseffekten. Om vi tar utgangspunkt i det globale klimaproblemet , er det slik at CO 2-utslipp i ett land øker risikoen for klimarelaterte miljøpr oblemer i alle land inklusive det landet som står for utslippene, men det bærer b are en liten del av de globale miljøkostnadene. Dette er et klassisk eksem pel på negative eksterne virkninger som ikke uten videre blir ivaretatt av m arkedsmekanismen i den forstand at de som forårsaker problemene, blir konf rontert med de kostnadene som andre blir påført. Det er i prinsippet to innfallsvinkler til korriger ing for slike eksterne virkninger. Den ene, som kan tilskrives den engelske økonomen P igou 4, går ut på å legge en skatt på aktiviteter som forårsaker negative eks terne virkninger (eller en subsidie på aktiviteter med positive eksterne virkn inger) slik at de eksterne kostnadene (gevinstene) internaliseres i det økonom iske regnskapet hos den eller de som forårsaker dem. I det uregulerte mark edet er problemet at private kostnader ikke fullt ut er i samsvarer med de samfu nnsøkonomiske kostnadene. Dette kan korrigeres ved å skattlegge ( eventuelt subsidiere) den 4 Pigou, A.C., The Economics of Welfare , Macmillan and Co, London, 1920 13 Concept rapport nr. 48 private aktiviteten slik at det blir samsvar mellom privatøkonomiske og samfunnsmessige kostnader. Når det gjelder spesielt CO 2-utslipp, kan på denne måten bruk av fossilt brensel, eller mer målr ettet selve CO 2-utslippene i den utstrekning de kan måles, pålegges en skatt sli k at samlet kostnad inkluderer den eksterne miljøkostnaden. En annen innfallsvinkel som ble lansert 40 år sener e av den engelske økonomen Coase 5, tar utgangspunkt i det faktum at varer og tjenest er bare kan gjøres til gjenstand for kjøp og salg i markedet de rsom de blir eiet av noen. Lovbeskyttede og omsettelige eierrettigheter er avg jørende for at markeds- mekanismen skal kunne fungere effektivt. Med et sli kt utgangspunkt synes det å være en nærliggende løsning å etablere eierrettig heter – hvis mulig – til goder der slike har vært betraktet som felleseie. Dersom dette synspunktet anvendes på klimaproblemene forårsaket ved CO 2-utslipp, innebærer det at de negative eksterne virkningene skyldes at atmosfærens verdi s om global fellesressurs er blitt forringet ved at den har fungert som gratis « avfallsplass» for CO 2- utslipp. I tråd med ovenstående betraktning er den grunnlegg ende årsaken til dette at ingen har eksklusiv eierrettighet til atmosfæren og kan derfor ikke kontrollere dens miljømessige status. Coase’s forslag til løsni ng på dette problemet er at en så langt som praktisk mulig burde introdusere marke dslignende mekanismer også når det gjelder tilgang til, eller forbruk, av fellesgoder. Dette kan gjøres ved å instituere omsettelige eierrettigheter til sl ike goder i de tilfelle dette er praktisk mulig. Tilgangen til nasjonale allmenninge r ville ved dette blitt privatisert og tilsvarende nasjonalisert for global e. Anvendt på atmosfæren burde klimagassutslipp i prinsippet kunne reguleres på samme måte som kvotebelagte internasjonale fiskeressurser slik at en i begge tilfelle holdt seg innenfor naturens tålegrenser. Dagens praksis i Europa og USA Pigou’s innsikt har gitt opphav til den vanligste e uropeiske tilnærmingen til forurensningskontroll som har bestått i korrigerend e skatter på utslipp og forurensende aktiviteter. Coase’s innsikt har i stø rre grad influert den amerikanske tenkningen om disse problemene som har gått i retning av å bruke markedslignende mekanismer ved utstedelse av omsettelige 5 Coase, R.H., ”The problem of social costs”, Journal of Law and Economics, 1960,3, 1-44. 14 Concept rapport nr. 48 utslippsretter og kvoter 6 for skadelige utslipp. Det sentrale poenget ved de nne tilnærmingen er at før en kan slippe ut et forurens ende stoff, for eksempel i atmosfæren, må en kjøpe en rett til å foreta et sli kt utslipp og dette skjer ved kjøp av en utslippskvote. Dette betyr at den bedri ftsøkonomiske kostnaden ved å produsere varer som forårsaker forurensende u tslipp øker tilsvarende. Størrelsen på denne kostnadsøkningen blir imidlerti d et resultat av tilbud og etterspørsel i markedet for utslippsretter og derme d bare indirekte bestemt av myndighetene ved størrelsen på de kvotebelagte utsl ippene. Det er naturlig at Staten trer inn på fellesskapets vegne som eier og forvalter av nasjonale fellesressurser på områder hvor slikt eie rskap kan håndheves, og selger bruks- eller tilgangsretter til dem som har behov for det. For globale fellesressurser må det tilsvarende være en overnasj onal myndighet som får overført eierrettigheten til globale fellesressurse r og begrenser tilgangen gjennom et internasjonalt marked for tilgangsretter . Beskatningsløsninger for miljøproblemer har stått f orholdsvis sterkt i Europa som tradisjonelt har hatt en sterkere tro på nødven digheten av statlig regulering enn i USA der en har hatt en større tilb øyelighet til å benytte markedslignende mekanismer også for goder som ikke omsettes i markeder i tradisjonell forstand. Når det gjelder spesielt mi ljøproblemene, har politikere i Europa hatt tilbøyelighet til å se på markedet som en del av problemet snarere enn som en del av løsningen. I USA har en i større utstrekning vært interessert i å eksperimentere med bruk av kvotemarkeder i tråd med den rådende markedsorienterte tilnærmingen til økonomisk politi kk mer generelt 7. Oversikt over kapitlene i boken Resten av denne boken er inndelt i tre deler. Del 1 handler om verdsetting av miljøgoder, og presenterer de mest sentrale metoden e og tilnærmingene som benyttes i dag. Del 2 presenterer ulike eksempler o g tilnærminger fra sektorområder som transport, bygg, petroleum og ene rgi. Til slutt tar Del 3 for seg noen andre velferdsmessige tilnærminger en kan ha til miljøproblemene enn de som er innenfor rammen av en samfunnsøkonomi sk analyse. 6 For en instruktiv diskusjon av dette se Chichilnis ki, G. og G. Heal, ”Markets with tradable CO 2 emission quotas: principles and practice”, OECD/GD (95) 9. 7 For en nærmere diskusjon av denne problemstillinge n, se Chichiliniski & Heal, op.cit. 15 Concept rapport nr. 48 Del 1 Verdsetting av miljø som fellesgode Det har vært en rivende utvikling av metoder for øk onomisk verdsetting av miljø som fellesgode de siste 20 årene, samtidig so m antallet norske verdsettingsstudier fremdeles er få. Bokens fire fø rste kapitler gir til sammen en god oversikt over dette landskapet. Ståle Navrud gir først en introduksjon til det teoretiske grunn laget for verdsetting av miljøgoder og bruken av betalingsvil lighetsprinsippet, og en oversikt over hovedtyper av verdsettingsmetoder (kapittel 1). Som et utgangspunkt for verdsettingen må en først etablere den «fysiske» endringen i miljøgodets kvalitet eller omfang. Til dette benytt es gjerne skadefunksjonstilnærmingen, hvor en etablerer effek tkjeden fra utslipp, via måten utslippet sprer seg til luft, vann eller jord , og endelig til den opplevde effekten på miljø og helse. En komplementær tilnærm ing de senere år er den såkalte økosystemtjenestetilnærmingen, som presente res nærmere i kapittel 3. Det er slutteffekten på miljø og helse som en ønske r å verdsette i kroner. Verdsettingsmetodene kan inndeles i to hovedgrupper : avslørte preferansemetoder (Revealed Preference, RP) og uttr ykte preferansemetoder (Stated Preference, SP). Felles for metodene er at de forsøker å fange befolkningens betalingsvillighet, i tråd med hovedp rinsippet for en samfunnsøkonomisk analyse. Mens RP-metodene baserer seg på folks faktiske atferd i eksisterende markeder, baserer SP-metodene seg på hypotetisk atferd i et tenkt marked for miljøgodet. Metodene har ulike styrker og svakheter – for eksempel er det kun SP-metodene som greier å verdse tte miljøgodets eksistens- og bevaringsverdi, mens RP-metodene verd setter kun bruksverdien. Hovedvekten i kapitlet legges på SP-metoder, deres anvendelsesområder, kvalitetskrav og viktige fallgruver en bør unngå. D et har vært betydelig skepsis mot å spørre folk om deres hypotetiske betalingsvil lighet, men metoden har vist seg å gi troverdige anslag gitt at visse retni ngslinjer følges. I en oversikt over verdsettingsmetoder hører også v erdioverføring. Med begrenset tid og ressurser til å gjennomføre egne m iljøverdsettingsstudier er verdioverføring fra tidligere verdsettingsstudier i praksis den aller vanligste metoden. Navrud presenterer og diskuterer ulike tek nikker for verdioverføring og noen viktige databaser over originale verdsettin gsstudier. I kapittel 2 presenterer Liv Osland en sentral RP-metode, nemlig Hedonisk prising eller Eiendomsprismetoden. Bolig er et sammensatt gode og dets verdi er en funksjon av en rekke egenskaper, ikke bare ve d boligen, men også ved 16 Concept rapport nr. 48 lokalmiljøet. Ren luft, stillhet og nærhet til fril uftsområder vil normalt påvirke boligprisene positivt, mens flom- og rasfare samt u tslipp av miljøfarlige stoffer i nærområdet vil ha negativ effekt. Hedonisk prisin g benyttes til å verdsette lokale miljøgoder indirekte via deres innvirkning på boligpriser. Osland presenterer modellen og dens teoretiske grun nlag relativt grundig. De hedoniske prisene estimeres ved hjelp av økonometri ske metoder, men siden de er resultat av et samspill mellom tilbud og ette rspørsel bør en deretter koble priser og mengder sammen med relevante sosioøkonomi ske variabler for å kunne utlede betalingsvilligheten for bestemte endringer i miljøgodet. I praksis er det siste steget krevende, og mange bruker derfor d e hedoniske prisene direkte, noe som er uproblematisk under gitte forutsetninger . Metoden er mye brukt internasjonalt, mens antallet norske studier er mer begrenset. Det til tross for at vi har et fritt og uregulert boligmarked og høy selveierandel blant norske husholdninger. I de sene re år har en dessuten fått bedret tilgang på boligprisdata i kombinasjon med e ksakte stedsangivelser i digitale kart og via geokoding. I kapittel 3 går Kristin Magnussen nærmere inn på den såkalte økosystem- tjenestetilnærmingen . Dette er et helhetlig rammeverk for å kartlegge o g beskrive hvilke tjenester vi får fra naturen, som m at, rent vann og medisiner, rekreasjonstjenester og karbonlagring. En skiller m ellom naturkapitalen selv og strømmen av tjenester den gir. Dersom denne strømme n reduseres, reduseres også verdien av naturkapitalen. Ødeleggelsen av økosystemer ble satt på den interna sjonale dagsorden med FN-studien Millennium Ecosystem Assessment som besk rev og klassifiserte økosystemtjenestene fra ulike naturtyper. Et annet viktig initiativ var The Economics of Ecosystems and Biodiversity (TEEB) som skulle fremme en bedre forståelse av (de økonomiske) verdiene av øko systemene. I kjølvannet av TEEB har det vært både nasjonale og internasjonale prosesser for å kartlegge og verdsette økosystemtjenester. En har også sett e n eksplosiv økning i nye verdsettingsstudier (særlig SP-metoder) innenfor te maene natur, økosystem- tjenester og biologisk mangfold. Det har både gitt en raffinering av eksisterende metoder og en større base av studier s om kan brukes som grunnlag for verdioverføring. Norges foreløpige oppfølging av TEEB er NOU 2013:10 framlagt av Økosystemtjenesteutvalget. Magnussen var medlem i u tvalget, og kapitlet presenterer viktige anbefalinger derfra. Blant anne t foreslår NOU-en en 17 Concept rapport nr. 48 inndeling av økosystemtjenestene i fire kategorier med respektive under- kategorier. Videre presiserer man viktigheten av å synliggjøre verdien av økosystemtjenestene, også der det ikke er mulig ell er ønskelig å verdsette i kroner. Magnussen gir eksempler på studier som kart legger avgrensede økosystemtjenester og vurderer verdien av dem med u like metoder, som del av arbeidet med å styrke forvaltningen av økosystemene . Brita Bye tar i kapittel 4 for seg den samfunnsøkonomiske kos tnaden av klimagassutslipp , også kalt karbonprisen. Dette er en særlig kreven de miljøkonsekvens å håndtere, fordi den er global, la ngsiktig, og potensielt mer alvorlig enn man kan fatte. Siden skaden er uavheng ig av hvor utslippene skjer, tilsier kostnadseffektiv klimapolitikk at alle aktø rer bør stå overfor samme pris globalt. Men det optimale nivået på denne, i dag og fremover, er høyst usikkert. Det vi vet er at prisen trolig vil stige over tid, spesielt dersom det ikke skjer et teknologisk gjennombrudd for en ny utslipp sfri backstop-teknologi. Bye drøfter ulike tilnærminger til dette. Uten bind ende mål for utslippsreduksjoner vil en måtte forsøke å beregne den globale marginale skadekostnaden (global betalingsvillighet for å unn gå utslipp) direkte. Dette er svært krevende. Tar en i stedet utgangspunkt i et g itt mål for utslipps- reduksjoner, kan en beregne den marginale rensekost naden ved å nå målet. Det er mer overkommelig, men resultatet avhenger av hvi lket mål en tar utgangs- punkt i (innenlandske mål, flernasjonale mål, globa le mål). Et mål som står sentralt er det uttalte togradersmålet fra FNs klim akonvensjon som Norge også støtter. Dette er knyttet til et mål om å stab ilisere konsentrasjonen av klimagasser på et nivå som er lavt nok til å hindre farlig, menneskeskapt påvirkning av jordens klima. Som en tilnærming kan en anta at dette representerer optimalt nivå for utslippsreduksjoner , hvor marginal rensekostnad er lik marginal skadekostnad. Beregnin gene av kostnaden ved å nå togradersmålet spriker, men et gjennomsnitt vise r en bane som starter på ca. 400 kr per tonn i dag og øker til ca. 1700 kr per t onn i 2050. Kapitlet ble skrevet før den nylig inngåtte Paris-a vtalen, hvor alle verdens land nå er enige om å arbeide for togradersmålet (det he ter endog at en vil forsøke å begrense utslippene enda mer, til 1,5 grader, hvis mulig). Dette styrker argumentet om å benytte FNs mål som utgangspunkt fo r å beregne den samfunnsøkonomiske kostnaden av utslipp. 18 Concept rapport nr. 48 Del 2 Håndtering av miljøproblemer på noen utvalgte områder Bokens del II har syv kapitler. Hvert av disse går nærmere inn på hvordan miljøproblemer håndteres i utvalgte situasjoner, se ktorer eller prosjekter. Bidragene illustrerer både praktiske og prinsipiell e utfordringer, knyttet til håndtering av miljøkonsekvenser i prosjektanalysen og mer generelt. Snorre Kverndokk starter i kapittel 5 med å diskutere bruk av økonomiske virkemidler i miljøpolitikken . Økonomiske virkemidler, som omsettbare utslippskvoter og miljøavgifter, har vunnet innpass i miljøpolitikken de siste 20-30 årene. Ved at alle aktører stilles overfor en pris på utslipp, sikrer man kostnadseffektiv måloppnåelse. Dersom målet også re flekterer befolkningens betalingsvillighet for å unngå utslippet, kan prise n benyttes direkte inn i samfunnsøkonomiske analyser. Kverndokk diskuterer fordeler og ulemper ved omsett bare utslippskvoter versus miljøavgifter, og trekker her på en stor lit teratur som berører tema som usikkerhet, fordelingshensyn og markedsmakt i kvote markeder. Han nevner også moralske argumenter som forklaring på motstand mot omsettbare kvoter. Videre går han nærmere inn på EUs kvotesystem for k limagassutslipp som Norge er en del av. Dette markedet har ikke fungert som ønsket, ved at det er opparbeidet et stort overskudd av kvoter og prisen er svært lav. Fremover vil kvotetaket strammes inn, og ideelt sett bør markede t også kobles sammen med regionale kvotemarkeder andre steder i verden. Det er allikevel en utfordring at systemet har begrenset varighet (fjerde fase varer ut 2030) slik at incentivene til klimatiltak mot slutten av perioden er små. De fles te økonomer ser ut til å konkludere med at avgifter er å foretrekke i klimap olitikken, og en global karbonavgift er idealet. I kapittel 6 tar Harald Thune-Larsen diskusjonen om klimautfordringene inn i transportsektoren . Sektoren har store og økende utslipp. Det gjelder særlig luftfarten, men samlet er det likevel biltra fikken som står for de største utslippene. Med en tradisjonelt sterk sammenheng me llom BNP og transportarbeid er basisscenariet en fortsatt vekst i transportarbeidet på over 50 % fra 2010 til 2050. Energieffektivisering vil r iktignok begrense veksten i de samlede utslippene i første halvdel av denne period en, men skal en oppnå de reduksjoner som ekspertene mener er nødvendige så m å det kraftigere tiltak til. Thune-Larsen gir en grundig introduksjon til situas jonen når det gjelder utslipp og transport, blant annet basert på rapporten fra T EMPO-prosjektet om klimatiltak og transport. Han presenterer og diskut erer en rekke aktuelle tiltak, 19 Concept rapport nr. 48 og illustrerer effekten av dem ved bruk av simuleri nger med transportmodell. Han viser at økonomiske virkemidler som CO 2-avgift og kvotepris (luftfarten omfattes av EUs kvotemarked) kan ha god effekt ders om prisen er høy nok. Utslippene kan reduseres ytterligere i kombinasjon med f.eks. differensiering av engangsavgiften og parkeringsavgifter i byer. Ha n advarer imidlertid mot at den totale effekten vil begrenses av forhold som st adig forbedret veistandard og høyere hastigheter, og store utbyggingsprosjekte r ved flyplassene som har som hovedformål å tilrettelegge for trafikkvekst. Økt subsidiering av kollektivtrafikken gir ikke nød vendigvis noen stor effekt på utslippene, samtidig som det er dyrt. Spesielt s ynes høyhastighetstog å være lite effektivt. Når det gjelder godstransporten er det vanskelig å beregne effekter, men mye tyder på at det er fornuftig å sa tse på en kombinasjon av riktig pris og infrastruktur som legger til rette f or høyere frekvens og gode omlastingsmuligheter for alternativ båt- og togtran sport. Aud Tennøy går i kapittel 7 nærmere inn på forholdet mellom klima- og miljømål og praktisk politikk i byområder . Det er definert klare målsettinger om at transportveksten i norske storby er skal tas med kollektivtrafikk, sykkel og gange. Dette krever en areal- og transportutvikling som tilrettelegger for at folk faktisk kan velge å reise kollektivt, gå eller sykle. Litteraturen er samstemt om at løsningen er tett ar ealbruk med gjennomsnittlig korte avstander. Allikevel ser man at det stadig pl anlegges og vedtas en utvikling som tilrettelegger for byspredning og sta dig vekst i biltrafikken. Et gjennomgangseksempel i kapitlet er E18 Vestkorri doren gjennom Asker og Bærum. Miljø var et viktig mål – likevel planlegger man for en utvidelse av kapasiteten til 14 felt. Ingen av de utredede alter nativene nådde miljømålene. En konkluderte i stedet med at andre tiltak som kan bidra til å dempe veksten i biltrafikken eventuelt måtte fremmes i andre og sen ere planer. Tennøy drøfter ulike forklaringer på dette paradoks et, basert på eget doktor- gradsarbeid. Dels handler det om begrenset kunnskap blant planleggerne, og om målkonflikter som planleggerne må håndtere ut fr a hvem de representerer og egne overbevisninger. Dels handler det om at de institusjonelle og organisatoriske betingelsene for å lage samordnede areal- og transportplaner ikke er oppfylt. Det er behov for samordning både p å tvers av sektorer, nivåer og administrative grenser. I praksis er Statens veg vesen ofte dominerende i prosessene – da kan det virke opplagt at svaret på ethvert spørsmål er å bygge 20 Concept rapport nr. 48 vei, og spørsmålene dreier seg raskt om hvordan og hvor veien skal bygges. Aktørene har hver for seg et snevert fokus på egne behov. I kapittel 8 drøfter Knut Einar Rosendahl problemstillingen med å vurdere miljøkonsekvensene av investeringer i fornybar ener giteknologi . Fornybar energi vil sannsynligvis være veldig vikti g for å bremse og etter hvert redusere de globale utslippene av klimagasser. Men er det av den grunn riktig av myndighetene å subsidiere investeringer i fornyb ar energi? Også fornybar energi kan ha negative miljøkonsekvenser, f.eks. kn yttet til naturinngrep. Det samfunnsøkonomisk riktige er å avgiftsbelegge de ne gative eksternalitetene direkte heller enn å subsidiere løsninger med mindr e uheldige konsekvenser. Subsidiering vil isolert sett føre til at energifor bruket blir for høyt og incentivene til sparing og effektivisering blir for små. Et mulig argument for subsidiering er allikevel at flere av energiteknologiene er nye og umodne. Bedriftene har ikke tilstrekkelig in centiver til å investere i FoU inkludert pilot- og demonstrasjonsprosjekter, fordi det er vanskelig å hindre at en del av gevinstene tilfaller andre bedrifter (pos itive eksternaliteter). I tillegg kommer usikkerheten med hensyn til fremtidig klimap olitikk. Rosendahl gjennomgår nyere litteratur som viser at det av sli ke grunner kan være samfunnsøkonomisk fornuftig å subsidiere utviklinge n av såkalte grønne teknologier. Derimot er det mer usikkert om myndigh etene også bør subsidiere den neste fasen, dvs. produksjonsstøtte (f.eks. els ertifikater). Spørsmålet om produksjonsstøtte kompliseres ytterligere når en ta r hensyn til effekten av andre, samtidige virkemidler, som avgifter og kvote systemer. En stor del av gevinsten ved å subsidiere fornybare teknologier tilfaller ikke bare Norge men også andre land, via økt kunnskapsni vå og dernest reduserte utslipp globalt. Rosendahl anbefaler av den grunn a t det etableres et internasjonalt samarbeid om støtteordninger til for nybar energiteknologi. Bokens kapittel 9 er skrevet av Igor Sartori og Inger Andresen og tar for seg klimaeffekten av bygninger . Helt siden oljekrisen på 1960- og 70-tallet har en hatt stor oppmerksomhet om å redusere energibruk en i bygninger, og kravene til nye bygg har blitt stadig strengere. Fo rfatterne presenterer status innen forskningen på dette området. Idealet er såka lte nullutslippsbygg, dvs. bygg som har et minimalt behov for energi og som se lv er energileverandør deler av tiden, f.eks. gjennom solenergiproduksjon. En bør også inkludere energibehov og klimagassutslipp fra materialene – t iltak på dette området 21 Concept rapport nr. 48 dreier seg bl.a. om valg av materialer, mengde mate rialer, gjenbruk, transport og vedlikeholdskrav. Det finnes foreløpig lite tilgjengelige data om kos tnader for oppføring av nullutslippsbygg, og dataene gjelder gjerne demonst rasjonsbygg som er de første i sitt slag. Studier tyder på ekstrakostnade r på 10-15 % sammenlignet med standardbygg, hvor kostnaden knyttet til instal lering av solcellesystem eller annen fornybar energiforsyning utgjør en stor andel. Dette er en kostnad som er på vei nedover, og forfatterne mener en kan forvente at slike bygg på sikt vil bli privatøkonomisk lønnsomme. Det samlede potensialet for energieffektivisering og utslippsreduksjon er betyd elig – i Norge dreier det seg først og fremst om å frigjøre elektrisitet til akti viteter som i dag er basert på fossile brensler (som transport) eller til eksport. Jostein Lillestøl tar i kapittel 10 for seg en annen sektor hvor mil jøhensyn tillegges stor vekt, nemlig oljesektoren. Fokus i k apitlet er på risiko, sårbarhet og beredskap ved akutte oljeutslipp . Sektoren har i stor grad vært premissgiver for begreps- og metodeutviklingen inne n risikostyring, den har «føre-var» som et grunnleggende premiss og har utvi klet en sterk sikkerhetskultur. Dette er ønsket av myndighetene, og det er i næringens egen interesse å vise at den tar helse, miljø og sikkerh et på alvor, da den er avhengig av tillit hos myndigheter og befolkning. Det har bl ant annet gitt seg utslag i at den implisitte verdien av et liv er høyere i oljenæ ringen enn i mange andre næringer. Lillestøl presenterer i kapitlet noen sentrale risi kobegreper, og gir deretter et bredt bilde av beredskapen ved oljeutslipp i Norge: rammevilkårene, næringens beredskap og det offentliges beredskap i samhandlin g med private. Han viser blant annet hvordan miljøressurser vurderes og prio riteres, selv om dette ikke skjer i monetære termer. Det er blant annet utarbei det en standard metode for miljørettet risikoanalyse, hvor en skal beskrive ut slippsscenarier, forekomst av biologiske ressurser og deres sårbarhet samt «verdi » målt som vitenskapelig verdi, verneverdi, etc. Dette holdes opp mot aksept kriterier for miljørisiko. Berørte kommuner skal på sin side utføre såkalte RO S-analyser, som innebærer at det for hver miljøressurs gis en tallskår for fa ktorene naturlighet, erstattbarhet, verneverdi og sårbarhet. Basert på d ette faller ressursen i en prioriteringskategori. På denne måten får man et ko nsistent system hvor ulike analyser er sammenlignbare, men uten en kobling til befolkningens betalingsvillighet. 22 Concept rapport nr. 48 Det siste kapitlet i denne delen av boken presenter er saken om kraftlinjer i Hardanger og er skrevet av Steinar Strøm . Statnetts bygging av en kraftlinje gjennom Hardanger var meget omstridt, og da særlig den delen som går i luftspenn mellom Sima og Samnanger. Mastene er godt synlige og skjemmer det vakre turterrenget i området. Motstanderne krev de at strømmen skulle legges i sjøkabel. Betalingsvilligheten for å unngå naturinngrepet var åpenbart stor i enkelte grupper. På den annen side var sjøka belalternativene beregnet å koste fra 1,4-2,4 mrd. kroner mer enn luftledning. Forfatteren har et kritisk perspektiv på prosjektet og den samfunnsøkonomiske analysen som kom til at luftspennalternativet var l ønnsomt. Han stiller spørsmål ved at det ikke ble gjort forsøk på å ansl å betalingsvilligheten for å unngå luftledninger, og illustrerer hvordan alterna tive kombinasjoner av betalingsvillighet per person, og antall personer, ville gjort resultatet negativt. Han mener videre at en annen løsning enn både luft- og sjøkabel kunne vært langt bedre, nemlig et enklere SVC-anlegg for å øke overføringskapasiteten i det eksisterende nettet. Et sentralt poeng hos Strø m er at antakelsen om forbruksvekst var usikker, og dermed ville et SVC-a nlegg gitt en opsjonsverdi sammenlignet med å bygge luftspenn med en gang. Del 3 Velferdsmessige tilnærminger til miljøprobleme ne Til slutt har vi med to kapitler som presenterer an dre tilnærminger enn den rene samfunnsøkonomiske hvor idealet er å estimere betalingsvilligheten for et miljøgode eller en økosystemtjeneste. I kapittel 12 presenterer Fred Wenstøp en alternativ måte å vurdere og sammenstille virkningene av et prosjekt på, nemlig flermålsanalyse . Hovedprinsippet i en samfunnsøkonomisk analyse er a t miljøkonsekvenser verdsettes ved befolkningens betalingsvillighet for å oppnå eller unngå dem. Dette kan være tungvint og ressurskrevende, vanskel ig å måle (ikke minst fordi folk flest kan ha dårlige forutsetninger for å vurd ere en del miljøkonsekvenser i kroner), og det er heller ikke alltid ønskelig, da det innebærer at rike teller mer enn fattige, og dagens generasjoner teller mer enn fremtidige. En flermålsanalyse er enklere å gjennomføre da den kun krever et panel av beslutningstakere eller eksperter. Analysen tar utg angspunkt i et sett av relevante mål, og kan også inkludere mål for fordel ing innen og mellom generasjoner. Forfatteren gir en introduksjon til prinsippene i e n flermålsanalyse og presenterer deretter fire eksempler på bruk av meto den på problemstillinger 23 Concept rapport nr. 48 med betydelige miljøkonsekvenser i Norge. To av ana lysene var del av en større verdsettingsstudie hvor man også målte befol kningens betalingsvillighet direkte, slik at metodene supplerte hverandre. Flermålsanalysen løser noen utfordringer, men innfø rer også noen nye. En av dem er spørsmålet om legitimitet – det er beslutnin gstakers preferanser man forsøker å måle, men i praksis er det et ekspertpan el som deltar i verdsettingsprosessen. Det kan være nyttig å bruke flere parallelle ekspertpaneler for å se om det er avvik i hvordan d e vurderer virkningene. I bokens siste kapittel går Iulie Aslaksen nærmere inn på føre-var-prinsippet med særlig fokus på klimapolitikken . Kjernen i føre-var-prinsippet er at en bør handle når konsekvensene kan være svært alvorli ge, irreversible eller moralsk uakseptable, selv om den faktiske risikoen er ukjent. En sterk versjon av prinsippet innebærer endog en forpliktelse til å handle. Dette kan kobles til en diskusjon om bærekraft, som står sentralt i fagretn ingen økologisk økonomi. Mens den tradisjonelle nytte-kostnadsanalysen forut setter full substituerbarhet mellom miljøgode og penger, innebærer målet om ster k bærekraftig utvikling at tap av miljøgode ikke uten videre kan kompenseres. Implikasjonen av dette er blant annet at det blir viktig å måle tilstandsutvi klingen med sikte på å fange opp tidlige varselsignaler. Aslaksen presenterer og diskuterer ulike versjoner av føre-var-prinsippet, og reiser en rekke viktige spørsmål i forhold til prak tiseringen av det. Føre-var- prinsippet har vært diskutert blant annet i forbind else med klimagassutslipp, miljøgifter, tap av biologisk mangfold, genmodifise rt mat og investeringer i flomsikring. På klimaområdet er det særlig stor usi kkerhet om den videre utviklingen uten tiltak. Over tid har selve IPCC-pr osessen og etter hvert Stern- rapporten skapt politisk aksept for utviklingen av klimapolitikk. Likevel er ikke den internasjonale klimapolitikken ambisiøs nok til å nå de målene forskerne peker på som nødvendige. Politikken er altså ikke t ilstrekkelig i samsvar med føre-var prinsippet. 25 Concept rapport nr. 48 Del 1 Verdsetting av miljø som fellesgode 26 Concept rapport nr. 48 1 Miljøverdsetting. Verdsettings- metoder og verdioverføring Ståle Navrud Handelshøyskolen, Norges miljø- og biovitenskapelig e universitet (NMBU) 1.1 Innledning Store investeringsprosjekter innen blant annet samf erdsel, energiproduksjon og -forsyning vil ofte ha negative effekter på fellesg oder som vann- og luftkvalitet, rekreasjon, stillhet, folkehelse, kulturminner, lan dskapsestetikk, det globale klimaet, biodiversitet og økosystemtjenester. På sa mme måte vil miljøinvesteringer i form av økt verneareal for bar skog og gjennomføring av EUs Vanndirektiv om god økologisk status i alle vas sdrag ha positive effekter på miljøgodene. Som fellesgoder flest er miljøgoden e ikke-ekskluderende i konsum, og for rene fellesgoder også ikke-rivaliser ende i konsum. Dette innebærer at når godet først er tilgjengelig er det tilgjengelig for alle, og et individs nytte av godet forringer ikke nytten andre har av godet. De fleste miljøgoder kan dermed ikke deles opp og gjøres tilg jengelig kun for enkeltindivider, omsettes derfor ikke i markedet og har følgelig heller ikke markedspriser. For å kunne prise effekter på miljøg odene i samfunnsøko- nomiske analyser (SØA) av store investeringsprosjek ter, har det derfor de siste 20 år vært en rivende utvikling av metoder for økon omisk verdsetting av disse fellesgodene. Med økende verdsetting av fellesgoder og begrenset tid og ressurser til å gjennomføre miljøverdsettingsstudier ved hver nye S ØA, har en parallelt utviklet og testet metoder og retningslinjer for ve rdioverføring fra eksisterende verdsettingsstudier til å verdsette effektene i den aktuelle SØA. SØA av de fleste prosjekter bygger derfor på verdioverføring; enten basert på generelle enhetsverdier eller ny verdioverføring for mer sted s- og prosjektspesifikke effekter. I begge tilfeller er en avhengig av å ha originale verdsettingsstudier 27 Concept rapport nr. 48 som bruker oppdaterte verdsettingsmetoder, samt ver dioverføringsteknikker og retningslinjer for overføringen for å kunne få p ålitelige miljøverdier. Dette kapitlet beskriver kort det velferdsteoretisk e grunnlaget for verdsetting av miljøgoder, og bruken av betalingsvillighetsprin sippet for å verdsette bruks- og ikke-bruksverdi av endringer i mengden eller kva liteten av miljøgoder. Deretter gjennomgås skadefunksjonstilnærmingen og ø kosystemtjeneste- tilnærmingen for verdsetting av effekter på miljøkv alitet og økosystemer. Det gis så en kort oversikt over de to hovedtypene av v erdsettingsmetoder; avslørte og uttrykte preferansemetoder. Deretter følger en n ærmere beskrivelse av den uttrykte preferansemetoden Betinget Verdsetting og dens anvendelsesområder, kvalitetskrav og potensielle feilkilder. Den andre uttrykte preferansemetoden, Valgeksperimenter, og de avslørte preferansemetoden e beskrives også i korte trekk. Deretter beskrives ulike teknikker for verdi overføring. Avslutningsvis drøftes metodeutviklingen de siste årene, og de met odiske utfordringene som gjenstår. 1.2 Velferdsteoretisk basis og økonomisk verdsetting Velferdsteorien er basis for SØA. Her er et individ s nytte (U i) avhengig av dets inntekt (Y i), prisene på markedsgoder ( p), samt mengden og kvaliteten av miljøgoder (Q). For miljøgoder brukes oftest hussta nden som minste økonomiske enhet, mens for (miljørelaterte) helseef fekter brukes individet. Formel (1.1) viser at for å måle husstandens nytte (U i) i kroner av å få en marginal økning i mengden eller kvaliteten av et mi ljøgode fra Q 0 til Q 1, måler vi hva husstand i er villig til å betale (BV i), dvs. villig til å oppgi av sin inntekt Yi (og dermed ha mindre penger å bruke på å kjøpe mar kedsgoder), for å få denne miljøforbedringen og fortsatt være på samme nyttenivå som før endringen 8. 8 I dette tilfellet gir betalingsvilligheten (BV) et mål for konsumentoverskuddsmålet kompenserende variasjon (KV), mens om en bruker nyt tenivået etter endring som referanse måler man ekvivalent variasjon (EV). Istedenfor å s pørre om maksimal betalingsvillighet, BV (Willingness-to-pay; WTP) kan en i teorien også spørre om hva husstanden minst må ha i kompensasjon (Willingness-to-accept; WTA) for ikke å få miljøforbedringen. I praksis anbefales det ikke å spørre om WTA da folk ikke har erfaring med å oppgi kompensasjonskrav, lett svarer strategisk og overvu rderer nyttetapet av ikke å få miljøforbedringen. Det skyldes at deres svar ikke e r begrenset av deres inntekt, eller de protesterer og ikke vil svare fordi de oppfatter de tte som en bestikkelse for å akseptere å ikke få en miljøforbedring. 28 Concept rapport nr. 48 Ui (p, Q 0, Y i) = U i (p, Q 1,Yi – BV i) = U 0 ( 1 . 1 ) Husstandens betalingsvillighet (BV i) for å få en marginal forbedring (eller for å unngå en marginal forverring) av kvaliteten eller m engden av et miljøgode kan være motivert både av deres bruk av godet og ønsket om å bevare godet uten å bruke det, og omtales som «Total samfunnsøkonomisk verdi» (TSV) 9. «Total» i TSV henviser således til at TSV omfatter husstanden es bruksverdi og ikke- bruksverdi av en endring i miljøgodet; og er ikke totalverdien av miljøgodet. Om vi tenker oss et nasjonalt prosjekt for opprydding av forurensede bunnsedimenter i norske fjorder (ofte pga. utslipp av tungmetaller og miljøgifter fra tidligere industrivirksomhet) som l edd i innføringen av EUs vannrammedirektiv, vil TSV bestå av norske husstand ers bruksverdi og ikke- bruksverdi av å få renere fjorder i form av 10: 1) Bruksverdi i) Direkte bruksverdi a. konsumerende bruk , dvs. verdien av økt fritidsfiske og næringsfiske fra opphevelse av kostholdsråd og omsetningsforbud; sam t økning i næringsvirksomhet som er avhengig av rene fjorder ( f.eks. fiskeoppdrett) b. ikke-konsumerende bruk , dvs. verdien av forbedrede muligheter for og opplevelsen av rekreasjonsaktiviteter som ikke er a vhengig av konsum av naturressurser, slik som bading, båtliv, fugleob servasjoner og - fotografering, og fang- og slipp fritidsfiske. c. opsjonsverdi , dvs. verdien av å ha muligheten til å bruke fjord ene til rekreasjon selv om husstanden ikke har konkrete pla ner om det nå ii) Indirekte bruksverdi Husstanders verdi av å øke fjordenes regulerende ka pasitet i form av å ta opp og bryte ned tilførsel av næringsstoffer og ska delige stoffer (og til å ta opp klimagasser). 9 I engelsk språkdrakt: Total Economic Value (TEV) 10 Se Barton m.fl. (2010), som finner folks betalings villighet i form av økt bruks- og ikke- bruksverdi av tiltak mot forurensede sedimenter i G renlandsfjorden. 29 Concept rapport nr. 48 2) Ikke-bruksverdi Alle, også de husstander som ikke bruker fjordene i dag og ikke kommer til å bruke dem i framtida, kan ha en verdi av å vite at fjordene blir renere (Eksistensverdien), og at de kan bevares for framti dige generasjoner (Bevaringsverdien) I tillegg kommer Kvasi-opsjonsverdien , som kan sees på som en korreksjonsfaktor til TSV når det er fare for irreversible effekter ; for eksempel utryddelse av en art, eller endring av et økosystem utover det nivået der de kan komme tilbake til sin opprinnelige tilstand. Kvasi-opsjonsverdien er således verdien av ikke å gjennomføre tiltak som kan gi irreversible effekter i form av økt fremtidig informasjon om nytteverdien av disse miljøgodene og økosystemtjenestene i f.eks. produksjon av matvarer og medisiner. Samfunnsøkonomisk nytte av et prosjekt som gir milj øforbedringer er definert som summen av «berørte» husstanders betalingsvillig het for å oppnå denne forbedringen. Den samlede betalingsvilligheten (BV tot ) summert over alle berørte husstander blir da: N BV tot = ∑ BV i (1.2) i = 1 hvor BV i = betalingsvillighet for en «berørt» husstand i for en spesifisert miljøendring, og N = totalt antall «berørte» husstander. Av formel (1.2) framgår det at det i tillegg til be talingsvilligheten per «berørt» husstand også er viktig å bestemme hvor stor den «b erørte» befolkningen (N) er. Om miljøgodet er utvidelse av den nasjonale ver neplanen for barskog eller etablering av en nasjonalpark, er per definisjon he le Norges befolkning berørt, men betalingsvilligheten blant husstandene kan selv sagt variere avhengig av blant annet folks preferanser, inntekt, og tilgang og kvaliteten på substitutter til miljøgodet som verdsettes. For bruksverdien vil bet alingsvilligheten ofte avta med økende avstand fra miljøgodet (såkalt «distance decay» i betalings- villigheten). For en innsjø eller skogområde som br ukes til rekreasjon kun av lokalbefolkningen vil derimot kun husstandene i kom munen være å betrakte som den berørte befolkningen. Barton m.fl. (2010) d røfter fastsettelse av «den berørte befolkningen» i en verdsettingsstudie av br uks- og ikke-bruksverdi av «renere» Grenlandsfjord som følge av oppryddingstil tak. 30 Concept rapport nr. 48 1.3 Skadefunksjonstilnærmingen Skadefunksjonstilnærmingen (Damage Function Approac h)11 i figur 1.1 er den ideelle metoden for økonomisk verdsetting av effekt er av forurensende utslipp på miljøkvalitet; dvs. vann-, luft- og jordkvalitet , og anvendes i dag av Miljødirektoratet og transportetatene for verdsetti ng av luftforurensning og av EU-kommisjonen i deres SØA av nye direktiver innen miljø-, transport- og energisektorene (blant annet Clean Air for Europe, CAFE). De sistnevnte SØA på EU-nivå baserer seg i hovedsak på prosjekter i ExternE (Externalities of Energy) - serien 12, som bruker skadefunksjonstilnærmingen til å anslå miljø- og helsekostnader av elektrisitet fra ulike energik ilder og fra transport ved ulike transportmidler. Figur 1.1 Skadefunksjonstilnærmingen er en ideell m etode i SØA for verdsetting av forurensende utslipp til luft, vann og jord som føl ge av prosjekter. Skadefunksjonstilnærmingen krever mye informasjon, og pga. mangel på input-data og dose-responsmodeller/-funksjoner for miljø- og helseeffekter 13 vil en ofte måtte bruke ekspertanslag for den fysis ke effekten i form av endrede miljø- og helseeffekter av et prosjekt. Den ne informasjonen kommer 11 Skadefunksjonsmetoden kalles også effektkjedetilnærminge n (Impact Pathway Approach) 12 www.externe.info 13 Dose-responsmodeller for helseeffekter benevnes of te eksponerings-responsfunksjoner. Utslipp og spredning •Investeringsprosjekt !Endrede utslipp av forurensende stoffer !!!!Spredningsmodell (for utslipp til luft, vann og jord) !!!!Endrede konsentrasjoner av forurensende stoffer Effekter •Dose-responsmodeller (og informasjon om dagens tilstand for luft-, vann- og jordkvalitet, økosystemer, samt helsetilstand og størrelse på den eksponerte befolkningen) !Miljø- og helseeffekter Verdsetting •Økonomiske Verdsettingsmetoder for miljø - og helseeffekter (Ny verdsettingsstudie eller verdioverføring fra ti dligere studier) !!!!Samfunnsøkonomisk skadekostnad ( nytte) av prosjektet 31 Concept rapport nr. 48 gjerne fra Konsekvensutredninger i henhold til Plan - og Bygningsloven. Det kan imidlertid være vanskelig å få ekspertanslag fo r effektene over på en form, og i enheter, som kan verdsettes i en ny verdsettin gsstudie eller ved verdioverføring fra tidligere studier. Dette kan o gså være en utfordring selv om en har dose-responsfunksjoner, fordi endepunktet (responsen/ miljøendringen) kan være for eksempel en reduksjon i biokjemisk oksygenforbruk som følge av redusert eutrofiering ( overgjødsling med tilhørende begroing og nedbrytning av organisk mate riale) av et vassdrag. Dette vil det være vanskelig for en husstand å oppg i sin betalingsvillighet for. En utfordring i betinget verdsettingsundersøkelser er derfor å beskrive en slik miljøendring på en måte som er vitenskapelig korrek t og samtidig forståelig for folk flest. For eutrofiering har en forenklet klass ifisert vassdragene i fire vannkvalitetsklasser med beskrivelser folk forstår, og som det finnes en rekke verdsettingsundersøkelser av i Norge og internasjon alt 14. For helseeffekter av forurensede fjordsedimenter har en brukt opphevelse av kostholdsråd for fisk og skalldyr som en tilsvarende omforming til noe so m folk kan verdsette. For lokale luftforurensninger bruker en eksponerings-re sponsfunksjoner mellom utslipp i form av svevestøv og nitrogenoksider, og hyppighet av luftveissykdommer og økt dødsrisiko; kombinert med verdsettingsstudier av henholdsvis luftveissykdommer (som hoste, bronkitt, bihulebetennelser og kortpustethet) og Verdi av Statistisk Liv (VSL) 15. 1.4 Økosystemtjenestetilnærming For å verdsette effekter av et prosjekt på økosyste mer, har en de siste årene tatt i bruk en økosystemtjenestetilnærming; se figur 1.2 for en oversikt over ulike økosystemtjenester. Her verdsetter en effekter på f orsynende, regulerende og kulturelle tjenester; men ikke effekter på de grunn leggende livsprosessene som ligger til grunn for disse tre tjenestene da en ell ers lett vil kunne dobbelttelle. 14 Se for eksempel Magnussen (1992), Bergland m.fl. ( 2002) og Bateman m.fl. (2011). 15 For verdsetting av endret dødsrisiko estimeres ant all «for tidlig døde» (dvs. i forhold til forventet levealder) i den eksponerte befolkningen og multipliseres med VSL (som i Norge er satt til 30 millioner kr jfr. Veileder i samfunn søkonomisk analyse (Direktoratet for Økonomistyring 2014); basert på en norsk Betinget V erdsettingsstudie gjennomført for alle transportetatene; se Samstad m.fl. 2010). Alternati vt kan en estimere antall tapte leveår i den eksponerte befolkningen og multiplisere med ver dien av ett leveår (Value of a Life Year; VOLY). Kvalitetsjustering av leveår, spesielt ved hjelp av QALY (Quality Adjusted Life Years) men DALY (Disability Adjusted Life Year s), forekommer også. 32 Concept rapport nr. 48 Kulturelle tjenester benevnes også opplevelses- og kunnskapstjenester, og omfatter en stor del av bruks- og ikke-bruksverdien av miljøgoder. Da økosystemene kan restituere etter inngrep, er de t viktig å anslå hvordan endringen i strømmen av økosystemtjenester vil forl øpe over tid (med eller uten aktiv opprydding). Figur 1.3 viser arealet av nettotapet som følge av en utslippshendelse, som er den samfunnsøkonomiske nyt ten (dvs. i form av bruks- og ikke-bruksverdi) i en SØA av et prosjekt som hindrer utslippshendelsen. Lindhjem m.fl. (2014) viser hvor dan en betinget verdsettingsstudie kan verdsette dette nettotapet i strømmen av økosystemtjenester ved oljesøl fra skip. Verdsettin gsstudien er finansiert av Kystverket som i sine SØA ønsker anslag for de milj økostnader som unngås ved at deres prosjekter for utbedring av fartøysled er og havner reduserer antall grunnstøtinger og oljesøl. Figur 1.2. Klassifisering av økosystemtjenester (NO U 2013:10) 33 Concept rapport nr. 48 Figur 1.3. Økosystemtjenestetilnærmingen. Netto vel ferdstap i form av redusert strøm av økosystemtjenester over tid som følge av en utslipp shendelse eller effekten av et investeringsprosjekt; vist både med og uten aktiv o pprydding/reparerende tiltak. 1.5 Metoder for verdsetting av miljøkvalitet og økosystemtjenester Skadefunksjons- og økosystemtjenestetilnærmingene k an ses på som komplementære heller enn konkurrerende tilnærminger , og er begge avhengige av de samme metodene for verdsetting av miljøgoder. Tabell 1.1 gir en oversikt over metoder som kan brukes for å verdsett e miljøkvalitet og økosystemtjenester. Disse metodene er basert på at individuelle preferanser skal telle, og måles ved den berørte befolkningens betalingsvillighet, som også er det teoretiske grunnlaget for økonomisk velferds teori og dets praktiske verktøy SØA. Metodene inndeles etter om de bygger p å avslørte preferanser (Revealed Preferences; RP) eller oppgitte preferans er (Stated Preferences; SP). Økosystemtjeneste-strøm Tid (år) Utslipps-hendelse Retur ved aktiv opprydding Redusert tap ved aktiv opprydding Naturlig retur til førnivå Sesongfluktuerende tj enestestrøm Midlertidig nedgang i strøm Areal av nettotap 34 Concept rapport nr. 48 Tabell 1.1. Klassifisering av verdsettingsmetoder b asert på individuelle preferanser 16 Indirekte Direkte Avslørte preferanser (Revealed Preferences - RP) Transportkostnadsmetoden (Travel Cost Method - TCM) Eiendomsprismetoden (Hedonic Price Method - HPM) Kostnader ved avbøtende tiltak (Avertive Costs - AC) 17 Markedspriser Kostnader ved å erstatte tapte miljøgoder (Replacement Costs -RC) Oppgitte preferanser (Stated Pref. -SP) Valgeksperimenter (Choice Experiments - CE) Betinget Verdsetting (Contingent Valuation – CV) RP-metodene utleder befolkningens verdsetting av en dringer i kvalitet eller mengde av et miljøgode basert på deres faktiske adf erd i markeder for goder som har sammenheng med miljøgodet. Dette kan være m arkedet for transporttjenester hvor en ser på kostnadene ved re ise til et rekreasjonsområde, slik en gjør i Transportkostnadsmetoden . Det kan også være markedet for omsetning av boligeiendommer, som i Eiendomsprismetoden . Da er miljøgodet «innebygget», siden markedsprisene for boliger uttr ykker husstandenes nytte samlet sett over tid (dvs. nåverdien) av alle karak teristika ved boligen, inklusive miljøkvaliteter som god luftkvalitet og stillhet, o g økosystemtjenester som den estetiske verdien av landskap (dvs. fravær av kraft linjer, vindkraftanlegg, terrenginngrep fra veier, jernbane etc.). Fordelen med disse metodene er at de analyserer faktisk adferd i et eksisterende marked, men de bygger på et sett av 16 I Flermåls Beslutningsanalyser (FMBA) og Delphi-teknikker er det eksperters eller beslutnings- takeres preferanser som teller. I FMBA blir et utva lg fageksperter, interessegruppe- representanter eller beslutningstakere bedt om å op pgi sine preferanser for ulike prosjekt- alternativer med flere karakteristika hvorav ett ka n være pris (eller kostnad). Verdiene for ett eller flere karakteristika endres, og beslutnin gstakerne gjør gjentatte valg. Ut fra deres valg kan vekten de tillegger hvert karakteristikum beregnes. Dersom ett karakteristikum er pris/kostnad kan den økonomiske verdien av ulike ka rakteristika beregnes. I Delphi- teknikker blir deltagerne spurt direkte om sine vek ter eller økonomisk verdsetting av et miljøgode. For en kombinasjon av Delphiteknikk og b etinget verdsetting; se Carson m.fl. (2013) og Navrud og Strand (2013). Implisitt verdsetting baserer seg på politikernes preferanser, som ideelt sett skal representere befo lkningens individuelle preferanser. Gitt denne forutsetningen og at politikerne har full inf ormasjon, kan man utlede hva befolkningens betalingsvillighet minst er for å få (unngå) de positive (negative) effekte ne. 17 Kostnader ved forebyggende tiltak (Defensive Costs – DC) inngår også her. 35 Concept rapport nr. 48 strenge forutsetninger som sjelden er fullt ut oppf ylt. For eksempel forutsetter Eiendomsprismetoden at folk har perfekt informasjon om alle aspekter ved boligen når de legger inn bud på den, Transportkost nadsmetoden antar at det eneste motivet for å reise til et rekreasjonsområde (og dermed ha transport- kostnader) er å bedrive rekreasjonsaktiviteten vi e r ute etter å verdsette, samt en rekke forutsetninger i de økonometriske analysen e som ligger til grunn for beregningene. En tredje indirekte RP-metode er å be regne kostnader av avbøtende tiltak slik som kostnader ved støymurer og fasadeisolasjon for å redusere støyplagen. For at kostnadene ved slike tiltak skal reflektere husstandens betalingsvillighet for å unngå en negativ miljøeffe kt må en imidlertid forutsette at husstandene kjøper avbøtende tiltak helt til der es marginalnytte av tiltaket er lik marginalkostnaden ved tiltaket. Dette er en str eng forutsetning som en oftest ikke vet om er oppfylt eller ikke, og dermed heller ikke om kostnader ved avbøtende tiltak er høyere eller lavere enn fol ks betalingsvillighet for å unngå miljøeffekten. For næringsaktiviteter kan en selvfølgelig bruke markedspriser , og beregne endringen i nettoinntekt som følge av utbyggingspro sjektet (f.eks. verdien av tapt fremtidig tømmerproduksjon ved bruk av skogare al til veibygging). En annen direkte RP-metode er kostnadene ved å erstatte tapte miljøgoder . Dette brukes ofte for å verdsette tapte økosystemtjenester. Om e t utbyggingsprosjekt berører et våtmarksområde, vil effektene på våtmark ens vannrensnings- kapasitet kunne beregnes som kostnadene ved å rense tilsvarende antall personekvivalenter utslipp i et kloakkrenseanlegg. Om et prosjekt medfører at biene forsvinner, kan en beregne kostnadene ved å e rstatte deres pollineringstjeneste for matproduksjonen med at men nesker foretar manuell pollinering. Om et kaldtvannskorallrev ødelegges av trålfiske kan deres mulige verdi som habitat for fisken beregnes som kostnaden e ved å etablere et kunstig korallrev av for eksempel betongelementer. Metoden forutsetter at tiltaket er et perfekt substitutt for det tapte miljøgodet og full t ut erstatter alle tjenester som gikk tapt, noe som bare unntaksvis vil være tilfell et. I motsetning til RP-metodene, er SP-metodene basert på hypotetisk adferd ved at en konstruerer et hypotetisk marked for miljøgodet ved å spørre befolkningen om deres betalingsvillighet (BV) for en nøye spesifise rt endring i miljøgodet, for eksempel å bedre vannkvaliteten fra «dårlig» til «g od» i et vassdrag (hvor disse vannkvalitetsnivåene er nøye beskrevet på en skala) . Fordelen med disse metodene er at en kan spørre om BV for den eksakte miljøendringen en er ute etter å verdsette. Husstanders BV vil dessuten omfa tte både bruks- og ikke- 36 Concept rapport nr. 48 bruksverdien; gitt at en spør et representativt utv alg av hele den berørte befolkningen, dvs. både brukere og ikke-brukere av miljøgodet. I tillegg har SP-metodene den fordel at de kan verdsette fremtidi ge effekter, noe som er en fordel når anslagene skal brukes i en SØA av et utb yggingsprosjekt som jo i de aller fleste tilfeller utføres før prosjektet gjenn omføres (ex ante SØA). RP metoder som Transportkostnadsmetoden beregner kun b ruksverdi i form av opplevelsesverdi/rekreasjonsverdi av dagens aktivit et, og ikke endringer i bruksverdien som følge av for eksempel bedre vannkv alitet. Til det må en ha informasjon om hvor mye mer befolkningen bruker vas sdraget til ulike rekreasjonsaktiviteter som følge av vannkvalitetsen dringen. Det må innhentes vha. såkalte betinget adferd (contingent behavior) - undersøkelser hvor befolkningen spørres hvordan de vil endre sin adfer d om prosjektet gjennom- føres. Om det ikke er tid og/eller penger til å gjø re en slik tilleggsundersøkelse, må endret antall rekreasjonsdager (og/eller endret kvalitet av disse) anslås vha. ekspertanslag fra friluftslivsforskere. Hovedforskjellen mellom de direkte og indirekte SP- metodene er at mens en i Betinget Verdsetting (Contingent Valuation; CV) - undersøkelser spør di rekte om respondentens BV for å få/unngå en marginal endring i miljøgodet, må betalingsvilligheten i Valgeksperimenter (Choice Experiments; CE) utledes indirekte ved å se på de valg mellom alternativer r espondentene gjør når miljøgodet og dets attributter/karakteristika gjøre s tilgjengelig i ulik mengde og/eller kvalitet til varierende pris; se figur 1.6 for et eksempel på et valgkort. 1.6 Betinget Verdsetting I Norge har skepsisen mot bruk av CV i SØA i noen g rad vedvart til tross for metodiske fremskritt de siste 20 år. Det er to type r kritikk som ofte brukes mot anvendelsen av betinget verdsetting, og som sett i lys av nyere litteratur ofte tillegges overdreven vekt: i) hypotetisk skjevhet, og ii) at for mange prosjekter passerer nytte-kostnadstesten (Hoehn og Randall 198 9). Hypotetisk skjevhet i form av at folks faktiske adferd ikke er den sam me som den de oppgir i en CV-undersøkelse, observeres også i e n lang rekke andre sammenhenger der en benytter data fra spørreundersø kelser (for eksempel valgmålinger versus faktiske valgresultater). Det b etyr ikke automatisk at betalingsvilligheten de oppgir, er høyere enn det d e faktisk ville betalt. Dette er det populære og tradisjonelle synet på metoden. Som Carson (2012) påpeker, 37 Concept rapport nr. 48 med henvisning til Paul Samuelson 18, så kan det også være incentiver til å oppgi lavere enn faktisk betalingsvillighet for fel lesgoder. 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. såkalt konse kvensialitet). I flere studier referert i for eksempel Carson (2012), Kling m.fl. (2012) og Haab m.fl. (2013) forsvinner hypotetisk skjevhet i studier som sammen ligner faktisk og hypotetisk betaling, når såkalt incentiv-kompabilit et 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 er å gi respondentene ytterligere instruksjo ner (“cheap talk”) om å tenke seg at det er en faktisk transaksjon, og å la respo ndentene anslå hvor sikre de er på at de ville betale ulike beløp (og så justere for dette i beregningen av gjennomsnittlig betalingsvillighet). Alternativt ka n en spesifisere hvilket sikkerhetsnivå respondentene skal bruke når de oppg ir sin betalingsvillighet, slik som i figur 1.5. Den andre typen kritikk innebærer at hvis det var m ange andre offentlig finansierte tiltak som skulle vurderes i tillegg, v ille vel det redusere folks betalingsvillighet? Med andre ord: alle slike prosj ekter kan ikke passere nytte- kostnadstesten samtidig 19. Imidlertid er dette argumentet ikke sentralt, da alle offentlige prosjekter som vurderes på for eksempel et stadium der en ny kraftlinje eller vei er under vurdering, er konkret e forslag hvis nytte og kostnader bør sammenlignes med referansealternative t, og ikke med alle mulige hypotetiske prosjekter det offentlige kunne bruke penger på. Hovedpunktene i en høykvalitets CV-undersøkelse av f.eks. nytten av investering i tiltak i farleder og havner som vil r edusere antall grunnstøtinger, og dermed færre oljeutslipp med tilhørende miljøska der, vil være: 1. Scenariobeskrivelse, dvs. en beskrivelse av effekte ne uten og med tiltaksplan for å redusere miljøskader av oljeutslipp fra skip. Effektene bør beskrives verbalt, med bilder (eller video) som viser miljøti lstanden uten og med tiltaket, og med kart over det aktuelle området som blir påvirket. Beskrivelsen av effektene bør være vitenskapelig ko rrekt og samtidig forståelig for respondentene; og helst være godkjen t som en nøytral 18 “It is in the selfish interest of each person to g ive false signals, to pretend to have less interest in a given collective consumption activity than he really has” (Samuelson 1954). 19 Jfr. Hoehn og Randall (1989). 38 Concept rapport nr. 48 beskrivelse av alle parter (f.eks. skipsfartsorgani sasjoner, miljøorganisasjoner og miljømyndighetene) 2. Tiltaksplanen som skal gi disse effektene må beskri ves, og respondentene må ha tro på at tiltaksplanen er realistisk, og at den med sikkerhet 20 vil gi den beskrevne effekten. Om de tror at tiltaksplanen ikke er effektiv og vil gi mindre effekter enn beskrevet i scenariet, vil b etalingsvilligheten deres også være for en mindre effekt (uten at vi vet hvor mye mindre), og ikke effekten vi ba dem verdsette. En bør derfor sjekke, fortrinnsvis ved uttesting av spørreskjemaet i fokusgrupper, en-til- en intervjuer og pilottester, om respondentene aksepterer scenario-b eskrivelsen (og betalingsmåten, se pkt. 3) som realistisk ut fra ti ltaksplanen, for å unngå denne feilkilden. 3. Betalingsmåten oppgis. Den bør være så realistisk s om mulig med en direkte sammenheng mellom betaling og tiltaksplan, og oppfattes som effektiv og rettferdig for å unngå såkalte protest nullsvar. Protest nullsvar vil si respondenter som oppgir null betalingsvillig het for å protestere mot scenariobeskrivelse, tiltaksplanen, betalingsmåten eller andre aspekter; mens de egentlig har en betalingsvillighet for å få effektene av tiltaksplanen. For bedret vannkvalitet brukes oftes t en økning i den kommunale vann- og avløpsavgiften da den tilfredsst iller kravet om at respondentene tror det er realistisk at de faktisk må betale. Dermed reduseres mulighetene for hypotetisk skjevhet i sva rene. For kabling av kraftledninger for å unngå landskapsinngrep av luft linjer kan en på samme måte bruke økning i årlig strømregning (gjennom økt nettleie) for å dekke ekstrakostnadene ved jord- og sjøkabel. For tiltak for å unngå oljeutslipp fra skip kan en bruke årlig skatteøkning. Selv om n oen vil kunne ha aversjon mot en økning i skatter og avgifter, bør e n bruke slike realistiske betalingsmåter for å redusere hypotetisk skjevhet. Betalingsmåten bør imidlertid alltid testes ut i pilottester og tilpas ses slik at det blir få protest- nullsvar. 20 Selv om det er usikkerhet omkring effekten av en t iltaksplan, søker en å konstruere et scenario hvor respondenten med sikkerhet får en spe sifisert effekt (og så håndteres endret sannsynlighet for denne effekten senere i SØA). Det te gjøres fordi respondenter har problemer med å forholde seg til endringer i sannsy nlighet. Det er i praksis kun i studier av Verdien av Statistisk Liv (VSL) at respondentene sp ørres om sin betalingsvillighet for endret sannsynlighet for en effekt, og da i form av endret dødsrisiko (f.eks. fra 5:10.000 til 4:10.000 sjanse for å dø før forventet levealder); se Lindhjem m.fl. (2011). 39 Concept rapport nr. 48 4. Betalingsvillighetsspørsmålet kan stilles åpent ell er lukket: • Åpent: ”Hva er det meste din husstand er villig til å betale per år i økt skatt for å unngå den beskrevne miljøskaden av olje utslipp fra skip?”, og hvor en så vises et betalingskort/-skala med uli ke beløp fra kr til et høyt beløp (jfr. figur 1.5). • Lukket: ”Tiltaksplanen som vil unngå den beskrevne miljøskaden av oljeutslipp fra skip koster X kr per husstand per å r i økt skatt. Er du for eller imot planen?” (Beløpet X varieres i ulike und erutvalg, andelen som er ”for” planen ved ulike beløp registreres, og gjennomsnittlig betalingsvillighet kan så beregnes vha. økonometris ke metoder). Lukkede BV-spørsmål er spesielt godt egnet der befo lkningen jevnlig stemmer over ulike tiltaksplaner slik som i delstat er i USA og i Sveits. Dessuten er lukkede spørsmål i teorien insentivkomp atible, dvs. de gir respondentene insentiv til å oppgi sin «sanne» beta lingsvillighet. Imidlertid kan de også være utsatt for såkalt «yeah -saying», dvs. respondenter svarer «ja» til planen selv om det bel øpet de blir spurt om er for høyt i forhold til deres BV da det er eneste mu lighet de har for å vise at de er «for» planen. Når folk spørres om sin betalingsvillighet bør de m innes på at de har en begrenset inntekt, og at om de bruker penger på å b etale for endringen i miljøgodet det spørres om har de mindre penger å br uke på andre ting (jfr. figur 1.5). 5. Årsak til nullsvar kartlegges for å skille mellom r eelle nullsvar og protest nullsvar. Andelen protest nullsvar bør være lav, og de bør tas ut av utvalget når gjennomsnittlig betalingsvillighet beregnes. El lers vil gjennomsnittlig betalingsvillighet i befolkningen bli undervurdert. 6. Respondentens vurdering av scenarienes troverdighet undersøkes. Betalingsvillighet for ulike omfang av effektene te stes. En slik såkalt ”scope test” gjennomføres for å se om respondenten er villig til å betale mer for å unngå en større enn for en liten miljøska de, og dermed handler i samsvar med økonomisk teori. Respondentenes holdnin ger, informasjonsnivå, og sosioøkonomiske data kartlegge s også for å kunne forklare variasjonen i betalingsvillighet i utvalge t; og teste validiteten av undersøkelsen. For eksempel forventer man ut fra øk onomisk teori at 40 Concept rapport nr. 48 betalingsvilligheten øker med økende inntekt og min dre tilgang på substitutter for den miljøendringen som verdsettes. I tillegg kommer at en høykvalitets CV-studie må ti lfredsstille generelle krav til spørreundersøkelser slik som stort nok utvalg (både absolutt og i prosent av populasjonen utvalget skal representere), høy svarp rosent og god representativitet (i form av sosioøkonomiske variab le). Figur 1.4. Eksempel på scenariobeskrivelse i en Bet inget Verdsettingsstudie gjennomført som en internettundersøkelse. Miljøskade som følge av o ljeutslipp fra skip, med tiltak (bevaring av dagens tilstand) og uten tiltak (i form av fire skadenivåer fra «liten» til «svært stor» miljøskade), er beskrevet ved hjelp av en skadetabe ll med bilder av berørte økosystemtjenester (dvs. skade på sjøfugl, sel, annet liv i havet og k ystsonen), verbal beskrivelse av effektene og kart som viser det geografiske omfanget av miljøska den. Hver respondent ble spurt om sin betalingsvillighet for å unngå hver av de fire milj øskadene. Her vises eksempelet med «stor miljøskade». Merk at de øvrige miljøskadenivåene og så er synlige slik at de blir minnet på forholdet mellom de ulike skadenivåene. (Kilde: Lin dhjem m.fl. 2014) 41 Concept rapport nr. 48 Figur 1.5. Eksempel på åpent betalingsvillighetsspø rsmål med betalingskort i form av en beløpsskala, brukt i samme internettundersøkelse so m i figur 1.4. (Kilde: Lindhjem m.fl. 2014) Figur 1.6. Eksempel på et valgkort brukt i et Valge ksperiment om økt verneareal for kaldtvannkorallrev i Norge (Kilde: Aanesen m.fl. 20 15) 1.7 Verdioverføring Dersom det foreligger en eller flere verdsettingsst udier for et miljøgode, er det et spørsmål om man kan overføre verdianslagene fra stedet studien ble foretatt (”studiestedet”) til det nye stedet man ønsker verd ier for (”tiltaksstedet”) 21. En slik overføring kalles ”Benefit transfer” (nytte-ov erføring). Metoden gjelder 21 Studiestedet og tiltaksstedet benevnes henholdsvis «Study site» og «Policy Site» i engelskspråklig litteratur. 42 Concept rapport nr. 48 imidlertid både for overføring av nytte og skade, o g burde derfor heller generelt benevnes verdioverføring (”Value Transfer” ); se også Navrud (2004), samt Navrud & Ready (2007). Fordelen med en slik overføring av verdianslag er a t dette er billigere enn å utføre nye verdsettingsstudier (oftest benevnt som originalstudier eller primærstudier). En annen, og ofte like viktig fakto r, er at gjennomføring av nye studier er tidkrevende, og overføring av verdsettin gsestimater fra eksisterende studier kan dermed være en langt raskere metode. Svakheten med verdioverføring er at usikkerheten i verdianslagene øker. Dette kan skyldes at selv om tidligere 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 tilgjengelighet av substitutt er, og ulik beslutningssituasjon for verdsettingen. I tillegg k an det være forskjeller for eksempel i inntekt, utdanning, preferanser og holdn inger hos de berørte husstander; noe som vil kunne medføre forskjellig v erdsetting av samme miljøendring. Disse usikkerhetene kommer i tillegg til usikkerheten som allerede ligger i de originale verdsettingsmetodene , samt i metodene for å anslå den fysiske effekten av et prosjekt/inngrep. Økning en av usikkerhet i estimatene ved verdioverføringen må vurderes opp mo t nytten i form av redusert tid og kostnad sammenlignet med å gjennomf øre en ny verdsettings- studie, samt en vurdering av hva som er et akseptab elt usikkerhetsnivå i den aktuelle beslutningssituasjonen. For å gjennomføre verdioverføring trengs: 1) Database over originale verdsettingsstudier; for å kunne identifisere aktuelle studier som en kan overføre verdier fra 2) Kriterier for å vurdere kvaliteten av identifiserte originale verdsettingsstudier 3) Verdioverføringsteknikker 4) Retningslinjer for verdioverføring Ad pkt. (1) er den mest omfattende og oppdaterte da tabasen for verdsettingsstudier Environmental Valuation Referen ce Inventory (EVRI) www.evri.ca. Denne databasen ble opprinnelig laget for å huse verdsettings- studier av forbedret vannkvalitet i USA og Canada, men omfatter nå mer enn 4,000 verdsettingsstudier fra hele verden av alle t yper miljøgoder, kulturminner og miljørelaterte helseeffekter. Dersom det er inge n eller kun et fåtall 43 Concept rapport nr. 48 primærstudier av den aktuelle miljøendringen i Norg e og Norden, bør hele EVRI-databasen gjennomgås med henblikk på relevante studier samt at en bør gjøre generelle søk etter studer. Meta-analyser (so m også tar med nordamerikanske studier, som det er klart flest 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 som er tatt m ed i meta-analysen. Dette gjøres for å øke antall observasjoner i meta-analys en når det er få studier av miljøgodet som vurderes. Det vil imidlertid kunne ø ke usikkerheten i verdsettingsanslaget fra meta-analysen. Noen meta-a nalyser finnes også i EVRI-databasen. Et eksempel: Lindhjem (2007) laget et regneark med detaljerte data om alle studier av miljøgoder i sko g (mer detaljert enn i EVRI) som inntil da hadde vært gjennomført i Norge, Sveri ge og Finland, og brukte dette til å gjennomføre en meta-analyse. En viktig konklusjon fra denne studien var at betalingsvilligheten ikke synes å væ re følsom for størrelsen på skogsområder: Folk var villige til å betale like my e for å bevare små som store skogområder. Dette kan skyldes at arealet på område t oftest ikke var oppgitt i selve betalingsvillighetsspørsmålet samt at fokus f or studien var f.eks. bevaring av biodiversitet heller enn størrelsen på arealet. Dette skaper selvsagt tvil om bruk av forenklede mål, slik som betalingsvillighet pr. arealenhet, for å finne samlet betalingsvillighet for et større (eller mind re) område på tiltaksstedet. Lindhjem & Navrud (2008) fant, når de sammenlignet enhetsoverføring med overføring fra den mer tidkrevende og komplekse met a-analysen av studier fra alle tre land, at den langt enklere enhetsoverførin gen 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. Databaser med verdsettingsstudier inneholder sjelde n all informasjon man trenger med sikte på finne en studie som er så lik tiltaksstedet som mulig. EVRI bør derfor enten videreutvikles til å gi mer d etaljerte data om studiene (noe som inngår i prosessen med å revidere 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 tilgang til se lve primærstudiene som det er aktuelt å overføre fra. Ad pkt. (2), gir beskrivelsen av en høykvalitets CV -studie tidligere i dette kapitlet en god liste over kriterier en bør bruke f or å vurdere kvaliteten av en 44 Concept rapport nr. 48 CV-studie. Söderqvist & Soutukorva (2006) gir en kr iterieliste for vurdering av kvaliteten av studier som bruker både RP- og SP-met oder. Ad. pkt. (3) finnes det tre hovedtyper av verdiover førings-teknikker: i) Enhetsoverføring, ii) Overføring av en verdsettings -/ betalingsvillighets - funksjon og iii) Meta-analyse. i) Enhetsverdioverføring Enhetsverdioverføring, dvs. overføring av estimater for gjennomsnittlig betalingsvillighet for en spesifisert endring i men gden og eller kvaliteten av et miljøgode; er den enkleste formen for verdioverføri ngsteknikk. Denne verdioverføringen kan foregå med eller uten korreks joner av forskjeller mellom de to stedene. Korreksjonene kan gjøres på bakgrunn av verdistigning, inntektsnivå eller ekspertanslag av ulikheter mello m studiested og tiltakssted. Det tilstrebes å finne verdsettingsanslag fra én st udie som i størst mulig grad ligner tiltaksstedet både m.h.t endringen i miljøgo det som verdsettes og sammensetningen av befolkningen (jfr. sosio-demogra fiske variable samt rekreasjonsmønster og miljøinteresse), men overføri ngen kan også baseres på anslag fra flere originale verdsettingsstudier. ii) Overføring av verdsettingsfunksjon/betalingsvilli ghetsfunksjon Denne teknikken innebærer at en istedenfor å overfø re et anslag for en spesifisert endring i miljøgodet, overfører hele be talingsvillighetsfunksjonen. Dette er den funksjonelle sammenhengen mellom estim ert betalingsvillighet for endringer i miljøgodet og forklaringsvariabler slik som størrelsen og retning på endringen i miljøkvalitet, tilgang på substitutt er (f.eks. alternative vassdrag og/eller rekreasjonsaktiviteter om en verdsetter va nnkvalitetsendringer), respondentens inntekt, utdanning, alder, rekreasjon sbruk og kjennskap til miljøgodet. Estimering av betalingsvillighet på til taksstedet skjer da ved å bruke koeffisientene for disse forklaringsvariablene i be talingsvillighetsfunksjonen fra studiestedet og sette inn middelverdiene for forkla ringsvariablene fra tiltaksstedet. Dette betinger at miljøendringene og forklaringsvariablene er sammenlignbare, og at respondentenes preferanser er like på studiested og tiltakssted. Det tilstrebes også her å finne et stu diested som i størst mulig grad ligner tiltaksstedet, og at det finnes data for for klaringsvariablene (som inngår i betalingsvillighetsfunksjonen fra studiestedet) til gjengelig på tiltaksstedet. Ofte vil en ikke kunne bruke betalingsvillighetsfunksjon en med flest signifikante forklaringsvariabler og størst forklaringskraft, da det ikke finnes verdier for disse variable fra statistiske kilder på tiltaksste det. 45 Concept rapport nr. 48 iii) Meta-analyse Meta-analyse er en statistisk regresjonsanalyse av flere tidligere verdsettings- studier for et bestemt miljøgode, som gjøres for å undersøke hvordan betalingsvilligheten for miljøgodet varierer med ul ike karakteristika ved godet, ved den undersøkte befolkningen og ved verdsettings metoden som er anvendt. Da hver studie oftest benyttes som én observasjon, er det problematisk å gjennomføre meta-analyser for miljøgoder hvor det e r utført få tidligere studier. En vil da ha problemer med få observasjone r (og dermed få frihetsgrader) i regresjonene. Det kan brukes flere estimat fra den samme studien dersom det for eksempel er brukt ulike verd settingsspørsmål 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 verds ettingsmetodene som blir brukt, som forklarer størsteparten av variasjonen i verdsetting (se for eksempel Navrud & Ready 2007, Lindhjem m.fl. 2011), mens det som er viktigst for bruk av meta-regresjonen for verdioverføring, er hv ordan betalingsvilligheten varierer med karakteristika ved miljøgodet og den b erørte befolkningen. Disse verdioverføringsteknikkene inngår som en vikt ig del av retningslinjer for verdioverføring (pkt. 4 ovenfor) til bruk i SØA; se Navrud (2007) for en generell veiledning. Slike retningslinjer beskriver i tillegg til geografisk verdioverføring, også overføring av verdianslag ove r tid (som er nødvendig siden de originale studiene ofte er gjennomført for flere år siden). I SØA vil det dessuten være viktig å ta hensyn til at miljøgo der forventes å øke i verdi relativt til andre goder pga. økende knapphet og øk ende realinntekt. 1.8 Metodeutvikling og -utfordringer Mens miljøøkonomifaget og verdsettingsanvendelsene tidligere i stor grad var opptatt av luft- og vannforurensning, har oppmerkso mheten i vestlige land gradvis dreid seg mer mot skader av naturforringels e og redusert biologisk mangfold. Denne dreiningen har pågått i hvert fall i 15-20 år, men ble veldig forsterket med Millennium Ecosystem Assessment (200 5) og påfølgende prosjekter som «Cost of policy inaction» 22 samt den internasjonale dugnaden «The Economics of Biodiversity and Ecosystem Servic es» (TEEB) 23, som etter 22 Braat og ten Brink (2008) 23 www.teebweb.org/ og Kumar (2010) 46 Concept rapport nr. 48 hvert er blitt fulgt opp i mange land. TEEB samlet litteratur og gjennomgikk det metodiske grunnlaget for både monetær og ikke-m onetær verdsetting av biologisk mangfold og økosystemtjenester. I kjølvan net av TEEB har det vært både nasjonale og internasjonale prosesser for å ka rtlegge og verdsette økosystemtjenester både for EU og for enkeltland; h vor Storbritannias UK National Ecosystem Asessment (UK NEA) 24 er et godt eksempel. Det er også pågående prosesser i regi av de Forente Nasjoner (FN), Verdensbanken og andre som jobber med å utvide Brut to Nasjonalprodukt (BNP) med verdianslag på utarmede naturområder og - ressurser (se for eksempel WAVES - Wealth Accounting and the Valuatio n of Ecosystem Services - i regi av Verdensbanken 25 og arbeidet med grønt BNP og «ecosystem accounting» i regi av FN 26). Norges foreløpige oppfølging av TEEB er NOU (2013) fra økosystemtjenesteutvalget. Resultatet av den økte oppmerksomheten de siste 5-1 0 årene har dermed vært en eksplosiv økning i nye verdsettingsstudier inter nasjonalt innenfor temaene natur, økosystemtjenester og biologisk mangfold. De t har gitt både videreutvikling av eksisterende metoder og en størr e base av studier som kan brukes som grunnlag for verdioverføring. Selv om det i de senere år har kommet enkeltstudier i Norge som verdsetter økosystemtjenester og biologisk mangfold; se for ek sempel Lindhjem m.fl. (2014) for å unngå skader på hav- og kystøkosysteme r av oljesøl fra skip, samt Aanesen m.fl. (2014) og Lindhjem m.fl. (2015) for ø kt verneareal for henholdsvis kaldtvannskorallrev og barskog i Norge, er det likevel relativt få norske studier. Dette er også noe økosystemtjeneste utvalget understreker som en viktig mangel (NOU 2013). Når det gjelder verdien av å unngå naturinngrep av investeringsprosjekter, er det få norske studier. Tre eksempler er: i) Navrud (2001a) verdsatte negative effekter av vannkraftutbygging, ii) Navrud m.fl. (2 008) verdsatte negative landskapseffekter av kraftlinjer, og iii) Alsvik (2 013) verdsatte negative landskapseffekter av veibygging. Slik situasjonen e r i dag, er dermed det empiriske grunnlaget for å vurdere verdien av natur inngrep som følge av 24 Se http://uknea.unep-wcmc.org/ og spesialnummeret i 2014 av det internasjonale tidsskriftet ”Environmental and Resource Economics» (57(2):2014). 25 www.wavespartnership.org/en 26 http://unstats.un.org/unsd/envaccounting/ og den r elativt nypubliserte: http://unstats.un.org/unsd/envaccounting/seeaRev/ee a_final_en.pdf 47 Concept rapport nr. 48 investeringsprosjekter tynt. Det betyr imidlertid i kke at man ikke kunne fremskaffet et slikt empirisk grunnlag ved bruk av «best practice» - metoder for å beregne slike verdier, som man i Norge for eksemp el har gjort for verdien av statistisk liv (VSL), trafikkstøy og tidsverdier i transportsektoren (Samstad m.fl. 2010) 27. RP-metodene har også gjennomgått en viss utvikling de siste 15-20 årene, med langt flere anvendelser og økonometrisk videreutvik ling, for eksempel i beregning av rekreasjonsverdier. I USA har man leng e hatt store databaser over studier som verdsetter rekreasjonsdager for ul ike fritidsaktiviteter både ved bruk av transportkostnadsmetoden og SP-metoder 28. Det betyr at man ved naturinngrep kan beregne tap av rekreasjonsverdier, gjennom å kombinere anslag for rekreasjonsverdi per aktivitetsdag ved v erdioverføring fra databasene (eller ved å gjøre nye studier for det konkrete til taket) med forventet endring i antallet aktivitetsdager (og eventuelt endret kvali tet av disse dagene). US Department of Agriculture (USDA) Forest Service, fo r eksempel, bruker slike verdianslag i sine analyser. I Norge finnes få stud ier av verdien av rekreasjon, med unntak av noen eldre studier av fritidsfiske (N avrud 2001b) og enkelte andre aktiviteter. Innenfor Eiendomsprismetoden har litteraturen også utviklet seg internasjonalt, men i Norge har vi kun noen få nyer e studier, for eksempel av hvordan verdien av grøntarealer reflekteres i bolig priser i Oslo (Vågnes 2014) og tilsvarende for veitrafikkstøy i hele Norge (Nav rud og Strand 2011). Eiendomsprisstudiene internasjonalt er blitt bedre til å utnytte geografiske data (GIS) og er blitt mer avanserte de senere år; se fo r eksempel Gibbons m.fl. (2014) for en omfattende nasjonal studie fra Englan d som demonstrerer betydningen av nærhet til ulike naturkvaliteter for boligpriser. Det er også viktig å bemerke at verdianslagene fra slike RP-met oder kun dekker bruksverdier knyttet til naturinngrep. Dermed vil s like anslag uansett være konservative siden ikke-bruksverdier også kan være viktige i mange tilfeller, i hvert fall for de større naturinngrepene. Den offen tlige debatten både om 27 I andre nordiske land, som Danmark, har man etter hvert en rekke studier som verdsetter de eksterne effektene av naturinngrep ved bruk av S P-metoder (Ladenburg og Dubgaard 2007; 2009 for vindkraft; og Olsen m.fl. 2005 for v eibygging) og RP-metoder (eiendomsprismetoden) (Jensen m.fl. 2014, for vindk raft). Felles for disse studiene er at de viser betydelige negative samfunnsøkonomiske effekt er av naturinngrep. 28 http://recvaluation.forestry.oregonstate.edu/ 48 Concept rapport nr. 48 kraftlinjene i Hardanger og oljeutvinning i Lofoten viser tydelig at ikke- bruksverdier er viktige. Når det gjelder SP-metodene er det første man kan o bservere at det har vært en eksplosjon i slike studier, og særlig valgeksper imentstudier. Valgeksperimentmetoden er under kontinuerlig utvikl ing, men har vært brukt i mange sammenhenger for å verdsette naturinngrep, ar ealbruk og økosystemtjenester; for eksempel studien til Olsen m.fl. 2005 om veibygging i Danmark. Siden denne metoden avleder folks betaling svillighet på en indirekte måte og dermed (i hvert fall delvis) unngår såkalt hypotetisk skjevhet, er den i en del kretser mer akseptert enn betinget verdsetti ng. Metoden har imidlertid også utfordringer knyttet både til kognitiv overles sing og kompleksitet for respondentene (særlig når både antall valg og antal l attributter ved miljøgodet øker), samt økonometrisk/statistisk sensitivitet i resultatene. Det er heller ikke alltid åpenbart at ethvert miljøgode kan stykkes op p i et sett av attributter som kan avveies mot hverandre. Det er derfor man i mange tilfeller heller velger å verdsette endringene som følger av et naturinngrep samlet ved bruk av Beting et Verdsetting, heller enn å verdsette et sett av enkeltattributter i Valgeksper imenter. Siden John Krutilla’s berømte artikkel i American Economic Review (Krutil la 1967), har det vært enighet om at ikke-bruksverdier representerer reell e økonomiske verdier. Veisten & Navrud (2006) som sammenligner folk hypot etiske og faktiske betalingsvillighet for barskogvern i Oslomarka vise r dette tydelig i norsk sammenheng. Det store metodiske spørsmålet, som fik k voldsom, fornyet oppmerksomhet som del av skadeoppgjøret etter oljeu tslippet fra tankeren Exxon Valdez i Alaska, har heller vært om tapet av ikke-bruksverdiene kan anslås med stor nok grad av sikkerhet ved bruk av B etinget Verdsetting. Et ekspertpanel (NOAA-panelet) ledet av de nobelprisvi nnende økonomene Kenneth Arrow og Robert Solow ble nedsatt i 1992 fo r å vurdere om metoden kunne gi troverdige anslag for bruk i naturskadeers tatninger 29. Deres anbefaling var et kvalifisert «ja» forutsatt at met oden følger noen kriterier for «best practice» (Arrow m.fl. 1993). 29 Merk at bruk av denne typen anslag i naturskadeers tatning krever en høyere grad av sikkerhet enn en ville kreve for samfunnsøkonomiske analyser/nytte-kostnadsanalyser (NKA) eller en naturavgift (Navrud og Pruckner 1997 ). 49 Concept rapport nr. 48 Exxon Valdez og NOAA-panelets arbeid skapte freneti sk aktivitet innen miljøøkonomifaget, som har pågått siden. Resultatet har vært at det teoretiske grunnlaget for verdsetting av miljøgoder er styrket (blant annet med hjelp fra adferdsøkonomi), at Betinget Verdsetting er blitt g rundig 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 Betinget Verdsetting 30. 1.9 Konklusjon Metodene for verdsetting av miljøkvalitet og økosys temtjenester synes de siste 15-20 år å ha blitt bedre og mer presise, og særlig gjelder det Betinget verdsetting og Valgeksperimenter. Disse oppgitte pr eferanse-metodene er spesielt anvendbare i SØA av investeringer i infras trukturtiltak som gir framtidige naturinngrep som reduserer både bruks- o g ikke-bruksverdi. Da det som oftest ikke er tid eller penger til å gjennomfø re nye originale verdsettingsstudier for hver nye SØA, må en imidler tid basere seg på verdioverføring fra tidligere verdsettingsstudier. Selv med gode teknikker og retningslinjer for verdioverføring i rom og tid, er det begrenset med originale verdsettingsstudier å overføre fra, og særlig få st udier er det i Norge. Denne mangelen på norske verdsettingsstudier av naturinng rep er også påpekt av Økosystemutvalget (NOU 2013). Nye verdsettingsstud ier av aktuelle effekter på miljøgoder av store investeringsprosjekter bør d erfor gjennomføres, der en kombinerer videre metodeutvikling med å designe stu diene slik at de er godt egnet for verdioverføring til bruk i framtidige SØA . Videre bør Økosystemutvalgets anbefalinger og overordnede retn ingslinjer for verdsetting av miljøgoder og verdioverføring innarbeides i nest e oppdatering av den norske veilederen for samfunnsøkonomiske analyser ( Direktoratet for Økonomistyring 2014), samt i de sektorspesifikke SØ A-veilederne slik som Veidrektoraterts Håndbok V712: «Konsekvensanalyser» (Veidirektoratet 2015). Dette kan skje i form av for eksempel utarbeiding a v enhetspriser og verdioverføringsteknikker slik en nå er ferd med å gjøre i deler av transport- sektoren. Spesielt Veidirektoratet og Kystverket er kommet langt i dette arbeidet; men også andre deler av transportsektoren , Miljødirektoratet og 30 I samme nummer av Journal of Economic Perspectives er det også bidrag om betinget verdsetting fra de gamle våpendragerne i diskusjone n etter Exxon Valdez: Hausman (2012) og Carson (2012). Hausman’s bidrag er blitt kritise rt av bl.a. Haab m.fl. (2013). 50 Concept rapport nr. 48 energisektoren tar i økende grad inn miljøkostnader i sine samfunnsøkonomiske analyser av investeringsprosjekt er. Referanser Aanesen, M; C. Armstrong, M. Czajkowski, J. Falk-P etersen, N. Hanley og S. Navrud (2015): Willingness to pay for unfamiliar pu blic goods: Preserving cold-water corals in Norway. Ecological Economics 1 12; 53-67. Alsvik, K. (2013): Samfunnsøkonomisk verdi av lands kapsinngrep ved veiprosjekter - en Betinget Verdsettingsstudie. Mas teroppgave. Handelshøyskolen NMBU, Norges Miljø- og Biovitenska pelige Universitet. Arrow, K., R. Solow, P. R. Portney, E. E. Leamer, R . Radner, og H. Schuman (1993): Report of the NOAA Panel on Contingent Valu ation, Federal Register, January 15, vol.58, no. 10, pp. 4601-4614. Barton, D.N.; S. Navrud; H. Bjørkeslett og I. Lille by. 2010: Economic benefits of large-scale remediation of contaminated marine sediments—a literature review and an application to the Grenlan d fjords in Norway, Journal of Soils and Sediments, 10; 186-201 Bateman, I. J.; Brouwer, R.; Ferrini, S.; Schaafsma , M; Barton, D.N.; Dubgaard, A.; Hasler, B.; Hime, S.; Liekens, I.; S. Navrud; De Nocker, L.; Sceponaviciute, og R.; Semeniene, D. (2011): Making Benefit Transfers Work: Deriving and Testing Principles for Value Transfers for Similar and Dissimilar Sites Using a Case Study of the Non-Market Benefits of Water Quality Improvements Across Europe. Environmental and Resou rce Economics 50 (3); 365-387. Bergland, O., K. Magnussen og S. Navrud 2002: Benef it transfer: Testing for Accuracy and Reliability. Chapter 7 (pp. 117-132) i n Florax, R.J.G.M., P. Nijkamp and K. Willis (eds.) 2002: Comparative Envi ronmental Economic Assessment. Edward Elgar Publishing, UK. Braat L. og P. ten Brink, (eds.) (2008): The Cost o f Policy Inaction. The case of not meeting the 2010 biodiversity target. Wagen ingen, Alterra, Alterra- rapport 1718. Carson, R. (2012): Contingent Valuation: A Practica l Alternative When Prices Aren't Available. Journal of Economic Perspectives 26(4): 27-42 51 Concept rapport nr. 48 Carson, R.T.; M. B. Conaway og S. Navrud (2013): Pr eliminary valuation of a cultural heritage site of global significance: a De lphi contingent valuation study. Chapter 31 (pp. 586-612) in Rizzo, I and A. Mignosa (eds.) 2013: Handbook on the Economics of Cultural Heritage. Edw ard Elgar Publishing, Cheltenham, United Kingdom. Direktoratet for økonomistyring (2014): Veileder i samfunnsøkonomiske analyser. Oslo. 185 s. Gibbons, S., S. Mourato og G. M. Resende (2014): Th e Amenity Value of English Nature: A Hedonic Price Approach. Environme ntal 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. Hausman, J. (2012): Contingent Valuation: From Dubi ous to Hopeless. Journal of Economic Perspectives 26(4), 43-56. Hoehn, J. P. og A. Randall (1989): Too Many Proposa ls Pass The Benefit Cost Test. American Economic Review 79(3): 544-551. Jensen, C. U. (2014): The vindication of Don Quixot e: The impact of noise and visual pollution from wind turbines. Land Econo mics 90(4): 668-682. Krutilla, J. V. (1967): Conservation Reconsidered. American Economic Review 57, 777-786. Kumar, P. (ed.) (2010): The Economics of Ecosystems and Biodiversity (TEEB) Ecological and Economic Foundations. Routled ge. Ladenburg, J., og Dubgaard, A (2007): Willingness t o pay for reduced visual disamenities from offshore wind farms in Denmark. E nergy Policy 35: 4059– 4071 Ladenburg, J., og Dubgaard, A. (2009): Preferences of coastal zone user groups regarding the siting of offshore wind farms. Ocean and Coastal Management 52; 233-242. Kling, C., D. J. Phaneuf og J. Zhao (2012): From Ex xon to PB: Has some number become better than no number? Journal of Eco nomic Perspectives 26(4), 3-26. 52 Concept rapport nr. 48 Lindhjem, H. 2007: Non-Timber Benefits from Fennosc andian Forests: A Meta-Analysis. Journal of Forest Economics 12; 251- 277 Lindhjem, H., K. Grimsrud, S. Navrud og S. O. Kolle (2015): The Social Benefits and Costs of Preserving Forest Biodiversit y and Ecosystem Services. Journal of Environmental Economics and Policy 4 (2) ; 202-222 Lindhjem, H., S. Navrud, N.A. Braathen, og V. Biaus que 2011: Valuing lives saved from environment, transport and health polici es. A meta analysis. Risk Analysis 31 (9); 1381-1407. Lindhjem, H. og S. Navrud 2008: How Reliable are Me ta-Analyses for International Benefit Transfer? Ecological Economic s, 66(2-3); 425-435. Lindhjem, H., K. Magnussen og S. Navrud 2014: Verds etting av velferdstap ved oljeutslipp fra skip – Fra storm til smulere fa rvann (?); Samfunnsøkonomen nr 6 2014; 25-39. Magnussen, K. (1992): Valuing reduced water polluti on using the contingent valuation method – testing for amenity misspecifica tion. Chapter 10 (pp. 195- 230) in Navrud. S (ed.) 1992: Pricing the European Environment. Scandinavian University Press/Oxford University Pre ss, Oslo/Oxford/New York. Millennium Ecosystem Assessment (2005). Ecosystems and human well-being: synthesis. Washington, DC: Island Press. Navrud, S. 2001a: Environmental Costs of Hydro Comp ared with Other Energy Options. International Journal of Hydropower and Dams, Issue 2, 2001; 44-48. Navrud, S. 2001b: Economic valuation of inland recr eational fisheries. Empirical studies and their policy use in Norway. F isheries Management and Ecology 8 (4-5); 369-382. Navrud, S. 2004: Value transfer and environmental p olicy. Chapter 5 (pp. 189- 217) in Tietenberg, T. and H. Folmer (eds.) 2004: T he International Yearbook of Environmental and Resource Economics 2004/2005. A survey of Current Issues. Edward Elgar Publishing, Cheltenham, UK and Northampton, MA, USA. Navrud, S. (2007): Practical tools for value transf er in Denmark – guidelines and an example. Working Report No. 28, 2007, Miljøs tyrelsen, København. 53 Concept rapport nr. 48 Navrud, S. og K. Grønvik Bråten (2007): Consumers´ Preferences for Green and Brown Electricity: a Choice Modelling Approach. Revue économie politique 117 (5); 795-811. Navrud. S., og G.J. Pruckner 1997: Environmental va luation - To use or not to use? A comparative study of the United States and E urope. Environmental and Resource Economics. 10; 1-26 (July 1997) Navrud, S og R. Ready (eds.) (2007): Environmental Value Transfer: Issues and Methods. Springer, Dordrect, The Netherlands. Navrud, S., R Ready, K. Magnussen og O. Bergland (2 008): Valuing the social benefits of avoiding landscape destruction from ove rhead power transmission lines - Do cables pass the benefit-cost test? Lands cape Research, 33 (3); 1-16 (June 2008) Navrud, S. og J. Strand (2011): Using Hedonic Prici ng for Estimating Compensation Payments for Noise and Other Externali ties from New Roads. Chapter 2 (p. 14-36) in Bennett, J. (ed.) 2011: Int ernational Handbook on Non-Market Environmental Valuation. Edward Elgar Pu blishing, Cheltenham, UK. Navrud, S. og J. Strand (2013): Valuing Global Publ ic Goods: A European Delphi Stated Preference Survey of Population Willi ngness to Pay for Amazon Rainforest Preservation. Policy Research Working Pa per 6637, The World Bank, Washington DC. NOU (2013): Naturens goder - om verdier av økosyste mtjenester. Norges offentlige utredninger 2013:10. Olsen, S.B., Ladenburg, J., Petersen, M.L. Lopdrup, U., Hansen, A.S., Dubgaard, A. (2005): Motorways versus Nature. A Wel fare Economic Valuation of Impacts. ISBN: 87-7992-035-7 Samstad, H., F. Ramjerdi, K. Veisten, S. Navrud, K. Magnussen, S. Flügel, M. Killi, A. Harkjerr Halse, R. Elvik og O. San Martin (2010): Den norske verdsettingsstudien. Sammendragsrapport. TØI rappor t 1053/2010. Transportøkonomisk Institutt (TØI), Oslo Samuelson, P.A. (1954): The Pure Theory of Public E xpenditure. Review of Economics and Statistics 36(4): 387– 89. Söderqvist, T. og Å. Soutukorva 2006: An Instrument for assessing the quality of environmental valuation studies. Report. Naturvå rdsverket, Stockholm. 54 Concept rapport nr. 48 Veisten, K. og S. Navrud 2006: Contingent valuation and actual payment for voluntarily provided passive-use values: Assessing the effect of an induced truth-telling mechanism and elicitation formats.. A pplied Economics, 38, 735– 756 Vågnes, N. T. (2014): Valuing urban recreational ec osystem services in Oslo – A hedonic pricing study. Master Thesis, University of Copenhagen. 55 Concept rapport nr. 48 2 Verdsetting av lokale miljøgoder ved bruk av hedoniske priser Liv Osland, Høgskolen Stord Haugesund 31 2.1 Innledning Det er velkjent at prisen på bolig påvirkes av loka lisering og ulike trekk ved omgivelsene. Miljøgoder som ren luft, stillhet, nær het til vakker natur, parker eller friluftsområder er viktige eksempler. Flomfar e, rasfare eller utslipp av miljøfarlig stoffer i nærområder kan få store virkn inger for boligpris og kan påvirke mulighetene til i det hele tatt å få solgt en bolig. Det forventes dermed at boligprisene er høyere i områder med mange attra ktive miljøgoder, og lavere i områder preget av miljøproblemer. Ulike typer offentlige investeringer kan føre til e ndringer i mengde eller kvalitet på lokale miljøgoder og -onder. For eksempel kan in vesteringer i transportsektoren og nye veger føre til negative ek sterne effekter som økt støy og redusert luftkvalitet i boområder. Når kommuner omregulerer, fortetter boområder eller tillater etablering av bedrifter el ler annen virksomhet i et område, kan dette gi både forringelse og forskjønne lse av boområdet. Eksemplene over illustrerer at det kan være vanskel ig å identifisere individuelle virkninger på boligpriser av endret tilgang, mengde eller kvalitet på miljøgoder som følge av offentlige tiltak. Det grunnleggende budskapet er imidlertid enkelt: Beliggenhet har betydning for boligpriser. Når geografisk nærhet til mange miljøgoder er viktige for boligprisene, kan v i finne markedsverdien av disse godene, vi kan estimere en markedspris på de lokale miljøgodene. Prisene som estimeres kalles for implisitte priser, margina le priser eller hedoniske priser. De observeres ikke direkte, men de beregnes indirekte via totalprisen på 31 Adresse: Høgskolen Stord Haugesund, Bjørnsonsgate 45, 5528 Haugesund. Email: liv.osland@hsh.no. 56 Concept rapport nr. 48 boligen. Totalprisen blir således en funksjon av e genskapene ved boligen og omgivelsene og deres implisitte priser 32. Generelt formulerer vi dermed den hedoniske prisfunksjonen som: ), ,( T M B f P = . Her er P markedsprisen. B representerer egenskaper ved boligen som for eksemp el størrelse, alder eller boligtype. M angir mengden eller kvaliteten på ulike miljøgoder . T kan være tilgjengelighetsfaktorer som for eksempel avstand t il sentrum, arbeidsplasser, butikker eller skoler. Modellen tar utgangspunkt i at det er disse egenskapene ved boligene som er viktige og har verdi for hushol dningene. Via de observerte valgene på eiendomsmarkedet kan vi beregne implisit te priser for miljøgoder. Metoden forutsetter blant annet et fritt og uregule rt marked. Denne forutsetningen er i stor grad tilfredsstilt for bol igmarkedet i Norge. Det at man benytter seg av observert markedsatferd, og at verd iene direkte beregnes i kroner er viktige fordeler med metoden. Når lokale miljøgoder påvirker boligprisene, sier v i at godene kapitaliseres i prisene. Dette er fordi bolig er et varig gode med lang levetid. Markedsprisen angir dermed nåverdi av fremtidige tjenester som bo ligen kan gi (Freeman m.fl. 2014, side 323). Kapitaliseringsverdien på miljøgod er påvirkes også av forventninger om den fremtidige kvaliteten og den t ilgjengelige mengden av disse godene. Dersom man forventer at kvaliteten på miljøgoder endres i fremtiden, kan dette påvirke de kapitaliserte verdi ene. I den første delen av dette kapittelet presenterer vi det teoretiske grunnlaget for den hedoniske metoden. Teorien viser hvordan de n hedoniske prisfunksjonen fremkommer som et resultat av samspi llet mellom tilbydere og etterspørrere i markedet. Poenget med denne delen e r å beskrive markeds- tilpasningen. Vi ønsker å klargjøre hva som menes m ed konsumentenes betalingsvillighet i modellen og å knytte dette opp mot de implisitte prisene. Rosen (1974) gjennomgår dette i to trinn. I det før ste trinnet studeres de implisitte prisene til hver enkelt egenskap via den hedoniske prisfunksjonen. I det andre trinnet kobles de implisitte prisene og k onsumert mengde av hver egenskap sammen med sosioøkonomiske variabler. Vi k an dermed i prinsippet finne en invers kompensert etterspørselsfunksjon el ler såkalt marginal budfunksjon for miljøgodet som studeres. For de he terogene godene er det altså i teorien budfunksjonene som bør benyttes til å beregne betalingsvillighet av endringer i de studerte miljøgodene. Dette punkt et er viktig å forklare, fordi 32 Metoden anvendes også på andre markeder enn boligm arkedene. 57 Concept rapport nr. 48 vi i nytte-kostnadsanalyser ofte er interessert i å finne den totale betalings- villigheten til konsumentene. I praksis har det vært problematisk å estimere budf unksjonene og dermed betalingsvilligheten for miljøgoder. De fleste empi riske verdsettingsstudiene baserer seg derfor på Rosens første trinn og de est imerte implisitte prisene (Taylor, 2008). Vi kommer også til å fokusere på de tte trinnet her, og vi skal forklare at under bestemte forutsetninger kan vi br uke de implisitte prisene til å beregne betalingsvilligheten for miljøgoder. Dette gjelder for det første dersom vi har små endringer i det aktuelle miljøgod et. For det andre gjelder det i studier av såkalte lokaliserte goder, det vil si goder eller egenskaper som er relevant for en relativt liten andel av boligene på et gitt marked (Freeman, 2003). Kapittelet har følgende disposisjon: I avsnitt 2.2 presenteres teorigrunnlaget samt noen grunnleggende metodiske problemstillinger 33. Den teoretiske gjennomgangen baseres på Rosen (1974), Osland (2001 ), Freeman (2003), Palmquist (2005), Taylor (2003 og 2008) og Freeman m.fl. (2014). Deretter viser vi noen relevante eksempler på bruk av metode n. Det finnes en svært omfattende litteratur på feltet. Her refereres førs t og fremst artikler som kan gi en grunnleggende presentasjon av sentrale problemst illinger. Kun et fåtall publiserte arbeider bruker norske data 34. Kapittelet avsluttes med en presentasjon av noen utvalgte økonometriske utfordr inger, samt en konklusjon angående anvendeligheten av eiendomsverdimetoden 35 basert på norske data. 2.2 Teoretisk presentasjon av markedslikevekten Den hedoniske metoden har vært brukt i lange tider også til analyser av miljøegenskaper. Se for eksempel Ridker og Henning (1967). I de første arbeidene var det uklart hvordan man skulle tolke p risfunksjonen som ble estimert. Teorigrunnlaget forbindes nå med Rosen (1 974). Rosen presenterte en helhetlig markedsteori som blant annet viste hvo rdan de implisitte prisene fremkommer som et resultat av samspillet mellom båd e tilbud og etterspørsel. 33 Avsnitt 2 kan være vanskelig å forstå for andre fa ggrupper enn økonomer. Det er mulig å få kunnskap om metoden uten å lese dette avsnitte t. 34 Merk imidlertid at Statistisk sentralbyrå bruker m etoden til beregning av prisindekser for boliger og bygninger. 35 Anvendt på eiendomsmarkedet, kalles metoden også f or eiendomsverdimetoden. 58 Concept rapport nr. 48 Modellen antar at markedet for det heterogene godet , i dette tilfellet bolig, er preget av konkurranse. Det finnes et stort antall s må aktører på begge sider av markedet. De har full informasjon, de ønsker å oppn å høyest mulig nytte eller fortjeneste, og tilpasser seg til en gitt hedonisk prisfunksjon. Det mest sentrale for oss er å forstå etterspørselssiden. Vi antar de rfor at tilbudet av boliger på et tidspunkt er konstant. Som en forenkling, kan vi så ledes se bort fra kostnadssiden og fokusere på etterspørselssiden i m arkedet (Palmquist, 2005). Merk at modellen også gjelder ved studier av utleie markeder. I disse tilfellene blir imidlertid fordelingen av gevinster og ulemper noe annerledes enn når vi studerer markeder for selveide boliger. Etterspørrerne er konsumenter eller husholdninger s om tilpasser konsumet slik at nytten maksimeres, gitt en ikke-lineær buds jettrestriksjon: Konsumentene maksimerer: ) , , , (1 i n i X z z U α K = gitt ) (Z P X Yi + = Her bruker vi en mer generell presentasjon enn det vi brukte i innledningen. Istedenfor notasjonen B, M og T, følger vi Rosen (1974) og lar nz z Z K1 = være de ulike egenskapene ved bolig. Det er disse e genskapene eller kjennetegnene, som hver for seg gir nytte for konsu menten. Slike kjennetegn kan, som tidligere nevnt, være trekk ved boligen i seg selv, tilgjengelighets- faktorer, nabolagets sosioøkonomiske sammensetning eller ulike miljøgoder i nærområdet. Lokal luftkvalitet er et eksempel, la o ss kalle denne egenskapen z1. Videre angir Y inntekt og X representerer et sammensatt privat konsumgode. Prisen på dette godet settes lik 1. αi beskriver sosioøkonomiske og demografiske trekk som bestemmer preferansene eller behovene til konsumentene. P er totalprisen på boligen. Vi antar at konsumenten kun kjøper en bolig. Betingelsene for nyttemaksimering er sentrale. Det er mulig å vise at førsteordensbetingelsen for nyttemaksimum finnes nå r den implisitte prisen for luftkvalitet ( z1) er lik den marginale substitusjonsraten mellom de tte miljøgodet og det private konsumgodet X: (1) 1 1 i i U z P U z X ∂ ∂ ∂ = ∂ ∂ ∂ 59 Concept rapport nr. 48 Den implisitte prisen finner vi til venstre for lik hetstegnet. Matematisk svarer den til partiell-deriverte av prisfunksjonen med he nsyn på z1. Den viser hvor mye konsumenten må betale for marginale eller små ø kninger i konsumet av z1. Til forskjell fra homogene goder, hvor den enkelt e konsument normalt står overfor en konstant likevektspris, er den implisitt e prisen en funksjon av mengden z1. I og med at konsumentene står overfor implisitte prisfunksjoner for alle relevante egenskaper ved boligen, må tilsv arende optimumsbetingelse (1) også gjelde for de andre egenskapene. Den margi nale substitusjonsraten angir hvor mye man er villig til å gi fra seg av de t sammensatte private konsumgodet X for en marginal eller liten økning av z1. I nytte-kostnadsanalyser er vi ofte interessert i å finne betalingsvilligheten via kompenserte etterspørselskurver. I den hedoniske mo dellen finner vi betalingsvilligheten via budfunksjonene. Det er der for nødvendig å gå nærmere inn på disse. En budfunksjon for en konsument er en indifferenskurve hvor inntekt og nyttenivå holdes konstant: ). , ,,( i i i i U Y Z α θ = Vi går ikke inn på de mest tekniske detaljene her. Det sentrale er at bud funksjonen beskriver det høyeste kronebeløpet konsumenten med en gitt inntek t iY er villig til å by for ulike sammensetninger av Z, til et gitt nyttenivå (Taylor, 2008). Konsumentens optimale tilpasning finner vi matemati sk ved å totaldifferensiere budfunksjonen. Det er mulig å vi se at resultatet av dette i kombinasjon med (1), gir at den marginale budfunksj onen for z 1 vil være lik den marginale substitusjonsrate, som igjen er lik d en implisitte prisfu nksjonen: (2) Tilsvarende betingelser gjelder for de andre egensk apene ved bolig. Dette er et viktig resultat. Det viser at i likevekt vil den ma rginale betalingsvilligheten ( 1z i ∂ ∂θ ) være lik den implisitte prisen på miljøgodet ( 1z P ∂ ∂ ). Mange empiriske analyser som søker å avdekke betalingsvilligheten f or miljøgoder baserer seg på denne betingelsen. La oss derfor forklare dette gra fisk. 1 11 i i i U z P U zz X θ ∂ ∂∂ ∂ == ∂ ∂∂ ∂ 60 Concept rapport nr. 48 Figur 2.1 Den hedoniske prisfunksjonen (P) er en li kevektsfunksjon som omhylles av budfunksjoner (θ) til hver konsument. Her illustrer es likevekt (*) for to konsumenter. Figur 2.2. Implisitt prisfunksjon og marginale budf unksjoner for to konsumenter 61 Concept rapport nr. 48 I figur 2.1 har vi tegnet en ikke-lineær hedonisk p risfunksjon )(Z P for ulike nivåer av z 1. Totalpris på bolig er oppgitt langs den vertikale aksen og mengden av miljøgodet z 1 langs den horisontale aksen. Økt mengde av miljøgodet tolkes ved vårt eksempel som en bedring i luftkvalitet. Vi antar at konsumenten er optimalt tilpasset for alle andre eg enskaper. I figuren ser vi at prisen på bolig ( P) stiger når vi øker mengden av z1. Dette er ikke uventet for dette miljøgodet. Samtidig er det viktig å understr eke at den konkrete formen på prisfunksjonen ikke avledes av teori, men vil av henge av blant annet preferansene, fordeling av inntekt og tilgangen på miljøgoder. Valg av funksjonsform for P(Z) er derfor et sentralt empirisk spørsmål. Figuren viser også budfunksjoner ( θ ) til to konsumenter. For konsument 1 illustrerer vi flere kurver til ulike nyttenivå. En budkurve som ligger lavere i diagrammet har et høyere nyttenivå. I et slikt tilf elle betaler konsumenten en lavere pris for en gitt mengde av miljøgodet. Man k an følgelig bruke mer av inntekten sin på andre goder. Nytten er maksimert n år man kommer på den lavest oppnåelige budkurven og slik at den tangerer den gitte hedoniske prisfunksjonen. Konsument 2 har høyere preferanser for miljøgodet og/eller høyere inntekt, betaler en høyre samlet pris og vel ger en bolig i et nabolag med bedre luftkvalitet. Når det finnes et stort antall konsumenter, vil den hedoniske prisfunksjonen være omhyllet av ulike konsumenters laveste oppnåelige budkurver. Figur 2.2 angir den implisitte prisfunksjonen for z 1. Vi ser at når konsumenten velger nivået på miljøgodet z1, så velger man samtidig nivået på den implisitte prisen. I Figur 1b har vi også tegnet marginale bud funksjoner eller marginal betalingsvillighet for to konsumenter. Disse angir helningene til budkurvene (θ). I likevekt velger konsument 1 *11z . Som nevnt, kan konsument 2 ha høyere inntekt eller sterkere preferanser for miljøgodet, og velger et høyere nivå på luftkvalitet ( *21z ). Ifølge Rosen (1974) kan den marginale budfunksjonen estimeres i en to trinns prosedyre. Denne metoden er nærmere beskrevet i for eksempel Palmquist (2005). Metoden har vært diskutert og analysert i t iden etter publiseringen av Rosens artikkel. Det finnes kun et fåtall artikler som gjennomfører en slik analyse. Se for eksempel Nelson (2008). Bakgrunnen er at det er betydelige identifikasjonsproblemer knyttet til estimeringen. Ifølge Chay og Greenstone (2005) er det enighet om at man ikke har klart å es timere pålitelige 62 Concept rapport nr. 48 budfunksjoner for miljøgoder. Vi går derfor ikke næ rmere inn på denne litteraturen. De implisitte prisene er imidlertid l angt enklere å estimere for eksempel ved hjelp av minste kvadraters metode. Spø rsmålet som stilles i neste avsnitt er om vi via disse prisene kan finne et mål på total betalingsvillighet for endringer i mengden av miljøgoder. 2.3 Beregning av betalingsvillighet via de implisitte prisene Ved offentlige investeringer kan vi ønske å beregne verdien av endrede mengder av et miljøgode. Vi har vist at den hedonis ke prisfunksjonen er en likevektsrelasjon. Den er hverken en etterspørsel- eller tilbudskurve. Den er en omhylling av tilbud- og etterspørselsiden. I dette avsnittet skal vi studere de tilfellene hvor vi likevel kan bruke den hedoniske prisfunksjonen til å beregne betalingsvilligheten. Det er to forhold vi da må v urdere. For det første, har vi marginale eller har vi ikke-marginale endringer i d et aktuelle godet? For det andre, dersom vi ikke har marginale endringer, er d et da slik at endringene gjelder for store deler av markedet eller ikke? Figur 1 og ligning (2) viser at vi i likevekt har l ikhet mellom den implisitte prisfunksjonen og kurven for marginal betalingsvill ighet. Ved marginale eller små endringer i et miljøgode benytter vi dette resu ltatet til å finne et estimat på den totale betalingsvilligheten via de estimerte im plisitte prisene. I disse tilfellene kan den samlede verdien eller velferdsen dringen ) (w da beregnes ved å summere den marginale betalingsvilligheten )(b for hver konsument ( n i K1= ) som blir påvirket av endringen i miljøgodet (Free man, 2003, s. 373): !"= ∑ %&= ∑ ()* )"+& ,&-. ,&-. (3) Ligning (3) viser at vi ved små endringer i et milj øgode kan bruke de beregnede implisitte prisene til å finne den totale betalings villigheten. Rosens første trinn kan også i noen tilfeller benyt tes i analyser av ikke- marginale eller større endringer. Dette gjelder der som endringen påvirker et fåtall konsumenter eller husholdninger, og slik at den estimerte hedoniske prisfunksjonen ikke endres (Freeman, 2003). I litte raturen kalles dette for lokaliserte endringer (Taylor, 2008, s. 27). Et ek sempel på en ikke-marginal lokalisert endring kan være betydelige reduksjoner eller fjerning av forurensing 63 Concept rapport nr. 48 til luft fra skip i en byhavn. Reduksjonen kan oppn ås ved at ulike typer skip nektes adgang eller ved innføring av miljøvennlig t eknologi for strømforsyning til skip ved landligge. I slike tilfeller kan bedr ing av luftkvaliteten i hovedsak påvirke husholdninger som bor i nærheten av havnen, og er ikke relevant for det totale boligmarkedet. Vi kan dermed anta at den estimerte hedoniske prisfunksjonen er uendret. I disse tilfellene er de t slik at «Benefits are exactly measured by the increase in the values of the affec ted properties, and knowledge of the marginal bid functions is not requ ired” (Freeman, 2003, s. 378). Dersom det offentlige tiltaket fører til en forverring av situasjonen, vil de implisitte prisene angi et nedre estimat på beta lingsvilligheten. Merk at det vi studerer er markedsverdi, eller kapi taliseringsvirkningene for boligeierne i det relevante markedsområdet. Dersom miljøgodet er en park, kan etablering av parken øke boligprisene i nærområ det, og man kan beregne verdien av parken for boligeierne. Dersom parken be nyttes av andre enn boligeierne i området, vil deres nytte og betalings villighet ikke påvirke estimatene (Taylor 2003, s. 366). Den totale betali ngsvilligheten for parken kan således bli underestimert. Som nevnt er det ofte et behov for å studere ikke-m arginale endringer av et miljøgode. Slike endringer kan også påvirke boliger som utgjør en stor del av markedet. Ved beregning av miljøkonsekvenser av stø rre investeringer i transportsektoren kan det, for eksempel, være urime lig å anta at den hedoniske prisfunksjonen er uendret. I disse tilfellene har m an tradisjonelt vært forsiktig med å bruke en såkalt ex-ante prisfunksjon til verd settingsformål. Dersom man likevel bruker en ex-ante prisfunksjon, kan den rep resentere et øvre verdiestimat av fordelene (Taylor, 2008). Lignende , men grundigere presentasjoner av disse problemstillingene finnes i Freeman (2003) og Taylor (2008). Temaet behandles og forklares også i neste avsnitt. 2.4 Kort drøfting av forutsetninger I avsnitt 2.2 presenterte vi noen teoretiske foruts etninger som ligger til grunn for likevekten og for de tolkningene som vi har git t den hedoniske prisfunksjonen. Dette dannet grunnlaget for å forst å uttrykket i (3). En mer fullstendig oversikt og god drøfting av forutsetnin gene for dette resultatet finnes for eksempel i Mäler (1977) og Wilhelmsson ( 2000). Her presenteres bare noen få momenter. 64 Concept rapport nr. 48 Et viktig punkt er at vi antar fravær av transaksjo ns- og flyttekostnader. Dette er ingen realistisk antakelse for analyser av det n orske boligmarkedet. Dersom man ikke tar hensyn til disse kostnadene antas det at estimerte verdier for marginal betalingsvillighet via de implisitte prise ne er et såkalt øvre verdiestimat (Freeman, 2003). Tidspunktet for endri nger i et miljøgode kan også være viktig. I teorien antas det at markedsakt ørene reagerer raskt på endringer i miljøgoder. I den empiriske litteratur en finner man imidlertid ikke holdepunkter for at dette alltid skjer. Markedet k an faktisk også reagere før en endring har inntruffet, dersom man forventer at dis se skal skje i framtiden. En annet viktig forutsetning er antakelsen om fulls tendig informasjon om ulike egenskaper ved bolig og omgivelsene. Tilnærmet full informasjon er trolig ingen urimelig antakelse ved for eksempel støyprobl emer. Omfanget av miljøskadelige stoffer i luft eller jordsmonn og hv ilke fremtidige skadevirkninger dette kan gi, kan man ha mangelfull kunnskap om. Dersom konsumentene ikke har nok informasjon om kvaliteten på de aktuelle miljøgodene og eventuelle skadevirkninger, vil foru tsetningen for full kapitalisering ikke være til stede. I kostnytte analyser kan vi være interessert i beta lingsvillighet for tiltak i offentlig regi. I den forbindelsen skiller vi mello m ex ante analyser (analyse av prisfunksjonen før tiltaket) og ex post analyser (a nalyser av prisfunksjonen etter tiltaket). Poenget her er at dersom det skjer store endringer på etterspørsel- eller tilbudssiden av boligmarkedet k an vi få skift i den hedoniske prisfunksjonen. Vi kan ta utgangspunkt i prisfunksj onen i Figur 1a. Anta nå at myndighetene gjennomfører tiltak som forbedrer luft kvaliteten i en by og at mange etter innføringen er blitt langt mer miljøbev isste. I slike tilfeller kan den hedoniske prisfunksjonen etter tiltaket og til ethv ert nivå for luftkvalitet, skifte form og ligge høyere sammenlignet med den som gjald t før tiltaket. Den hedoniske prisfunksjonen kan altså skifte ved størr e markedsendringer, og det er ikke uvanlig å anta at den endres over tid. En e x ante prisfunksjon kan dermed ikke automatisk benyttes i en ex post verdse ttingsanalyse. En generell anbefaling for empiriske analyser er derfor at tids rommet som studeres ikke bør være for langt. I mange tilfeller bør man også teste om den estimerte prisfunksjonen er stabil over tid. 65 Concept rapport nr. 48 2.5 Noen eksempler fra den empiriske litteraturen I den internasjonale forskningslitteraturen finnes det et stort antall artikler som viser at ulike miljøgoder og -onder kapitaliseres i boligprisene. Mange artikler fokuserer på verdien av bedret luftkvalitet. Ridker og Henning (1967) er blant de første som studerte dette. De viser at luftforur ensing påvirker boligprisene signifikant negativt. Summen av de predikerte endri ngene i boligpriser ved angitte forandringer i luftforurensing, antas å rep resentere et laveste estimat på total betalingsvillighet for tiltak som bedrer luft kvaliteten. Smith and Huang (1995) har gjennomført en metaanaly se over 86 estimater av marginal betalingsvillighet for reduksjon av partik kelstøv i luft. Analysene som inkluderes gjelder perioden 1967-1988 og baseres på amerikanske data. I gjennomsnitt er marginal betalingsvillighet for bed ring av luftkvalitet klart positiv. Lokale markedsforhold og valg av estimerin gsmetoder fører til relativt stor spredning i estimerte verdier. En nyere analy se er Nelson (2008) som gir en oversikt over forskning knyttet til støy fra fly og vegtrafikk. Resultatene er relativt stabile over tid, og viser at flystøy har en mer negativ innvirkning på boligpriser enn annen trafikkstøy. Selv om sentrale forutsetninger for bruk av metoden er til stede, finnes det svært få forskningsartikler som bruker norske bolig prisdata. Navrud og Strand (2010) er et unntak. De bruker estimerte implisitt e priser som ikke tolkes som marginal betalingsvillighet. Målsettingen med arbei det avgrenses til å gi Statens vegvesen et estimat på beløpene som kompenserer bol igeiere for reduksjon i boligpris på grunn av negative eksterne effekter ve d nye vegtraseer. Analysen benytter boligprisdata fra Oslo og store deler av N orge. Støy fra veg samvarierer med en hel rekke negative eksterne effe kter som for eksempel vibrasjoner og økt ulykkesrisiko. Resultatene og de estimerte implisitte prisene fanger dermed opp virkningene for boligpris av støy og andre eksterne effekter som oppstår ved nye vegtraseer. Navrud og Strand (2010) finner at støy og andre eks terne effekter har en signifikant negativ virkning på boligpriser. Alt an net like, vil en bolig få en prisreduksjon på nesten 7 % dersom målt gjennomsnit tlig støynivå øker fra 55- 70 desibel. Resultatene varierer imidlertid. Blant annet er den negative virkingen på boligpris av endret støynivå høyere fo r eneboliger enn for rekkehus. Reduksjonen i boligpris er også større i rurale og semiurbane områder sammenlignet med urbane områder utenom metr opolområdet Oslo. Dette forklares blant annet ved at mange kan velge å bo i rurale områder fordi 66 Concept rapport nr. 48 de verdsetter fravær av støy høyere enn de som velg er å bosette seg i mer urbane områder. Det finnes flere analyser som studerer verdien av å pent areal i urbane og semiurbane områder, oftest i form av en park. Brand er og Koetse (2011) har gjennomført en metaanalyse basert på amerikansk for skning. Metaanalysen viser at åpent areal har positiv betydning for boli gpriser. Virkningen på boligpris reduseres relativt mye ved økt avstand ti l åpent areal og er større i mer befolkningstette områder. Inntekt har ingen pos itiv innvirkning på estimatene. Disse analysene viser også store region ale forskjeller mellom estimatene. I hovedsak kan estimatene anvendes til å beregne en verdi av endring i avstander mellom boliger og åpent landare al. 2.6 Eksempler på økonometriske utfordringer Ovenfor har vi i hovedsak lagt vekt på tolkningsmes sige forhold knyttet til den hedoniske metoden. En god oversikt over sentrale tr inn i den økonometriske estimeringsprosessen finnes i Taylor (2003). Det v il ikke være rom for å gå detaljert inn på dette her, men noen av de mest gru nnleggende problemområdene vil bli nevnt. Vi tar utgangspunkt i at det skal estimeres en hedonisk prisfunksjon som nevnt i innledningen, ), ,( T M B f P = , for eksempel ved hjelp av minste kvadraters metode. Vi har tidligere nevnt at formen på prisfunksjonen er noe som må bestemmes via data. Feilspesifisering av selve funksjonsforme n kan dermed være sentralt. Et relevant eksempel er variasjon i de implisitte p risene i ulike deler av en i geografi eller på tvers av boligtyper. Dette er et resultat som er sentralt i for eksempel Navrud og Strand (2011). I tillegg kommer manglende stabilitet i de implisitte prisene over tid. Som forklart i avsnitt 2.4 er det ikke urimelig å anta at den implisitte prisen på for eksempel ren luft k an endres over tid. Videre kan miljødata være gitt ved et relativt høyt aggreg eringsnivå. I mange tilfeller kan det være uklart hvilke effekter aggregeringsniv ået har og hvordan miljøgodene eller -ondene bør spesifiseres i prisfu nksjonen. Det er typisk for miljødata at de samvarierer mello m områder. Observasjonene er med andre ord ikke geografisk uavhengige av hver andre. For eksempel kan luftkvalitet i en sone være avhengig av luftkvalite t i en nærliggende sone. Selv om luftkvalitet i realiteten varierer kontinuerlig i geografien, må informasjon om luftkvalitet oftest diskreteres. Det er dermed m ange muligheter for målefeil og estimeringsfeil som kan oppstå. En nærmere forkl aring over relevante 67 Concept rapport nr. 48 problemstillinger som kan oppstå ved bruk av geogra fisk definerte boligdata finnes i Osland (2010). Artikkelen gir blant annet en systematisk oversikt over relevante testprosedyrer, og en introduksjon til de mest brukte modellalternativene. Taylor (2008) viser til relev ante empiriske studier som fokuserer på verdsetting av miljøgoder. Multikollinearitet mellom inkluderte (miljø)variabl er samt samvariasjon mellom miljøvariabler og andre viktige variabler som vi ik ke har informasjon om kan også medføre problemer. Det kan dermed være problem atisk å identifisere hvilke egenskaper de estimerte implisitte prisene g jelder for. I forbindelse med nye vegtraseer, tolker for eksempel Navrud og Stran d (2011) resultatene som virkninger av eksterne effekter generelt. Resultate ne kan ikke tolkes som virkninger på boligpris som følge av endret støyniv å spesielt. Dette er selvsagt et viktig punkt. Dersom man skal måle prisendringer eller betalingsvillighet ved hjelp av den hedoniske metoden må man klarlegge hvi lke miljøgoder man beregner marginal betalingsvillighet for. I den senere tid har ulike typer kvasieksperimentel le teknikker blitt brukt i et forsøk på å identifisere kausale sammenhenger mello m endringer i for eksempel miljøvariabler og boligpriser (Freeman m.f l. 2014). Aarland m.fl. (2016) bruker slike metoder i en analyse av boligpr iser i Groruddalen. Artikkelen studerer i hvor stor grad man har lykkes med den såkalte Groruddalsatsingen i Oslo. Målsettingen med tiltak ene er blant annet å skape bedre fysiske og sosiale bomiljøer. Dersom myndighe tene har lykkes og beboerne opplever at bomiljøet er bedret, antas det at endringene kapitaliseres i boligprisene. Analysen utnytter at satsingene, s om antas å inntreffe som eksogene sjokk, var mer intense og omfattende i noe n områder av Groruddalen enn andre. I tillegg brukes en såkalt « difference-in-difference»- metode til å studere prisforskjeller før og etter s atsingene, i henholdsvis kontroll- og tiltaksområder. Noe forenklet, kan man si at differansene som beregnes fjerner virkningene av utelatte variabler som er felles for tiltak- og kontrollområdene før og etter iverksettelse. Resul tatene viser at etter at områdeløft ble innført, stiger boligprisene signifi kant raskere i tiltaksområdet sammenlignet med resten av bydelen i både Grorud og Stovner. I tiltaks- området i bydel Alna er det ingen effekt på boligpr isveksten, mens tiltaksområdet i bydel Bjerke får en signifikant re duksjon i boligprisveksten relativt til resten av bydelen. 68 Concept rapport nr. 48 2.7 Konklusjon Dette kapittelet studerer et utvalg av temaer som e r viktige når man skal verdsette miljøgoder via den hedoniske metoden. I n ytte-kostnadsanalyser søker vi ofte å finne betalingsvilligheten til kons umentene. Vi har derfor lagt vekt på å forklare det teoretiske grunnlaget for at vi skal kunne tolke de estimerte implisitte priser som marginal betalingsv illighet. Metoden gir oss kroneverdier direkte, og den er bru kt til verdsettingsformål siden 1960-tallet. Likevel finnes det kun et fåtall arbeider som er basert på norske boligprisdata. Dette er på tross av at vi i Norge har et bruktboligmarked som i stor grad er markedsstyrt. Eierandelen blant norske husholdninger er høyere enn i mange andre land. I de senere år har v i fått bedret tilgang på boligdata i kombinasjon med eksakte stedsangivelser i digitale kart og via geokoding. Viktige forutsetninger for bruk av metod en til verdsetting av miljøgoder er dermed tilfredsstilt. Med unntak av de største byområdene våre, er store deler av det norske boligmarkedet relativt homogent sammenlignet med si tuasjonen i mange andre land. Dette kan føre til at problemer med utelatte variabler, eller variasjon i de implisitte prisene kan være mer oversiktlige. Alt i alt forenkles dermed modelleringsarbeidet, og tilsier at metoden burde v ære anvendelig til verdsettingsformål også i studier basert på norske data. Referanser Aarland, K., Osland, L. og Gjestland, A., 2016, Do area-based intervention programs affect house prices? A quasi-experimental approach. Artikkel presentert på Western Regional Science Associations 55. årskonferanse, 14-16. februar. Brander L.M. og Koetse M.J., 2011. The value of urb an open space: Meta- analyses of contingent valuation and hedonic pricin g results. Journal of Environmental Management , 92, s. 2763-2773. Chay, K.Y. og Greenstone M., 2005. Does air quality matter? Evidence from the housing market. Journal of Political Economy , 113(2). S. 376-424. Freeman, A.M., 2003. The Measurement of Environmental and Resources Valu es: Theory and Methods. RFF Press. 69 Concept rapport nr. 48 Freeman, A.M., Herriges, J.A og Kling, C.L., 2014. The Measurement of Environmental and Resource Values , Routledge, New York. Mäler, K-G., 1977. A note on the use of property va lues in estimating marginal willingness to pay for environmental quality. Journal of Environmental Economics and Management , 4, s. 355-369. Navrud, S. og Strand J., 2011. Using hedonic pricin g for estimating compensation payment for noise and other externalit ies from new roads. In Bennett J. (ed.), International Handbook on Non-Market Environmental Valuation . Edward Elgar Publishing. ISBN 978 1 84844 425 6 . Kap. 2. s. 14 – 36. Nelson, J.P., 2008. Hedonic Property Value Studies of Transportation Noise: Aircraft and Road Traffic. Kap. 2 i A. Baranzini, J . Ramirez, C. Schaerer, P. Thalman (eds) Hedonic Methods in Housing Market Economics , Springer, New York. Osland, L., 2001. Den hedonistiske metoden og esti mering av attributtpriser. Norsk økonomisk tidsskrift , 115, s. 1–22. Osland, L., 2010. An Application of Spatial Econome trics in Relation to Hedonic House Price Modelling. Journal of Real Estate Research , 32(3), s. 289– 320. Palmquist, R.B., 2005. Property value models. I K.G . Mäler og J. Vincent (eds), Handbook of Environmental Economics , Vol. 2, V. 2, Valuing Environmental Changes , Amsterdam: North Holland Publishers, s. 763-819. Ridker, R.G. og Henning J.A., 1967. The determinant s of residential property values with special reference to air pollution. The Review of Economics and Statistics , 49(2), s. 246-257. Rosen, S., 1974. Hedonic prices and implicit market s: product differentiation in pure competition. The Journal of Political Economy, 82, s. 34-55. Smith, V.K. og Huang JC. 1995. Can Markets Value Ai r Quality? A Meta- Analysis of Hedonic Property Value Models. Journal of Political Economy , 103, s. 209-27. Taylor, L. O., 2003. The hedonic method. I Boyle, C .B og Brown K.J. (eds) A primer on Nonmarket Valuation . Kluewer academic publishers, Dordrecht, s. 331- 393. 70 Concept rapport nr. 48 Taylor, L. O., 2008. Theoretical foundations and em pirical developments in hedonic modeling. Hedonic Methods in Housing Markets , 15-37. Wilhelmsson, M., 2000. The impact of traffic noise on the values of single- family houses , Journal of Environment Planning and Managemen t, 43(6), s. 799-815. 71 Concept rapport nr. 48 3 Verdsetting av naturkapital og økosystemtjenester Kristin Magnussen, Vista Analyse AS 3.1 Innledning – hva motiverer problemstillingen Naturen forsyner oss med en rekke goder og tjeneste r som mat, rent vann, beskyttelse mot flom og uvær, karbonlagring, rekrea sjonstjenester og estetiske opplevelser, osv. Menneskers velferd og livskvalite t er avhengig av disse godene og tjenestene, som ofte kalles økosystemtjen ester. De fleste av dem er imidlertid fellesgoder (kollektive goder) som i hov edsak ikke omsettes, og som derfor ikke har noen markedspris. Den nytten slike goder bidrar med, og de kostnadene det har for vår velferd når slike goder ødelegges, kommer derfor ikke fram i våre vanlige regnskaper, i hvert fall i kke på kort sikt. De siste årene har det vært en fornyet interesse fo r å forsøke å måle og verdsette denne typen goder og tjenester i kroner, for derved lettere å bringe dem inn i økonomiske analyser og beslutningsprosess er. Begrepene økosystemtjenester og økosystemer er fork lart i boks 3.1. Boks 3.1. Økosystemer og økosystemtjenester – kort forklart Økosystemtjenester: Økosystemenes direkte og indirekte bidrag til menneskelig velferd, også beskrevet som «de goder o g tjenester fra naturen som bidrar til menneskers velferd». Økosystemtjenes ter omfatter både fysiske goder (som mat, vann, tømmer og fisk) og tjenester (som karbonlagring, rekreasjon og estetiske opplevelser). Økosystem: Et dynamisk kompleks av planter, dyr og mikroorgan ismer og det ikke-levende miljøet rundt dem, som gjennom et samspill utgjør en funksjonell enhet (konvensjonen om biologisk mangfo ld; St.prp.nr. 56 (1992-1993). 72 Concept rapport nr. 48 Internasjonalt arbeid har satt økosystemtjenester p å dagsorden Et viktig skritt for å sette økosystemtjenester på den internasjonale dagsorden og basis for mye av det som har skjedd senere, var den globale FN-studien om økosystemer, Millennium Ecosystem Assessment (MA 20 05) som beskriver og klassifiserer de økosystemtjenestene som ulike natu rtyper frembringer. MA utarbeidet et rammeverk som viser hvordan økosystem tjenester påvirkes av ulike direkte og indirekte drivkrefter og hvordan d ette igjen påvirker menneskers velferd. Et annet viktig internasjonalt initiativ er «The Ec onomics of Ecosystems and Biodiversity – TEEB” som startet sitt arbeid i 2007 , etter modell av Stern- rapporten om økonomiske vurderinger av klimaendring er og med formål å fremme en bedre forståelse av “ The true economic value of the benefits we receive from nature ”. TEEB-arbeidet samordnes nå av FNs miljøprogram ( UNEP). TEEB har presentert en rekke rapporter som omhandler øko systemtjenester generelt, hvorfor det er viktig å synliggjøre deres verdier o g hvordan dette kan gjøres. De har produsert rapporter som går mer detaljert in n på enkelte økosystemer, som for eksempel hav, våtmarker osv., og de har pub lisert rapporter som viser hvordan økosystemtjeneste-tilnærmingen kan tas i br uk av politikere og beslutningstagere og i næringslivet, for å nevne no e. I dag er hovedoppgaven å følge opp og veilede nasjonale og regionale studier av økosystemtjenester (se for eksempel TEEB (2013) som er en manual for hvord an nasjonale TEEB- studier kan gjennomføres), samt formidling, informa sjon og utvikling av tematiske og sektorrettede studier 36. I Norge: Fulgt opp av ekspertutvalget som avga NOU 2013:10 «Naturens goder – om verdier av økosystemtjenester» I Norge ble det internasjonale arbeidet fulgt opp f ra regjeringshold ved å nedsette et ekspertutvalg høsten 2011 som skulle: « arbeide med verdier av økosystemtjenester, beskrive konsekvenser for samfu nnet av at disse tjenestene forringes, peke på hvordan relevant kunnskap best kan formidles til beslutningstakere og gi anbefalinger om hvordan hensynet til økosystemtjenester kan bli bed re ivaretatt i private og offentlig beslutninger. » (NOU 2013). Utvalget avga høsten 2013 sine vurder inger og anbefalinger i form av NOU 2013:10 «Naturens goder – om verdier av økosystemtjenester». 36 www.teebweb.org 73 Concept rapport nr. 48 Utvalgets mandat var bredt, og det avga anbefalinge r på en rekke områder. Sentralt i denne sammenheng er at utvalget blant an net peker på: • Behov for synliggjøring av verdien av økosystemtjen ester, også i Norge. • Økonomisk verdsetting er viktig for synliggjøring, selv om det er utfordringer ved økonomisk verdsetting av økosystem tjenester • Behov for flere empiriske og forvaltningsrelevante verdsettingsstudier av økosystemtjenester i Norge. Press på miljø og økosystemtjenester aktualiserer problemstillingen Både MA (2005) og TEEB (2008) og senere NOU (2013) setter søkelys på at hvis det ikke settes i verk tiltak raskt, vil den n åværende reduksjonen av biologisk mangfold og de tilhørende tap av økosyste mtjenester fortsette og i en del tilfeller akselerere. Noen økosystemtjenester v il sannsynligvis bli så sterkt skadet eller redusert at de ikke kan reddes. Hvis v i fortsetter som i dag, beskriver de blant annet følgende konsekvenser i 20 50: • 11 prosent av de naturområdene som fantes i år 2000 kan være tapt, hovedsakelig som et resultat av oppdyrking til land bruk, nedbygging og klimaendring • 60 prosent av verdens korallrev kan være tapt aller ede i 2030 på grunn av fiske, forurensning, sykdom, fremmede arter og kora ll-bleking som skyldes klimaendringer. Men økonomer har lenge vært opptatt av forvaltningen av fellesgoder MA og TEEB har fått naturens goder høyere opp på da gsordenen det siste tiåret, men det er ikke noe nytt at økonomer er opp tatt av goder fra naturen. Særlig har økonomer vært opptatt av problemstilling er som oppstår ved forekomst, bruk og ødeleggelse av fellesgoder, og d e utfordringer denne typen goder skaper for optimal ressursutnyttelse. Vi kan bare nevne stikkordene «Coase-teoremet» og «Tradegy of the commons» for å illustrere at samfunnsmessig optimal utnyttelse av fellesgoder ha r vært et tema i økonomien i lang tid. Begrepet økosystemtjenester er heller ikke helt nyt t. For eksempel brukte Costanza m.fl. (1997) dette begrepet og tilnærmings måten i sin mye siterte og omdiskuterte artikkel om «The value of the world’s ecosystem services and 74 Concept rapport nr. 48 natural capital», der de estimerte verdien av økosy stemtjenester fra hele biosfæren til å være i størrelsesorden 16-54 trilli oner (10 12) amerikanske dollar per år. Og begrepet kan spores enda lenger tilbake, antagelig til 1970-tallet (se for eksempel en oversikt og litteraturliste over ti dligere bruk av begrepet, i NOU 2013:10). Costanza m.fl.’s beregninger av verdien av verdens økosystemtjenester kan diskuteres, men deres utgangspunkt for forsøket på verdsetting, sitert nedenfor, kan tjene som startpunkt, også for tilnær mingen i dette kapittelet. «So, although ecosystem valuation is certainly diff icult and fraught with uncertainties, one choice we do not have is whether or not to do i t. Rather, the decisions we make as a society about ecosystems imply valuations (although not necessarily expressed in monetary terms). We can choose to make these valuations expl icit or not; we can do them with an explicit acknowledgement of the huge uncertainties involved or not; but as long as we are forced to make choices, we are going through the pr ocess of valuation.” (Costanza m.fl. 1997; s. 255). Verdsetting er viktig, selv om ikke alt kan verdset tes i kroner En del av de godene og tjenestene vi får fra nature n, og som altså kan kalles økosystemtjenester, er markedsgoder, som mat, tømme r, fisk osv., som omsettes og har en markedspris. Men ikke alle verdi er knyttet til biologisk mangfold eller økosystemtjenester kan nødvendigvis verdsettes i økonomiske termer. Noen mener at naturen har en egenverdi som er uavhengig av den nytte eller glede mennesker har av den. Selv om vi fokuserer på menneskers nytte og glede (velferd) av naturen og dens tjenest er, er det en begrenset del vi per i dag greier å verdsette i kroner. Dette skylde s at vi mangler kunnskap om mange av de økologiske sammenhengene, de begrensnin ger som ligger i tilgjengelige økonomiske verdsettingsmetoder for go der som ikke har en markedspris, og ikke minst mangel på empiriske verd settingsstudier. Likevel mener vi, som TEEB, at økonomisk verdsetting er en god tilnærming for å måle bidraget økosystemene gir til vår velferd og t il å bedre vår forståelse av hva man vinner og taper ved ulik bruk av og påvirkn ing på økosystemtjenester. Men vi må også bruke andre kvalitative og kvantitat ive metodiske tilnærminger for å kunne inkludere flest mulig økosystemtjeneste r. 75 Concept rapport nr. 48 3.2 Hva er gjort på feltet Naturkapital og økosystemtjenester – hva menes og h va er sammenhengen TEEB tar utgangspunkt i at økosystemene inneholder biofysiske strukturer og prosesser og økologiske funksjoner som produserer e t knippe tjenester som bidrar til folks velferd. De økologiske prosessene og strukturene beskrives som grunnlaget for økosystemfunksjonene, som utgjør pot ensialet til å levere tjenester. Det er viktig å skille mellom de underli ggende systemene og de endelige tjenestene. Figur 3.1 nedenfor viser TEEBs konseptuelle rammeverk for å illustrere dette. Den viser blant annet skill et mellom økosystemers beholdning (kapital) og økosystemtjenester som tjen estestrømmer som bidrar til menneskelig velferd og nytte i samfunnsøkonomis k forstand (NOU 2013). Figur 3.1. TEEBs konseptuelle rammeverk. Kilde: TEE B (2010), her gjengitt fra NOU (2013). Begrepet naturkapital brukes av TEEB som et bilde på den begrensede beholdningen av fysiske og biologiske ressurser som finnes på jorden og økosystemenes begrensede evne til å yte økosystemtj enester (TEEB 2010). Kareiva m.fl. (2011) beskriver at økosystemenes str ukturer, prosesser og funksjoner inngår i naturkapitalen, mens økosystemt jenestene er en strøm av goder og tjenester som gir nytte for folk. TEEB bes kriver også det de kaller 76 Concept rapport nr. 48 kritisk naturkapital som er den delen av naturkapit alen som er uerstattelig for økosystemets funksjon og følgelig for levering av ø kosystemtjenester (NOU 2013). Dette skillet mellom naturkapital og strømmen av tj enester kan benyttes til å illustrere at for å ta vare på kapitalen i form av natur og biologisk mangfold, er det overskuddet eller «renten» som kan tas ut (høst es). Hvis man tar ut for mye, tærer man på kapitalen, noe som vil føre til a t avkastningen, i form av strømmer av tjenester, på sikt går ned. Derfor er d et ikke noe mål at strømmen av tjenester til enhver tid skal være størst mulig. Kapitalen må forvaltes slik at avkastningen maksimeres i et langsiktig perspektiv. Kategorisering av økosystemtjenester Økosystemtjenestene deles gjerne inn i fire kategor ier: • forsynende , som fisk og bioenergi • opplevelses- og kunnskapstjenester (også kalt kultu relle økosystemtjenester) , som rekreasjon, estetiske verdier og naturarv (ikke-bru ksverdier) • regulerende , som klimagassregulering, erosjonsbeskyttelse og p ollinering • støttende ( også kalt grunnleggende livsprosesser) , som fotosyntese og jorddannelse I økonomisk forstand er problemet markedssvikt og ma nglende priser I økonomisk språkdrakt kan man si at naturens karak ter av å være et kollektivt gode, gjør at det oppstår markedssvikt. I økosystem et skog for eksempel, tas det ut tømmer, som har en markedspris, og dette mar kedet fungerer i utgangspunktet slik at tømmer tas ut på en måte som gir maksimal avkastning for skogeieren over tid. Skogen gir imidlertid også andre goder som bær og sopp, og gir rom for rekreasjon og landskapsoppleve lser for mange mennesker. Disse godene har ingen markedspris, og skogbrukeren har i utgangspunktet ingen grunn eller incentiver til å legge til rette for å maksimere opplevelses- verdien for alle skogvandrerne. Det kan derfor være forskjell på den skogsdriften som lønner seg for skogbrukeren og den som gir maksimal nytte for samfunnet. På samme måte har en bedrift all gru nn til å vurdere egne kostnader og salgspriser når den bestemmer sin prod uksjon og sin tilpasning, men i utgangspunktet ingen grunn til å ta hensyn ti l de utslippene som forurenser elven som renner forbi og som gir muligh eter til fiske, bading og jordbruksvanning for dem som bruker vannet til slik e formål. 77 Concept rapport nr. 48 Nå vet vi at det finnes en rekke lover og regler, a vgifter og andre virkemidler som skal passe på at både skogbruker, bedriftseier og alle andre tar hensyn til kollektive goder og såkalte positive og negative ek sterne effekter av sin produksjon. Økonomenes løsning på problemet med mar kedssvikt, som gjør at det er forskjell mellom det som lønner seg for d en enkelte og det som lønner seg for samfunnet, er at staten eller en ann en regulator må gripe inn og innføre virkemidler (helst økonomiske, som avgift e ller omsettbare kvoter) slik at markedssvikten kan korrigeres. Men for å kunne s ette de riktige avgiftene, og de riktige kvotene eller grensene for utslipp, s kogbruksdrift osv., må vi kjenne den verdien skogen har som rekreasjonsområde , og den verdi elven har som rekreasjonsområde, for vanning osv. Uten at vi kjenner verdien av å bruke skogen for sk ogsvandrerne eller rekreasjonsverdien av å fiske og bade i elven, samm en med verdien av de andre økosystemtjenestene vi får fra skog og vassdrag, ka n selv ikke den mest velmenende stat, velge riktig nivå på produksjon og rekreasjon. Derfor er det nødvendig å verdsette disse godene og tjenestene fo r å treffe riktige beslutninger. Dette har vi visst lenge, men den sys tematiske gjennomgangen av hvilke goder man faktisk får, og dermed også hvilke som kan bli negativt påvirket ved ulike inngrep og påvirkninger, kan øko systemtjenestetilnærmingen hjelpe oss med. Samfunnsmessig nytte og verdi Verdsetting i kroner, som er samfunnsøkonomiens hov edtilnærming, er en av flere måter for å synliggjøre betydningen av natur og økosystemer for folks velferd. Det finnes også ikke-monetære verdsettings metoder, som for eksempel diskutert i Kumar og Kumar (2008). Veilede re og retningslinjer for hvordan samfunnsøkonomiske analyser skal gjennomfør es i Norge gjør det også klart at en del virkninger vanskelig kan priss ettes og at disse skal behandles ved hjelp av metoder for ikke-prissatte v irkninger (se for eksempel DFØ 2014; NOU 2012; Statens vegvesen 2014). For å illustrere betydningen av økosystemtjenester knyttet til ulike økosystemer kan man forsøke å si noe om den samfunnsøkonomiske verdien av ulike tjenester, for eksempel per år. Verdien av en enhet av tjenesten er imidlertid ikke nødvendigvis konstant. For eksempel er det mer verdifullt å få en arealenhet til med grønnstruktur i en by hvis det e r få slike områder fra før, enn hvis det er flust av slike områder. Blant anne t derfor er økonomer mest komfortable med å si noe om hva som kan være verdie n av en endring i en 78 Concept rapport nr. 48 tjeneste, for eksempel som følge av et tiltak som b ygger ned naturområder eller grønne områder i urbane strøk. Totalverdien av økosystemtjenester består av bruks- og ikke-bruksverdier Det man søker å inkludere ved økonomisk verdsetting av økosystemtjenester er det som kalles ”Total samfunnsøkonomisk verdi” a v en miljøendring som inkluderer både bruksverdier (direkte-, indirekte- og opsjonsverdi) og ikke- bruksverdier (eksistens- og bevarings-/arveverdi) som vist i bo ks 3.2. Boks 3.2. Total samfunnsøkonomisk verdi av en miljø endring kan deles i flere deler. Her har vi eksemplifisert hvilke komponenter som få s fra urban grønnstruktur. Kilde: Vista Analyse (2015) Total samfunnsøkonomisk verdi består av følgende deler: • Bruksverdi: Med bruksverdi menes verdier knyttet til bruk av godet. Bruksverdien kan deles i henholdsvis direkte-, indirekte- og opsjonsverdi - Direkte bruksverdier fra økosystemer er for eksempel verdien av tømmer, vann, rekreasjonstjenester. - Indirekte bruksverdier referer seg til nytte som er relatert til tjenester vi får fra funksjonen av økosystemer, som fotografe ring, det å se grønnstruktur osv. - Opsjonsverdi betyr at personer som ikke bruker en ressurs i dag, kan verdsette muligheten (opsjonen) til å bruke ressursen i fremtiden. • Ikke-bruksverdi er verdien av godet/økosystemtjenesten uten tanke på egen bruk, men knyttet til å ville bevare den fo r seg selv og andre i dag ( Eksistensverdi ) og for fremtidige generasjoner ( Bevarings- eller arveverdi ). Eksistensverdien referer til nytten som oppstår ut fra kunnskapen om at økosystemer er beskyttet uten å bl i brukt. Bevaringsverdien referer til nytten som oppstår for et individ ut fra kunnskapen om at fremtidige generasjoner kan ha gle de av eksistensen av økosystemene. 79 Concept rapport nr. 48 Kvasi-opsjonsverdi kan sees som en korreksjonsfaktor til Total samfun ns- økonomisk verdi når man har med irreversible inngrep å gjøre, for eksempel utryddelse av arter, eller endring av økosystemer u tover det nivået der de kan komme tilbake til tidligere tilstand. Kvasi-opsjons verdien er verdien av ikke å gjennomføre irreversible tiltak for dermed å kunne utnytte fremtidig informasjon. Verdsettingsmetoder For å komme fram til den samfunnsøkonomiske verdien av ulike økosystemtjenester finnes det ulike typer verdsetti ngsmetoder. Felles for metodene er at de forsøker å si noe om den samfunns økonomiske betydningen av at noen tjenester reduseres eller øker i omfang og/eller kvalitet. Samfunnsøkonomiske verdsettingsmetoder tillegger he le befolkningens preferanser vekt. I tillegg til den enkeltes verdse tting er det også viktig å definere hvor mange endringen i økosystemtjenesten har betydning for – det som kalles berørt befolkning i verdsettingslitterat uren og samfunnsøkonomiske analyser. Noen av verdiene for økosystemtjenester er basert p å markedspriser, for eksempel verdien av vann i form av en pris per m 3 vann. Når det ikke finnes markedspriser, må man bruke økonomiske verdsettings metoder for goder og tjenester som ikke omsettes i markeder. Metodene ba serer seg enten på at folks adferd i markeder avslører noe om deres preferanser for økosystemtjenester (såkalte avslørte preferanser ) eller at de blir spurt om hypotetisk adferd i spørreundersøkelser ( oppgitte preferanser) som direkte eller indirekte gir deres betalingsvillighet. Alternativt kan man bruke tilnærminger som gir mer indirekte anslag for verdien. Selv om det ofte ikke settes en eksplisitt kroneverdi på miljøgoder og -tjenester, kan verdsettingen sies å skje implisitt . Det skjer for eksempel når lover og forskrifter utformes for å ivareta miljøhe nsyn, når det vedtas fredning av gamle trær eller naturområder, eller det ilegges krav om tiltak for å redusere utslipp. Slik implisitt verdsetting kan også gi et uttrykk for hvordan samfunnet verdsetter økosystemtjenester, selv om det ikke er en anerkjent verdsettingsmetode i samfunnsøkonomisk forstand. Vi går ikke nærmere inn på metodene her siden dette er omtalt i kapittel 1 i denne boken. 80 Concept rapport nr. 48 Flere tilnærminger nødvendig for å synliggjøre nytte verdi Det vil ofte være en fordel å kunne sette en kronev erdi på økosystemtjenesten (eller endringen i tjenesten) blant annet fordi det er lett å kommunisere en slik verdi. Verdsetting gjør det også enklere å gjennomf øre en samfunnsøkonomisk vurdering for eksempel i form av en nytte-kostnadsa nalyse av tiltak som gir en endring i denne tjenesten. Men det kan også gi nytt ig og interessant informasjon å få andre, gjerne kvantitative vurderi nger, for eksempel av hvor mange som bruker et område eller blir berørt på and re måter. Ofte må man benytte både økonomisk verdsetting og andre kvantit ative og kvalitative metoder for å synliggjøre nytteverdien av økosystem tjenester. Dette er illustrert i figur 3.2. Figur 3.2. Verdier av økosystemtjenester kan synlig gjøres på ulike måter. Kilde: Basert på Brink (2008) og gjengitt bl.a. i TEEB (2008) og på norsk i Magnussen m.fl. (2010). Det er ofte viktig å operere med et visst tidspersp ektiv ved vurdering og verdsetting av økosystemtjenester. For eksempel vil man vente at fremtidige klimaendringer kan bety at økosystemtjenester som b idrar til klimarobusthet får økende betydning. Forventet befolkningsvekst, s ærlig i byer og tettsteder vil også øke betydningen og nytten av urban grønnstrukt ur. Inntektselastisiteten er ofte høy for miljøgoder, noe som gir økende real pris siden man venter at lønningene vil øke over tid. NOU 2012:16 anbefaler derfor positiv realvekst for både karbonspris og andre miljøverdier. Nytten vil også kunne variere med knappheten på godet eller tjenesten. Disse forholde ne må tas hensyn til ved vurdering av fremtidige priser. 81 Concept rapport nr. 48 Et lite utvalg norske eksempler på anvendelser av ø kosystem- tjenestetilnærmingen NOU (2013) gir en oversikt over studier med verdier for norske økosystem- tjenester fram til cirka 2012. Det ble også igangsa tt egne studier for å kartlegge verdier på områder som ikke var kartlagt fra før, b lant annet fra skog og urbane økosystemtjenester. De fleste, litt eldre st udier brukte ikke begrepet økosystemtjenester når de kartla og verdsatte økosy stemtjenester. De refererte gjerne til miljøgoder, eller positive og negative m iljøeffekter, e.l. Fra cirka 2009- 2010 begynner begrepet økosystemtjenester å komme m er inn i det norske vokabularet når man snakker om naturens goder. De første studiene som ble gjennomført, hadde ofte preg av kartlegging av hva som finnes av økosystemtjenester i våre havområder, i ferskvann, i skog, i urbane områder osv. I den senere tid har man i stør re grad forsøkt å vise hvordan tilnærmingen med økosystemtjenester kan imp lementeres i forvaltning, for eksempel av ferskvann, urban grønn struktur, overvanns- håndtering, landskapsverdier, fremmede arter, osv. Det er også gjennomført studier av mer spesielle økosystemer og deres -tjen ester, for eksempel kaldtvannskoraller i Barentshavet og flomdemping, o g man har begynt å koble utbredelse og verdier av økosystemtjenester til are alkartlegging og GIS. Det kan også nevnes at i en større, nasjonal beting et verdsettingsundersøkelse for å verdsette tap av økosystemtjenester fra oljeu tslipp langs kysten, benyttes denne tilnærmingen for å identifisere og verdsette velferdseffekter av miljøskader som følge av oljeutslipp fra skip (Lind hjem m.fl. 2014; Vista Analyse 2016). I et annet nylig avsluttet prosjekt var målet å sam menstille og gjøre tilgjengelig eksisterende kunnskap om økosystemtjenester fra grø nnstruktur i norske byer og tettsteder, samt å vise og utarbeide konkrete ek sempler på slike tjenester for å videreutvikle kunnskapsgrunnlaget for planlegging og forvaltning av grønnstrukturen i norske byer og tettsteder (Vista Analyse 2015). I tabellen nedenfor har vi vist hvordan man illustr erte aktuelle økosystem- tjenester fra grønnstruktur i norske byer (tabell 3 .1), med utgangspunkt i økosystemtjenestene fra NOU (2013). Videre viste ek sempler fra fire norske byer hvordan ulik tilrettelegging av grønnstruktur påvirket ulike økosystem- tjenester og hvilken verdi endringen i disse kunne ha. 82 Concept rapport nr. 48 Tabell 3.1. Oversikt over økosystemtjenester fra gr ønnstruktur i byer og tettsteder. Kilde: Vista Analyse (2015). Symbolene er utviklet i et samarbeid mellom Oslo kommune, Vista Analyse og nxt oslo reklamebyrå, er tilgjenge lige på Vista Analyses hjemmeside www.vista-analyse.no og kan fritt benyttes (med kre ditering). Økosystemtjeneste Eksempler Type Biologisk mangfold Både vann og grønne elementer kan bidra til biologi sk mangfold. For folk kan dette ha både bruksverdi og ikke -bruksverdi. Støttende (og til dels kulturell) Matproduksjon Kjøkkenhager, verandakasser og hagebyer kan bidra t il matproduksjon i byer og tettsteder. Dette kan også være knyttet til opplevelsesverdier. Forsynende (og til dels kulturell) Rent vann til vanning o.l. Rent vann (f.eks. takvann), og vann i dammer kan brukes til vanning og andre formål (ikke drikkevann ). Forsynende Kunst og leketøy Elementer fra natur/grønnstruktur som kvister, kong ler og skjell kan inngå som elementer i kunstproduksjon og i barns lek. Forsynende Vannhåndtering Blågrønne overvannstiltak, som gjenåpning av bekker , grønne vegger og tak osv., kan på ulike måter bidra til sikker overvannshåndtering. Regulerende Rensing av vann og jord Grønnstruktur kan bidra til rensing av forurenset v ann og jord, ved å filtrere vann eller absorbere forure nsing (fytosanering). Regulerende Forbedret luftkvalitet Grønne elementer bidrar til å rense luft, blant ann et binde svevestøv. Dette gir friskere luft som kan forhindre luftveissykdommer. Regulerende CO 2-opptak (og -lagring) Grønne planter omdanner CO 2 ved fotosyntese. Grønne elementer som grønne tak og vegger bidrar også til CO 2-binding. Regulerende Lokal klima-regulering Både vann og vegetasjon kan bidra med avskjerming/skygge og hindre vind og gi en lunere b y. Grønne tak isolerer og hindrer varmetap. Regulerende Støyreduksjon Vann og vegetasjon virker støydempende ved å absorbere og reflektere lydbølger. Regulerende Pollinering frøspredning Grønne elementer kan bidra til leveområder for f.ek s. bier og humler som bidrar til pollinering og fugler og ekorn som sprer frø. Regulerende Hindre erosjon Trær og vegetasjon kan hindre erosjon og avrenning. Regulerende Rekreasjon, mental og fysisk helse Grønn- og blågrønn struktur gir mulighet for ulike typer opplevelser, stressreduksjon, trening, transport. Kulturell Estetiske verdier Grønnstruktur, både grønne og blå elementer, kan gi estetiske opplevelser. Kulturell Stedsidentitet og kulturarv, åndelige verdier Grønnstruktur, f.eks. parker og gamle trær, bekker og elver osv., kan gi stedsidentitet og bidra til å iv areta kulturarv. Kulturell Utdannelse og kognitiv utvikling Naturelementer som vann og liv i vann, samt grønne planter og dyreliv som følger med, gir grunnlag for barns utvikling, læring og lek. Kulturell Turisme Grønnstruktur kan bidra til en bys profil og være e t element i tiltrekning på turister, mest kjente ekse mpel i Norge er antagelig Vigelandsparken. Kulturell 83 Concept rapport nr. 48 Boks 3.3. Eksempel på økosystemtjenester fra urban grønnstruktur i Oslo. Kilde: Vista Analyse (2015). Svartdalen: Grønnstruktur langs Alna fra Kværnerbye n til Bryn Våren 2011 åpnet en ny turvei langs Alna i Oslo. Ve d hjelp av en sti og en hengebro forbinder den nye turveien to grøntområ der som tidligere var adskilt. De to grøntområdene fremstår nå som et enhetlig område på ca. 300 dekar. Turveien muliggjør «myk» transpor t store deler av året. Helt nederst i grønnstrukturen er det opparbeidet e n park (Svartdals- parken), en gresslette med en rad unge trær og et p ar installasjoner som viser industrihistorien i nærområdet. Svartdalen natur- og parkområde representerer et øk osystem som gir Oslos befolkning en rekke økosystemtjenester, hvora v vi her nevner de antatt viktigste i tabell 3.2. Kan vi si noe om verdien av Svartdalen som rekreasj onsområde? Med utgangspunkt i brukerundersøkelsen gjorde Reinv ang m.fl. (2014) en nytte-kostnadsbetraktning av rekreasjonsverdien til Svartdalen- området. Ved å kartlegge brukernes årslønn kom forf atterne fram til en verdi for den tiden brukerne valgte å bruke i Svart dalen (ca. 180 kroner per time, som tilsvarer gjennomsnittlig timelønn et ter skatt). Dette ga en anslått samfunnsøkonomisk rekreasjonsverdi for Svar tdalen-området på ca. 4 millioner kroner i 2014. Det kostet 12 millioner kroner å anlegge turstien m ed hengebro gjennom Svartdalen, som åpnet i 2011. Reinvang m.fl. (2014) anslo at bruken av området doblet seg da turstien kom på plass og såle des utløste økt bruk på 11 250 timer i året (50 prosent av nivået i 2014 ). Den samfunns- økonomiske verdien av denne effekten kunne således anslås til ca. 2 millioner kroner i året (11 250 timer x 180 kr). Li tt enkelt, tilsier dette at investeringen i turstien på 12 millioner i samfunns økonomisk forstand «tjener seg inn» i løpet av en 6-årsperiode. Forfatterne fremholder at regneøvelsen først og fre mst skal forstås som en pedagogisk øvelse for å få fram de betydelige ve rdiene som ligger i å investere i grønnstruktur, og ikke må anses som en fullgod nytte- kostnadsanalyse. Forfatterne bemerker imidlertid at de anser det som overveiende sannsynlig at investeringen til 12 mill ioner i turvei er samfunnsøkonomisk lønnsom innenfor en tidshorisont på 20 år. 84 Concept rapport nr. 48 Tabell 3.2 Økosystemtjenester i Svartdalen og betyd ning på ulike nivåer* Økosystemtjeneste Betydning lokalt (bydel) Betydning på bynivå Betydning nasjonalt Ivaretagelse av biologisk mangfold X X (X) Vannhåndtering x - - Rensing av vann X X - Rensing av luft X (X) - CO 2-opptak og lagring - X X Lokal klimaregulering X - - Støyreduksjon X - - Rekreasjon, mental og fysisk helse X (x) - Utdannelse og kognitiv utvikling X (x) - Estetiske verdier X X - Stedsidentitet og kulturarv X X - Åndelige opplevelser X - - *X = Stor betydning. x = Mindre betydning. Parentes antyder usikkerhet. I den senere tid har man i større grad forsøkt å ko mme fram til hvordan tilnærmingen med økosystemtjenester kan implementer es i forvaltningen i enkeltprosjekter og ved å bringe tilnærmingen inn i standard analysemetoder som nytte-kostnadsanalyse og veiledere. Det skjer m ye forskning og utprøving på dette feltet også utenfor Norge, noe vi ikke har anledning til å gå inn på her. 3.3 Oppsummering og konklusjon En tilnærming med økosystemtjenester kan brukes til å forstå og innse hvilke verdier økosystemtjenestene har, påvise og synliggj øre deres verdier i beslutningsprosesser og internalisere verdiene slik at de blir tatt hensyn til. Økosystemtjenestetilnærmingen kan være nyttig for å få fram sammenhengen mellom goder og tjenester fra naturen og menneskers velferd og livskvalitet. Synliggjøring av økosystemtjenester er viktig i bes lutningssammenheng. Oversikt over økosystemtjenester kan tjene som husk eliste for å minne om hva økosystemene bidrar med av goder og tjenester. Økos ystemtjeneste- tilnærmingen illustrerer at det er mange og ulike g oder og tjenester fra økosystemer, som kan tilrettelegges for og endres i ulik grad og i ulike retning. For eksempel kan enkelte tiltak i urban grønnstrukt ur styrke rekreasjons- tjenestene, men gi redusert biologisk mangfold. Uli ke anvendelser av 85 Concept rapport nr. 48 økosystemtjenester og verdier setter ulike krav til nøyaktighet og detaljerings- grad i verdivurderingen. Verdsetting av økosystemtj enester kan gjøres på flere måter, ofte trengs både kvalitativ, kvantitativ og monetær verdsetting. I mange tilfeller vil tjenestene være såpass forskjellige a t det er hensiktsmessig å verdsette dem separat og summere. Andre tjenester, for eksempel en del av kunnskaps- og opplevelsestjenestene, vil det være m er hensiktsmessig å verdsette samlet. Dette gjelder særlig dersom det e r vanskelig for folk å skille dem klart fra hverandre, som for eksempel kan være tilfellet for rekreasjonstjenester og estetiske tjenester fra et skog- eller kystlandskap. Så langt har mye av arbeidet med økosystemtjenester skjedd innen forskning, samt bestått av kartlegging, beskrivelser og eksemp ler på verdier. Fortsatt er det litt uklart hvordan tilnærmingen vi l bli tatt inn i mer overordnede dokumenter som veiledere og håndbøker i nytte- kostnadsanalyser, konsekvensutredninger, osv. Det s kjer mye på dette feltet for tiden, både nasjonalt og internasjonalt, men fortsa tt må det sies å være noe umodent. Noen nyere prosjekter peker i retning av å bringe tilnærmingen nærmere praktisk forvaltning, men bruk av økosystem tjenestetilnærmingen er ingen «quick-fix». Vi trenger og mangler fortsatt k unnskap om økosystemer, og vi mangler verdianslag/beregninger for mange økosys temtjenester. I Norge er det gjennomført få verdsettingsstudier av miljøgode r/økosystemtjenester. Det er derfor stort behov for flere verdsettingsstudier av goder som ikke har markedspriser, men som meningsfylt kan verdsettes i kroner, for å komme lenger i operasjonalisering av økosystemtjenestetil nærmingen. Også uten priser, kan imidlertid den systematiske tilnærmingen være t il hjelp. Det er derfor viktig å finne fram til teoretisk akseptable og praktisk a nvendbare tilnærminger. Dette er en iterativ prosess der mer bruk av økosystemtje nestetilnærmingen utløser mer arbeid med nødvendig bakgrunnskunnskap, herunde r frembringelse av verdiestimater, som i sin tur bringer praktiske anv endelser et skritt videre. Referanser Costanza, R., R. d’Arge, R. de Groor, S. Farber, M. Grasso, B. Hannon, K. Limbur, S. Naeem, R.V. O’Neill, J. Paruelo, R.G. Raskin, P. Sutton og M. van den Belt. (1997). The value of the world’s e cosystem services and natural capital. Nature, vol. 387, 15. Mai 1997. DFØ (2014): Veileder i samfunnsøkonomiske analyser. Direktoratet for samfunnsøkonomisk analyse. 86 Concept rapport nr. 48 Kareiva, P. H. Tallis, T.H. Ricketts, G.D. Daily, S Polasky (2011): Natural Capital. Theory and Practice of Mapping Ecosystem S ervices . Oxford Biology, Oxford Kumar, M. og P. Kumar (2008): «Valuation of the eco system services: a psycho-cultural perspective». Ecological Economics 64: 808 – 819. Lindhjem, H., K. Magnussen og S. Navrud (2014): Ver dsetting av velferdstap ved oljeutslipp fra skip – Fra storm til smulere fa rvann(?) Samfunnsøkonomen 2014/6. MA (2005). Millennium Ecosystem Assessment. General Synthesis Report . Island Press, Washington DC. Magnussen, K., L. Lillehammer, L.K. Helland, og O.M . Gausen (2010): Marine økosystemtjenester i Barentshavet – Lofoten: – Besk rivelse, vurdering og verdsetting. SWECO-rapport 144531 – 01 (utført for Miljøverndepartementet og Fiskeri- og kystdepartementet). NOU (2013:10). Naturens goder – om verdier av økosy stemtjenester. Norges offentlige utredninger. NOU (2012:16): Samfunnsøkonomiske analyser. Departementenes servicesenter, Oslo Statens vegvesen (2014): Konsekvensanalyser. Håndbo k V712. Statens vegvesen, Vegdirektoratet. TEEB (2008): The economics of ecosystems and biodiversity: an in terim report . European Commission, Brussels. May 2008. TEEB (2010): The economics of ecosystems and biodiversity: ecolo gical and economic foundations. Edited by Pushpam Kumar. Earthscan, London and Wash ington. TEEB (2013): The Economics of Ecosystems and Biodiv ersity. Guidance Manual for TEEB Country Studies. Version 1.0. Vista Analyse (2015): Økosystemtjenester fra grønns truktur i norske byer og tettsteder. Utarbeidet av K. Magnussen, R. Reinvang og F. Løset. Vista Analyse-rapport 2015/10. Rapportnummer M-378 I 2015 Miljødirektoratet Vista Analyse (2016, kommer): Velferdstap av oljeut slipp fra skip: Verdier og metodikk for bruk i vurdering av tiltak. Vista-rapp ort 2016/. Utarbeidet av H. Lindhjem, K. Magnussen, S. Navrud, S. W. Skjeflo. 87 Concept rapport nr. 48 4 Samfunnsøkonomiske kostnader fra utslipp av klimagasser Brita Bye, Statistisk sentralbyrå 37 4.1 Innledning Global oppvarming er en av vår tids største miljøut fordringer (IPCC, 2014). En av de viktigste kildene til global oppvarming er utslipp av klimagasser. Karbondioksid fra forbrenning av fossile brensler e r den dominerende klimagassen, men utslipp av metan fra landbruksprod uksjon og jordsmonn er heller ikke ubetydelige bidragsytere. I mange samme nhenger vil offentlige investeringer og prosjekter lede til endringer i kl imagassutslipp 38. Utgangspunktet for å regulere utslipp av CO 2 og andre klimagasser, er at disse indirekte påfører verdenssamfunnet kostnader som de n som slipper ut ikke tar inn over seg når han fatter beslutninger, og repres enterer derfor en global eksternalitet .39 Økt utslipp leder til uønskede globale klimaeffekt er og påfører dermed andre aktører, eller samfunnet, en kostnad. Tilsvarende vil prosjekter som leder til reduserte utslipp, medføre en gevinst . Når lønnsomheten av store prosjekter 40 med lang levetid skal vurderes, kan kostnader knyttet til effekter på klimagassutslipp være betydelige. Dette vil gjelde både prosjekter som er en del av klimapoliti kken, som f.eks. vurdering 37 Forfatteren har hatt stor nytte av arbeidet med de tte temaet som utvalgsmedlem i to offentlige ekspertutvalg, Finansdepartementet (2012 , 2015). 38 Under den første forpliktelsesperioden av Kyotopro tokollen ble seks ulike gasser definert som klimagasser (se vedlegg A i Kyotoprotokollen, 1 998). I Kyotoprotokollens andre forpliktelsesperiode øker antall gasser (eller grup per av gasser) til sju. For å kunne sammenligne gassene benyttes begrepet CO 2-ekvivalenter, det vil si at gassene "konverteres” til CO 2. 39 Rapporten ”The Stern Review on the Economics of Cl imate Change” (Stern, 2006), ga en grundig gjennomgang av økonomiske sider ved klim autfordringen. 40 Typiske store prosjekter med lang levetid er infra strukturprosjekter. 88 Concept rapport nr. 48 av effekter av klimapolitiske tiltak for å nå mål o m utslippsreduksjoner, og andre prosjekter. De samfunnsøkonomiske kostnadene ved utslipp av klimagasser vil være avhengig av den globale margin ale skadekostnaden, men også tiltakskostnadene ved ensidig nasjonale, flern asjonale og globale målsettinger om reduksjoner i klimagassutslippene. Det er fortsatt stor usikkerhet knyttet til den globale marginale skadek ostnaden ved klimagassutslipp og dermed den globale prisen på kl imagassutslipp, ofte kalt karbonprisen, utover i dette århundret. Denne usikk erheten reflekteres i vanskeligheter med å komme fram til global klimapol itisk enighet, og dermed også framtidige tiltakskostnader. Den klimateknolog iske utviklingen vil spille en viktig rolle for kostnadene ved å oppnå utslipps reduksjoner, spesielt på lengre sikt. Denne artikkelen ser nærmere på hvilke faktorer som påvirker de samfunnsøkonomiske kostnadene ved klimagassutslipp. Som bakteppe for diskusjonen om kostnader ved klimagassutslipp ser a rtikkelen først nærmere på de globale skadekostnadene ved klimagassutslipp, me ns kostnadseffektiv klimapolitikk omtales kort i avsnitt 4.3. Dagens no rske klimapolitikk belyses i avsnitt 4.4 og avsnitt 4.5 ser nærmere på kostnaden e knyttet til klimagass- utslipp når politikken ikke er kostnadseffektiv. Ti l slutt gis det noen konkluderende merknader. 4.2 Skadekostnader ved klimagassutslipp Konsentrasjonen av klimagasser, målt i CO 2-ekvivalenter, har økt med om lag 60 prosent siden før-industriell tid (IPCC, 2014). Den globale gjennomsnitts- temperaturen har økt med om lag 0,85 grader celsius siden 1880, og ifølge FNs klimapanel (IPCC, 2014) er det sannsynlig (95-100 p rosent) at menneskeskapte klimagassutslipp har vært den dominerende årsaken t il temperaturøkningen. Konsentrasjonen av klimagassutslipp i atmosfæren er uavhengig av hvor utslippene skjer, 41 slik at den globale marginale skadekostnaden målt i CO 2- ekvivalenter er lik for alt utslipp av klimagasser. FNs klimakonvensjon (FN, 1992) har som mål å stabilisere konsentrasjonen av klimagasser på et nivå som er lavt nok til å hindre farlig, menneskeskapt påvi rkning av jordens klima. I følge FNs klimakonvensjon er dette i tråd med å beg rense økningen i den globale middeltemperaturen til under 2 grader celsi us sammenliknet med førindustrielt nivå. Norge har sluttet seg til dett e målet som tilsvarer en 41 Unntak er svart karbon, en såkalt kortlevd klimadr iver. Jeg vil her se bort fra kortlevde klimadrivere, se for øvrig Finansdepartementet (201 5). 89 Concept rapport nr. 48 stabilisering av konsentrasjonen av klimagasser på om lag 430-480 ppm (ppm = parts per million). I følge FNs klimapanel (IPCC, 2014) vil det kreve at de globale utslippene reduseres med 40-70 prosent inne n 2050, og mot slutten av århundret må utslippene være nær null eller eventue lt negative, se også figur 4.1. Figur 4.1. Globale utslipp av klimagasser (observer te og framskrevet), 1970 - 2050. Mrd. tonn CO 2-ekvivalenter. Kilder: OECD og IEA. To-gradersmålet reflekterer den anbefalte maksimale temperaturøkningen, og den marginale rensekostnaden for å nå to-gradersmål et gir da et uttrykk for den marginale skadekostnaden ved to-gradersmålet. F ordi den marginale skadekostnaden av klimagassutslipp er lik for alle utslippene vil det være kostnadseffektivt med én global pris på klimagassut slipp. Det er stor usikkerhet knyttet til den globale kostnaden ved å realisere to-gradersmålet. FNs klimapanel (IPCC, 2014) presenterer en oversikt over en rekke studier som alle beregner en global prisbane på klimagassut slipp som samsvarer med å minimere de neddiskonterte kostnadene ved å nå en t o-graders bane, se tabell 4.1. Alle prisbanene er stigende over tid. Det er e t stort spenn i prisanslagene, for eksempel er den laveste prisen i 2050 på 436 kr oner pr tonn CO 2, mens den høyeste er 5665 kroner per tonn CO 2. De framtidige kostnadene vil være svært avhengige av utvikling av klimavennlige tekno logier. Dersom det blir tilgang på rimelige klimateknologier vil kostnadene ved å nå to-gradersmålet 90 Concept rapport nr. 48 være i den lave delen av intervallet, men hvis det ikke oppnås noe klimateknologisk gjennombrudd kan kostnadene bli sv ært høye. Tabell 4.1. Karbonpriser forenlig med to-gradersmål et. Kroner per tonn CO 2-ekvivalent, 2010-priser. Kilder: IPPC (2014) og Finansdeparteme ntet (2015). 2020 2030 2050 Lavest 101 164 436 Høyest 1 541 2 585 5 665 Gjennomsnitt 377 666 1 703 Median 330 538 1 313 4.3 Kostnadseffektiv klimapolitikk Fordi skadevirkningen av klimagassutslipp (skadekos tnaden) er uavhengig av den geografiske plasseringen av utslippet, vil en k ostnadseffektiv klimapolitikk innebære at alle aktører står overfor en lik pris p å slike utslipp. En global pris på utslipp av klimagasser kan realiseres enten ved en global karbonskatt eller ved et globalt kvotesystem for utslipp av klimagass er med omsettelige utslippskvoter. Omsettelige utslippskvoter er ekviv alent med en optimal karbonskatt dersom totalt utslippstak tilsvarer det optimale utslippsnivået. Da blir kvoteprisen lik den optimale karbonskatten. 42 Ulike kvotesystemer er nærmere omtalt i kapittel 5 i denne antologien. I e t tenkt scenario der hele verden og alt utslipp var underlagt én slik felles optimal karbonpris, vil det være naturlig å legge dette anslaget på rensekostna den til grunn for den samfunnsøkonomiske kostnaden av klimagassutslipp i Norge. Det eksisterer i dag ikke en slik global karbonpris, og langsom fram gang i de internasjonale forhandlingene under FNs klimakonvensjon, tilsier a t en internasjonal avtale som leder til én global karbonpris, neppe er realis tisk med det første. Et manglende globalt marked for klimagassutslipp in nebærer derfor at det ikke eksisterer tilstrekkelige mekanismer som sørger for at marginalkostnaden for å redusere utslipp (marginal rensekostnad), er lik ma rginalkostnaden for samfunnet ved økt utslipp (marginal skadekostnad). Som en konsekvens vil kostnaden ved å redusere utslippene variere mellom sektorer og over landegrenser, mens den globale marginale skadekostn aden alltid vil være lik. 42 En nærmere omtale av optimale miljøskatter er git t i Sandmo (1975), mens Weitzmann (1974) drøfter kvoter vs avgifter. 91 Concept rapport nr. 48 4.4 Klimapolitikken i Norge Klimapolitikken i Norge omfatter både internasjonal e forpliktelser og nasjonale målsettinger om utslippsreduksjoner. 43 Norge har internasjonale forpliktelser innenfor Kyoto-protokollen og i den a ndre Kyoto-perioden (2013-2020) er målet i tråd med en reduksjon i utsl ippene på 30 prosent i 2020 sammenliknet med 1990, Finansdepartementet (2012). Norsk klimapolitikk har i tillegg vært basert på nasjonale klimaforlik i St ortinget (Miljøverndeparte- mentet, 2012) hvor politikken bygger på mål om utsl ippsreduksjoner hjemme og ute, med et overordnet mål om karbonnøytralitet senest i 2050. I forkant av FNs klimatoppmøte i Paris i november 2015 har Norge formidlet sitt nasjonale bidrag til en ny klimaavtale for perioden etter 202 0 (Klima- og miljø- departementet, 2015), i tråd med retningslinjene fo r møtet. Norge vil forplikte seg til å redusere utslippene av klimagasser med mi nst 40 prosent i 2030 sammenliknet med 1990. Dette er i tråd med det som kreves for å nå to- gradersmålet i følge FNs klimapanel (IPCC, 2014). N orge tar sikte på å inngå en avtale om felles oppfyllelse sammen med EU (EU, 2014). 44 I EUs forpliktelse ligger et mål om at sektorene som er m ed i EUs kvotehandels- system EU ETS (European Union Emissions Trading Sys tem) skal redusere sine samlede utslipp med 43 prosent, mens sektorene som er utenfor EU ETS skal ha en utslippsreduksjon på 37 prosent. Det kan åpnes for handel mellom landene i utslippsforpliktelser i ikke-kvotepliktig sektor, og muligens også i EU ETS kvotemarkedet. Muligheter for slik handel med u tslippsforpliktelser i ikke-kvotepliktig sektor omtales ofte som såkalte « fleksible mekanismer». Dagens virkemiddelbruk Over 80 prosent av de norske klimagassutslippene be taler i dag avgift eller står overfor et kvotehandelssystem (Finansdepartementet, 2015). Prisen på utslipp av klimagasser varierer imidlertid betydelig mellom ulike utslippskilder og ulike brukere, som oversikten over CO 2-avgifter i tabell 4.2 viser. Om lag 50 prosent av de norske utslippene, mesteparten i tradisjonell industri og energisektorene, er med i EUs kvotehandelssystem for utslipp av klim agasser. 45 Kvoteprisen i EUs kvotehandelssystem har vært svært lav – betydel ig lavere enn 43 Norges utslipp av klimagasser tilsvarer en andel a v de globale utslippene på om lag 1 promille. 44 Det er i skrivende stund uklart hvordan en slik fe lles oppfyllelse skal implementeres. 45 For nærmere omtale av EUs kvotesystem for bedrifte r, se St. Meld. 1 Nasjonalbudsjettet 2012, avsnitt 3.9.5. 92 Concept rapport nr. 48 gjennomsnittlig nivå for CO 2-avgiften jfr. tabell 4.2, i de seneste årene som følge av tildeling av for mange kvoter og lavere øk onomisk aktivitet etter finanskrisen i 2008. 46 Olje- og gassektoren er underlagt EUs kvotesystem og betaler i tillegg CO 2-avgift. Utslippene fra husholdninger og tjenesteyt ende næringer er ikke en del av EUs kvotesystem, men bet aler i stor grad CO 2- avgift. Bruk av fossilt drivstoff betaler gjennomgå ende de høyeste satsene for CO 2-avgift. I tillegg til avgifter og kvotepriser står utslipp av klimagasser også overfor direkte reguleringer i form av for eksempel krav om teknologistandarder. Mulig karbonlekkasje (Bye og R osendahl, 2012) er et argument for differensierte karbonpriser som i det norske systemet for CO 2- avgift, eller tildeling av gratis kvoter, som gjeld er for mange bedrifter innenfor EU ETS. Det er imidlertid vanskelig å se at frykten for karbonlekkasje kan forklare de til dels store forskjellene i karbonpri ser som de enkelte aktørene står overfor. Tabell 4.2. Avgifter på klimagasser per 1. juli 201 5, kroner per tonn CO 2-ekvivalent. Kilde: Finansdepartementet (2015) Bensin 410 Mineralolje 99 - 412 Innenlandsk bruk av gass 1 412 Produksjon av olje og gass 319 - 427 HFK og PFK 354 1 Noe innenlandsk bruk av gass betaler en betydelig lavere avgift. For å kunne oppfylle målsetningene i klimaforliket fra 2012 og forslaget om felles oppfyllelse med EU (Klima- og miljødeparteme ntet, 2015), hvor målene om utslippsreduksjoner skal være i tråd med to-grad ersmålet, er det forventet at de samfunnsøkonomiske kostnadene ved klimagassut slipp vil øke over tid, jfr. tabell 4.1. Karbonprisbanene vil derfor være ø kende i realpris over tid. Utslipp av klimagasser fra jordbruket og fra avfall sforbrenning er omfattet av de norske klimagassforpliktelsene, men er hverken i lagt avgift eller kvoteplikt. Utslipp fra internasjonal luftfart (til destinasjon er utenfor EØS) og internasjonal skipsfart inngår ikke i de internasjo nale forpliktelsene. Utslipp av 46 Prisen på kvoter i EU ETS har i perioden 2008-2014 falt fra 30 euro til rundt 6 euro. 93 Concept rapport nr. 48 såkalte kortlevde klimadrivere som sort karbon er h eller ikke med i de internasjonale reguleringene (Finansdepartementet, 2015). 4.5 Samfunnsøkonomiske kostnader fra utslipp av klimagasser når politikken ikke er kostnadseffektiv Klimapolitikken som er omtalt i avsnitt 4.4 innebær er at kostnadene ved å slippe ut klimagasser i Norge varierer betydelig me llom ulike utslippere og typen utslipp. De samlede samfunnsøkonomiske kostna dene ved å regulere klimagassutslippene er dermed høyere enn om alle ty per utslipp hadde stått overfor samme marginale rensekostnad. I praksis kan det være vanskelig å anslå størrelsen på den marginale rensekostnaden. S om omtalt i avsnitt 4.3 er det til dels store sprik i anslagene for den global e marginale rensekostnaden for å nå to-gradersmålet. I tillegg innebærer den norsk e klimapolitikken at utslipperne står overfor til dels svært ulike prise r på klimagassutslipp (avsnitt 4.4). De differensierte eksisterende avgiftene er d erfor lite egnet som anslag for samfunnsøkonomiske kostnader ved klimagassutslipp f or Norge. Den samfunnsøkonomiske kostnaden ved klimagassutslipp i Norge i dag og framover vil avhenge av: A. Faktorer som preferanser og politikk, herunder den nasjonale og internasjonale klimapolitiske situasjonen og hvorda n den utvikler seg. B. Hvorvidt utslipp fra et prosjekt vil føre til økte globale utslipp, eller om de økte klimagassutslippene vil bli motsvart av utslip psreduksjoner et annet sted. Avhengig av A) og B) vil karbonprisen kunne være: I. Global marginal skadekostnad II. Marginal rensekostnad ved a. Innenlandske mål b. Flernasjonale mål (f.eks. sammen med EU) c. Globale mål Manglende globale bindende mål om utslippsreduksjon er, kombinert med mangel på prising av klimagassutslipp, gjør det van skelig å sette en pris på framtidige utslipp. På den annen side er to-graders målet det uttalte målet for FNs klimakonvensjon som også Norge støtter. På lang sikt vil kostnadene ved klimagassutslipp reflekteres i den marginale rensek ostnaden knyttet til to- gradersmålet. Selv om det er store avvik i anslagen e på denne rensekostnaden 94 Concept rapport nr. 48 er det klart at den marginale rensekostnaden vil væ re stigende over tid, spesielt dersom det ikke skjer et teknologisk gjennombrudd f or en ny utslippsfri backstop-teknologi. Dersom et tiltak eller et prosjekt leder til økning i de globale utslippene, er det global marginal skadekostnad som er den relevante prisen på karbonutslippene. Dersom vi legger FNs Klimakonvensjon til grunn så e r den marginale skadekostnaden (=tiltakskostnaden) representert ved to-graders banen. Dersom det ikke foreligger bindende nasjonale og/el ler internasjonale mål om utslippsbegrensninger, bør karbonprisbanen i prinsi ppet være basert på globale marginale tiltakskostnaden ved å nå to-gradersmålet . Om utslippsøkningen motsvares av reduksjoner et annet sted i økonomien som vil være tilfellet når det foreligger bindende mål om utslippsreduksjoner, er det marginal rensekostnad ved å nå dette målet som ligger til grunn for karbo nprisen. Hvilke rensekostnadsbaner som i slike tilfeller bør legges til grunn, er situasjonsavhengig: Innenlandske mål: Dersom myndighetene har bindende mål for innenland ske utslippsreduksjoner, er kostnadene ved klimagassuts lipp gitt ved tiltaks- kostnaden som kan avledes fra beskrankningene som f ølger fra disse målene. I dag har norske myndigheter målformuleringer knyttet til innenlandske utslipp for år 2020, Finansdepartementet (2012) og Miljøver departementet (2012). Klimakur 2020 (2010) har beregnet ulike karbonprisb aner fram mot 2020 basert på ulike antakelser om politikken, som skal gi innenlands måloppfyllelse i 2020. Disse ligger i området 1200-1500 kr per ton n CO 2-ekvivalenter dersom alle sektorer betaler samme avgift/kvotepris, men ø ker til 3600 kr per tonn CO 2-ekvivalenter dersom hele utslippsreduksjonen skal tas innenlands av ikke- kvotepliktig sektor. Flernasjonale mål : Norge er en del av EU sitt kvotesystem for utslip p av klimagasser med mål om utslippsreduksjoner for 2020 . Dette er eksempel på et flernasjonalt mål. Norge sin plan om å inngå en avt ale om felles oppfyllelse med EU om å redusere utslippene av klimagasser med minst 40 prosent i 2030 sammenliknet med 1990, er en utvidelse av den flern asjonale målsettingen. I det nye forslaget til klimapolitikk sammen med EU l igger det både et mål om utslippsreduksjoner innenfor EU ETS, og et ønske om etablering av «fleksible mekanismer» (muligheter til å handle med utslippskv oter i ikke-kvotepliktig sektor mellom landene eventuelt også å kjøpe utslip pskvoter i EU ETS markedet), for å oppnå tilstrekkelige utslippsreduk sjoner i ikke-kvotepliktig sektor. Da er det karbonprisen i EU ETS kvotemarked et som skal legges til 95 Concept rapport nr. 48 grunn for utslipp i kvotepliktig sektor, og den mar ginale rensekostnaden i ikke- kvotepliktig sektor som skal legges til grunn for u tslipp fra ikke-kvotepliktig sektor (husholdninger, tjenesteytende næringer, jor dbruk mm). Det er fortsatt uklart i hvilken grad det blir mulig å få til en fe lles oppfyllelse med EU i ikke- kvotepliktig sektor. EU anslår at kvoteprisen i EU ETS i 2030 vil være om lag 40 Euro, mens karbonavgiften som skal gjelde i ikke -kvotepliktig sektor vil være 53 Euro (EU, 2014). Disse anslagene legger til grunn at det vil foregå en stor grad av energieffektivisering og utnyttelse av nye klimateknologier. Scenariene er i tråd med FNs klimapanel (IPCC, 2014 ) anslag for å nå en to- gradersbane i 2050. Globale mål: Dersom norske bindende mål snarere er knyttet til de samlede globale utslippene Norge forårsaker, og norske utsl ipp er underlagt et globalt fungerende kvotemarked, vil den samfunnsøkonomiske kostnaden ved karbonutslipp være gitt ved den globale kvoteprisen . Tilgangen til et internasjonalt kvotemarked kan tolkes slik at norsk e myndigheter har mulighet til å realisere utslippsreduksjoner til en fast, in ternasjonal pris fordi norske utslipp utgjør en forsvinnende liten andel av globa le utslipp av klimagasser. I dag er Norge tilknyttet Kyoto-protokollen, som an gir et utslippstak for medlemslandene. I den første forpliktelsesperioden under Kyoto-protokollen har kvoteprisen først og fremst vært prisen på CDM- kvoter 47, som har vært nært knyttet til prisen på EU-kvoter. 48 Prisen på disse kvotene er imidlertid svært lav, i tillegg til at det trekkes i tvil om k jøp av kvotene faktisk fører til utslippsreduksjoner. EU vil for eksempel ikke tilla te kjøp av kvoter i det internasjonale markedet for CDM-kvoter, (Klima- og miljødepartementet, 2015) for ikke-kvotepliktig sektor for å nå målet o m utslippsreduksjoner i 2030 (EU, 2014). Både FNs klimapanel (IPCC, 2014) og EU (EU, 2014) l egger til grunn at utslippene av klimagasser må gå mot to-gradersbanen i 2050 for at ikke de marginale skadekostnadene skal bli for høye. Norge har sluttet seg til denne politikken. De samfunnsøkonomiske kostnadene ved ut slipp av klimagasser vil 47 Clean Development Mechanisms (CDM)-kvoter er kvote r knyttet til ”Den grønne utviklingsmekanismen”, Kyotoprotokollen (1998), som gjør det mulig å kjøpe utslippsreduksjoner i form av konkrete utslippsredu serende prosjekter i andre land. Tilgangen på slike prosjekter reguleres av FN (UNFC CC, 2014). 48 EU-kvotesystemet har en sterkere institusjonell op pbygging enn markedet for CDM- kvoter eller kvoter fra andre/nye mekanismer, herun der fra andre forpliktelsesperiode av Kyotoprotokollen. CDM-kvotene anses å ha en mer usi kker framtid enn EU-kvoter. 96 Concept rapport nr. 48 på lengre sikt derfor tilsvare den globale marginal e rensekostnaden som gjelder ved to-gradersmålet. I avsnitt 4.3 er det vist til ulike beregninger av den globale marginale rensekostnaden ved to-gradersmålet helt t il 2050. Disse er alle stigende over tid. Foreløpig er ikke en slik kostna dsvekst reflektert i de framtidige kvoteprisene hverken i EU ETS eller i ma rkedet for CDM. Det kan være ulike årsaker til det. For det første går ikke futures-markedene så langt fram som til 2030, for det andre er fortsatt tilbud et av kvoter i de ulike markedene for stort, og for det tredje kan det være imperfeksjoner i kvotemarkedene knyttet til mangel på en konsistent og stram nok klimapolitikk, nærsynthet blant investorer etc. Sku lle den nasjonale eller internasjonale politiske situasjonen endres, for ek sempel ved at det vedtas nye bindende klimamål for Norge i forbindelse med klima forhandlingene i Paris i desember 2015, er det den marginale rensekostnaden gitt disse nye målene som bør ligge til grunn for karbonprisen(e) ved klimaga ssutslipp. 4.6 Konkluderende merknader Når lønnsomheten av store prosjekter med lang levet id skal vurderes, kan kostnader knyttet til effekter på klimagassutslipp være betydelige. Dette vil gjelde både prosjekter som er en del av klimapoliti kken, som f.eks. vurdering av effekter av klimapolitiske tiltak for å nå mål o m utslippsreduksjoner, og andre prosjekter. Denne artikkelen drøfter de samfu nnsøkonomiske kostnadene ved utslipp av klimagasser. Kostnadene v ed klimagassutslipp varierer betydelig avhengig av hvilken klimapolitik k som føres, samtidig som FNs klimapanel trekker fram at skadekostnadene ved å overstige to- gradersmålet i 2050 kan være betydelige. Dagens kvo tepriser både i EUs kvotemarked (EU ETS) og knyttet til den grønne utvi klingsmekanismen (markedet for CDM), ligger betraktelig under skadek ostnaden (eller nødvendig marginalkostnad for å nå togradersmålet) de neste å rene. På den annen side ligger CO 2-avgiftene i Norge noe høyere enn en bane basert på to-gradersmålet til FN på kort sikt, mens på lengre sikt vil to-gra dersbanen komme opp på og gå forbi dette nivået. Den samfunnsøkonomiske kostn aden ved klimagassutslipp i Norge vil på lang sikt reflekter es av to-gradersbanen. 97 Concept rapport nr. 48 Referanser Bye, B. og K. E. Rosendahl (2012): Karbonlekkasje: Årsaker og virkemidler, Samfunnsøkonomen nr. 1/2012. EU (2014): Climate and Energy Policy Package for 20 30, (http://ec.europa.eu/clima/policies/strategies/2030 /index_en.htm) Finansdepartementet (2012): Samfunnsøkonomiske analyser , NOU 2012: 16. Finansdepartementet (2015): Sett pris på miljøet , NOU 2015: 15. FN (1992): FNs rammekonvensjon om klimaendring (The United Nations Framework Convention on Climate Change (UNFCCC)). IPCC (2014): Climate Change 2014 - Synthesis Report - Summary for Policymakers, the Fifth Assessment Report of the Intergovernmenta l Panel on Climate Change, https://www.ipcc.ch/pdf/assessment- report/ar5/syr/AR5_SYR_FINAL_SPM.pdf Klimakur 2020, (2010): Tiltak og virkemidler for å nå norske klimamål mot 2020, Rapport. TA nr. 2590/2009. Klima- og miljødepartementet (2015): Meld. St. 13 ( 2014-2015) Ny utslippsforpliktelse for 2030 – en felles løsning m ed EU . Kyotoprotokollen (1998): Kyoto Protocol To The United Nations Framework Convention On Climate Change , Kyoto, Japan. Miljøverndepartementet (2012): Meld. St. 21 (2011–2 012) Norsk klimapolitikk . Sandmo, A. (1975): Optimal taxation in the presence of externalities, Swedish Journal of Economics 77. 86-98. Stern, N. (2006): Stern Review on the Economics of Climate Change, HM Treasury, Storbritannia. UNFCCC (2014): CDM accreditation standard, Version 06.0, CDM-EB46- A02-STAN, United Nations Framework Convention on Cl imate Change, http://cdm.unfccc.int/sunsetcms/storage/contents/st ored-file- 20140721152731014/accr_stan01.pdf Weitzmann, M. L. (1974): Prices vs. quantities, Review of Economic Studies 41(4) 477-491. 99 Concept rapport nr. 48 Del 2 Håndtering av miljøproblemer på noen utvalgte områder 100 Concept rapport nr. 48 5 Økonomiske virkemidler i miljøpolitikken Snorre Kverndokk, Frischsenteret 49 Dette kapitlet tar for seg økonomiske virkemidler i miljøpolitikken med et spesielt fokus på omsettbare utslippskvoter og milj øavgifter. Vi starter med å beskrive fordeler og ulemper ved disse to virkemidl ene, og ser deretter litt nærmere på kvotesystemer slike som EUs system for k limagassutslipp. Vil omsettbare kvoter gi kostnadseffektivitet på både k ort og lang sikt? Hva kan grunnene være til at det er en del motstand mot oms ettbare kvoter? Kapitlet avslutter med å se på virkninger av nasjonale tilta k under kvotehandelsystemer og utforming av virkemidler i klimapolitikken når i kke alle land er med på en avtale. 5.1 Innledning Mange investeringsprosjekter vil ha miljøkonsekvens er. Men det er ikke nødvendigvis de som foretar investeringene og event uelt vil profitere på dem som bærer kostnadene ved et forringet miljø. Et nyl ig eksempel er gruveprosjektet ved Førdefjorden hvor et gruveselsk ap har fått tillatelse til deponering av avgangsmasse i fjorden. Deponering av masse er nødvendig for å drive gruvedrift, men et sjødeponi vil, i følge M iljødirektoratet, medføre «varige endringer i artssammensetningen på fjordbun nen» 50 i tillegg til en rekke andre miljøulemper. Dette vil kunne gi negative kon sekvenser for samfunnet og dermed samfunnsøkonomiske kostnader som ikke bær es av dem som profiterer på prosjektet. Eksempelet illustrerer de t man kaller negative eksterne effekter av et prosjekt. Uten å ta stilling til det konkrete gruveprosjektet, kan 49 Adresse: Frischsenteret, Gaustadalleén 21, 0349 Os lo, e-post: snorre.kverndokk@frisch.uio.no. 50 Se www.miljodirektoratet.no/no/Nyheter/Nyheter/201 5/April-2015/Miljodirektoratets- anbefaling-om-gruvedrift-i-Engebofjellet/ 101 Concept rapport nr. 48 dette medføre at en del prosjekter settes i gang se lv om de ikke er samfunnsøkonomisk lønnsomme. Prosjektene er bedrift søkonomisk lønnsomme, det vil si at nåverdien av inntektene er høyere enn nåverdien av de privatøkonomiske kostnadene. På den annen side er i kke alle kostnadene med da noen av dem, som miljøkostnader, ikke i utgangsp unktet belastes prosjektet. Hvis disse er høyere enn nåverdien av den bedriftsø konomiske profitten, er ikke prosjektet samfunnsøkonomisk lønnsomt og bør i kke settes i gang. For å sikre at samfunnsøkonomisk ulønnsomme prosjek ter stoppes, er det viktig at myndighetene regulerer miljøforurensing. Hvis reguleringen blir riktig gjort vil samfunnsøkonomiske gunstige prosjekter væ re bedriftsøkonomisk lønnsomme, mens samfunnsøkonomiske ugunstige prosje kter ikke igangsettes. Hensikten med dette bokkapitlet er å gi en liten gj ennomgang av en type virkemidler som myndighetene kan bruke i regulering en, nemlig økonomiske virkemidler. 5.2 Typer virkemidler Det finnes en rekke virkemidler myndighetene kan br uke for å regulere forurensning. Disse kan grupperes under overskrifte ne direkte reguleringer, økonomiske virkemidler og etterspørselsstimulerende virkemidler. Den siste kategorien har elementer av både direkte regulering er og økonomiske virkemidler og kunne vært fordelt på disse, men vi har valgt å sette den opp som en egen kategori for å illustrere at det finnes ulike støtteordninger for fornybar energi. Direkte reguleringer Direkte reguleringer eller virkemidler er gjerne på bud, forbud eller utslippsreguleringer. Det kan for eksempel være et påbud om bruk av en bestemt teknologi, for eksempel beste tilgjengelige teknologi (Best Available Technology - BAT) som er et uttrykk som brukes i mi ljøavtaler eller ved fastsettelse av miljøstandarder. Både i miljølovgiv ningen i USA (Clean Air Act, Clean Water Act), og i EU-direktiver brukes slike t eknologikrav. Forbud kan rette seg mot bruk av bestemte typer gasser. Et eks empel på dette er forbud mot bruk av klorfluorkarboner (KFK) som ble innført gjennom Montreal- protokollen fra 1987, og som regulerer utslipp av g asser som skader ozonlaget. KFK-gasser ble blant annet brukt i fryseanlegg og i spraybokser, men ble etter forbudet erstattet av andre mindre skadelige gasser . Et tak på hvor mye man kan slippe ut gjennom en utslippsregulering er også et vanlig virkemiddel i 102 Concept rapport nr. 48 miljøpolitikken. I eksempelet innledningsvis om gru veprosjektet ved Førdefjorden ble det gitt tillatelse til utslipp av 250 millioner tonn avfall, altså en utslippstillatelse på en gitt mengde forurensing . Fordelene ved direkte virkemidler er at myndigheten e har kontroll på hvor mye som slippes ut eller at man unngår bruk av spes ielt farlige substanser. Dette kan være spesielt viktig hvis det er fare for å nå visse terskelverdier, dvs. at for en gitt mengde forurensning kan skadevirknin gene akselerere og det kan skje katastrofale utfall (for eksempel skogsdød, dø de elver, klimakatastrofer). På den annen side kan en ulempe ved direkte virkemi dler være at utslipps- reduksjonene ikke blir foretatt på den billigste må ten (de er ikke kostnads- effektive ). Dette vil gjelde hvis man har et mål på samlet u tslipp og det blir gitt utslippstak til flere enheter som slipper ut den sa mme typen forurensning. Dette kommer vi tilbake til i avsnitt 5.3. Økonomiske virkemidler Økonomiske virkemidler er virkemidler som påvirker prisene som forurenseren står ovenfor. Typisk vil dette være av gifter, subsidier eller omsettbare kvoter. 51 En miljøavgift er en avgift som legges på en enhet forurenset mengde. Et eksempel er CO 2-avgiften (avgift på utslipp av karbondioksid) som legges på en enhet CO 2 som slippes ut. Norge innførte, som ett av de første landene i verden, en CO 2-avgift på mineraloljer og bensin i 1991. Subsidier er en negativ avgift, dvs. et prisv irkemiddel som gjør det billigere å bruke visse varer eller teknologier. I Norge brukes for eksempel subsidier til fornybar energi som et virkemiddel fo r å øke produksjonen av 51 Kyotoprotokollen for å regulere klimagassutslipp s om ble undertegnet i 1997 åpnet for nye økonomiske virkemidler i klimapolitikken som of te betegnes som fleksible mekanismer, se Kverndokk (2007). Dette betyr at uts lippsreduksjonene ikke trengs å tas innenfor egne grenser. Det tillates omsettbare utsl ippskvoter som regulerer totalutslippene i landene som har utslippsreduksjoner. I tillegg kan Kyoto-landenes samlede utslipp overstige beholdningen av kvotene dersom mellomlegg et dekkes opp av utslippsreduksjoner gjennom skogprosjekter i Kyoto- land eller gjennom utslippsreduserende tiltak i u-land. Det siste refe reres til som den grønne utviklingsmekanismen eller CDM-prosjekter (Clean De velopment Mechanism). Et Kyoto- land kan også øke sine utslipp gjennom såkalte fell es gjennomføringstiltak (Joint Implementation). Det betyr at det investerer i utsl ippsreduksjoner i et annet Kyoto-land og får godskrevet disse utslippsreduksjonene. Vi omtal er ikke de to siste virkemidlene i dette kapitlet da de ikke ser ut til å spille noen stor r olle i en framtidig klimaavtale. For eksempel vil ikke EU tillate disse som virkemidler i periode n 2020-2030. 103 Concept rapport nr. 48 dette. 52 Omsettbare kvoter er også et viktig økonomisk virk emiddel. Land eller utslippsenheter får tildelt et bestemt antall utsli ppskvoter som svarer til deres utslippsforpliktelser og som kan omsettes i et mark ed. På denne måten kan utslippsenheter som har høye marginale kostnader ve d utslippsreduksjoner kjøpe kvoter av enheter som har lave marginale kost nader. Under visse forutsetninger som vi kommer tilbake til i avsnitt 5.3, vil dette gi kostnadseffektivitet. Omsettbare utslippskvoter ble første gang innført i USA i 1995 for å regulere utslipp av svoveldioksid. Sener e har flere kvotemarkeder kommet til, blant annet EUs kvotemarked for å regul ere utslipp av drivhusgasser (The EU Emissions Trading System - EU ETS), noe som vi kort omtaler i avsnitt 5.4. Etterspørselsstimulerende tiltak En tredje type virkemidler er etterspørselsstimuler ende tiltak som for eksempel grønne sertifikater og innblandingspåbud av biobren sler. Grønne sertifikater er en felles norsk-svensk støtteordning for utbygging av fornybar energi som ble innført i 2012 med den hensikt å øke produksjon og etterspørsel etter slik energi. Eksisterende strømleverandører må kjøpe el- sertifikater av kraftprodusenter som bygger ut fornybar kraftproduk sjon. Ordningen støtter all ny kraftproduksjon basert på vann, vind og bio og forvaltes av Norges vassdrags- og energidirektorat. Strømkundene finans ierer ordningen ved at strømleverandørene legger elsertifikatkostnaden inn i strømprisen. Dette kan dermed også ses på som en subsidie av ny fornybar e nergi. Til slutt vil innblandingspåbud av biobrensler være et tiltak for å øke etterspørselen etter disse. For hver liter bensin man kjøper under et sl ikt påbud øker etterspørselen etter biobrensler. Etterspørselsstimulerende tiltak er effektive når d et gjelder å øke etterspørselen etter godet det er ment til å stimulere, men de er ikke nødvendigvis virkemidler som sikrer kostnadseffektivitet eller optimal bruk av bruk av ulike teknologier. 5.3 Omsettbare kvoter eller avgifter? Ovenfor er det nevnt en fordel ved økonomiske virke midler som ikke i utgangspunktet gjelder andre virkemidler: Utslippsr eduksjonene vil foregå på billigst mulig måte, noe som betyr at virkemidlene gir kostnadseffektivitet. En 52 ENOVA gir f.eks. investeringsstøtte for å øke bruk en av miljøvennlig teknologi. 104 Concept rapport nr. 48 betingelse for en kostnadseffektiv miljøpolitikk er at den marginale tiltakskostnaden er lik for alle utslippsenheter. 53 Dette vil kunne oppnås hvis man innfører en lik avgift for disse enhetene. Et v elfungerende kvotemarked vil også sørge for at det danner seg én pris i mark edet. Med velfungerende menes at det ikke er markedsmakt i kvotemarkedet og at ikke transaksjonskostnadene er for høye. Usikkerhet Omsettbare kvoter og avgifter vil derfor i utgangsp unktet gi den samme tilpasningen gitt at kvoteprisen er den samme som a vgiften. Mens en avgift regulerer hva forurenserne betaler for hver enhet f orurensning de slipper ut (for eksempel tonn CO 2), regulerer omsettbare kvoter hva den totale utslippsmengden skal være. Hvis det ikke er noen us ikkerhet om hva det koster å redusere utslippene, vil det derfor være det samm e om man bruker omsettbare kvoter eller avgifter for å oppnå den øn skede utslippsmengden. Hvis det derimot er usikkerhet, må man foreta valge t mellom å treffe på utslippsmengden med en gang (kvoter) eller å velge en avgift og justere denne etter hvert slik at ønsket utslippsmengde oppnås. E t argument for å velge kvoter er at det kan være kan være terskeleffekter (se over), dvs. at det å bomme på utslippsmengden kan gi store negative effe kter. På den annen side kan et argument for å velge avgifter være forutsigb arhet for bedriftene. Med omsettbare kvoter kan prisene svinge mye, noe som h ar vært tilfelle i EU-ETS. Bedriftene vil dermed ikke nødvendigvis få forutsig bare rammebetingelser i et kvotemarked. Med avgifter vil derimot rammebetingel sene bli mer forutsigbare gitt at myndighetene velger å holde disse på et for holdsvis stabilt nivå over tid, eller annonserer endringer god tid i forveien. I en klassisk artikkel har Weitzman (1974) analyser t ulemper og fordeler ved de to virkemidlene når det er usikkerhet rundt kostnad ene ved utslippsreduksjoner og miljøeffektene av utslipp. W eitzmans hovedresultat er at avgifter bør foretrekkes når marginalnytten av u tslippsreduksjoner (alternativt marginalskaden) er relativt konstant, mens kvoter bør foretrekkes når de marginale tiltakskostnadene er relativt kons tante. På den måten blir ikke konsekvensene av å ta feil veldig store. Weitzmans arbeid har blitt utvidet av 53 Dette forutsetter at miljøskaden er omtrent lik fo r utslipp fra alle enheter. Dette vil være tilfelle for klimagassutslipp, men ikke nødvendigvi s for utslippskomponenter som gir lokal skade. I slike tilfeller bør avgiften differensiere s. 105 Concept rapport nr. 48 andre til også å gjelde klimagassutslipp hvor det e r beholdningen av klimagassene i atmosfæren som gir skade og ikke str ømmen av utslipp (de årlige utslippene). Basert på empiri om kostnader o g gevinster av klimatiltak konkluderer disse arbeidene med at avgifter vil gi høyere forventet velferd enn omsettbare kvoter. Fordeling En kritikk mot miljøavgifter kan være at de virker regressivt, dvs. at de rammer hardest dem som tjener minst, se for eksempel Kvern dokk og Rose (2008). Grunnen er at lavinntektsfamilier bruker en større del av sitt budsjett på utgifter til energi. Denne konklusjonen ble imidler tid utfordret i den siste hovedrapporten til FNs Klimapanel (IPCC, 2014) som konkluderer med at avgifter i transportsektoren kan ramme rike mest, s pesielt i fattige land. Fordelingsaspektet, om ikke på individnivå, kan til en viss grad ivaretas av et system for omsettbare kvoter, da kostnadseffektivit et vil oppnås uavhengig av hvordan kvotene fordeles. Den initiale kvotefordeli ngen vil derfor være avgjørende for fordelingseffektene av virkemiddelet , og det er en stor litteratur på hva som er en rettferdig kvotefordeling mellom l and i klimapolitikken. Et system med omsettbare kvoter kan derfor være et velegnet virkemiddel for å fordele kostnader mellom land hvis vi ser på inte rnasjonal klimapolitikk (Hagem og Kverndokk, 2014). Dette vil ikke nødvendi gvis være tilfelle ved et internasjonalt avgiftssystem. Dette må i de fleste tilfeller suppleres med internasjonale overføringer, noe som kan innebære s tore pengeoverføringer over landegrenser og gjøre det vanskelig å få inter nasjonal aksept for systemet. Et annet problem med et internasjonalt avgiftssyste m er at land kan unngå effekten av avgiften gjennom endringer i det eksist erende nasjonale avgiftssystemet. Dersom de for eksempel gjennom en klimaavtale blir pålagt å innføre en ny avgift på CO 2, kan hele effekten av denne forsvinne dersom de velger å redusere en eksisterende avgift på fossile brensler tilsvarende. Markedsmakt Ovenfor ble det nevnt at markedsmakt i kvotemarkede t kan føre til at man ikke lenger oppnår kostnadseffektivitet. Markedsmak t kan hindres ved å fordele kvotene initialt slik at det ikke blir noen store selgere eller kjøpere. Hagem og Westskog (2009) har foreslått en mekanisme for kvotetildeling over tid som kan redusere utnyttelse av markedsmakt, sam tidig som byrdefordelingshensyn blir ivaretatt. Dette innebær er å tildele framtidige kvoter 106 Concept rapport nr. 48 basert på dagens kvotepris. Store selgere (kjøpere) vil dermed få et redusert insentiv til å utnytte markedsmakten til å presse p risen oppover (nedover). 5.4 Litt om EUs kvotehandelsystem Fra 1. januar 2005 innførte både Norge og EU hvert sitt kvotesystem for utslipp av klimagasser. Det norske systemet lå nær opp til EUs system og hadde en prøveperiode på 3 år. Fra 2008 ble det nor ske systemet integrert fullt ut i EUs system; EU-ETS. Bedrifter som er omfattet av EUs kvotesystem kan fritt handle med EU-kvoter seg i mellom. 54 EU-ETS er nå inne i sin tredje fase (2013-2020) og omfatter mer enn 11.000 kraft- og industrielle anlegg i 31 land (28 EU-land i tillegg til Island, Liechtenstein og Norge). De industrielle anleggene som er med består av energiintensive produksjonsenheter som oljeraffiner ier, stål- og jernverk, aluminiumsverk etc., i tillegg er flyvninger mellom deltakerlandene som er med i ordningen. Kvotesystemet regulerer ca. 45 % av dr ivhusgassutslippene i disse landene, og omfatter i tillegg til CO 2-utslipp også utslipp av nitrogenoksider (N 2O) og perfluorkarboner (PFCs). De resterende utslip pene kommer i stor grad fra landbruk, transport og søppelhåndtering (i kke-kvotepliktige sektorer). I disse sektorene er det også begrensede muligheter for fleksible mekanismer, dvs. at reduksjonene kan tas i andre sektorer eller land, men de er i veldig liten grad blitt brukt. EU-ETS har blitt revidert underveis for eksempel ve d at det nå er et tak for utslipp innen EU og ikke lenger nasjonale tak, auks jonering av kvoter istedenfor fri utdeling har blitt hovedprinsippet ( mer enn 40 % av kvotene ble auksjonert ut i 2013), og flere sektorer og gasser har blitt inkludert. Et problem med EU-ETS er at det har blitt opparbeid et et stort overskudd av kvoter og prisen på kvotene er i dag veldig lav (ne d mot 5 euro per tonn CO 2), noe som i stor grad skyldes den økonomiske krisen i Europa. Dette planlegges rettet opp framover ved en omfattende revisjon av s ystemet for neste fase (2021-2030). En markedsstabilitetsreserve av kvoter for å prøve å stabilisere prisen skal etableres, samtidig som at det stadig s trammes inn på antall kvoter. Det samlede kvotetaket vil reduseres med 2,2 % per år fra 2021 sammenlignet med 1,74 % per år i den nåværende fasen. Muligheter for å koble EU-ETS 54 Se http://ec.europa.eu/clima/policies/ets/index_en .htm 107 Concept rapport nr. 48 nærmere sammen med ikke-kvotepliktig sektor er også på den politiske agendaen. Norge har annonsert at vi vil koble oss til EUs kli maforpliktelser i perioden 2020-2030 (Meld.St. 13, 2014-2015). Dette innebærer at vi ikke bare vil være en del av EU-ETS, men våre utslipp i ikke-kvotepliktig sektor vil også bli regulert gjennom EUs klimapolitikk. EUs annonserte mål er 40 % reduksjon i klimagassutslippene fra 1990 til 2030, fordelt på 4 3 % reduksjon i kvotepliktig sektor (EU-ETS) i forhold til 2005-nivå og 30 % i f orhold til 2005 nivå i ikke- kvotepliktig sektor. Det er verd å merke seg at båd e EU og Norge har ambisiøse mål også for 2050. EU har et langsiktig m ål om å kutte utslippene med 80-95 % i 2050 i forhold til 1990-nivå, mens No rge har som mål å bli et karbonnøytralt samfunn fra 2050. Det siste innebære r at vi kan bruke fleksible mekanismer og vi har ikke satt et tak på hvor stor del av utslippsreduksjonene som skal tas ute eller hjemme. Som nevnt ovenfor består EU-ETS av ulike faser hvor 2021-2030 blir den fjerde fasen. To mekanismer kan knytte disse fasene sammen, nemlig «banking» og «borrowing». «Banking» innebærer at ma n kan spare opp ubrukte kvoter og ta dem med i senere periode, mens «borrow ing» går på at man kan låne kvoter og betale dem tilbake i senere perioder (dvs. få utdelt mindre kvoter senere). I dag er reglene slik at det er beg rensninger på hvor mye man kan låne innenfor de ulike fasene, mens det ikke er regler på hvor mye man kan spare. Dette gjelder også innenfor ikke-kvotepl iktig sektor. Mellom den andre og tredje fasen har det vært mulig å få med s eg oppsparte kvoter, mens låning mellom periodene ikke har vært mulig. Reglen e for låning og sparing kan imidlertid endres framover. 5.5 Kostnadseffektivitet på kort og lang sikt Omsettbare kvoter innebærer fleksibilitet, dvs. man kan velge å foreta utslippsreduksjonene nå eller kjøpe kvoter slik at andre tar utslipps- reduksjonene i dag. Norge vil som nevnt over koordi nere sin klimapolitikk fram mot 2030 med EU. Dette betyr at vi vil bruke f leksible mekanismer gjennom EU-ETS-systemet samt de mulige fleksible me kanismene i ikke- kvotepliktig sektor for å oppfylle våre klimamål i 2030. Men både EU og Norge har også ambisiøse klimamål i 2050. I tillegg vet vi fra den siste IPCC- rapporten (IPCC, 2013) at for å nå to-gradersmålet må verden være karbonfri på slutten av dette århundret. Spørsmålet er da om kostnadseffektivitet på kort 108 Concept rapport nr. 48 sikt er konsistent med kostnadseffektivitet i det l ange løp når det langsiktige målet er et lavutslippssamfunn? Kostnadseffektivitet på kort og lang sikt er ikke n ødvendigvis kompatibelt. Dette vil være spesielt relevant hvis regjeringer h ar en forholdsvis kortsiktig horisont og ønsker å utsette upopulære tiltak som u tslippsreduksjoner av politiske grunner. Da vil kortsiktige gevinster bli foretrukket framfor langsiktige og politikken er ikke nødvendigvis tids konsistent. Anta at store investeringer i infrastruktur er nødvendig for å re dusere utslippene i en sektor. Et eksempel på dette kan være transportsektoren der en endring fra fossilt brensel til hydrogen og elektrisitet krever store i nvesteringer i ladenettverk. Et annet eksempel kan gjelde utslipp fra olje- og gass plattformer. Dette dekkes av EU-ETS i dag, men gitt at den norske olje- og gassb oringen vil fortsette i ytterligere 40 år, vil tiltak for å redusere utslip pene i denne sektoren trolig være nødvendige. Anta nå at vi har et mål i 2030, og at fleksible mekanismer kan brukes for å nå dette målet. Hvis banking av kvoter (lagring av kvoter til bruk på et senere tidspunkt) ikke er lov, er det mindre sannsynlig at slike store investeringer vil bli gjort mot slutten av tidsperi oden da man ikke vil være i stand til å dra nytte av disse investeringsprosjekt ene i neste periode hvis man har opparbeidet seg et kvoteoverskudd. Dermed er de t mer sannsynlig at fleksible mekanismer vil bli brukt som vil redusere utslippene i andre land, og at store investeringsprosjekter hjemme vil bli utsa tt. Dette gir kostnads- effektivitet på kort sikt, men ikke nødvendig kostn adseffektivitet i det lange løp da nødvendige infrastrukturinvesteringer vil bl i forsinket og dyrere tiltak kan bli nødvendig for å nå langsiktige mål. 5.6 Motstand mot kvotehandel – hva bunner denne i? Mens omsettbare kvoter er et miljøpolitisk virkemid del som er populært blant de fleste økonomer, har det ikke hatt like stor opp slutning i befolkningen ellers. I laboratorieeksperimenter utført ved Unive rsitetet i Oslo har for eksempel flertallet av deltakerne uttrykt at de ser på kvotehandel i miljøpolitikken som umoralsk, og kun et mindretall betrakter det som moralsk akseptabelt, se Kverndokk (2013). Det kan likevel v ære kulturelle forskjeller her og amerikanere ser ut til å være mer positive t il kvotehandel enn andre. 55 55 https://en.wikipedia.org/wiki/Emissions_trading#Pu blic_opinion 109 Concept rapport nr. 48 Det er flere eksempler på at beslutningstakere har ønsket å begrense tilgangen til å bruke omsettbare kvoter eller andre fleksible mekanismer. I Kyotoavtalen fra 1997 ble fleksible mekanismer innført som virke middel, men de skulle bare være et supplement til nasjonale tiltak. Dette følg es opp i klimaforliket på Stortinget i 2008 hvor det ble bestemt at to tredje deler av klimagassutslipps- reduksjonene våre skulle tas nasjonalt, altså en be grensing på hvor mye vi kan ta ved hjelp av kvotekjøp. På tilsvarende måte har EU-ETS begrenset tilgang til å benytte seg av fleksible mekanismer utenfor E U-området som felles gjennomføring av tiltak og den grønne utviklingsmek anismen (se fotnote 51 over). Det kan være ulike årsaker til motstanden mot kvote handel, se Kverndokk (2013). Disse kan ofte være basert på moralske argu menter og begrunnet ut fra konsekvensene av kvotehandel eller med hva som er r iktig eller galt uavhengig av konsekvensene. Flere negative konsekvenser av kvotehandel kan bli tillagt vekt. Det kan gå på fordelingsmessige virkninger av handel og fordeling av kvoter; manglende tro på at det faktisk vil gi reelle utslippsreduksjoner ; avdekket juks i forhold til tiltak gjennom den grønne utviklingsmekanismen; tap te gevinster ved å gjøre noe selv som reduserte lokale utslipp; at tiltak hj emme vil kunne gjøre det lettere for andre land å følge opp; og at mulighet for kvotehandel vil kunne utsette nødvendige infrastrukturinvesteringer hjemm e. Av større betydning vil nok holdningene til hva som kan omsettes i et marked være, se for eksempel Sandel (2012). Kvotehandel ka n føre til at noe som har blitt betraktet som galt, nemlig forurensing, ikke blir betraktet som galt lenger. 56 Det kan også redusere motivasjonen til å være milj øvennlig da ens utslippsreduksjoner bare gjør at andre kan forurens e mer. Man kan også se på det som en plikt å rydde opp etter seg (redusere eg en forurensning) og ikke la andre gjøre det. Det kan også være at visse goder b etraktes som «hellige» slik at markedet ikke bør blandes inn. Slike goder kan ha m ed kropp å gjøre (blod, nyrer, organdonasjon, sex), men også miljø. Studier viser for eksempel at folk i tillegg til egen vinning også bryr seg om hvordan d et går med andre; de har sosiale preferanser. Laboratorieeksperimenter viser imidlertid at vi legger fra oss de sosiale preferansene når vi går inn i et mar ked (Ciccone m.fl., 2015). 56 Dette argumentet har vært rettet mot avgifter også . 110 Concept rapport nr. 48 5.7 Nasjonale tiltak under et internasjonalt kvotehandelssystem Det å være med i et internasjonalt kvotemarked kan føre til det ikke alltid er miljøgevinster av nasjonale tiltak. Tiltak i Norge i kvotepliktig sektor under EU-ETS vil ikke gi noen endringer i utslippene i EU -området da det kun innebærer at vi vil ha flere kvoter å selge/mindre kvoter å kjøpe. I slike tilfeller vil det faktisk kunne skje at nasjonale klimatiltak kan øke klimagassutslippene globalt. Hvis for eksempel de nasjonale tiltakene r eduserer etterspørselen etter fossile brensler vil det kunne føre til at prisene på disse brenslene faller. Dette kan igjen føre til at etterspørselen etter fossile brensler øker i land som ikke er regulert av kvotesystemet og utslippene kan øke i d isse landene. Siden utslippene i land omfattet av kvotesystemet er uend ret vil dermed globale utslipp øke. Elektrifisering av oljeplattformene på Utsirahøyden er et nasjonalt tiltak som har vært mye diskutert de siste årene. Dette vil re dusere utslippene på sokkelen, og gassen som brennes der for å lage strø m vil dermed kunne selges på det internasjonale markedet. Men olje- og gasspr oduksjon og kraftmarkedet er allerede regulert av EU-ETS, og diskusjonen går på hvilke konsekvenser et slikt tiltak har på globale klimagassutslipp. Det er imidlertid ikke slik at man ikke skal gjenno mføre nasjonale tiltak selv om man er med i et internasjonalt kvotesystem. For det første bør man gjennomføre tiltak som er billigere enn å kjøpe uts lippskvoter. For det andre kan det være langsiktige effekter som kan være vans kelig å forutsi. Overskuddet på kvoter i EU-ETS har for eksempel før t til at EU vil øke nedtrappingen av det samlede kvotetaket som referer t over. Til slutt kan det være infrastrukturinvesteringer som vil være verdt å gjennomføre da de vil redusere framtidige utslipp, selv om de vil være dy re i dag. Spesielt vil det kunne gjelde hvis tidshorisonten på prosjektet stre kker seg langt utover den planlagte kvotehandelsfasen, og landet har ambisiøs e langsiktige mål. 5.8 Virkemidler i klimapolitikken når ikke alle deltar Diskusjonen ovenfor viser problemer med klimapoliti kk når ikke alle land deltar i en avtale eller et kvotesystem. Det at kli matiltak i en gruppe land fører til høyere utslipp i land som ikke er med på samarb eidet om utslippsreduksjoner kalles karbonlekkasje . Karbonlekkasjen kan som nevnt over 111 Concept rapport nr. 48 skyldes priseffekter på fossile brensler som følge av lavere etterspørsel etter disse i land som gjennomfører klimapolitikk. Den ka n også skyldes at etterspørselen etter for eksempel norske energiinte nsive produkter faller da disse vil få en høyere pris, og at konsumentene der med vrir sin etterspørsel mot varer produsert i land uten klimapolitikk. Prod uksjonen kan dermed flytte utenlands. Karbonlekkasje kan få konsekvenser for bruk av klim agassavgifter. Kostnads- effektivitet innebærer som nevnt at alle skal still es ovenfor den samme avgiften. Har vi derimot en målsetning om å reduser e globale utslipp med en viss størrelse, kan man forsvare differensierte avg ifter (Hoel, 1996). Hvis et land eller en gruppe av land ønsker å redusere karb onlekkasjen for å nå en målsetting om reduksjon i globale utslipp, og denne karbonlekkasjen skyldes at produksjonen av konkurranseutsatte varer delvis fly ttes til land uten klimapolitikk, vil det kunne være ”nest best” optim alt med lavere avgiftssatser for konkurranseutsatt industri. På den annen side v il man kunne hindre karbonlekkasjen ved å bruke toll på import og ekspo rt begrunnet ut fra miljøhensyn. Slike avgifter er ikke innført i dag, og det forgår en diskusjon i faglitteraturen om muligheten av å innføre slike i EU. Et alternativ til differensierte avgifter kan også være å investere i direkte klimatiltak i de landene som får økte utslipp. Man kan for eksempel foreta skogplanting eller energieffektivisering som gir ut slippsreduksjoner tilsvarende økningen i utslipp fra landenes industri. Hvorvidt slike direkte investeringer vil bli billigere for norsk økonomi enn differensierte avgifter er et empirisk spørsmål. 5.9 Avsluttende kommentarer De siste 20-30 årene har økonomiske virkemidler vun net innpass i miljøpolitikken. Dette gjelder særlig bruk av miljø avgifter og omsettbare kvoter. Det har likevel ikke skjedd uten motstand. I mange land, som for eksempel USA, er det en stor skepsis mot å innføre avgifter, mens kvotehandel ser ut til å være lettere å innføre. I Norge er ikk e skepsisen til avgifter like stor, men vi har hatt en større skepsis mot kvotehandel. Særlig etter kollapsen av EU-ETS med veldig lave priser har nok skepsisen til tatt. Likevel er det rimelig å tro at begge virkemidler har kommet for å bli. De fleste økonomer ser ut til å favorisere bruk av avgifter i klimapolitikken, bl.a. basert på diskusjonen rundt fordeler og ulemp er ovenfor, og en global 112 Concept rapport nr. 48 karbonavgift er idealet. Dette er nok langt fra mul ig å realisere i overkommelig framtid, og kvotehandel ser dermed ut til å bli det økonomiske virkemidlet med størst utbredelse. I tillegg til EU-ETS som er drøftet over, er det nemlig innført regionale kvotemarkeder flere steder i verd en som for eksempel i Nord-Amerika, Sveits, New Zealand, og nylig har Kin a annonsert at de vil innføre et kvotemarked fra 2017. Kan man koble diss e markedene sammen vil man kunne komme nærmere drømmen om en global pris p å CO 2. Referanser Ciccone, A., R. Bråten og O. Røgeberg (2015): Fairn ess preferences in a bilateral trade experimenet, Working Paper 10/2015, CREE – Oslo Centre for Research on Environmentally friendly Energy Hagem, C. og S. Kverndokk (2014): Klimaendringer, k apittel 8 i O. Flåten og A. Skonhoft (red.): Naturressursenes økonomi , Gyldendal Hagem, C. og H. Westskog (2009): Allocating Tradabl e Permits on the Basis of Market Price to Achieve Cost Effectiveness, Environmental and Resource Economics , 42(2): 139-149 Hoel. M. (1996): Should a carbon tax be differentia ted across sectors?, Journal of Public Economics , 59: 17-32 IPCC (2013): Climate Change 2013: The Physical Science Basis . Working Group I Contribution to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change, WMO, UNEP IPCC (2014): Climate Change 2014: Mitigation of Climate Change . Working Group III Contribution to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change, WMO, UNEP Kverndokk, S. (2007): Det norske avgiftssystemet fo r klimagasser, RØST , 1: 56- 61, Radikalt økonominettverk Kverndokk, S. (2013): Moral positions on Tradable P ermits Markets, kapittel 22 i R. Fouquet (red.): Handbook on Energy and Climate Change Kverndokk, S. og A. Rose (2008): Equity and justice in global warming policy, International Review of Environmental and Resource Economics , 2(2): 135-176 Meld.St. 13 (2014-2015): Ny utslippsforpliktelse for 2030 – en felles løsnin g med EU , Det kongelige Klima- og miljødepartement 113 Concept rapport nr. 48 Sandel, M. J. (2012): What Money Can't buy: The Moral Limits of Markets . New York: Farrar, Straus and Giroux Weitzman, M. L. (1974): Prices vs. Quantities, The Review of Economic Studies , 41(4): 477-491. 114 Concept rapport nr. 48 6 Klimaproblemer og bærekraftig transport Harald Thune-Larsen Transportøkonomisk institutt I dette kapitlet vil vi diskutere klimautfordringen e, hvilken betydning transport har for utfordringene og se på noen generelle tilta k som kan være aktuelle i Norge for å møte utfordringene, blant annet med utg angspunkt i resultatene i TEMPO-prosjektet som er dokumentert i Fridstrøm og Alfsen (2014). 6.1 Klimautfordringen Registrerte klimaendringer Klimaet er i endring. Dette er ikke noe nytt, men e ndringene de siste 100 årene savner antagelig sidestykke. Mest omtalt er økningen i den globale gjennomsnitts temperaturen. Alle de tre siste tiårene har temperaturen i den lavere atmosfæ re vært varmere enn noe tidligere tiår siden temperaturmålingene startet i 1850, og trettiårsperioden 1983-2012 var trolig den varmeste på 1400 år på den nordlige halvkulen. Fra 1880 til 2012 har gjennomsnittstemperaturen steget med minst 0,65 °C 57. Også havet påvirkes. 90 % av samlet oppvarming side n 1970 har antagelig gått til oppvarming av havet, sammenlignet med 1 % til a tmosfæren. Varmekapasiteten er imidlertid langt større i havet enn i atmosfæren, og temperaturstigningen for de øverste 75 meterne har ligget på rundt 0,11 °C per tiår fra 1970 til 2010. I tillegg stiger havnivået. Fra 1901 til 2010 har d et globale havnivået steget med rundt 19 cm, og har steget med rundt 3,2 mm per år mellom 1993 og 2010. Den effektive endringen varierer fordi landet hever seg noen steder og synker andre steder. 57 IPCC 2014a 115 Concept rapport nr. 48 Av andre effekter er det naturlig å nevne: • Endring i nedbørsmengder, mindre i tørre strøk, mer i nedbørsrike områder • Mer ekstremvær, flere hetebølger • Endringer i havets saltnivå • Reduksjon i iskappene på Grønland og Antarktis • Smeltende isbreer • Mindre sjøis i Arktis Årsaker De fleste forskere er i dag enige om at menneskeska pte utslipp av klimagasser har stått for en vesentlig andel av klimaendringene de siste 60 årene. Menneskelig aktivitet har siden den industrielle re volusjonen medført omfattende utslipp av klimagassene karbondioksid (C O2), metan (CH 4) og lystgass (N 2O). Resultatet er at mengden av disse gassene i atm osfæren er høyere enn på minst 800 000 år. Fra en anslått ande l på under 300 ppm (0,03 prosent) i 1850, passerte andelen CO 2 i atmosfæren 402 ppm i juni 2015. Figur 6.1. Konsentrasjon av CO 2 i atmosfæren. Kilde: http://www.esrl.noaa.gov/gmd/obop/mlo/ Også mengdene av de andre gassene øker, selv om vek sten har avtatt noe for CH 4. Både metan og nitrogenoksid har langt kraftigere klimaeffekt per kg enn CO 2, men opptrer i langt mindre mengder. Det er vanlig å vekte disse gassene etter klimaeffekt i forhold til CO 2, der metan nå har en vekt på 25 mens 300 320 340 360 380 400 420 1958 1961 1964 1967 1970 1973 1976 1979 1982 1985 1988 1991 1994 1997 2000 2003 2006 2009 2012 2015 ppm År Gjennomsnittlig CO 2-konsentrasjon i juni Mauna Loa Observatory 116 Concept rapport nr. 48 lystgass har 298 ganger større klimaeffekt enn CO 258. Summen av vektede klimagassutslipp benevnes CO 2-ekvivalenter. De globale utslippene av CO 2 lå i 2010 på nærmere 35 GtCO 2 (milliarder tonn CO 2) og rundt 45 GtCO 2- ekvivalenter. Framtidsutsiktene Med klare tegn til endret klima og tiltagende konse ntrasjon av klimagasser er det stor interesse for hva vi kan forvente oss av k limaendringer i fremtiden. Det er laget en rekke scenarier for utviklingen i u tslipp og klimaeffekter. Ser vi frem mot år 2100 ligger det an til en samlet temper aturøkning i forhold til perioden 1986-2005 på rundt 3,7 °C i «business as u sual»-scenariet uten spesielle tiltak. Den tilsvarende økningen i havniv å på grunn av oppvarming og smeltende iskapper ligger på rundt 48 cm. Hva må til? Framtidsutsiktene uten tiltak vil få dramatiske kon sekvenser for livsvilkårene på jorden. For å begrense effektene til et forsvarl ig nivå bør temperatur- økningen i forhold til før-industrielt nivå begrens es til 2 °C. Det er svært nær sammenheng mellom temperatur og akkumulerte utslipp av klimagasser, og for å stoppe temperaturstigningen på dette nivået må sa mlet utslipp av CO 2 fra og med 2012 sannsynligvis begrenses til 1000 GtCO 2. IPCC anslår at tograders- målet er forenlig med 40-70 prosents reduksjon i CO 2-utslipp fra 2010 til 2050. 6.2 Betydningen av transport for klimaet Globalt Transportsektorens bidrag til klimaendringene bestå r i hovedsak av utslipp av karbondioksid (CO 2), men også utslipp av metan (CH 4) og lystgass (N 2O) bidrar til klimaeffektene. Sektoren har betydelige klimautslipp, og stod globa lt for direkte utslipp av 7 GtCO 2-ekvivalenter i 2010. I tillegg kommer indirekte ut slipp knyttet til generering av elektrisk strøm til transport og prod uksjon av drivstoff, transportmidler og infrastruktur. 58 http://www.miljodirektoratet.no/no/Nyheter/Nyheter /2015/Januar- 2015/Metodeendringer-gir-andre-totalutslipp-av-klim agasser/ 117 Concept rapport nr. 48 Samtidig øker utslippene raskt, og økte med 150 pro sent fra 1970 til 2010. 80 prosent av veksten skyldes økte utslipp fra vegtraf ikk, som økte sin andel av utslippene fra 60 prosent i 1970 til 72 prosent i 2 010. Også utslipp fra internasjonal luftfart øker raskt, men lavere vekst i innenlands luftfart gjør at luftfart i sum står for like stor andel av utslippene i 2010 som i 1970. Luftfart står nå som før for 10-11 prosent av utslippene fra transport, men bidrar i tillegg til klimaeffektene med utslipp av NO x som bidrar til dannelse av klimagassen ozon i stor høyde, samt dan nelse av kondensstriper og fjærskyer. Dette er effekter som er mer kortvarige enn effekten av CO 2-utslipp. Bidraget til global oppvarming er derfor større fra luftfart på kort sikt enn på lang sikt. Skipsfart, med omtrent samme andel av ut slippene, har på den annen side omfattende utslipp av partikler med en avkjøle nde effekt. I 2008 stod direkte utslipp fra transport for omtrent 15 prosen t av den globale oppvarmingen, fordelt med 10 prosent på vegtrafikk, 3 prosent på luftfart og 1 prosent på skipsfart. Med en tradisjonelt sterk sammenheng mellom BNP og transportarbeid forventes det fortsatt vekst i utslipp fra transpor t dersom intet gjøres. I IPCCs Baseline scenario antydes en vekst på over 50 % fra 2010 til 2050, men usikkerheten er stor. Norsk transport I Norge stod transport i 2012 for 26,2 prosent av k limagassutslippene (som omfattes av Kyoto-protokollen), fordelt på 19,2 pro sent fra vegtrafikk, 4 prosent fra innenriks sjøfart, 2,5 prosent fra inne nlands luftfart, 0,4 prosent fra småbåter og snøscootere og 0,1 prosent fra jernbane . De totale utslippene er beregnet til 52,7 millioner tonn CO 259. Persontransport i Norge Persontransport stod for ca. 15 prosent av norske i nnenlandske utslipp, omtrent 8 millioner tonn CO 2. Her dominerer personbilene, som stod for omtrent 67 prosent av utslippene, mens luftfart sto d for 14-15 prosent. For å vurdere klimaeffekten av luftfart må en også ta hen syn til oppvarming fra kondensstriper fra flyene. Disse har en mer kortvar ig effekt enn CO 2-utslipp, og tilleggseffekten er derfor avhengig av tidspersp ektivet. Mens effekter på skydekket varer noen dager så blir CO 2 i atmosfæren i hundrevis av år. 59 Fridstrøm og Alfsen (2014) 118 Concept rapport nr. 48 Personbilene stod samtidig for omtrent 80 prosent a v persontransportarbeidet mens luftfart stod for 6,3 prosent i 2012. I gjenno msnitt produserer altså flyreiser mer CO 2 per personkilometer enn bilreiser. Fly er likevel ikke den mest karbonintensive formen for persontransport i N orge. Persontransport med båt har langt høyere utslipp per personkilomete r enn andre transport- former. Dette er illustrert under. Figur 6.2. CO 2-utslipp per personkm for innenlands persontranspor t 2014. Kilde: Madslien og Kwong (2015). * Forutsetter et g jennomsnittsbelegg på 1,7. Faktiske utslipp per personkilometer varierer imidl ertid med forhold som belegg, trafikksituasjon og motorteknologi. Ved sam menligning av utslipp for en bestemt strekning må en også ta hensyn til at de finisjonen av en km varierer. For personbiler er antall km fra A til B avhengig av lengden på vegen mellom A og B. For fly mellom A og B er antall km i stedet definert som korteste mulige distanse i «luftlinje», selv om ogs å flyene tilbakelegger ekstra distanser på grunn av regulering av luftrom etc. For fly er det også store utslipp knyttet til start og landing som gjør at lengre flyturer får lavere utslipp per passasjerkilometer enn korte flyturer. Under er det vist et eksempel på hvordan dette kan se ut for bil- og flyreiser mellom Oslo og Bergen/Tromsø 60. 60 Lian mfl. (2007) 472 118 93 72 61 8 0 0 100 200 300 400 500 Gram CO 2per personkm 119 Concept rapport nr. 48 Tabell 6.1. CO 2-utslipp per personreise og personkilometer med bil og fly fra Oslo til Bergen/Tromsø. Oslo - Bergen Oslo - Tromsø Fly Bil Fly Bil Avstand i km 323 496 1114 1647 Belegg 0,67 0,4 0,71 0,4 Kg CO 2/reise 55 39,2 109 130,1 g CO 2/personkm 170 79 98 79 For reiser over store avstander kan altså flyreiser medføre mindre utslipp av CO 2 enn en personbil med to personer på grunn av høyer e belegg og kortere distanse. Flyreiser medfører imidlertid som nevnt o gså klimaeffekter fra kondensstriper og utslipp av vanndamp og nitrogenok sid i stor høyde. Nordmenns utenlands flyreiser Også flyreiser ut av landet står for store utslipp av CO 2. I 2012 stod fly fra norske lufthavner til første lufthavn i utlandet fo r nær 1,4 millioner tonn. Reisevaneundersøkelser på fly viser at omtrent 2 av 3 flyreiser mellom Norge og utlandet utføres av passasjerer bosatt i Norge. Utslippene fra nordmenns utenlands flyreiser til og fra norske lufthavner ut gjør dermed i underkant av 2 millioner tonn CO 2. I tillegg kommer utslipp knyttet til transfer vid ere fra (til) første lufthavn. Ifølge Aamaas (2013) stod nordmenns flyreiser i 200 9 for 26 prosent av persontransportarbeidet og 52 prosent av klimaeffek tene fra (nordmenns) persontransport. Dette regnestykket inkluderer alle nordmenns flyreiser, der fly står for mesteparten av persontransportarbeidet på reiser til utlandet. Godstransport Godstransport stod for ca. 11 prosent av de innenla ndske utslippene, 6 millioner tonn CO 2. Regner en også med øvrig godstransport på norsk område ved å ta hensyn til den delen av utenlands g odstransport som foregår på norsk område, så anslås utslippene fra godstrans port i 2012 til 8,4 millioner tonn. Nesten hele utslippet skyldes sjøtransport og vegtransport, og her er vegtransporten den mest karbonintensive transportfo rmen. 120 Concept rapport nr. 48 Tabell 6.2. Anslått CO 2-utslipp per tonnkm på norsk område 2014. Lastebil Skip Tog 121 57 10 6.3 Tiltak for å redusere klimaeffekten fra norsk transport Fra 1990 til 2007 økte klimagassutslippene fra nors k innenlands transport med 29 prosent. I samme periode har antall personkilome ter økt med 32 prosent og antall tonnkilometer med 84 prosent. Siden 2007 har transportarbeidet økt med omtrent 1 prosent i året, mens utslippene har s tagnert som følge av energieffektivisering. Transportsektorens gjennomsn ittlige karbonintensitet har altså avtatt over tid, og i senere år har nedgangen vært omtrent stor nok til å kompensere veksten. I Rapport M 386/2015 61 legges det til grunn at trafikkvekst og effektivi sering vil medføre at utslippene vil holde seg stabile, i hvert fall til 2030, hvis det ikke gjennomføres tiltak for å redusere CO 2-utslippene fra transport-sektoren. I det følgende drøftes konkrete virkemidler for å o ppnå utslippsreduksjoner bl.a. med utgangspunkt i Fridstrøm og Alfsen (2014) , der en lang rekke tiltak er vurdert, og Madslien og Kwong (2015), der nyere sim uleringer med transportmodellene NTM6, RTM og den nasjonale godst ransportmodellen er omtalt. Generelt omfatter tiltakene redusert transportvolum , omfordeling av transport til mindre karbonintensive transportmidler og overg ang til mindre karbonintensiv teknologi. Mens tilpasning til mindre karbonintensiv teknologi tar lang tid fordi det tar tid å skifte ut fartøy og kjøretøy, kan transportvolum og transportmiddelvalg påvirkes raskere. Virkemidler som påvirker transpor tvolum vil dessuten gjerne påvirke transportmiddelvalg og omvendt. Videre kan en skille mellom økonomiske og regulatoriske virkemidler. Her ser vi i første rekke på effektene av økonomiske virkemidler. 61 Rapport M 386/2015. Klimatiltak og utslippsbaner m ot 2030. Miljødirektoratet. 121 Concept rapport nr. 48 Det mest opplagte virkemidlet for å begrense CO 2-utslippene er å øke prisen på utslippene eller på produkter som er sterkt korr elert med utslipp av CO 2. I hovedsak kan det gjøres med avgifter som rammer CO 2-utslipp eller ved å vedta et tak for CO 2-utslippene og fordele kvoter som det så er adgang til å omsette i et marked for å sikre at alle aktører stå r overfor samme pris på CO 2. Utslippskvoter I Norge er avgifter på CO 2 det viktigste økonomiske virkemiddelet for å begrense utslippene. EU og samarbeidsland som Norge har innført et felles tak for CO 2-utslipp fra et antall næringer og et felles system for fordeling og handel med CO 2-kvoter. Innenfor transportsektoren er det foreløpi g kun luftfart som omfattes av EUs kvotesystem. Systemet har så langt hatt begrenset effekt på grunn av lave markedspriser på CO 2-utslipp. Generelle CO 2-kvoter for luftfart er et velegnet virkemiddel sid en det også gir mulighet til å påvirke den raskt voksende internasj onale flytrafikken. I Thune- Larsen m.fl. (2009b) beregnes effekten av kvotepris er på inntil 1 kr/kg CO 2 (125 €/tonn) Billettprisen vil gjennomsnittlig øke med 6 prosent på utlandsflygninger ved 75 % overvelting. Resultatet er at utlandstrafikken vil bli redusert med 4-7 %. Trafikkreduksjonen vil i seg se lv redusere CO 2-utslippene fra utlandstrafikken ut fra Norge med inntil 130 00 0 tonn i 2030. I tillegg kan høye kvotepriser fremskynde energieffektivisering o g overgang til biodrivstoff utover energieffektiviseringen som er forutsatt i r eferansescenariet (40 prosent energieffektivisering fra 2007 til 2030). Andre beregninger tar utgangspunkt i langt lavere k votepriser. Anger og Køhler (2010) konkluderer med maksimalt 3,8 % reduk sjon i CO 2-utslipp fra fly ved en kvotepris på 30 €/tonn CO 2, mens Anger (2010) referer til beregninger med 7,4 % reduksjon ved en kvotepris på 40 €/tonn CO 2. For innlandstrafikken kan en i tillegg øke CO 2-avgiften på drivstoff. Dette vil redusere trafikk og utslipp, men noe av reduksjonen bli kompensert av økt biltrafikk. I Fridstrøm og Alfsen (2014) er det ref erert til beregninger av effekten av å øke billettprisene på fly med 25 pros ent på kort sikt. Det tilsvarer en kvote-pris eller avgift på CO 2 på 4-5 kr/kg, og medfører at flytrafikken faller med 15 prosent mens andre lange reiser øker med 2 prosent. Samlet utslippsreduksjon anslås til 84 000 tonn CO 2. 122 Concept rapport nr. 48 Økte drivstoffavgifter, bompenger og parkeringsavgifte r for personbiler Personbilene står for 67 prosent av utslippene fra persontransport. Dermed står virkemidler som reduserer personbilbruken sent ralt i de fleste tiltaksanalyser. I dette og de følgende tre avsnitt ene diskuteres tiltak som er analysert ved hjelp av transportmodeller i Madslien og Kwong (2015). Modeller er forenklinger av virkeligheten, og må to lkes med forsiktighet, spesielt ved analyser av «ekstreme» forutsetninger. Et diskutert tiltak er å øke drivstoffavgiftene for personbil. En økning på 50 prosent vil med en pris på 15 kr/liter og 2,5 kg CO 2/liter tilsvare en ekstra CO 2-avgift på omtrent 3 kr/kg CO 2. En slik ekstra avgift er beregnet å redusere CO 2-utslippene med 4 prosent for lange bilreiser og 9 prosent på korte reiser (under 70 km) basert på simuleringer f or Bergens-regionen 62. Medregnet effekten av økt buss- og flytrafikk blir nettoeffekten av dette tiltaket en utslippsreduksjon på nærmere 400 000 tonn CO 2 i 2028. Øker en i stedet kilometerkostnaden med 50 prosent så dobles nedgang en til 800 000 tonn CO 2, tilsvarende 12 prosent av samlet CO 2-utslipp fra persontransport i 2028. Effekten av økte bompengesatser er beregnet for lan ge reiser. Selv om antall lange bilreiser reduseres med 1 prosent, så går uts lippene bare ned med netto 7000 tonn CO 2 ved 50 prosent økning av takstene. For korte reiser er også parkeringsavgifter vurdert . Med parkeringsavgifter på 150 kr/dag for arbeidsparkering og 30 kr/time for k orttidsparkering reduseres utslipp fra korte reiser med 66 000 tonn CO 2 bare i Bergens-regionen. Lavere kollektivtakster på lange reiser (>70 km) Går det an å oppnå vesentlige utslippsreduksjoner v ed å lokke reisende fra bil til mer miljøvennlig kollektivtransport? For å test e ut dette er det også gjort simuleringer av hvordan halverte kollektivtakster p å lange tog- og bussruter slår ut. Det viser seg at dette er en blandet fornø yelse. Økt subsidiering av tog reduserer riktignok utslippene fra lange reiser med nærmere 50 000 tonn CO 2, 62 Dette er moderate effekter sammenlignet med anslag hos andre kilder. For eksempel anslår van Essen m.fl. (2009) at en CO 2-avgift på 180 €/tonn CO 2 vil redusere drivstofforbruket for personbiler med 24 prosent. O gså analyser gjengitt hos Elvik og Ramjerdi (2014) indikerer større prosentvise utslag på drivstoffsalget enn 4-9 prosent ved 50 prosents økning i drivstoffprisen. 123 Concept rapport nr. 48 men til gjengjeld medfører økt subsidiering av leng re bussreiser så stor økning i samlet aktivitetsnivå at satsingen totalt sett gir høyere utslipp. Kombinasjon av økonomiske virkemidler og raskere to g Effekten blir størst når flere tiltak gjennomføres samtidig. For lange reiser betyr 50 prosent økt drivstoffkost nad og 50 prosent høyere bomsatser alene omtrent 37 000 tonn lavere utslipp. Kombineres dette med 50 prosent lavere kollektivtakster, 25 prosent høyere flypris og 10 prosent raskere tog så reduseres utslippene fra lange reiser med 19 0 000 tonn. For korte reiser er de to mest effektive analyserte tiltakene 50 prosent økt kilometerkostnad, og 150/30 kr i parkeringsavgift. Hver for seg vil tiltakene redusere CO 2-utslippene i Bergens-regionen med 65-75 000 tonn C O2 og anslagsvis det 10-dobbelte for alle korte reiser i landet. Summeres effektene av de spesifiserte tiltakene for korte reiser, lange reiser og flyreiser til utlandet så blir konklusjonen at saml et potensiale for årlig reduksjon av CO 2-utslipp i 2028-30 fra persontransport ved bruk av økonomiske virkemidler kan ligge et sted mellom 1,5 og 1,7 millioner tonn CO 2. Det er verdt å merke seg at dette anslaget bygger på modellkjøringer, og at disse blir svært usikre når svært store endringe r blir lagt inn. Tiltak overfor godstransport For godstransport er det bare mulig å simulere effe ktene av tiltak for å omfordele transport til mer miljøvennlige transport midler. Dette gjør analysene mindre realistiske enn for persontranspor t. I referansescenariet øker utslippene fra godstransp ort fra 8,38 millioner tonn CO 2 i 2012 til 9,39 millioner tonn i 2028. Da er all g odstransport på norsk område regnet med. Det alternativet som er mest sammenlignbart med til takene overfor persontransport er å øke drivstoffkostnadene for ve gtransport av gods med 100 prosent. Avgiftsøkningen per kg CO 2 vil da ligge på 5-6 kr/kg. Resultatet er at de totale CO 2-utslippene reduseres med 140 000 tonn i 2028. Økt satsing på sjø og bane med lengre tog, lavere tidsbruk og l avere kostnader for deler av skipsfarten reduserer utslippene omtrent tilsvarend e. Kombineres disse tiltakene så reduseres utslippene med knapt 190 000 tonn CO 2, altså langt mindre enn det en ser ut til å kunne oppnå med avgi fter for å begrense utslippene fra persontransport. 124 Concept rapport nr. 48 Overføringspotensialet fra veg til sjø ligger prim ært innenfor lange godstransporter mellom kommuner nær større kystbyer . Ifølge Haram m.fl. (2015) utgjør dette 81 prosent av en innenriks gods transport over 300 km på 6,17 milliarder tonnkm. Ut fra intervjuer konkluder es det med at transportpris og frekvens/rutetilbud er de viktigste årsakene til at vegtransport foretrekkes fremfor sjøtransport og at tilrettelegging kan muli ggjøre overføring av 1,71 millioner tonnkm innenlands fra veg til sjø. Effekt en på CO 2-utslipp anslås til 120-130 000 tonn CO 2. Innblanding av biodrivstoff Dagens drivstoff kommer primært fra fossile, ikke f ornybare, kilder. Forbrenning av fossile drivstoff bidrar direkte til oppvarmingen av kloden. Alternativet er forbrenning av drivstoff basert på fornybar biomasse. Også denne forbrenningen produserer CO 2, men dyrkingen av plantene tar opp CO 2 og sørger for et kretsløp der CO 2 både forbrukes og produseres. I Fridstrøm og Alfsen (2014) er det referert til scenarier der utslippene i 2030 kan reduseres med 3,9 – 7,7 millioner tonn CO 2. Kostnadene ved dette anslås til 0,3 – 1,3 kr/kg CO 2 i 2030. I alternativet med høyest ambisjonsnivå re duseres utslippene blant annet med 5,33 millioner tonn for vegtransport, 946 000 tonn for kystflåten, 580 000 tonn for luftfart og 23 000 tonn for jernbane. Resten er knyttet til fiskeriflåten og anleggsvirksomhet. Det er likevel diskutabelt hvor egnet biodrivstoff er i stor skala. Dagens produksjon er mest basert på mais og andre planter. Fordelen ved disse er at de raskt tar opp CO 2 slik at utslippene raskt blir absorbert igjen og b idrar til et raskt CO 2-kretsløp. Ulempen er at dyrkingen krever store are aler mens bruken konkurrerer med matproduksjon. Omfattende produksjo n av biodrivstoff forutsetter derfor at også skog og ulike typer avfa llsprodukter benyttes som råstoff. Men også dette medfører ulemper, blant ann et fordi tilveksten i skogen er så tidkrevende at netto CO 2-utslipp påvirkes lite på kort sikt. Engangsavgift på personbiler CO 2-utslippene per km for personbilparken har falt ove r tid. For nye personbiler har de typegodkjente offisielle gjennom snittlige CO 2-utslippene falt fra 180 g CO 2/km i 2002 til 99 g/km ut august 2015. Utviklingen startet for alvor etter 2006, da utslippet for nye personbiler lå på 177 g CO 2/km. De siste årene er det spesielt elbiler og hybridbiler som sl år ut i lave gjennom-snittlige utslipp for nye personbiler. I august 2015 var 27,9 prosent av solgte personbiler enten el- eller hybridbiler. 125 Concept rapport nr. 48 Figur 6.3. Nye personbilers gjennomsnittlige, typeg odkjente CO 2-utslipp 2006 – august 2015. Kilde: www.ofv.no Bilparkens gjennomsnittlige reelle CO 2-utslipp er naturlig nok høyere, og lå i 2013 ifølge Fridstrøm og Alfsen (2014) på vel 195 g /km. I referansescenariet her faller utslippet for nye biler gradvis mot litt under 100 g/km mens de reelle utslippene for hele bilparken faller til omtrent 14 0 g/km i 2030 og 110 g/km i 2050. Den gradvise nedtrappingen av utslipp per km reduserer etter hvert utslippene med ca. 1 million tonn årlig i 2030 og 2 ,2 millioner tonn CO 2 årlig i 2050. Referansebanen forutsetter blant annet trinnv is avvikling av elbil- privilegiene. Engangsavgiften kan imidlertid benyttes som virkemi ddel for å påvirke sammensetningen av bilparken ytterligere. I det mes t vidtgående scenariet; «Fordel ladbar hybrid» faller gjennomsnittlig typeg odkjent utslipp til ca. 65 g/km i 2030 og helt til i 2050. De reelle utsl ippene for hele bilparken synker da til 120 g/km i 2030 og 70 g/km i 2050. Sa mlet ekstra reduksjon i forhold til referansealternativet blir rundt 0,8 mi llioner tonn i 2030 og rundt 1,5 millioner tonn i 2050. En slik omlegging vil sa mtidig redusere effekten av andre tiltak rettet mot utslipp fra personbiler. Til gjengjeld vil strømforbruket i Norge øke. En hy potetisk full omlegging til batterielektriske personbiler vil i dag spare 5,5 m illioner tonn CO 2 og øke strømforbruket i Norge med 3-4 prosent (5 TWh). I d en utstrekning økt strømforbruk i Norge bidrar til høyere CO 2-utslipp fra varmekraftverk i Europa, så vil det det europeiske kvotesystemet bid ra til at utslipp reduseres andre steder. 100 120 140 160 180 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 Nye personbilers offisielle CO 2-utslipp/km 2006 - august 2015 126 Concept rapport nr. 48 Fartsgrenser og vegutbygging Vegene i Norge har svært variert standard, og vegtr ansport selv mellom de største byene tar lang tid i forhold til tilsvarend e strekninger i land med bedre vegnett. Den lange reisetiden har betydning for tra nsportmiddelvalget. Et tiltak for å kutte utslippene kan derfor være å redusere hastigheten på vegene i Norge ytterligere ved å sette ned fartsgre nsene. Her viser beregningene at en gjennomsnittlig fartsreduksjon p å 9 prosent (10 prosent lengre reisetid) med personbil på alle veier i Norg e reduserer bilbruken på lange reiser med vel 6 prosent mens de øvrige trans portmidlene øker med 2-3 prosent. Selv om noe av trafikken går over på fly b lir nettoeffekten av tiltaket en reduksjon på 28 000 tonn CO 2. Høyhastighetstog De fleste togstrekninger i Sør-Norge er elektrifise rt, og en massiv overføring av trafikk til tog ville redusere utslippene fra bi l og fly betydelig. Men togtransport er tidkrevende i Norge. Raskere tog vi lle gjøre denne transportformen mer attraktiv og redusere etterspør selen etter transport med CO 2-utslipp. Med hastigheter på 250 km/timen og oppove r er utbygging av høyhastighetstog et mulig svar på denne utfordringe n. Den strekningen i Norge som ville medføre størst ne tto reduksjon av klimautslipp, er Oslo-Trondheim via Tynset. Ifølge en oppstilling i Fridstrøm og Alfsen (2014) vil byggingen av denne banen redus ere CO 2-utslippene fra andre transportmidler med 8,99 millioner tonn CO 2 de første 60 årene. Utslipp fra bygging og drift av banen er imidlertid anslått til 6,68 millioner tonn, slik at nettobesparelsen blir 2,31 millioner tonn etter 60 år. Sammenlignet med anslåtte kostnader for å bygge ut banen på 145 mill iarder kroner blir prisen per spart kg CO 2 astronomisk. I oppsummeringen fra høyhastighetsutr edningen 63 fremgår det at flere av de foreslåtte banestrekning ene ikke vil nå miljøbalanse selv etter 60 år. 63 http://www.jernbaneverket.no/contentassets/15e616b5 40dc4330a678bf0587daa446/overs ikt---hoyhastighetsbaner.pdf 127 Concept rapport nr. 48 Oppsummering Utslippene fra transport kan hovedsakelig reduseres ved en kombinasjon av redusert transportomfang og overgang til mer klimav ennlige transportmidler og teknologier. Persontransport stod for 15 prosent av norske utsli pp i 2012. Økte avgifter kan redusere utslippene fra persontransport betydel ig. En avgift som øker kilometerkostnaden for personbiler med 50 prosent k an redusere utslippene fra norsk persontransport med 12 prosent, mens en l ignende avgift på flydrivstoff vil redusere utslippene fra persontran sport med vel 1 prosent. Også økte parkeringsavgifter vil redusere utslippen e. Redusert pris på tog vil redusere utslippene, mens redusert pris på buss gen erelt vil øke utslippene på grunn av økningen i samlet transportvolum. Kombiner es flere slike tiltak så øker det samlede potensialet for reduksjon av CO-ut slipp fra persontransport. Høyhastighetstog kan redusere utslippene fra transp ortsektoren vesentlig, men gevinsten vil i mange tiår fremover bli overskygget av utslipp fra byggeprosessen. Godstransporten står for 11 prosent av utslippene. De tiltakene som er vurdert for godstransport dreier seg i første rekke om å ov erføre gods fra veg til sjø- og banetransport. 50 prosents økning av kilometerko stnaden for godstransport på vei vil redusere utslippene med 1,5 prosent. Økt satsing på jernbane og sjø gir omtrent samme effekt, mens en kombinasjon gir 2 prosents reduksjon i utslipp fra godstransport. Innblanding av biodrivstoff kan potensielt redusere CO 2-utslipp fra fossile kilder med nærmere halvparten av transportsektorens utslipp. Den samlede effekten og øvrige konsekvenser av en slik satsing er imidlertid omdiskutert. Personbilparkens CO 2-utslipp per km synker år for år, i det siste på gr unn av økende innslag av el- og hybridbiler. Uten nye tilt ak ligger utslippene per km for bilparken an til å gradvis nå 110 g/km i 2050, sammenlignet med 195 g/km i 2013. Med målrettet omlegging av engangsavgiften til fordel for biler med lavere/null utslipp anslås det at det reelle utslip pet per km for bilparken kan reduseres til 70 g/km i 2050. En slik omlegging vil samtidig redusere effekten av andre tiltak rettet mot utslipp fra personbiler. Den globale effekten av tiltaket avhenger av at økt strøm- og ressursbruk i Norge ikke kompenseres av økte CO 2-utslipp andre steder. 128 Concept rapport nr. 48 6.4 Hvordan bør klimahensyn og -mål beskranke de valgene man tar i enkeltprosjekter En nærliggende konklusjon etter diskusjonen i foreg ående avsnitt er at det generelt er lettere å påvirke omfanget av klimaeffe kter fra persontransport enn fra godstransport. En vesentlig del av klimaeffektene fra persontransp ort kommer fra luftfart. Skal en oppnå reduksjoner i klimaeffekter fra trans port er det derfor vanskelig å få det til uten reduksjoner som rammer utslipp fr a luftfart. Innenfor luftfart gjennomføres det derfor en rekke prosjekter for å begrense klimautslipp fra fly, lufthavner og tilbringertrans port, blant annet for å fremme bruk av biodrivstoff. De mest kostbare prosjektene innen luftfart dreier seg likevel om utbygging av lufthavner og annen infrast ruktur, der hovedformålet er å sikre nok kapasitet for fremtidig vekst i rute tilbud og flytrafikk. Inntektene fra avgiftsfritt salg på norske lufthavner gjør det spesielt lønnsomt å legge til rette for vekst i rutetilbudet til utlandet, og gjø r det mulig for private aktører å drive lufthavner med svært lav brukerbetaling. Flyt rafikk til utlandet er samtidig fritatt for både CO 2-avgift og merverdiavgift, mens flygninger ut av EØS-området også er fritatt fra den tidligere omtal te kvoteplikten. Isolert sett fremstår infrastrukturtjenester for flytrafikk mell om Norge og utlandet derfor som en subsidiert aktivitet med omfattende klimauts lipp. Det er derfor fare for at investeringsbeslutninger knyttet til utenlands f lytrafikk ikke tar tilstrekkelig hensyn til klimautfordringer uten styring på overor dnet nivå, der fordeler og ulemper for trafikantene veies opp mot verdien av r edusert klimaeffekt. Siden utenlands luftfart medfører større klimaeffek ter enn CO 2-utslippene tilsier, bør det inkluderes analyser med CO 2-verdier som i fremtiden er vesentlig høyere enn dagens avgifter og kvotepriser på CO 2. Det meste av den øvrige klimaeffekten fra persontra nsport står personbilene for. På kort sikt er det bare redusert bilkjøring s om kan redusere klimaeffekten fra personbiler merkbart. Økte avgifter vil stå sen tralt hvis biltrafikken skal begrenses på kort sikt. Men selv en dobling av driv stoffavgiftene vil ha begrenset effekt, og etter hvert kan effekten av øk te avgifter bli motvirket av økt trafikk hvis vegnettet forbedres og hastigheten e økes. Mange av forbedringene skyldes hensyn til standard- og kapas itetskrav som i seg selv reduserer utslipp og risikoen for trafikkulykker. V egutbyggingen kan likevel dreies vekk fra økt hastighet og tilpasses moderate forventninger til trafikkvekst. 129 Concept rapport nr. 48 Spesielt i sentrale strøk vil økte avgifter reduser e behovet for videre utbygging av veger og parkeringsanlegg for personbiler, mens behovet for kollektivtilbud vil øke. Effekten av dette vil likevel være av begr enset betydning for utslippene hvis ikke kollektivsatsingen konsentreres om kliman øytrale kollektive transportmidler, som T-bane, trikk og busser basert på klimanøytralt drivstoff. Både på korte og lange distanser vil overføring til tog, buss og annen kollektivtransport redusere klimautslippene så leng e det skjer ved å øke kostnadene ved bilkjøring, men analysene tyder på a t økt satsing på busstransport (med dagens drivstoff) i seg selv hel ler øker enn reduserer utslippene. For (vanlig) tog stiller det seg annerl edes. Her vil takstreduksjoner og raskere tog flytte mange passasjerer fra transpo rtmidler med utslipp til (tilnærmet) utslippsfrie tog. Et åpent spørsmål som bør analyseres nærmere i hvert enkelt tilfelle er hvordan parallell utbyggin g av veg og tog innvirker på reisemiddelvalg og klimautslipp. For alle typer bilkjøring står den teknologiske utv iklingen av biler sentralt. Ordningen med avgifts-fordeler for 0-utslippsbiler har sammen med tilgang til kollektivfelt, parkeringsfordeler og fritak fra bom pengeinnkreving påvirket sammensetningen av bilsalget, og vil få effekt for stadig større deler av bilparken. Det primære redskapet her er videreførin g av omlegging av avgiftssystemet, men for å sikre fortsatt vekst vil en omfattende satsing på infrastruktur for disse bilene være sentralt. Det i nnebærer at veginvesteringer må følges opp av tilpassede serviceanlegg tilpasset 0- og lavutslippsbiler. For gods virker det svært utfordrende å påvirke tra nsportmiddelfordelingen når utgangspunktet er modellkjøringer med til dels dramatiske endringer i transportprisene. Samtidig viser intervjuer at de v iktigste årsakene til at mange av vareeierne velger relativt forurensende vegtrans port fremfor sjøtransport med lavere utslippsfaktorer er lavere pris og bedre frekvens for lastebiltransport. Det indikerer at en kan få til utslippsreduksjoner ved en kombinasjon av riktigere prising og infrastruktur som legger til r ette for høyere frekvens og gode omlastingsmuligheter for alternativ båt- og to gtransport. Effektene av å utbedre eller bygge ut en enkelt havn eller termina l vil imidlertid avhenge av både fremtidig prispolitikk og havne- og terminalst ruktur andre steder. Ethvert enkeltprosjekt bør derfor vurderes i lys av en saml et plan for prising og infrastruktur for behandling av gods. 130 Concept rapport nr. 48 Referanser Aamaas B (2013): Å reise er å leve. Klima nr. 4:36- 37. Anger, A. og Køhler, J. (2010): Including aviation emissions in the EU ETS: Much ado about nothing? A review, Transport Policy 17 (2010) 38–46. Anger, A. (2010): Including aviation in the Europea n emissions trading scheme: Impacts on the industry, CO 2 emissions and macroeconomic activity in the EU. Journal of Air Transport Management 16 ( 2010) 100–105. Elvik, R. og Ramjerdi, F (2014): A comparative anal ysis of the effects of economic policy instruments in promoting environmen tally sustainable transport. TransportPolicy 33 (2014) 89–95. Fridstrøm F og Alfsen K (2014): Vegen mot klimavenn lig transport. TØI rapport 1321/2014. Oslo: Transportøkonomisk institu tt. Haram H K, Hovi I B og Caspersen E (2015): Potensia le for overføring av gods fra veg til sjøtransport. TØI rapport 1024/201 5. Oslo: Transportøkonomisk institutt. IPPC 2014a. Climate Change 2014: Synthesis Report. IPPC 2014b. Climate Change 2014: Mitigation of Clim ate Change. Chapter 8. Transport. Lian m fl (2007): Bærekraftig og samfunnsnyttig luf tfart. TØI-rapport 921/2007. Oslo: Transportøkonomisk institutt. Madslien og Kwong (2015): Klimagasseffekter ved uli ke tiltak og virkemidler i samferdsel – transportmodellberegninger. TØI-rappor t 1427/2015. Oslo: Transportøkonomisk institutt. Rapport M 386/2015. Klimatiltak og utslippsbaner mo t 2030. Miljødirektoratet. Thune-Larsen H, Hagman R, Hovi I B og Eriksen K S ( 2009a): Energieffektivisering og CO 2-utslipp for innenlands transport 1994-2050. TØI rapport 1047/2009. Oslo: Transportøkonomisk institu tt. Thune-Larsen H, Torvanger A og Eriksen K S (2009b): Virkningene av å inkludere luftfart i EU ETS. TØI rapport 1018/2009. Oslo: Transportøkonomisk institutt. 131 Concept rapport nr. 48 Van Essen m.fl (2008): van Essen, H., Blom, M., Nie lsen, D. og Kampman, B. (2010) Economic Instruments Paper 7 produced as part of contract ENV.C.3/SER/2008/0053 between European Commission D irectorate- General Environment and AEA Technology plc; see web site www.eutransportghg2050.eu 132 Concept rapport nr. 48 7 Forholdet mellom klimamål og praktisk politikk i byområdene Aud Tennøy Transportøkonomisk institutt Det er definert klare målsettinger om at transportv eksten i norske storbyer skal tas med kollektivtrafikk, sykkel og gange, blant an net for å redusere klimagass- utslipp fra transportsektoren. Kunnskapen om hva sl ags arealutvikling og utvikling av transportsystemene som reduserer trans portbehov og bilbruk er godt utviklet. Offentlige instanser på statlig, reg ionalt og kommunalt nivå styrer arealutviklingen og utviklingen av transport systemene, og politikere på ulike nivåer tar de viktige beslutningene. Likevel planlegges og vedtas arealutvikling og utvikling av transportsystemene s om vil gi vekst, i stedet for reduksjon i biltrafikkmengder, miljøbelastninger og klimagassutslipp. I dette kapittelet diskuteres noen mekanismer som bidrar ti l gapet mellom klimamål og transportpolitikk i praksis, i lys av den pågåen de planprosessen for E18 Vestkorridoren. 7.1 Klare målsettinger om nullvekst i personbiltrafikken Det er definert klare målsettinger i en rekke polit iske dokumenter om at veksten i persontrafikken i norske storbyer skal ta s med kollektivtrafikk, sykkel og gange. Målsettingen finnes både i Regjeringens K limamelding (2012), i Nasjonal transportplan (2013) og i en rekke fylkesp laner og kommuneplaner. Nullvekst i personbiltrafikken skal bidra til redus erte klimagassutslipp fra transportsektoren, bedre fremkommelighet for næring s- og kollektivtrafikken, økt grad av sikkerhet og pålitelighet i transportsy stemene, redusert arealforbruk, mer attraktive og levende byer, bedre lokalt miljø og økt fysisk aktivitet knyttet til daglige reiser. 133 Concept rapport nr. 48 7.2 Samordnet areal- og transportutvikling for redusert biltrafikk Politikk- og plandokumenter vektlegger ofte samordn ing og styring av arealutviklingen og utviklingen av transportsysteme ne i retninger som gir redusert transportbehov og bilavhengighet som et se ntralt virkemiddel for å nå målsettingene om nullvekst i biltrafikken. Dette er i tråd med rådende litteratur innen samordnet areal- og transportplanlegging, som ser utvikling av transportsystemene, arealbruken, reiseatferden og b iltrafikkmengdene i en by som gjensidig avhengig av hverandre (Banister 2008, Noland og Lem 2002, Næss 2012, Tennøy m.fl. 2015). Endringer i én av di sse variablene medfører endringer i de øvrige variablene, som illustrert i figur 7.1.) Figur 7.1: Sammenhenger mellom arealbruk, kvalitete n på transportsystemene, reiseatferd og biltrafikkmengder. Figur basert på Tennøy (2012). Det er relativt stor enighet om hva slags arealutvi kling og utvikling av transportsystemene som bidrar til å nå målsettinger om redusert biltrafikk. Vi vet at kompakte byer med høy tetthet genererer mind re biltrafikk per innbygger enn spredte byer med lav tetthet (Næss 20 12). Likeledes vet vi at jo nærmere sentrum av byen ulike aktiviteter (arbeidsp lasser, handel, boliger, mv.) er lokalisert, jo mindre biltrafikk generer de ( ibid ). Forklaringene på dette dreier seg i hovedsak om nærhet og tilgjengelighet. Tett arealbruk gir gjennomsnittlig kortere avstander mellom funksjoner/aktiviteter enn spredt arealbruk. Dette gjør det mulig og attraktivt for flere å gå og sykl e, og bidrar til at bilturer blir kortere. Tett arealbruk gir også mulighet for et be dre kollektivtilbud, ved at det er enklere og rimeligere å betjene flere godt med k ollektivtransport i et område 134 Concept rapport nr. 48 der folk bor relativt tett og der arbeidsplasser og handleområder ligger i klynger, enn i mer spredtbygde byer. Videre gir tet t arealbruk dårligere forhold for bilbruk, fordi det ikke er rom for brede veier og mange parkeringsplasser. Lokalisering sentralt i en by gir mindre bilbruk enn perifer lo kalisering. Det er fordi mange funksjoner finnes i gang- og sykkelavst and i de tette, sentrale delene av byen, fordi disse delene av byen har best kollektivtilgjengelighet, og fordi de har dårligst tilgjengelighet med bil. Styr ing av arealutviklingen mot fortetting og transformasjon i og ved sentrum bidra r dermed til å redusere transportbehov og biltrafikkmengder, mens fortsatt byspredning og utbygging i utkantene av byene gir motsatt effekt (Banister 200 8, Næss 2012). Selv om arealstrukturen påvirker transportbehov, bi lavhengighet og biltrafikkmengder i stor grad, har den absolutte og relative kvaliteten på de ulike transportmidlene også effekt. Om vi går ut fr a at reiseatferd i stor grad er et resultat av at mennesker søker å optimalisere si n nytte med tanke på blant annet komfort og tidsbruk, er det logisk at kvalite ten på de ulike transport- midlene har betydning for hvor ofte man reiser, hvo r man reiser og med hvilke transportmidler. Endringer i kvaliteten på de forsk jellige transportmidlene, i absolutte og i relative termer, vil dermed påvirke reisevaner og biltrafikk- mengder. Om man ønsker at flere skal velge andre tr ansportmidler i stedet for bil, må disse transportmidlenes konkurranseevne for bedres relativt til personbilen. For kollektivtilbudet dreier dette seg i hovedsak om å bedre frekvens, flatedekning, fremføringshastighet og pun ktlighet. For gang- og sykkeltrafikken dreier det seg i stor grad om areal utvikling og avstander, men også om infrastruktur, biltrafikkbelastning, kvalit et på omgivelsene, mv. Om man derimot ønsker at flere skal velge bil i stedet for andre transportmidler, må biltrafikkens konkurranseevne forbedres gjennom økt veikapasitet og mer tilgjengelig og rimelig parkering. På tross av klart definerte målsettinger på alle po litiske nivåer om nullvekst i personbiltrafikken i byene, ser vi at arealutviklin gen og utviklingen av transportsystemene i stor grad styres i retninger s om bidrar til å øke biltrafikken. Kommunene legger fortsatt til rette f or utbygging av boliger, arbeidsplasser og handel i de ytre og bilavhengige delene av byene, og transportsystemene utvikles på måter som styrker bi lens konkurranseevne relativt til andre transportmidler. 135 Concept rapport nr. 48 7.3 Planlegging for økt veikapasitet i norske byer – et interessant paradoks Gitt målsettingene om nullvekst i personbiltrafikke n i norske storbyer, er det et interessant paradoks at mange av de samme storbyene planlegger og bygger økt veikapasitet. Forskningslitteraturen er svært t ydelig på at økt veikapasitet i byer hvor det er kø i veisystemene bidrar til økt b iltrafikk (Banister 2008, Noland og Lem 2002). På kort sikt gir økt veikapasi tet bedre fremkommelig- het, som bidrar til å øke bilens konkurranseevne. D a velger flere bil i stedet for andre transportmidler på sine reiser. På noe sikt b idrar bedre fremkommelighet på veinettet til relokaliseringer av aktiviteter i eksisterende bystruktur på måter som gir økte reiselengder og mer biltrafikk, og til valg av reisemål lengre borte. På lengre sikt bidrar også kortere reisetid med bil til byspredning ved at det blir mer attraktivt å bygge i perifere deler av byen, hv or bilandelene er høyere og reisene lengre, som forklart over. Totalt sett gir disse mekanismene kontinuerlig vekst i biltrafikken. Den stopper ikke opp før nye køer (nå med flere deltakere) igjen bidrar til å regulere etters pørselen etter biltrafikk og etter perifere lokaliserings- og utbyggingsmuligheter. Da kommer gjerne kravet om økt veikapasitet. Redusert veikapasitet gir motsatt effekt (Cairns m.fl. 1998). Bilturer verken starter eller slutter på motorveien . De starter gjerne i et boligområde, fortsetter via skoleveier og lokale se ntrum, før de når motorveien, fortsetter der og svinger av inn i et n ytt by- eller boligområde. Trafikken på bymotorveiene er i stor grad lokal tra fikk (turene starter, ender eller både starter og ender lokalt). Det betyr at ø kt trafikk på motorveiene også gir økt trafikk på de lokale veiene i regionen. Unn taket er eventuelle gjennomfartsårer som avlastes. Økt veikapasitet bidrar dermed ikke til å nå målset tingen om nullvekst i biltrafikken i storbyene, men til å redusere muligh etene for måloppnåelse. Man kan også stille spørsmål ved fornuften i å bruke sa mferdselsmidler til å bygge mer veikapasitet når biltrafikken ikke skal øke, i stedet for å bruke de samme midlene på kollektivtrafikk, sykkel og gåing – som skal ta den forventede transportveksten. 7.4 Case E18: Praktisk transportpolitikk som ikke gir måloppnåelse Et interessant eksempel på gapet mellom klimamål og transportpolitikk i praksis er planene for E18 Vestkorridoren gjennom A sker og Bærum. Det går i 136 Concept rapport nr. 48 dag opptil 100 000 kjøretøy per døgn på veien. Traf ikken er i all hovedsak lokal, over 80 % av bilistene har enten startpunkt, målpunkt eller begge deler i Asker og Bærum (Statens vegvesen (SVV) 2009). Samti dig er veien hovedinnfartsåren til Oslo fra vest, og dermed en v iktig korridor for langdistansetrafikk og gjennomgangstrafikken. Dagen s kapasitet varierer mellom totalt fem og seks felt. Situasjonen er preg et av kø i rushtiden, og av lokal miljøbelastning for boliger inntil veien. Det pågår planarbeid for korridoren, med målsettinger om blant annet å redus ere lokale miljøproblemer, forbedre transportkvaliteten og redusere klimagassu tslipp fra transport. I kommunedelplanen for E18-korridoren fra Lysaker t il Slependen foreslår SVV (2013) å bygge ny tunnel med totalt seks gjenno mgående kjørefelt. Om planene realiseres utvides kapasiteten til 14 felt, hvorav to kollektivfelt. Dette er en forbedring for busstrafikken, som i dag har k ollektivfelt inn mot Oslo men ikke ut av byen. Det skal også bygges ny høysta ndard sykkelvei, og arealer i direkte tilknytning til Sandvika frigjøres for ut bygging. Det er imidlertid biltrafikken som får størst forbedring i fremkommel igheten om prosjektet realiseres, og dermed størst forbedring i konkurran sekraft sammenlignet med de andre transportmidlene. Gitt den forskningsbaserte kunnskapen redegjort for over, vil dette prosjektet dermed bidra til å øke biltrafikken i Vestkorridore n vesentlig. Dette anerkjennes også i kommuneplanen med konsekvensutre dning (SVV 2013:17), hvor det slås fast at « Den foreslåtte utbyggingen vil på kort sikt gi bedr e fremkommelighet for bilreiser i E18-korridoren og avlaste øvrig veg nett i Bærum for trafikk. På lengre sikt vil imidlertid økt kapasitet legge til rette for mer bi ltrafikk, som kan gi samme eller dårligere fremkommelighet enn i dag, dersom ikke veksten brem ses». Statens vegvesen beregnet at trafikken over bygrensen vil øke med 52 % i forh old til dagens biltrafikk, en vekst på ca. 60 000 kjøretøy per døgn. På lengre si kt må man forvente at biltrafikken fyller tilgjengelig kapasitet på E18 V estkorridoren, noe som tilsvarer en økning på opp mot 100 000 kjøretøy per døgn. Fagetatene og politikerne i Oslo er naturlig nok bekymret for det te. Ikke minst ser de at økt veikapasitet på E18 reduserer deres muligheter til å nå målsettinger om reduksjon i biltrafikken innenfor Oslos grenser. Planene for E 18 Vestkorridoren bidrar dermed ikke til å nå målsettinger definert for prosjektet, og heller ikke til å nå re gionale og nasjonale klimamål. 137 Concept rapport nr. 48 7.5 Noen mulige forklaringer I de neste delkapitlene diskuterer jeg noen mulige forklaringer på dette paradokset. Jeg fokuserer først på kunnskap, planle ggere og prosesser som forklaring på at det lages planer som ikke bidrar t il måloppnåelse. Videre diskuterer jeg hvordan institusjonelle og organisat oriske betingelser for samordning av areal- og transportplanleggingen påvi rker mulighetene for å utvikle alternativer som kan bidra til redusert bil trafikk. Diskusjonene er basert på studier av planarbeidet f or E18 Vestkorridoren gjennom flere faser (Tennøy 2012 a, b), samt studie r av andre lignende case (Tennøy m.fl. 2015). Dokumentstudier, dybdeintervju er med planleggere og politikere, samt spørreundersøkelser rettet mot pla nleggere er de viktigste datakildene. Metoder, casebeskrivelser og analyser er grundigere dokumentert i de refererte arbeidene. Kunnskap, kompetanse og prosesser Forutsetninger for at planleggerne kan lage trafikk reduserende planer Viktige forutsetninger for at planleggerne skal kun ne lage planer som bidrar til at nullvekstmålet skal kunne nås er: at det finnes dokumentert fagkunnskap om hvordan areal- og transportutviklingen påvirker bil trafikkmengder; at planleggerne kjenner, forstår og er i stand til å b ruke denne kunnskapen, og; at prosessene tillater at kunnskapen brukes og får inn flytelse på planene som lages (Tennøy 2012b). En grundig gjennomgang av kunnskapen på dette områd et konkluderte med at det finnes god nok dokumentasjon på hvordan ulike t yper areal- og transport- utvikling påvirker biltrafikkmengder (Tennøy 2012b) . Kunnskapen har likevel svakheter. Den empiriske kunnskapen er mangelfull i enkelte kontekster, som i mindre byer. Metodene for plananalyser er for dårli g beskrevet, og kanskje for dårlig utviklet. Videre mangler det gode oppsummeri nger av kunnskapen (i hvert fall på norsk) som gjør den tilgjengelig for og anvendelig i praktisk planlegging. Planleggerne er, ifølge egne utsagn, ofte ikke utda nnet til og/eller trent i å lage planer for samordnet areal- og transportutvikling f or redusert biltrafikk (Tennøy 2012b). De kjenner til deler av kunnskapen, men få kjenner den godt og dypt nok til å kunne bruke den i komplekse analy ser eller harde diskusjoner. Ulike fagfolks kunnskap er noen ganger også konflik terende, fordi de er utdannet til ulike tider og har ulik fagbakgrunn og spesialisering. Dette påvirker 138 Concept rapport nr. 48 hvordan de forstår problemer, mulige løsninger og n yttige analyseverktøy. Manglende kjennskap til relevant kunnskap reduserer mulighetene for at planleggerne skal kunne lage trafikkreduserende pla ner, og for at de skal kunne forstå om de i stedet lager sterkt trafikkskapende planer. I planlagingen (de delene av planprosessene hvor fa gfolkene lager planene) samhandler planleggere som representerer ulike aktø rer. I prosessene håndteres reelle og ofte fundamentale målkonflikter , hvor noen aktører vinner og noen taper, uansett hva avgjørelsen blir (Flyvbj erg 1991). Planleggerne vektlegger målene ulikt, ut fra hvilken aktør de re presenterer, egen kunnskap, egne overbevisninger, mv. De har også ulik faglig b akgrunn og kompetanse, som diskutert over. Planleggerne besitter ulike typ er makt i planprosessene, avhengig av hvilken aktør de representerer. Hvilken makt og innflytelse de får avhenger også av hvordan og i hvilken grad de utøver denne makten. Resultatet av prosessen, pl anforslaget, påvirkes sterkt av hvilke planleggere som får gjennomslag i prosess ene, og dermed hvilke målsettinger som prioriteres og hva slags kunnskap og metoder som brukes (Tennøy m.fl. 2015). Planlagingsprosessen for E18 Vestkorridoren Den viktigste årsaken til at planarbeidet for E18 b le initiert, var at Statens vegvesen (veieier) og kommunene Asker og Bærum (hvi s innbyggere lider under lokale miljøproblemer og køer) fant at de har et trafikk- og miljøproblem som de ville løse. De måtte også ta hensyn til nasj onale føringer om at klimagassutslipp fra transportsektoren skal reduser es. I de innledende utredningene ble sammenhenger mello m arealutvikling og utvikling av transportsystemene beskrevet, og mange tiltak og virkemidler som kan bidra til å redusere biltrafikken ble presenter t (SVV 2009). Det ble innledningsvis definert åtte (raskt redusert til se ks) ulike alternativer, som alle inkluderte økt veikapasitet. Det ble ikke utviklet alternativer hvor kjente virkemidler og tiltak for å redusere transportbehov og overføre biltrafikk fra bil til andre transportmidler ble kombinert på en samor dnet og helhetlig måte. Videre ble det gjennomført transportmodellanalyser av de seks alternativene. Det ble understreket at dette var enkle analyser, a t modellene som ble brukt ikke er følsomme for de fleste trafikkreduserende t iltak, og at resultatene må tolkes med forsiktighet. Basert på disse analysene ble det likevel konkludert at ingen av de seks alternativene kan bidra til å oppf ylle målsettingene. Meldingen 139 Concept rapport nr. 48 var klar: Samme hva man gjør med E18, vil biltrafik ken fortsette å øke. Den eneste løsningen er å bygge mer veikapasitet for å ta unna veksten. I intervjuer med fagfolkene involvert i prosessen k om det frem at få av de sentrale fagfolkene er utdannet planleggere, og at de ikke er spesialisert i samordnet areal- og transportplanlegging. Det betyr at de involverte fagpersonene ikke kunne forventes å kunne lage, ell er lede produksjonen av, en plan for en samordnet areal- og transportutviklinge n som kan bidra til reduksjon av biltrafikken. Sentrale planleggere fra vegvesenet (som gjennomførte analyser og utviklet alternativer) er utdannet og trent til å analysere hvor mye vei det er behov for ved hjelp a v transportmodeller, og til å vurdere konsekvenser ved hjelp av nytte-kostnadsana lyser (forenklet forklart). Selv om det ble gjort hederlige forsøk på å utvide forståelsen for alternative virkemidler og tiltak i de innledende fasene, ble s pørsmålet raskt redusert til et spørsmål om hvordan den økte veikapasiteten skal by gges. Til sammen betyr det at de faktisk ikke kunne komme fram til en trafikkreduserende plan. Dette kunne vært avhjulpet eller motvirket om det f antes gode og brukbare beskrivelser av kunnskapen om samordnet areal- og t ransportplanlegging for redusert biltrafikk som planleggerne kunne bruke, s ammenfattende analyser av god og dekkende empiri, og godt beskrevne metoder f or hvordan man gjør de nødvendige analysene. Dette mangler, og det er nok en del av forklaringen på at denne kunnskapen ble fortrengt av mangelfulle tr ansportmodellanalyser og utdaterte forståelser. I den videre prosessen med utarbeiding av planprogr am gjorde Bærums politikere det klart at de kun ville godta en løsni ng med lange strekninger av veien i tunnel. Dette innebærer at det må bygges my e ekstra kapasitet, fordi det må finnes et avlastningsnett i situasjoner hvor tun nelene stenges. I planprogrammet definerte man også at planen kun ska l omfatte selve veien, inkludert kollektivfelt og gang- og sykkelvei. Andr e tiltak som kan bidra til å dempe veksten i biltrafikken måtte eventuelt fremme s i andre og senere planer. Dermed resulterte prosessen i en plan for en økning av veikapasiteten fra fem til seks bilfelt til 10-12 bilfelt gjennom Asker og Bærum som svar på trafikk- og miljøproblemene i regionen. 140 Concept rapport nr. 48 Institusjonelle og organisatoriske betingelser En annen forklaring på hvorfor man ender opp med å lage planer med lavt eller negativt måloppnåelsespotensiale, er knyttet til de institusjonelle og organisatoriske betingelsene for å lage samordnede areal- og transportplaner. Organisatorisk fragmentering Samordning av areal- og transportplanleggingen på m åter som gjør at den resulterer i strategier og planer med høyt måloppnå elsespotensiale med tanke på nullvekst i personbiltrafikken vil ofte være en krevende oppgave (se Tennøy 2012a). Det krever at ulike offentlige sektorer (ar eal, transport, miljø, mv.) på alle administrative og politiske nivåer (stat, fylk eskommuner, kommuner) må samordne sin innsats. Aktørene må samordne seg i de n grad at de driver med integrert politikkutforming, som innebærer at probl emstillinger håndteres på tvers av etablerte sektorer, nivåer og administrati ve grenser, og resulterer i felles politikk og målsettinger (Stead og Meijers 2 009). Koordinering (å sikre at nødvendige sektoroppgaver gjennomføres uten overlap p) eller samarbeid (å informere hverandre gjensidig for å oppnå bedre eff ektivitet) er ikke tilstrekkelig. Stead og Meijers peker på at det kre ves mer interaksjon og kompatibilitet mellom de involverte jo høyere opp i samhandlingshierarkiet man kommer. Samhandling på høyere nivå gir også mer gjensidig avhengighet, krever økt grad av formell institusjonell organiser ing, mer ressurser og at deltakerne oppgir mer uavhengighet. Det er også mer omfattende med tanke på tid, rom og aktører. Samordning av areal- og transport utviklingen er minst like krevende. Mens plan- og beslutningsprosessene krever prosessuell samordning av i hovedsak offentlige aktører (som ideelt kommuniserer med befolkning og sivilsamfunn), krever en samordnet areal- og transportutvikling en substansiell samordning. Her spiller private og offentlige utbyggere en langt sterkere r olle, fordi det er de som realiserer planene (bygger ting). Flere offentlige myndigheter spiller fortsatt viktige roller, som planmyndigheter (kommuner, fylk eskommuner) og som sektoransvarlige. Noen aktører har flere roller. He r peker særlig Statens vegvesen seg ut. De er både utbygger, sektormyndigh et og høringsinstans med innsigelsesrett. Samordning av utviklingen innebære r blant annet samordning i tid, som at store utbygginger (som Fornebu) realise res i takt med at det bygges ut transportløsninger som reelt kan konkurrere med biltrafikken. Samordningen må også være helhetlig, slik at man fo r eksempel ikke investerer i kollektive infrastrukturløsninger samtidig som ma n investerer i løsninger som øker bilens konkurransefortrinn. 141 Concept rapport nr. 48 Plan- og bygningsloven som samordnende institusjon Viktige elementer for å oppnå integrert politikkutf orming i fragmenterte organisasjonsstrukturer er at det finnes en overord net myndighet som er ansvarlig og kan legge til rette for samordning (St ead og Meijers 2009). Det er også viktig at det finnes prosedyrer for samordning , og at det er lik organisatorisk struktur og målsettinger. De fleste prosjekter som innebærer endringer i bruk av arealer må gjennom formelle pla nprosesser etter plan- og bygningsloven (pbl) (2009). Andre relevante element er, som kollektivtilbudet og veiprising, styres ikke gjennom pbl. Ifølge inte nsjonene i pbl skal slike tiltak likevel inkluderes i planprosessene. Pbl er dermed en viktig institusjon for samordning av areal- og transportplanleggingen. Pbl § 3-1 fastslår at ” Planleggingen skal fremme helhet ved at sektorer, o ppgaver og interesser i et område ses i sammenheng gjennom sam ordning og samarbeid om oppgaveløsing mellom sektormyndigheter og mellom statlige, region ale og kommunale organer, private organisasjoner og institusjoner, og allmennheten ”. Loven inneholder særlig tre mekanismer som skal bidra til slik samordning. Den ene mekanismen regulerer vertikal samordning, ved at hierarkiet i plansystem et skal sikre at planer på lavere nivå skal rette seg etter planer på høyere n ivå, samtidig som planer på lavere nivå gir innspill til planer på høyere nivå. Den andre mekanismen er definert i forskrift om konsekvensutredninger (2009), som skal sikre at relevante konsekvenser av tiltak for andre virksomheter, sekt orer, geografiske områder og generasjoner vurderes i planarbeidet. Horisontal samordning skal sikres gjennom lovens kr av om varsling og offentlig ettersyn, samt tilrettelegging for medvir kning fra allmennheten (§ 5-1 og 5-2). Offentlige organer med ansvar for ulike in teresser, områder eller temaer har, etter pbls § 3-2, både rett og plikt ti l å delta i planleggingen. I tillegg kommer Statlige planretningslinjer for samordnet bo lig-, areal- og transportplanlegging (2008), som skal legges til gr unn ved alle typer planlegging i hele landet. Planprosesser etter pbl er, som anty det over, ikke nødvendigvis fredelige eller konfliktfrie, og de ender ikke nødv endigvis i konsensus eller enighet. Pbl bør derfor forstås som et sett med reg ler for organisering av harde diskusjoner. Institusjonelle og organisatoriske betingelser i E1 8-prosessen E18 Vestkorridoren er et klassisk eksempel på en si tuasjon der man, ifølge de statlige planretningslinjene skal samordne utbyggin gsmønster og transportsystem « for å oppnå effektive løsninger, og slik at transpo rtbehovet kan begrenses 142 Concept rapport nr. 48 og det legges til rette for klima- og miljøvennlige transportformer » (§4-1). I tilfellet E18 ville dette innebære at de aktuelle kommunene (Oslo , Bærum, Asker), kollektivaktørene (Samferdselsdepartementet, Akersh us fylkeskommune, Oslo kommune, Jernbaneverket, NSB og Ruter AS) og veihol derne (SVV, Bærum, Asker og Oslo kommune, Akershus fylkeskommune) samo rdnet sine ressurser og utviklet planer som til sammen kunne gi redusert biltrafikk på veien. Det ville, i henhold til pbl, vært naturlig at Akershus fylkeskommune initierte og ledet et samordnet regionalt planarbeid hvor alle i nvolverte aktører deltok. Likeledes at de, i henhold til de statlige planretn ingslinjene 64 utviklet og utredet alternative løsninger for å nå målsettinger om å be grense biltrafikkmengder. I stedet initierte sektormyndigheten Statens vegves en kommunedelplan- prosesser med henholdsvis Asker og Bærum kommuner s om planmyndigheter. Planalternativene som ble utredet inkluderte kun in frastruktur (vei, kollektiv- felt, sykkelvei) som Statens vegvesen skal bygge, o g konsekvensutredningen inkluderte kun konsekvenser for Asker og Bærum. Dette er kanskje ikke overraskende. Statens vegvese n har ansvar for transportkvaliteten og trafikksikkerheten på veien. Det viktigste virkemiddelet de har kontroll over, er infrastrukturutbygging. De kjenner til utfordringene og usikkerhetene ved å gjennomføre samordnet areal- og transportutvikling (beskrevet over), hvor en rekke ulike aktører må gj øre ting riktig innenfor sine ansvarsområder om målsettingene skal kunne nås. Når Statens vegvesen også har det praktiske ansvaret for gjennomføring av pla nprosessen (prosedyrer, gjennomføre analyser, lage planforslag, mv.) er det forståelig at de agerer som de gjør. Asker og Bærum fokuserer på sin befolkning og deres behov. De vil ha mest mulig av trafikken i tunnel for å redusere de lokale miljøbelastningene og for å skape utbyggingsmuligheter på lokkene. De opplever kanskje ikke like stor forpliktelse for å sørge for at konsekvensene for befolkningen i Oslo utredes. I planprosessen har en rekke høringsinstanser påpek t mangler ved alternativer og konsekvensutredninger. Fagetatene i både Oslo ko mmune og Akershus fylkeskommune anbefalte sine politikere å fremme in nsigelse mot kommunedelplanen for E18 gjennom Bærum, men politik erne valgte begge steder å ikke fremme innsigelse. Dette henger blant annet sammen med at ny 64 Da planarbeidet ble startet opp gjaldt de nesten l ikelydende Rikspolitiske retningslinjer for samordnet areal- og transportplanlegging (1993) . 143 Concept rapport nr. 48 E18 inngår i Oslopakke 3. Mange frykter at samarbei det i Oslopakke 3 kan ryke om ikke Asker og Bærum får ny E18. Slike hørin gsuttalelser ble uansett ignorert av SVV og Bærum. Et interessant fenomen er at fagfolk i liten grad d eltar i den offentlige debatten om prosjekter som dette. Idet en sak ‘blir politisk ’, som E18 Vestkorridoren kan sies å ha vært hele tiden, er kutymen at fagfol kene i involverte etater, kommuner, mv. ikke uttaler seg (Tennøy m.fl. 2015). I en intervjuundersøkelse blant fagfolk involvert i E18-prosessen svarte mang e (i kommunene, fylkeskommunen, vegvesenet, mv.) at den planlagte l øsningen ikke bidrar til måloppnåelse og ikke bør realiseres (Gjellebæk 2015 ). De sier at de likevel velger å ikke uttale seg om dette. De anser det som upassende, og noen uttalte også at de frykter represalier. Til sammen motvirker dette alle de samordnende meka nismene som er lagt inn i pbl. Planen retter seg ikke etter overordnede pol itiske føringer, hørings- uttalelser blir ignorert, konsekvenser utredes kun for deler av det berørte området og statlige planretningslinjer tas ikke til følge. Resultatet av en planprosess med en sektoraktør som leder av planarb eidet, to kommuner som utelukkende tar hensyn til egne innbyggere som plan myndigheter og hvor hensynet til det overordnede samarbeidet om Oslopak ke 3 får aktørene til å trå varlig, er altså en plan for en dobling av veikapas iteten på E18 som svar på trafikk- og miljøproblemene i regionen. 7.6 Diskusjon Hva kan så dette si oss om hvorfor transportpolitik k i praksis ikke bidrar til at klimamålene nås? En viktig del av forklaringen kan være at vi fortsa tt er inne i paradigmeskiftet fra den modernistiske bil- og eneboligplanlegging t il en mer helhetlig og bærekraftig byplanlegging. Det siste innebærer å de finere ulike målsettinger, og utvikle pakker av prosjekter og tiltak som til samm en kan gi ønskede resultater (Banister 2008). Det nye paradigmet krever dermed e n annen type kunnskap om sammenhenger mellom areal- og transportutvikling , og mellom byen og bytransportsystemet, enn den vi har sett anvendt i planleggingen av E18. I E18-caset gir dette seg utslag i at økt veikapasite t både sees som nødvendig og som en mulig løsning på problemene, og i at planleg gerne ikke greier å utvikle mer avanserte alternativer som kan styre utviklinge n i retninger som bidrar til at de definerte målene kan nås. Utenom i de helt in nledende fasene, er det få 144 Concept rapport nr. 48 tegn til at noen av de involverte i det hele tatt h ar forsøkt å utvikle slike alternativer. I tillegg opplever mange fagfolk at d e ikke kan delta i det offentlige ordskiftet om planer og løsninger. Alt d ette finner man også i andre planprosesser (Tennøy 2012b, Tennøy m.fl. 2015). Ma ngelen på evne og vilje blant fagfolkene til å utvikle alternativer til tra fikkskapende planer kan være del av en generell forklaring på hvorfor transportpolit ikk ikke bidrar til å nå klimamålene. En viktig forutsetning for endring kan derfor være at fagfolkenes kompetanse bedres og at den forskningsbaserte kunns kapen på feltet gjøres mer tilgjengelig og brukbar for planpraksis. I E18-caset er det også tydelig at politikerne i As ker og Bærum prioriterer reduserte lokale miljøbelastninger i sine kommuner høyere enn globale klimamål og økte lokale miljøbelastninger i andre k ommuner. Dette er heller ikke et uvanlig funn. En annen forklaring er at den fragmenterte ansvars- og oppgavefordelingen i areal- og transportsektoren gjør samordning og styr ing vanskelig. Pbl har nok potensial til å være en sterk nok institusjon til å sikre sa mordning og styring. Men, the rules are not the game . For at slik samordning skal kunne skje, må ansvarlig aktør velge å ta ansvar og bruke tilgjeng elige verktøy, og de andre aktørene må spille på lag. I E18-caset kunne Akersh us fylkeskommune initiert en samordnet areal- og transportplanprosess, i sted et for å overlate en regional planprosess til utbygger (Statens vegvesen) og enke ltkommuner. Det kunne vært interessant å se hvilke alternativer som hadde kommet på bordet dersom kollektivselskapene, heller enn vegvesenet, var de viktigste premissleverandør- ene. Eller hvis økt veikapasitet og tilrettelegging for økt biltrafikk ble definert som uaktuelt fra begynnelsen av. Eller hvis fagfolk ene i Statens vegvesen, berørte kommuner og andre instanser hadde deltatt i den offentlige debatten. Samtidig er det et tydelig trekk i mange byer at St aten fortsetter å planlegge og bygge ny veikapasitet i byene, uavhengig av organis atoriske og institusjonelle grep, og uavhengig av klimamålene. Statens vegvesen er en sterk aktør, med store ressurser både når det gjelder fagfolk og pen ger. Så langt har de demonstrert at økt veikapasitet som oftest er en vi ktig del av løsningen når de styrer planprosessen. Styring og samordning av area l- og transportutviklingen i retninger som gir redusert biltrafikk er en langt m er krevende løsning, ikke minst for politikerne. Da er det kanskje å forvente at statlig veibygging fortsatt velges som løsning på trafikk- og miljøproblemer i byområdene. Selv om mange er klar over at dette er transportpolitikk so m i praksis ikke bidrar til at klimamålene nås. 145 Concept rapport nr. 48 Et viktig spørsmål til slutt er om fagfolkene er i stand til å utvikle samordnede areal- og transportplaner som kan bidra til å løse problemene i situasjoner som den vi finner i Vestkorridoren - hvis de får være i fred og prøve så hardt de kan? Svaret på det kan være en omskriving av Pippi Langstrømpe: Det har vi ikke prøvd før, så det kan sikkert gå bra! Referanser Banister, D. (2008): The sustainable mobility parad igm. Transport Policy , 15, 73- 80. Cairns, S., Hass-Klau, C. og Goodwin, P. (1998): Traffic impact of highway capacity reductions: assessments of the evidence . Landor. Gjellebæk, I. (2015): Utvikling av E18 Vestkorridoren – makt og avmakt i transportpolitikken. Masteroppgave i samfunnsgeografi, Universitetet i Oslo. Kommunal- og moderniseringsdepartementet (2012): Melding til Stortinget 21 (2011 – 2012) Norsk klimapolitikk. Noland, R. B. og L. Lem, L. L. (2002): A Review of the Evidence for Induced Travel and Changes in Transportation and Environmen tal Policy in the US and the UK. Transportation Research D, Vol. 7, No. 1, Jan. 2002, pp. 1-26. Næss, P. (2012): Urban form and travel behavior: ex perience from a Nordic context. Journal of Transport and Land Use , 5 (2), 21-45. Statens Vegvesen (2009): E 18 Vestkorridoren. Analyse av framtidig transport system. Statens Vegvesen (2013): E 18-korridoren Lysaker – Slependen. Kommunedelplan med KU . Stead, D. og Meijers, E. (2009): Spatial Planning a nd Policy Integration: Concepts, Facilitators and Inhibitors. Planning Theory & Practice, Vol. 10, No. 3. 317-332. Tennøy, A. (2012a): Areal- og transportplanlegging – institusjonelle og organisatoriske betingelser for samordning og målop pnåelse. Kart og Plan no. 4 2012, s 258 – 268. Tennøy, A. (2012b): How and why planners make plans which, if implement ed, cause growth in traffic volumes. Explanations related to the expert knowledge, the planners and the plan-making processes. PhD thesis 2012:01 at Norwegian University of Life Sciences, Department of landscape architecture and spatial planning. 146 Concept rapport nr. 48 Tennøy, A., Hansson, L., Lissandrello, E. og Næss, P. (2015): How planners’ use and non-use of expert knowledge affect the goal achievement potential of plans: Experiences from strategic land use and tran sport planning processes in three Scandinavian cities. Progress in Planning, doi:10.1016/j.progress.2015.05.002 147 Concept rapport nr. 48 8 Miljøgevinster av å subsidiere fornybar energiteknologi Knut Einar Rosendahl Handelshøyskolen, Norges miljø- og biovitenskapelig e universitet (NMBU) I dette kapitlet diskuteres det hvorvidt subsidieri ng av investeringer i fornybar teknologi innebærer miljøgevinster. Hovedfokus er p å klimaeffekter, men også andre miljøeffekter blir belyst til en viss grad. D iskusjonen skiller mellom investeringer som tar i bruk eksisterende teknologi , og investeringer i FoU og demonstrasjonsprosjekter for nye eller umodne tekno logier. Videre diskuteres interaksjoner mellom slik subsidiering og andre vir kemidler i klimapolitikken, som EU’s kvotemarked for CO 2-utslipp. 8.1 Innledning Fornybar energi utgjør i dag litt under 15 % av ver dens samlede energibruk (IEA, 2014). Det aller meste av dette er tradisjone ll bioenergi. Vannkraft står for 2-3 %, mens andre fornybare energikilder som so l- og vindenergi utgjør knapt 2 % til sammen. I Norge er situasjonen veldig annerledes, i og med at vannkraft står for godt over 90 % av samlet elektri sitetsproduksjon. Ettersom forbrenning av fossile brensler medfører b etydelige negative miljøkonsekvenser, ikke minst knyttet til utslipp a v CO 2, er det et ønske i mange land om å vri energibruken i retning av forny bar energi. IEA (2014) forventer derfor at fornybar energi utenom bio vil øke sin andel av globalt energibruk til 8 % i 2040. Innen elektrisitetsprodu ksjon er andelen fornybar kraft ventet å øke fra litt over 20 % i dag til run dt en tredel i 2040. Med en forsterket klimapolitikk internasjonalt vil disse a ndelene øke raskere. Figur 8.1 viser IEA’s framskrivninger av henholdsvis bioenerg i og vannkraft, og annen fornybar energi, i to ulike scenarier. I det ene sc enariet (Current policies Scenario) er det lagt til grunn ingen politikkendri nger sammenlignet med dagens situasjon, mens det andre scenariet (450 Sce nario) er konsistent med en utslippsbane som medfører en temperaturstigning på rundt to grader 148 Concept rapport nr. 48 sammenlignet med førindustrielt nivå. Som figuren v iser er det spesielt annen fornybar energi (solkraft, vindkraft etc.) som er v entet å øke mye, iallfall relativt sett, og veksten blir klart høyere i 450-s cenariet. Figur 8.1. IEA’s (2014) framskrivning av primær for nybar energibruk i scenariene Current Policies Scenario (heltrukket linje) og 450 -Scenario (stiplet linje). Millioner tonn oljeekvivalent per år. Selv om fornybar energi regnes som klimanøytralt, d vs. uten netto utslipp av klimagasser, er det ofte negative miljøeffekter ogs å ved produksjon av fornybar energi. Produksjon av biodrivstoff medfører i mange tilfeller betydelige klimagassutslipp, blant annet knyttet til arealendr inger. Forbrenning av bioenergi fører til utslipp av partikler, og vedfyr ing er derfor en viktig kilde til lokal luftforurensning i mange byer. Utbygging av v ann- og vindkraft kan innebære naturinngrep som forringer verdien av natu ren, både estetiske verdier og verdien av økosystemtjenester. Fornybar energi innebærer derfor negative miljøeffe kter, men i mindre grad enn fossile brensler. Er det da hensiktsmessig å su bsidiere fornybar energi? I dette kapitlet diskuteres dette spørsmålet. 149 Concept rapport nr. 48 8.2 Optimal virkemiddelbruk Negative miljøeffekter er et eksempel på en såkalt negativ eksternalitet. En negativ eksternalitet vil si at aktiviteten til en produsent eller konsument medfører negative effekter for andre produsenter og /eller konsumenter. Gitt at den som forårsaker den negative effekten kun er opptatt av egen profitt eller nytte, vil den ikke ta hensyn til den negative effe kten for andre. Optimal virkemiddelbruk innebærer da å forsøke å internalis ere både positive og negative eksternaliteter, det vil si å få produsent er og konsumenter til å ta hensyn til disse eksternalitetene i sine beslutning er. Dette kan enten gjøres ved direkte regulering, for eksempel ved å sette et tak på utslippene fra en stor fabrikk, eller ved bruk av markedsbaserte virkemidl er som avgifter eller kvotehandel (negative eksternaliteter) og subsidier (positive eksternaliteter). Avgifter og subsidier vil gi markedsaktørene insent iver til å henholdsvis redusere og øke den nevnte aktiviteten. Optimal virkemiddelbruk vil derfor innebære å avgif tsbelegge produksjon av fornybar energi, i den grad produksjonen fører til negative miljøeffekter. I motsetning til avgifter på klimagasser, vil den opt imale avgiften på fornybar energiproduksjon variere til dels mye på tvers av t eknologier og lokalisering, i og med at miljøeffekten avhenger av type inngrep. Samtidig er det grunn til å tro at i de fleste tilf eller vil den optimale avgiften på fornybar energi være mindre enn den optimale avgift en på fossil energi. Det skyldes at de samlede negative eksternalitetene for fossil energi, spesielt kull og olje, som regel vil være høyere enn for fornybar en ergi. Den viktigste grunnen til dette er klimaproblemet – for å hindre en for s tor oppvarming av jordkloden trengs det etter alt å dømme en betydeli g reduksjon i bruken av fossil energi globalt. Dette krever en høy pris på utslipp av CO 2, som igjen innebærer at den optimale avgiften på bruk av fossi l energi vil være høy (høyest for kull og lavest for gass). Det er også andre neg ative eksternaliteter forbundet med fossil energi som lokal luftforurensning. Alt i alt betyr dette at optimale avgifter på all type energi fører til økte priser p å alle energityper, men størst prisøkning for fossil energi. Optimale avgifter vil derfor med stor sannsynlighet føre til økt andel av fornybar energi i samlet energiproduksjon, og sannsynligvis også til økt nivå på fornybar energiproduksjon i og med at etterspørselen etter energi er relativt uelastisk. Det kan dermed være optimalt med økt fornybar energiproduksjon til tross for de negative miljøeffektene. 150 Concept rapport nr. 48 Så hvorfor ikke like godt subsidiere fornybar energ iproduksjon, gitt at man ønsker en vridning fra fossil til fornybar energi? Den viktigste forskjellen er at subsidiering av fornybar energi vil øke det totale tilbudet av energi og derfor gjøre energibruk billigere. Dermed blir samlet ener gibruk for høy, og insentivene til energisparing og -effektivisering f or små, sammenlignet med en optimal situasjon. 8.3 Likevel fornuftig å subsidiere fornybar energi? I diskusjonen så langt har fokuset vært på produksj on av fornybar energi, det vil si bygging av et vannkraftanlegg, en vindmøllep ark, biodrivstoffproduksjon etc. Som nevnt vil det trolig være behov for stadig mer fornybar energi de kommende tiårene for å takle klimaproblemet. Lavere kostnader ved fornybar energiproduksjon vil derfor redusere de globale kos tnadene ved å nå for eksempel togradersmålet. Dette er spesielt relevant for nye og umodne energiteknologier, der potensialet for teknologiutv ikling og kostnadsreduksjoner kan være stort, og skalafordele r ikke er fullt utnyttet. Teknologiutvikling skjer først og fremst som følge av forskning og utvikling (FoU), inkludert pilot- og demonstrasjonsprosjekter , og erfaringsbasert læring. Bedrifter har selv insentiver til å drive med tekno logiutvikling, fordi det vil gi dem økt lønnsomhet i markedet. Samtidig er det bety delige markeds- imperfeksjoner knyttet til dette, fordi teknologiut vikling i en bedrift ofte gir gevinster også til andre bedrifter («spillovers»). Dette er altså et eksempel på en positiv eksternalitet. Empiriske studier viser at den samf unnsøkonomiske avkastningen av FoU kan være mer enn dobbelt så sto r som den privat- økonomiske (se for eksempel Bloom m.fl., 2013). Som følge av dette er det vanlig med offentlig støtte til FoU, i tråd med hva som er optimal virkemiddelbruk (se over). Et annet spørsmål er om generell støtte til FoU er tilstrekkelig, eller om det også er fornuftig med ekstra støtte til forskning o g utvikling av fornybar energi. De siste årene har det kommet flere studier som tyd er på at det er optimalt å støtte såkalte grønne teknologier mer enn andre typ er teknologier. Det er flere grunner til det. Acemoglu m.fl. (2014) peker på at mange grønne tekn ologier er relativt lite utviklet og derfor dyre å bruke. Dermed blir det li te etterspørsel etter slik teknologi i markedet og insentivene til å forske på grønne teknologier blir for små. Dette bekreftes av Dechezlepretre m.fl. (2013) , som finner empirisk 151 Concept rapport nr. 48 belegg for at de positive eksternalitetene er størr e for grønn FoU enn for annen FoU. Acemoglu m.fl. konkluderer derfor med at det er viktig å subsidiere grønn FoU mye nå for å få til en vridnin g mot fornybar energi og annen ren energiproduksjon (se også Greaker m.fl., 2015). Gerlagh m.fl. (2014) kommer til en lignende konklus jon, men med en litt annen begrunnelse. De analyserer en situasjon der b ehovet for å redusere utslipp vokser over tid, slik at etterspørselen ett er grønne teknologier vil være enda større om noen tiår enn i nær framtid. Etterso m patenter ikke er evigvarende, og dessuten kan imiteres i større elle r mindre grad (Fischer m.fl., 2003), vil innovatørene i begrenset grad få avkastn ing på sin FoU-innsats, i og med at verdien av teknologiutviklingen i stor grad kommer etter at patentet har utløpt. Et litt annet argument for ekstra støtte til grønn FoU er usikkerhet om framtidig klimapolitikk. Et viktig formål med CO 2-priser er nettopp å stimulere til utvikling av klimavennlige teknologier (Aldy m. fl., 2010). Jo høyere framtidige CO 2-priser er, jo større insentiver er det til å forsk e på og prøve ut slike teknologier. Ved stor usikkerhet om framtidig klimapolitikk, reduseres disse insentivene. Usikkerhet om framtida gjelder s elvsagt også for andre teknologier. Forskning og utvikling er en type akti vitet hvor avkastningen er spesielt usikker, både fordi utfallet av FoU-innsat sen er usikker og fordi det er usikkerhet omkring markedsutviklingen og dermed løn nsomheten av nye og bedre teknologier. Denne siste formen for usikkerhe t er trolig ekstra stor for fornybar energi og andre grønne teknologier på grun n av usikkerheten omkring framtidig klimapolitikk. Politisk usikkerhe t kommer dermed i tillegg til den ordinære usikkerheten i markedet. 65 Hva så med støtte til den neste fasen, det vil si n år nye teknologier skal prøve seg i markedet? I denne fasen skjer det gjerne læri ng som er med på å redusere kostnadene ved teknologien. Det fins en rekke studi er av slike læringseffekter («learning-by-doing»), ikke minst for fornybar ener gi (se f.eks. Lindman og Söderholm, 2012), som tyder på at kostnadene kan fa lle betydelig i denne fasen. De fleste slike studier estimerer såkalte læ ringskurver der det antas at kostnadene per enhet (f.eks. kWh) faller med en kon stant rate for hver dobling 65 I New Climate Economy (2014), utgitt av den global e klimakommisjonen bestående av bl.a. Jens Stoltenberg og Nicholas Stern, framheves høye og forutsigbare CO 2-priser som en av ti hovedanbefalinger. 152 Concept rapport nr. 48 av akkumulert installert kapasitet (eller akkumuler t produksjon). Dette er illustrert i figur 8.2. Figur 8.2. Illustrasjon av læringskurve med konstan t læringsrate Det er mer uklart i hvilken grad det er positive ek sternaliteter knyttet til dette kostnadsfallet, men det er grunn til å tro at en de l av de samme mekanismene som gjelder for spillovers fra FoU også gjelder for læring. Det samme gjelder argumentene for ekstra støtte til grønn FoU – disse kan også til en viss grad gjøres gjeldende for læring knyttet til grønne tekn ologier. På den annen side er det en viss fare for at man da stimulerer teknologi er med begrenset potensiale, og i verste fall blokkerer framveksten av mer umodn e teknologier med større potensiale. Dette er et eksempel på å «plukke vinne re», og er blant annet analysert nærmere i Kverndokk og Rosendahl (2007). Støtte til teknologiutvikling, enten i FoU-fasen el ler læringsfasen, vil ikke bare ha gevinster for Norge, men også for andre land. De positive eksternalitetene gjelder også over landegrensene – kunnskap er til e n viss grad et globalt fellesgode. Det er derfor et politisk spørsmål i hv ilken grad man skal ta hensyn til spillover-effekter til andre land når man beste mmer omfanget av støtte til teknologiutvikling i Norge. For fornybare energitek nologier og andre klimavennlige teknologier vil argumentet for å ta h ensyn til internasjonale spillover-effekter være høyere enn for mange andre teknologier, fordi lavere kostnader ved fornybar energi kan gjøre det lettere å realisere globale reduksjoner av CO 2-utslipp. På den annen side vil teknologiutviklinge n for små 153 Concept rapport nr. 48 land som Norge i stor grad være bestemt av det som skjer utenfor landets grenser (Coe and Helpman, 1995). Et lands absorbsjo n av nye teknologier er imidlertid avhengig av en viss aktivitet knyttet ti l bruk av slike teknologier. Teknologiutvikling for fornybar energi og andre kli mavennlige teknologier har altså internasjonale spillover-effekter langs to di mensjoner: Den direkte effekten på kunnskapsnivået i andre land, og den in direkte effekten på reduksjoner i globale CO 2-utslipp. Dette taler for at internasjonalt samarbe id om (eller koordinering av) støtte til grønn teknolo giutvikling virker fornuftig (Golombek og Hoel, 2011). For et lite land som Norge vil det være et spørsmål om FoU-ressursene bør konsentreres om et begrenset antall teknologier, el ler om man heller bør støtte alle nye klimavennlige teknologier men med mindre r essurser per teknologi. Fordelen med sistnevnte strategi er at man da unngå r å «plukke vinnere», jf. diskusjonen over. På den annen side kan det tenkes at det til en viss grad er stordriftsfordeler innen FoU-aktivitet. Bør man da satse på teknologier som er spesielt relevante for Norge, eller bør man heller tenke på hvilke teknologier som har størst betydning globalt? Utvalget for bære kraft utvikling og klima (NOU 2009:16) anbefalte sistnevnte, og frarådet å i nnrette FoU-støtten med tanke på norsk næringsutvikling. 66 8.4 Effekten av flere virkemidler I Norge er de aller fleste CO 2-utslipp omfattet av enten CO 2-avgift eller EU’s kvotesystem for klimagassutslipp (EU ETS). Kraftsek toren, industrien, olje- og gassaktiviteten og luftfart er i hovedsak regulert av kvotesystemet, mens de fleste øvrige sektorer (spesielt innen transport) b etaler CO 2-avgift på fossil energi. Et relevant spørsmål er derfor hvordan støt te til fornybar energi virker når det samtidig eksisterer klimapolitikk i form av kvotesystem eller avgift. Igjen er det viktig å skille mellom støtte til FoU og støtte til produksjon av fornybar energi. FoU-støtte som fører til lavere fr amtidige kostnader for fornybar energi vil gjøre det rimeligere å nå gitte utslippsmål i framtida. Det vil også føre til større utslippsreduksjoner på sikt i sektorer som er regulert av CO 2-avgift. I sektorer som er regulert av kvotesystem er de totale utslippene i utgangspunktet gitt for de utslippskildene som er o mfattet av systemet, men 66 https://www.regjeringen.no/no/aktuelt/utredning-om -barekraftig-utvikling-og- kl/id568090/ 154 Concept rapport nr. 48 lavere samfunnsøkonomiske kostnader ved å redusere utslipp gjør det optimalt for myndighetene å redusere utslippstaket. Det er d erfor grunn til å tro at støtte til forskning og utvikling av fornybare ener giteknologier på sikt kan medføre lavere utslipp av klimagasser. Tilsvarende resonnement gjelder også ved støtte til umodne teknologier der det er grunn til å forvente lavere kostnader over tid som følge av økt akkumulert prod uksjon. Hva så med støtte til produksjon av fornybar energi ? Som nevnt over er kraftproduksjonen i Norge og resten av Europa omfat tet av EU’s kvotesystem. Det betyr at subsidiering av elektrisitetsproduksjo n basert på fornybar energi, som vindkraft, biokraft og solkraft, i utgangspunkt et ikke har noen effekt på totale CO 2-utslipp. Disse er allerede bestemt av utslippstake t i kvotesystemet. Det betyr ikke at støtten er uten virkning – fornyb ar kraftproduksjon vil øke og annen kraftproduksjon vil falle. I Böhringer og Rosendahl (2011) er det analysert hv a som skjer når det innføres støtte til fornybar kraftproduksjon i et k raftmarked som allerede er regulert av et kvotesystem. I første omgang fører d et til økt tilbud av fornybar kraft, som medfører lavere kraftpriser og dermed mi ndre produksjon av kraft basert på ikke-fornybare energikilder. Konsekvensen av det er lavere utslipp av CO 2, og derfor lavere etterspørsel etter utslippskvote r. Men siden kvotesystemet setter et (antatt bindende) tak på to tale utslipp i kraftmarkedet, vil prisen på utslippskvoter reduseres inntil det i gjen er likevekt i kvotemarkedet. Lavere kvotepris er gunstig for alle kraftprodusenter med CO 2- utslipp, slik som kullkraft og gasskraft. I andre o mgang vil derfor disse kraftprodusentene øke sin produksjon noe. Alt i alt vises det i artikkelen at kraftprodusentene med høyest utslipp (typisk kullkr aft) øker sin produksjon sammenlignet med situasjonen uten fornybar støtte, mens kraftprodusentene med enten ingen utslipp (typisk kjernekraft) eller lave utslipp (typisk gasskraft) reduserer sin produksjon. Årsaken til dette er at s tøtten til fornybar kraft fører til lavere kraftpriser og lavere kvotepriser. Den f ørste effekten er like negativ for alle kraftprodusenter, mens den andre effekten er mest positiv for kraftprodusentene med høyest utslipp. Effekten i kvotemarkedet er illustrert i Figur 8.3, der det for enkelhets skyld er antatt at kvotemarkedet kun omfatter kull- og gassk raft. Lengden fra venstre til høyre y-akse svarer til den totale kvotemengden, må lt i tonn CO 2. Produksjonen av gasskraft (målt i tonn CO 2-utslipp) måles fra venstre mot høyre, mens produksjonen av kullkraft (målt i tonn CO 2-utslipp) måles fra høyre mot venstre. Prisen på utslippskvoter er målt langs y-aksen. De 155 Concept rapport nr. 48 heltrukne kurvene er tilbudskurver for gass- og kul lkraft uten støtte til fornybar kraft, som funksjon av kvoteprisen. Som figuren vis er er produksjonen fallende i kvoteprisen, men kullkraftproduksjonen f aller raskere enn gasskraftproduksjonen på grunn av høyere CO 2-utslipp per produsert kWh. 67 Uten noe kvotesystem, dvs. når kvoteprisen er lik n ull, ser vi at det er noe mer kullkraft enn gasskraft (målt i tonn CO 2-utslipp) i figuren. Når kvotesystemet er innført, blir det likevekt i kvotemarkedet der d e heltrukne linjene krysser. Som figuren viser har kullkraftproduksjonen falt en del mer enn gasskraftproduksjonen. Dersom det innføres støtte til fornybar kraft, blir produksjonen av både kull- og gasskraft redusert for en gitt kvotepris (siden kraftprisen faller som følge av økt tilbud av kraft). Dette er illustrert i figuren ved at de stiplede kurvene flyttes nærmere sine respektive y-akser (kullkraft mot høyre og gasskraft mot venstre). 68 Ved uendret kvotepris blir det dermed produsert mi ndre kullkraft og mindre gasskraft. Prisen i kvotemarkedet må da f alle inntil likevekten i kvotemarkedet gjenopprettes, det vil si der de stip lede kurvene krysser hverandre. Som figuren viser flytter vi oss til ven stre i diagrammet, som betyr mer kullkraft og mindre gasskraft. 67 Det er ikke gitt at gasskraftproduksjonen faller med kv oteprisen, i og med at høyere kvotepris kan føre til overgang fra kull- til gasskraft. I figuren er det implisitt antatt at denne effekten er dominert av blant annet økt konkurr anse fra CO 2-fri kraft. 68 I figuren er det antatt at de horisontale skiftene for kull- og gasskraft er identiske. 156 Concept rapport nr. 48 Figur 8.3. Effekter i kvotemarkedet før (heltrukne kurver) og etter (stiplede kurver) støtte til fornybar kraft. Lengden på x-aksen angir samle t kvotemengde, mens y-aksene angir kvotepris. Hva er så miljøeffekten av støtte til fornybar kraf t i dette tilfellet? CO 2- utslippene er som nevnt uendret. Utslipp av andre f orurensende komponenter som NOx, SO2 og partikler har sannsynligvis økt, ti l tross for at samlet fossil kraftproduksjon har falt noe. Det skyldes at kullkr aft har klart høyere utslipp av de nevnte komponentene enn gasskraft. Støtte til fornybar kraft kan dermed paradoksalt nok føre til noe høyere luftforurensnin g dersom det allerede eksisterer et kvotemarked for CO 2-utslipp. Resonnementet over legger til grunn at kvotetaket i kke endres som en følge av støtten til fornybar kraft. Ettersom kvoteprisen fa ller kan det tenkes at det blir enklere for myndighetene å stramme inn kvotesysteme t slik at støtten får en indirekte effekt på CO 2-utslippet. Det er vanskelig å vurdere hvor sannsyn lig dette er. Det er også verdt å påpeke at lavere kvot epris ikke betyr at de samfunnsøkonomiske kostnadene ved å redusere CO 2-utslipp har falt – tvert imot har kostnadene økt med mindre det er positive eksternaliteter knyttet til den økte produksjonen av fornybar kraft. I Norge støttes fornybar kraft gjennom et elsertifi katsystem i samarbeid med Sverige. Produsenter av ny fornybar kraft kan fram til 2035 selge elsertifikater for hver enhet kraft de produserer. Samtidig er nor ske og svenske forbrukere 157 Concept rapport nr. 48 forpliktet til å kjøpe en bestemt andel elsertifika ter for hver enhet kraft de forbruker. 69 Kraftkrevende industri er imidlertid fritatt for d enne forpliktelsen. Systemet er teknologinøytralt, det vil si at det ik ke skilles mellom ulike kraftteknologier. Dermed er det hovedsakelig de mod ne fornybare energiteknologiene som vindkraft (på land), biokraf t og vannkraft som stimuleres gjennom dette systemet. For disse teknol ogiene er det lite sannsynlig at det er læringseffekter av betydning. Med tanke p å de negative eksternalitetene forbundet med utbygging av vannkra ft og vindkraft nevnt innledningsvis, kan det stilles spørsmål om dette s ystemet har noen positiv miljøeffekt. 70 Et annet eksempel hvor støtte til fornybar energi k an ha uheldige miljøeffekter er reduserte avgifter for bruk av biodrivstoff. I N orge er det er et omsetningspåbud for biodrivstoff som sier at minst 5,5 prosent av alt drivstoff skal være biodrivstoff. 71 I tillegg har biodrivstoff redusert veibruksavgift sammenlignet med bensin og diesel, til tross for at de eksterne kostnadene ved biodrivstoff er på linje med bensin og diesel (det er heller ingen CO 2-avgift på biodrivstoff). Hva er effekten av redusert veibruks avgift for biodrivstoff? Lavere avgift tilsier noe høyere forbruk av biodriv stoff. Men så lenge omsetningspåbudet er bindende, vil høyere forbruk a v biodrivstoff nødvendigvis også medføre høyere forbruk av annet d rivstoff, det vil si bensin og diesel (siden forholdet mellom biodrivstoff og a nnet drivstoff vil være uendret). Dermed blir utslippene høyere, både av CO 2 og av andre utslippskomponenter som NOx og partikler. Hvis omse tningspåbudet ikke binder, blir effekten på CO 2-utslipp av lavere avgift bedre, men da er det hell er ingen hensikt å ha et omsetningspåbud. 69 Det er nettselskapet som rent praktisk tar hånd om d ette, og inkluderer et påslag i strømregningen for kundene proporsjonalt med strømforb ruket og prisen på elsertifikater. 70 Det kan hevdes at elsertifikatene bidrar til at Norge op pfyller sin forpliktelse i EUs fornybardirektiv. I Hagem og Rosendahl (2011) argumen teres det imidlertid for at denne forpliktelsen kunne vært oppfylt på en mer treffs ikker måte. 71 Målet ble økt til 5,5 % i juli 2015. Det er også krav om a t bestemte bærekraftskriterier må være oppfylt. 158 Concept rapport nr. 48 8.5 Oppsummering Fornybar energi vil sannsynligvis være veldig vikti g for å bremse og etter hvert redusere de globale utslippene av klimagasser. Det betyr imidlertid ikke at det alltid er lurt å støtte fornybar energi, og i noen tilfeller kan det til og med ha negative miljøeffekter. Den mest effektive måten å redusere klimagassutslipp på er å gjøre det dyrere å slippe ut CO 2 og andre klimagasser. Støtte til fornybar energiproduksjon kan i beste fall redusere CO 2-utslipp på en samfunnsøkonomisk sett dyrere måte. Det er imidlertid gode grunner for å støtte forskni ng og utvikling av fornybare energiteknologier, og til en viss grad også produks jon av umodne teknologier. Dette vil redusere kostnadene ved, og sannsynligvis øke omfanget av, framtidige utslippsreduksjoner. Referanser Acemoglu, D., P. Aghion, L. Bursztyn og D. Hemous ( 2012): The Environment and Directed Technical Change, The American Economic Review 102(1), 131-166. Aldy, J.E., A.J. Krupnick, R.G. Newell, I.W. Parry og W.A. Pizer (2010): Designing Climate Mitigation Policy, Journal of Economic Literature 48(4), 903-34. Bloom, N., M. Schankerman og J. Van Reenen (2013): Identifying technology spillovers and product market rivalry, Econometrica 81(4), 1347–1393. Böhringer, C. og K.E. Rosendahl (2010): Green Serve s the Dirtiest. On the Interaction between Black and Green Quotas, Journal of Regulatory Economics 37, 316–325. Coe, D.T. og E. Helpman (1995): International R&D s pillovers, European Economic Review 39, 859–887. Dechezleprêtre, A., R. Martin og M. Mohnen (2013): Knowledge spillovers from clean and dirty technologies: A patent citatio n analysis. Grantham Research Institute on Climate Change and the Enviro nment Working Paper 135. Fischer, C., I.W.H. Parry og W.A. Pizer (2003): Ins trument choice for environmental protection when technological innovat ion is endogenous, Journal of Environmental Economics and Management 45, 523-545. 159 Concept rapport nr. 48 Gerlagh, R., S. Kverndokk og K.E. Rosendahl (2014): The optimal time path of clean energy R&D policy when patents have finite lifetime, Journal of Environmental Economics and Management 67, 2-19. Golombek, R. og M. Hoel (2011): International Coope ration on Climate- friendly Technologies, Environmental and Resource Economics 49, 473-490. Greaker, M., T-R. Heggedal og K.E. Rosendahl (2015) : On the rationale for directing R&D to zero emission technologies, CREE W orking Paper 15/2015. Hagem, C. og K.E. Rosendahl (2011): Elsertifikater og fornybar kraft: Mål eller middel? Samfunnsøkonomen Nr. 3 2011, 26-29. IEA (2014): World Energy Outlook 2014, Internationa l Energy Agency, Paris. Kverndokk, S. og K.E. Rosendahl (2007): Climate pol icies and learning by doing: Impacts and timing of technology subsidies, Resource and Energy Economics 29, 58-82. Lindman, Å. og P. Söderholm (2012): Wind power lear ning rates: A conceptual review and meta-analysis, Energy Economics 34, 754–761. New Climate Economy (2014): Better growth, better c limate: The New Climate Economy Report, World Resources Institute: The Global Commission on the Economy and Climate. http://newclimateeconomy.report/ 160 Concept rapport nr. 48 9 Klimaeffekten av bygninger Igor Sartori, SINTEF Byggforsk og Inger Andresen, NTNU 9.1 Bakgrunn Bygninger står for omtrent en tredjedel av både ene rgibruken og klimagass- utslippene i Norge og i vestlige land generelt (IEA , 2012 og 2015). Oppvarmingsbehovet utgjør størstedelen av energibru ken i nord-europeisk klima. Siden oljekrisen i 70-årene har forskning og forskrifter hatt fokus på å redusere dette. Såkalte passivhus, dvs. bygninger m ed svært lavt energibehov til oppvarming, har etter hvert blitt vanlig i Norge, o g passivhusnivå blir forskriftskrav i 2016. Når oppvarmingsbehovet redus eres så mye, skifter fokus fra oppvarmingsbehov til energiforsyning og klimaga ssutslipp fra materialer og energiutveksling med nettet. I henhold til EU-direktiv av 19/05/2010 skal alle n ye bygg være ”nesten nullenergibygg” fra 2020 (EPBD recast, 2010). Norge har forpliktet seg til å følge dette gjennom klimaforliket på Stortinget (Me ld. St. 28, 2012). I tillegg er det økende fokus på å utvikle bygninger med enda la vere klimagassutslipp, både fra produksjon, bygging, og drift. Gjennom fo rskingssenteret Zero Emission Buildings, ZEB (www.zeb.no) er det realise rt flere pilotbygg med fokus på minimering av klimagassutslipp gjennom hel e livsløpet. Disse omfatter både boliger, undervisningsbygg og kontorb ygg. Det er også bygget flere interessante forbildeprosjekter med lavt klim agassutslipp gjennom Futurebuilt-programmet (www.futurebuilt.no) og andr e prosjekter i Norden og Europa. 9.2 Nullenergibygg og nullutslippsbygg Det engelske begrepet ZEB brukes både om nullenergi bygg ( Zero Energy Buildings) og nullutslippsbygg ( Zero Emission Buildings). Konseptuelt kan vi si at et nullenergibygg er et bygg med svært lavt e nergibehov slik at den lille energimengden som trengs på årsbasis kan dekkes med lokal fornybar energi. 161 Concept rapport nr. 48 I et nullutslippsbygg har man en lignende balanse, men her regner man med utslipp av klimagasser i stedet for energibruk. For nullutslippsbygg tar man i tillegg ofte med utslipp fra produksjon av material er, samt fra oppføring, vedlikehold og riving, se figur 9.1. Figur 9.1 Illustrasjon av klimagassutslipp fra de ulike livsløpsfasene til et bygg (oransje sirkler), og kompensasjon av utslipp gjennom produk sjon av fornybar energi (grønne sirkler). Hvis arealet av de grønne sirklene er like stort so m summen av arealet av de oransje sirklene, har man oppnådd en ZEB-balanse. Kilde: ww w.zeb.no Avhengig av hvilke energikilder som benyttes, så vi l det være klimagassutslipp knyttet til utvinning, produksjon og fremføring av energien til bygget. Eksport av fornybar energi fra bygget vil kunne føre til at man unngår klimagassutslipp forbundet med annen energiproduksjon. De finnes ulike definisjoner for hvordan man skal r egne nullenergi- og nullutslippsbygg. Internasjonalt har dette vært arb eidet med innenfor International Energy Agency; IEA SHC Task 40/Annex 52 72, se for eksempel Marszal m.fl. (2011) og Sartori m.fl. (2012). Også på europ eisk nivå har man hatt fokus på dette, for eksempel har den europeisk e organisasjonen REHVA 73 72 http://task40.iea-shc.org/ 73 Federation of European Heating, Ventilation and Air Co nditioning Associations 162 Concept rapport nr. 48 publisert kriterier for slike bygg (REHVA, 2013). I Norge har forskningssenteret Zero Emission Buildings (www.zeb .no) utviklet definisjoner for ulike ambisjonsnivåer for nullutslippsbygg, som beskrevet i Dokka m.fl. (2013). Figur 9.2 gir en grafisk fremstilling av ZEB-balans en. ZEB-balansen oppnås når summen av vektet energibruk (demand) er like st or som vektet energiproduksjon (supply) – eller når vektet energi importert til og eksportert fra bygget er like store – normalt beregnet over en periode på ett år. Referansebygget representerer energibruken til et s tandard nybygg (bygget iht. forskrift), alternativt et eksisterende bygg før op pgradering. Med utgangspunkt i et slikt standardbygg, tar man i bruk følgende st rategi for å oppnå ZEB: 1. Reduser behovet for energi (x-aksen) ved hjelp av u like energieffektiviseringstiltak (varmeisolasjon, varme gjenvinning, etc.); 2. Dekk opp det resterende energibehovet med produksjo n av energi ( y- aksen) for å oppnå nullenergi- eller nullutslipps-b alansen. I de fleste tilfeller er det nødvendig med relativt stort fokus på energi- effektiviseringstiltak for å redusere energibruken mest mulig, fordi det kan være begrensede muligheter for lokal energiproduksj on (for eksempel begrensede arealer for solenergiproduksjon). Et vektingssystem er nødvendig for å konvertere de ulike fysiske energi- enhetene til sammenlignbare størrelser slik som pri mærenergi 74 eller CO 2- ekvivalenter 75. Vektingsfaktorene kan også brukes til å reflekter e politiske målsetninger og miljøeffekter av ulike energibruk, i tillegg til rene naturvitenskapelige sammenhenger. Se avsnittet om « Vekting av energi og klimagassutslipp» for en nærmere beskrivelse. 74 Primærenergi er energi i sin opprinnelige form før den ha r blitt omdannet eller gått over i andre energiformer. Det omfatter all energi som g år med til utvinning, transport, generering, omdanning, lagring, overføring og distribusjo n av energi. 75 Karbondioksid (CO 2) er den dominerende klimagassen, og utslippene angis de rfor i gram CO 2-ekvivalenter. En CO 2-ekvivalent tilsvarer den effekten som en mengde CO 2 har på den globale oppvarmingen over en gitt periode, v anligvis 100 år. Det finnes flere typer drivhusgasser, og utslipp av disse gassene omregnes til CO 2-ekvivalenter i henhold til deres oppvarmingspotensial. 163 Concept rapport nr. 48 Figur 9.2. Grafisk fremstilling av ZEB-balansen 9.3 Bygninger som energileverandører Utviklingen mot nullenergi og nullutslippsbygg vil føre til at bygninger ikke lenger bare blir konsumenter av energi, men også en ergileverandører. Utnyttelse av lokal fornybar energi som eksporteres til nettet er med på å øke andelen fornybar energi totalt tilgjengelig i nette t, og dermed redusere den totale ressursbruken og tilhørende klimagassutslipp . På den andre siden kan storskala implementering av distribuert energiprodu ksjon føre til problemer med stabiliteten og kvaliteten i kraftnettet, spesi elt i det lokale (lavvolts) distribusjonsnettet. Det er ikke opplagt at en årli g nullenergi- eller nullutslipps- balanse i seg selv vil være en garanti for at bygge t til enhver tid vil gi minst mulig klimagassutslipp for energisystemet som helhe t. Derfor bør bygningene også uformes slik at de kan fungere godt sammen med det lokale og sentrale kraftnettet. Utvekslingen av elektrisitet mellom nullutslippsbyg g og nettet har inntil nylig ikke vært viet mye oppmerksomhet i Norge. Nettet ha r stort sett blitt ansett som et uendelig stort batteri som til enhver tid ka n avgi og ta imot all energi til/fra bygget. Den lokale produksjonen av fornybar energi er ikke alltid sammenfallende i tid med energibehovet i bygget, hv erken fra time til time eller på sesongbasis. F.eks. vil et solcelleanlegg produs ere mest energi om sommeren når behovet er minst. Det vil også som reg el produsere mest energi weighted supply [kWh, CO 2] reference building weighted demand [kWh, CO 2] energy efficiency energy supply 164 Concept rapport nr. 48 midt på dagen, noe som ikke alltid er sammenfallend e med effekttoppene, spesielt ikke i boliger som ofte har størst behov o m morgenen og om kvelden. Hvis man får mange slike bygg i et nabolag, vil man få en sammenlagring av produksjonen fra hvert av solcelleanleggene, som be tyr at en stor mengde overskuddsenergi må eksporteres til nettet. Dette k an utfordre kapasiteten til det lokale nettet og føre til nedregulering (curtai lment) av den fornybare produksjonen (Sartori m.fl., 2014). Baetens m.fl. (2012) har simulert utvekslingen av e lektrisitet mellom 30 boliger og strømnettet, hvor alle boligene var nullenergiby gg (kun mht. drift, ikke inkludert materialer). Ulike typer av distribusjons nett ble lagt til grunn, fra et svakt distribusjonsnett på den ene side til et idee lt (sterkt) nett på den andre siden. Analysen viste at man ville få noe behov for nedregulering (curtailment) av den fornybare produksjonen selv for det sterke s trømnettet, mens man for det svake nettet fikk opptil 50 % nedregulering på årsbasis. På grunn av flaskehalsen i det lokale strømnettet ville altså h alvparten av det årlige potensialet aldri bli produsert. Disse utfordringene kan løses på ulike måter, og de tte er bl.a. fokus i det pågående internasjonale prosjektet IEA-EBC Annex 67 "Energy Flexible Buildings" 76. Her ser man på ulike strategier og teknologier fo r å løse «mismatch»-problemet f.eks. gjennom styring av ener gibruk i kombinasjon med lokal energilagring. 9.4 Klimagassutslipp fra materialbruk Når man reduserer energibruken til drift av bygg, v il både energibruken og klimagassutslippet fra produksjon av materialer og installasjoner utgjøre en stadig større andel, se figur 9.3. Energibruken til fremstilling av materialer kalles ofte «bunden energi» eller «innebygd energi» . Klimagassutslippene stammer både fra utslipp (av CO 2-ekvivalenter) fra energibruk til produksjon av materialene, samt fra prosesser forbundet med fr emstilling av materialene. For eksempel har fremstilling av sement betydelige CO 2-utslipp forbundet med kalsinering av kalkstein (kjemisk prosess), i tille gg til at prosessen er energikrevende. 76 http://www.iea-ebc.org/projects/ongoing-projects/ebc- annex-67/ 165 Concept rapport nr. 48 Figur 9.3. Illustrasjon av utviklingen av energibru k til produksjon og drift av bygg, i takt med økende krav til energibruk i bygninger. TEK’10 tilsvarer energikrav i nåværende teknisk forskrift. TEK’16 tilsvarer krav i kommende teknisk forskrift. Figuren viser at hvis det ikke settes krav til bunden energi eller u tslipp fra materialer; vil denne andelen øke i takt med strengere krav til energibruk i drift. Sartori and Hestnes (2007) fant at bunden energi i passivhus utgjorde ca. 30 % av all energibruken gjennom hele livsløpet til bygg et. Berggren m.fl. (2013) fant at for nesten nullenergibygg så utgjorde bunden ene rgi ca. 40 % av energibruken over livsløpet Gjennom pilotprosjektene som har blitt realisert gj ennom ZEB-senteret (www.zeb.no), har man funnet at klimagassutslippet fra bygningsmaterialer kan være i samme størrelsesorden som klimagassutslippen e fra energibruk i driftsfasen (60 år). Dette betyr for eksempel at hv is man skal bruke solceller til å kompensere både for energibruk til drift og for k limagassutslipp fra materialer, må man mer enn doble solcellearealet i forhold til hvis man bare skulle kompensert for energibruk til drift. Energib ruk til produksjon av selve solcellene tas da også med i beregningen. Til slutt må det bemerkes at når man inkluderer bun den energi i regnskapet, vil man i perioder alltid ha et overskudd av energiprod uksjon fra bygget, som må eksporters til nettet (for å balansere ut bunden en ergi). Dette innebærer at man i enda større grad bør ta hensyn til implikasjoner for nettet, siden overdimensjonering av solcelleanlegget eller andre lokale energiforsynings- løsninger vil kunne føre til uønskede konsekvenser både for det lokale ? ? 166 Concept rapport nr. 48 energisystemet og for nettet som helhet, som beskre vet over (Baetens m.fl., 2012). 9.5 Hvordan redusere klimagassutslipp fra materialer Gjennom pilotprosjektene i ZEB-senteret (www.zeb.no ), er det vist at klimagassutslippene fra produksjon av materialer ka n reduseres betraktelig gjennom flere tiltak: - Reduksjon av materialbruken (ref. figur 9.4) - Gjenbruk av materialer og konstruksjoner (ref. figu r 9.5) - Bruk av resirkulerte materialer - Bruk av fornybare materialer - Bruk av materialer produsert med fornybar energi - Bruk av lokale, kortreiste materialer - Bruk av materialer som krever lite vedlikehold Figur 9.4. Illustrasjon på hvordan materialbruken t il ventilasjonskanaler er drastisk redusert i ZEB-pilotbygg Powerhouse Kjørbo: Systemh imlingen er fjernet, og selve rommet og trappeløpet er blitt «ventilasjonskanal». Foto: Chr is Aadland, Arkitekt: Snøhetta. 167 Concept rapport nr. 48 Figur 9.5. Illustrasjon av gjenbrukt tegl i ZEB-pil otbygg Multikomfort i Larvik. Veggen bidrar også til varmelagring og komfort. Foto: Paal André Schwital. Arkitekt: Snøhetta. Figur 9.6 viser mulig utvikling i totalt energibruk (og tilhørende klimagass- utslipp) hvis man også setter krav til bunden energ i i materialer (sammenlign med figur 9.3 over). Figur 9.6 Mulig utvikling av total energibruk hvis man i tillegg til økende krav til energibruk i drift også setter krav til bunden ener gi i materialer. 168 Concept rapport nr. 48 9.6 Vekting av energi og klimagassutslipp Et annet viktig forhold som må adresseres når man s kal kvantifisere effekten av nullutslippsbygg, er såkalt vekting av ulike ene rgivarer 77 opp mot hverandre. Dette må gjøres for at man skal kunne sammenligne k limagassutslippene og total energibruk forbundet med utvinning, foredling og distribusjon av ulike typer energivarer. I flere land i Europa er det utv iklet et sett med standard vektingsfaktorer for ulike energivarer, såkalte pri mærenergifaktorer som uttrykker den totale energibruken fra utvinning av råmaterialer til endelig bruk, inkludert alle tap i produksjon og distribusjon av energien. F.eks. er primær- energifaktoren for elektrisitet typisk ca. 2,5 noe som betyr at hvis man bruker 1 kWh elektrisitet i bygget, krever dette 2,5 kWh pri mærenergi. I Norge har man foreløpig ingen offisielle vektingsfaktorer. Utvikling av egnede vektingsfaktorer er ikke en enk el oppgave fordi det er avhengig av flere forskjellige forhold, bl.a. mikse n av energikilder innenfor gitte geografiske områder (lokalt, regionalt, og internas jonalt), utveksling av energi mellom områder, eller bruk av historiske data vs. f remtidsscenarier. F.eks. kan klimagassutslippene fra elproduksjon variere mellom tilnærmet og 800 g/kWh, avhengig av hvilke forutsetninger man velger . Det finnes ikke noe absolutt riktig valg og ulike vektingsfaktorer kan benyttes avhengig av hensikten med analysen, se f.eks. Persson (2008). D ette betyr at valg av vektingsfaktor alltid til en viss grad vil baseres på politiske prioriteringer. Vektingsfaktorer kan dermed benyttes til å stimuler e eller motvirke forskjellige løsninger. Man kan f.eks. velge å bruke en høy vekt ingsfaktor for biobrensel som er produsert på en slik måte at det fortrenger landområder for matproduksjon. En oversikt over ulike vektingsfakto rer for primærenergi og klimagassutslipp benyttet i ulike europeiske land e r vist i Sartori m.fl. (2012). Noris m.fl. (2014) har utført en parameterstudie for 6 ulike by gningstyper i europeisk klima for å studere hvordan ulike vekting sfaktorer påvirker valg av varmeforsyningssystem. For hver bygningstype ble de t beregnet hvor stort solcelleanlegg som var nødvendig for å oppnå et nul lenergibygg. Ved bruk av nåværende nasjonale vektingsfaktorer viste studien at biokjel-anlegg var det mest fordelaktige, mens gasskjel var det minst ford elaktige. Ved bruk av lavere vektingsfaktorer for elektrisitet og fjernvarme som reflekterte nasjonale 77 En energivare er en energibærer som omsettes i et ma rked, f.eks. elektrisitet, gass, ved, etc. 169 Concept rapport nr. 48 målsetninger mht bruk av fornybar energi, viste stu dien at varmepumper og fjernvarme ble foretrukket. Ved bruk av veldig lave vektingsfaktorer for elektrisitet fra nettet, fant man at nesten ingen l okale energiforsyningsløsninger ville kunne oppnå nullenergibalansen. Georges m.fl. (2015) analyserte et kontorbygg og en bolig i Norge med bruk av ulike scenarier for vektingsfaktorer for elektrisit et. Energibruk til drift ble simulert og klimagassutslipp til produksjon av mate rialer og installasjoner ble beregnet basert på tilgjengelige data. Energiforsyn ingen var «hel-elektrisk», dvs. at det ble brukt en varmepumpe til romoppvarming og varmtvann, samt et solcelleanlegg på taket til å produsere elektrisite t. Resultatene viste at det var mulig å oppnå en nullenergibalanse for driftsfasen, uavhengig av vektingsfaktorer, fordi kun elektrisitet med samme vektingsfaktor ble utvekslet til og fra bygget. Ved bruk av en lav (“grønn”) vek tingsfaktor for elektrisitet, f.eks. basert på kun norsk vannkraft, var det imidl ertid ikke mulig å få til en nullutslippsbalanse når også materialbruken ble ink ludert. Det må bemerkes at det ikke ble gjort noen tiltak for å redusere klima gassutslippene fra materialbruken, slik som beskrevet i avsnittet over . 9.7 Kostnader for nullutslippsbygg Det finnes lite tilgjengelig data om kostnader for oppføring av nullutslipps- bygg. I tillegg har vi en utfordring med at de fles te eksisterende nullutslipps- bygg har blitt oppført som demonstrasjonsbygg og er de første i sitt slag. Tilgjengelige kostnadsdata vil derfor ikke være rep resentative for storskala implementering av slike bygg. Erhorn og Erhorn-Kluttig (2014) analyserte 32 reali serte nesten nullenergibygg i Europa, og fant store variasjoner i investeringsk ostnader. Ekstrakostnadene i forhold til sammenlignbare standardbygg varierte me llom og 25 %, med et gjennomsnitt på 11 %. I absoluttverdier tilsvarer d ette til ekstra investeringskostnader på til 473 €/m 2, med et gjennomsnitt 208 €/m 2, sett i forhold til en total byggekostnad på 1900 €/m 2 i gjennomsnitt. Sartori m.fl. (2015) studerte 7 nullenergi- og plus senergibygg i Norge, Tyskland og Italia og fant at investeringskostnadene var mel lom 9-27 % høyere enn standardbygg, med et gjennomsnitt på 15 %, se figur 9.7. Dette tilsvarer en ekstra investeringskostnad på 100 til 500 €/m 2, sett i forhold til en total byggekostnad på 1100 og 2300 €/m 2 for standard bygg i de forskjellige land. 170 Concept rapport nr. 48 Figuren viser også at prisnivået er innenfor forven tet ekstrakostnad for en bygning av høyere standard. Figur 9.7. Ekstra investeringskostnader for ulike e nergistandarder i forhold til standardbygg (til venstre), samt ekstrakostnader fordelt på ulik e komponenter (til høyre). Til venstre: "Standard high" og "Standard low" refererer til høy ere eller lavere generelle bygnings- kvaliteter (arkitektonisk kvalitet, materialbruk og overflater) sammenlignet med et standard bygg "Standard typical"; "nZEB/Plus" refererer til nesten-null- og plussenergi bygninger. Til høyre: bygningskropp (envelope), varme- og vent ilasjonssystemer (HVAC), solcellesystemer/fornybar energiforsyning (PV/RES) og prosjektering (design). Kilde: Sartori m.fl. (2015). Fordelingen av investeringskostnader til høyre i Fi gur 9. viser at ekstra- kostnadene er relatert til både ytterkonstruksjoner , varme- og ventilasjons- system, samt energiforsyningssystem og ekstra prosj ekterings-kostnader. De største kostnadene er knyttet til energiforsyningss ystemet, og dette er først og fremst solcellesystemet. Kostnadene for solcelleanl egg har imidlertid falt betraktelig de siste årene, og man forventer at den ne utviklingen skal fortsette. Dette vil bidra betraktelig til reduksjon av de tot ale kostandene for nullutslippsbygg, og kombinert med teknologi- og ku nnskapsutvikling og økte energipriser, kan man forvente at slike bygg på sik t vil bli privatøkonomisk lønnsomme. 100 % 135 % 96 % 127 % 111 % 107 % 122 % 105 % 100 % 115 % 79 % 109 % 101 % 97 % 102 % 96 % 100 % 121 % 92 % 115 % 104 % 102 % 107 % 101 % 70 % 80 % 90 % 100 % 110 % 120 % 130 % 140 % Standardtypical Standardhigh Standardlow nZEB/Plus envelope HVAC PV/RES Design totals breakdown nZEB/Plus cost deviation Investment costs Summary of national cases, with nZEB/Plus breakdown max min average 171 Concept rapport nr. 48 9.8 Samlet klimaeffekt av energieffektivisering i bygninger Om lag 80 % av energibruken i den norske bygningsma ssen er basert på elektrisitet 78. På den ene side kan man si at klimagassutslippene knyttet til elektrisitetsproduksjon i Norge er svært lave, noe som tilskrives at tilnærmet hele produksjonen er vannkraftbasert. På den andre siden vil reduksjon av elektrisitetsforbruket ved energieffektivisering ku nne frigjøre elektrisitet til aktiviteter som i dag er basert på fossile brensler (som transport), eller til eksport. Betydelige deler av elektrisitetsproduksjo nen i land som Norge utveksler elektrisitet med, er basert på fossile br ensler. Klimaeffekten av frigjort elektrisitet ved energieffektivisering er prinsipielt den samme som effekten av å erstatte elektrisitetsforbruk med eks empelvis biobrensler, eller effekten av ny elektrisitet ved produksjon av vindk raft. For å realisere det store klimaeffektpotensialet fr a bygningsmassen, er det ikke tilstrekkelig å bare satse på nullutslipp-nybygg . I tillegg må man ha en strategi for den eksisterende bygningsmassen. Ved renovering og oppgradering av eksisterende bygg kan det i mange tilfeller være va nskelig å oppnå fullt ZEB- nivå pga bygningstekniske og arkitektoniske utfordr inger. I tillegg vil det ta tid å transformere alle eksisterende bygg til lavutslip psbygg når man tar i betraktning at andel bygg som renoveres kun utgjør 1-2 % av bygningsmassen, samt at nybyggraten utgjør ca. 1,5 % per år (Sandbe rg m.fl., 2014). Derfor er det ekstra viktig at nybyggene får et høyt ambisjon snivå for å kompensere for at de eksisterende byggene ikke kan oppnå så lavt e nergibruk. Per i dag finnes det ingen utførlige studier av den totale klimaeffekten av å transformere hele bygningsmassen til nullutslippsby gg. Imidlertid ble det i 2009 gjort en studie av SINTEF Byggforsk (Dokka m.f l., 2009) som viser at det i en tiårsperiode er mulig å oppnå et energieff ektiviseringspotensial i den norske bygningsmassen på ca. 12,2 TWh per år. Rappo rten viser at betydelige reduksjoner i CO 2-utslipp kan oppnås når en slik energieffektiviseri ng bidrar til frigjøring av elektrisitet til elektrifisering av p ersonbilparken og til elektrifisering av norsk offshorevirksomhet, ekspor t av frigjort elektrisitet, og utfasing av oljekjeler. Den samlede reduksjonen av CO 2-utslipp tilsvarer omtrent 6-6,5 millioner tonn per år. Det vises i ti llegg at estimerte 78 http://ssb.no/energi-og-industri/statistikker/husener gi; http://ssb.no/energi-og-industri/statistikker/entjeneste 172 Concept rapport nr. 48 samfunnskostnader for å utløse potensialet tilsvare r ca. 4 øre/kWh, hvis energieffektivisering i bygg finansieres av økt ele ktrisitetspris. Referanser Baetens, R., De Coninck, R., Van Roy, J., Verbrugge n, B., Driesen J., Helsen L., og Saelens D. (2012): Assessing electrical bott lenecks at feeder level for residential net zero-energy buildings by integrated system simulation, Applied Energy, (96):74–83. Berggren, B., Hall, M., og Wall, M. (2013): LCE ana lysis of buildings – Taking the step towards Net Zero Energy Buildings, Energy and Buildings , (62) 381–391. Dokka, TH., Hauge, G., Thyholt, M., Klinski, M. og Kirkhus, A. (2009): Energieffektivisering i bygninger – mye miljø for p engene!, SINTEF Byggforsk prosjektrapport 40 . Dokka, TH., Sartori, I., Thyholt, M., Lien, K. og L indberg, K.B., (2013): A Norwegian zero emission building definition, In proceedings from Passivhus Norden, 15–17 October 2013; Göteborg, Sweden. EPBD (2010). Directive 2010/31/EU of the European P arliament and of the Council of 19 may 2010 on the energy performance of buildings (recast). Erhorn, H. og Erhorn-Kluttig, H. (2014): Selected e xamples of Nearly Zero- Energy Buildings, Report for the Concerted Action on Energy Performan ce of Buildings . Georges L, Haase M, Wiberg A W, Kristjansdottir T, og Risholt B (2015): Life cycle emissions analysis of two nZEB concepts, Building Research and Information , (43) 82-93. IEA (2012): Energy balance flows: OECD total, final consumption 2012, see http://www.iea.org/Sankey/#?c=OECD Total&s=Final co nsumption IEA (2015): CO 2 emissions statistics: Factsheets, see http://www.iea.org/publications/freepublications/pu blication/CO 2- emissions-from-fuel-combustion-for-oecd-countries-- -2015-preliminary- edition--factsheet.html Meld. St. 28 (2012): Gode bygg for eit betre samfun n - Ein framtidsretta bygningspolitikk, Melding til Stortinget nr.28 (2011-2012). 173 Concept rapport nr. 48 Marszal, A. J., Heiselberg, P., Bourrelle, J. S., M usall, E., Voss, K., Sartori, I. og Napolitano, A. (2011): Zero Energy Building – A Rev iew of definitions and calculation methodologies, Energy and Buildings , 43(4): 971-979. Persson, T. (2008): Koldioxvärdering av energianven ding. Underlagsrapport, Statens Energimyndighet , REHVA (2013): nZEB technical definition and system boundaries for nearly zero energy buildings: 2013 revision for uniformed national implementation of EPBD recast prepared in cooperation with European s tandardization organization CEN. Sandberg, N. H., Sartori, I. og Brattebø, H. (2014): Using a dynamic segmente d model to examine future renovation activities in th e Norwegian dwelling stock, Energy and Buildings , 82(2014): 287-295. Sartori, I. og Hestnes, A.G. (2007): Energy use in the life cycle of conventional and low-energy buildings: A review article, Energy and Buildings , 39(3): 249-257. Sartori, I., Ortiz, J., Salom, J. og Dar, U.I. (201 4): Estimation of load and generation peaks in residential neighbourhoods with BIPV: bottom-up simulations vs. Velander method, WSB Conference – World Sustainable Buildings , 28-30 Oct., Barcelona. Sartori, I., Napolitano, A., og Voss, K. (2012): Ne t Zero Energy Buildings: A consistent definition framework, Energy and Buildings , Volume 48, May 2012, Pages 220-232. Sartori, I., Noris, F. og Herkel, S. (2015): Cost a nalysis of nZEB/Plus energy buildings, REHVA European HVAC Journal , Issue 3 (May-Jun) 2015. 174 Concept rapport nr. 48 10 Risiko, sårbarhet og beredskap ved oljeutslipp Jostein Lillestøl Norges handelshøyskole Beredskapen knyttet til vår oljenæring omfatter alt fra de rammevilkår som næringen gis av våre myndigheter til den frivillige som stiller seg til disposisjon for å samle opp oljerester i strandkanten. De poten sielt alvorligste utslipp skjer ved akutte hendelser, der liv og helse står på spil l, og temaet må derfor betraktes i en slik utvidet sammenheng. Vi vil i de tte kapitlet ta opp de viktigste elementene i den totale beredskap, som kr ever en sikkerhetskultur med felles forståelse av grunnleggende risikobegrep er. Oljeaktiviteten til havs under barske forhold har i stor grad vært premissgi ver for begreps- og metodeutviklingen innen risikostyring generelt. Kap itlet er todelt: Første del gir et kort innblikk i sentrale risikobegreper, mens an nen del gir et bredt bilde av beredskapen ved oljeutslipp: rammevilkårene, næring ens beredskap og det offentliges beredskap i samhandling med private. 10.1 En felles risikoforståelse Olje på avveier Vår petroleumsaktivitet innebærer betydelig risiko for uforutsette akutte hendelser. Selv om næringen gjennom mer 40 års akti vitet kan vise til en god statistikk, er skadepotensialet stort og mangesidig , både når det gjelder liv og helse og miljø. Akutte hendelser med etterfølgende oljeutslipp kan skje ved installasjoner til havs, ved transport og ved landb aserte anlegg. Mange har over tid uttrykt bekymring over at vår beredskap ikke er god nok, og noen hevder at “føre var”-prinsippet tilsier at visse aktiviteter/ prosjekter ikke burde vært tillatt. Dette er igjen aktualisert ved mulig økt a ktivitet i arktiske strøk, ved boring nær iskanten og ved transporter i nye seilin gsleder som har åpnet seg i nord. La oss kort se på omfanget av oljeutslipp på norsk sokkel med Kystverket som kilde. 175 Concept rapport nr. 48 Figur 10.1. Utslippsmengde (m 3) og antall utslipp I figur 10.1 er illustrert de årlige utslipp til sj ø, antall utslipp og mengde i m 3 for perioden 2003-2014. Tallene omfatter de samlede rap porterte utslipp fra offshoreaktivitet, fra skip og fra landbaserte anle gg, og fra 2012 også uidentifiserte oljeflak, som er definert som akutt forurensning. Vi ser at et betydelig antall utslipp er rapportert, og at nivåe t er noenlunde konstant med gjennomsnitt over perioden på om lag 2500 m 3, med unntak av 2007, der vi har et avvik av en spesiell årsak, nemlig lekkasjen på Statfjord A, som alene utgjorde 4400 m 3. De bakenforliggende tall kan imidlertid fortelle at, utenom denne episoden, har utslipp offshore hatt fallende tendens, mens utslipp fra landbaserte anlegg har hatt en stigende tendens. Kostnadene ved opprydding etter akutte utslipp kan illustreres ved følgende: I 2009 havarerte det Panama-registrerte lasteskipet “ Full City” i Langesund- fjorden. Omlag 300 m 3 tungolje rant ut, og av dette ble omlag 1/3 samlet opp. Opprydningen kom på noe over 255 mill. kroner, og v ar den hittil mest kostbare oppryddingen i Norge. Havarier langs norsk ekysten skjer i gjennomsnitt hvert annet år. Den mest kostbare oppr yddingen på verdensbasis til nå fant sted etter Deepwater Horizon-ulykken i Mexico-gulfen i 2010. Omlag 650 000 tonn ( ≈m3) rant ut, med opprydding anslått til om lag 300 mr d. norske kroner. Kostnadspotensialet er derfor enormt . 176 Concept rapport nr. 48 Risiko og risikostyring: Noen begreper Definisjon : Risikoen ved en aktivitet er kombinasjonen av de mulige konsekvenser og de tilhørende usikkerheter, med sym boler Risiko=(C, U) der C= Konsekvensene ved aktiviteten, U = Usikkerhe ten om C. Denne generelle definisjonen er ikke begrenset til negative konsekvenser, og omfatter også verdiskaping ved å ta risiko. Risikos tyring vil derfor bestå i å balansere verdiskaping og forhindre tilbakeslag. Of te betraktes risiko i tilknytning til en bestemt uønsket hendelse. En mul ig symbolsk definisjon er da: Risiko = (B, U) + (C B, U) der B =Mulig uønsket hendelse, C B = Mulige konsekvenser, gitt den initierende hendelse B og U=Usikkerhet. Her kaller vi det andre leddet i “summen” for sårbarhet. Denne definisjonen av risiko er godt tilpasset arbe idet for helse, miljø og sikkerhet (HMS). Det er også forenlig med slik en i ngeniør vanligvis oppfatter risiko. Disse tenker seg typisk risiko som konsekve ns multiplisert med sannsynlighet, dvs. som en forventet verdi, mens øk onomer heller bruker ordet risiko om (negative) avvik fra forventning. Definis jonen ovenfor åpner imidlertid for å representere usikkerhet på andre m åter enn med sannsynligheter, noe som ofte kan være nyttig i pra ksis. En mulig generell definisjon av risikostyring i vår kontekst er Definisjon: Risikostyring = Systematisk bruk av ledelsespolitik k, prosedyrer og metoder for å identifisere, analysere, evaluere, håndtere og kommunisere risikoproblemer. Det er utarbeidet generelle internasjonale standard er for risikostyring: Prinsipper og retningslinjer (NS-ISO 31000), Metode r for risikovurdering (NS- ISO 31010). Med risikovurdering menes den samlede p rosess bestående av risikoidentifisering, risikoanalyse og risikoevalue ring. Det er også en rikholdig litteratur som kan belyse ulike sider ved temaet ri sikostyring. En bred fremstilling med vekt på petroleumssektoren er gitt av Aven og Vinnem (2007). 177 Concept rapport nr. 48 Risikovurdering En typisk kontekst for en risikovurdering (se figur 10.2) er når vi har en initierende hendelse (B) fulgt av et utfall eller k onsekvens (C). Før den initierende hendelse tenker vi oss de mulige årsake r (A), slik at A → B → C. Vi tenker oss på den ene siden proaktive kontroller, s om skal forhindre at den uønskede hendelsen inntreffer, og på den annen side reaktive kontroller, som skal forhindre at en skjedd uønsket hendelse får ne gative konsekvenser. I begge sammenhenger blir ordet barrierer benyttet. Figur 10.2. Kontekst for risikovurdering Til hjelp i risikovurderingen fins en rekke ulike m etoder som spenner over enkle tabellariske metoder til avanserte statistisk e metoder (se f.eks. NS-ISO 31010). Vi nøyer oss her med å trekke fram den såka lte risikomatrisen, som i sin enkleste form kan se ut som i figur 10.3. Figur 10.3. En enkel risikomatrise 178 Concept rapport nr. 48 I figuren har vi tre kategorier (Lav, Medium, Høy) etter økende grad av negativ konsekvens langs den horisontale aksen og økende gr ad av sannsynlighet (Lav, Medium, Høy) på den vertikale aksen. Økende risiko svarer da til å gå i nord- østlig retning, og boksene er gitt navn (Lav, Mediu m, Høy, Kritisk) og fargelagt i henhold til dette. Fargen kan korrespondere med g raden av nødvendighet for tiltak for å redusere risikoen. I praksis velges a ntall kategorier på hver akse som mest tjenlig for den aktuelle kontekst. På noen områder har man tilrettelagt skåringskjemaer, med klare definisjone r på hver kategori, ofte i form av verbale beskrivelser framfor tallmessige verdier , for at flest mulig skal kunne forholde seg til skåringen. Eksempelvis, dersom båd e sannsynlighet og konsekvens graderes på en skal fra til 10, og pro duktet brukes som sammenfattende mål, blir variasjonsområdet for prod uktet fra til 100. Dersom man har klarlagt hvilke grenser som betyr he nholdsvis lav, medium, høy og kritisk risiko, fargelegges boksene i 11x11 matrisen i henhold til dette. Dersom man går gjennom de mulige risikosituasjoner/ hendelser, kan resultatet for hver enkelt føres inn i den aktuelle boks i ris ikomatrisen. Med dette håper man å kunne gi et oversiktlig bilde av risikosituas jonen, og hvilke tiltak som bør prioriteres. Risikomatrisen blir typisk brukt i rapporter for å formidle risikobildet. Et fruktbart tankesett innen risikostyring er det s åkalte ALARP-prinsippet (“as low as reasonably practicable”). Med et gitt risiko mål R tenker en seg fastlagt risikonivåer R 1<R 2, slik at R< R 1 er akseptabelt, R>R 2 er uakseptabelt, mens når R 1<R<R 2 skal en arbeide for å redusere risikoen så mye som praktisk mulig, der også økonomiske vurderinger kommer inn. Vi illustrerer her ALARP-prinsippet i forbindelse med prioritering av tiltak for å redusere risikoen for tap av liv. Figur 11.4 gjengir et såka lt fN-diagram, der vi har kombinasjoner av antall liv tapt (N) og tilhørende sannsynlighet (f), med markert akseptabelt område (grønt), uakseptabelt om råde (rødt) og et mellomområde (gult). Den sorte linjen angir den for eliggende risikoprofilen på årsbasis, etablert på grunnlag av bakenforliggende risikoanalyser. 179 Concept rapport nr. 48 Figur 10.4. Et fN-diagram og ALARP-prinsippet Her ser vi at sannsynligheten for et tapt liv er 10 -3, mens ti tapte liv har sannsynlighet 10 -5. I denne situasjonen er det nødvendig med ytterlige re proaktive eller reaktive tiltak som kan bringe hele kurven ned i det akseptable området. Et mellomområde (ALARP) er praktisk i en b eslutningskontekst. I et forprosjekt vil ovenstående profil kunne være ti lstrekkelig for å gi klarsignal for videreføring, under forutsetning av at risikore duserende tiltak finnes underveis, mens prosjektet ikke videreføres dersom kurven hadde krysset den røde sonen. I møte med et fN-diagram vil det være n aturlig å spørre seg: Er kurven for optimistisk? Vi må da gå til de bakenfor liggende risikoanalysene. Vi kan også spørre: Hva er akseptable risikonivåer for prosjekter som angår oss alle (“tredjepart”)? Tall for individrisiko som oft e forekommer i slike analyser er: dødssannsynlighet pr. år < 10 -6 akseptabel, > 10 -4 uakseptabel, mens området i mellom utgjør ALARP. Ved prioritering av tiltak trenger man å vurdere gr ad av alvorlighet for ulike typer skader, vurdere dem opp mot hverandre, til og med sammenligne hva mange skadde betyr mot én død. Mange vil nok føle a t en slik kvantifisering er uetisk, men en avveining vil i praksis ligge implis itt i de prioriteringer av risikoreduserende tiltak som gjøres i alle fall, og det er ikke noe bedre alternativ å underslå disse i en risikorapport. Her er eksempe l på kategorisering: Neglisjerbar = En mindre skade, Marginal = En alvor lig eller flere mindre skader, Kritisk = En omkommet eller mange alvorlige skader, Katastrofal = Tap av flere liv. Begrepet “Equivalent fatalities” er et forsøk på å kvantifisere, 180 Concept rapport nr. 48 og følgende metrikk har vært brukt: 1 dødsfall = 10 alvorlig skadde = 100 mindre skadde (noen setter heller 200). ALARP-prinsippet er etter hvert etablert som det rå dende styringsprinsipp i oljenæringen så vel som hos de regulerende myndighe ter. ALARP-prinsippet erstatter eksakte (og ofte vilkårlige) akseptgrense r, som ikke inviterer til forbedring så lenge man holder seg på rett side. I et ALARP-område vil et risikoreduserende tiltak bli utelukket først når en kan vise at kostnadene er ute av proporsjon i forhold til effekten. Prinsippet ti lrettelegger for søken etter gode løsninger, også der alt ikke lar seg kvantifis ere i økonomiske termer. En mulighet for å bringe dødsrisiko inn i kostand-e ffekt analyser er å benytte den såkalte “verdien av et statistisk liv” (VSL). D ette er akseptert kostnad per forventet spart liv, dvs. det beløp samfunnet er vi llig til å betale for å redusere forventet antall omkomne med ett individ. I Norge e r dette for tiden satt til 30 mill. kroner. Dette blir brukt i samfunnsøkonomiske analyser av tiltak i sektorer der det er tilgjengelig statistikk for eff ekten av offentlige tiltak. Dette gjelder for eksempel verdsetting av tiltak for å re dusere dødsrisikoen i veitrafikk. Det er ikke like aktuelt i sektorer med få dødsfall under mer spesielle forhold, slik tilfellet er i oljesektoren . Man kan spørre seg om hvilken vurdering av et statistisk liv som implisitt ligger i valget av risikoreduserende tiltak i oljenæringen sammenlignet med andre sektor er. Dødsrisikoen ved arbeid i oljenæringen er betydelig lavere enn i jor dbruk, skogbruk og fiske, og det investeres trolig mer for å spare liv her enn i de fleste andre næringer. Dette kan sees i sammenheng med at en dårlig statis tikk vil kunne ha avgjør- ende betydning for videreføring av næringen på sokk elen og i arktiske strøk. “Føre-var”-prinsippet Med “Føre-var“-prinsippet menes her det engelske “T he Precautionary Principle”, et instrument for å treffe beslutninger i situasjoner med stort farepotensiale, og der vanlig risikoanalyse ikke ka n avklare risikobildet, og vanlige risikobaserte beslutningsstøtteverktøy ikke er til hjelp. Dette i motsetning til det risikobaserte forsiktighetsprins ipp (“Cautionary Principle“). At denne nyansen ikke er til stede i norsk språkdra kt, og at “føre-var“ også har en dagligdags betydning, har medført betydelige mis forståelser. Prinsippet finnes i ulike versjoner, som kan ha nokså ulike im plikasjoner for dets praktisering. Dette kan illustreres ved de to vidtf avnende FN-versjonene, den første vedtatt på FN’s konferanse for miljø og utvi kling i Rio de Janeiro i 1992 181 Concept rapport nr. 48 (prinsipp 15), den andre etablert av FN’s organ for utdanning, vitenskap og kultur UNESCO i 2005. 1. “Where there are threats of serious or irreversible damage, lack of full scientific certainty shall not be used as a reason for postponing cost-e ffective measures to prevent environmental degradation” (UNEP, 1992). 2. “When human activities may lead to morally unaccepta ble harm that is scientifically plausible but uncertain, actions shall be taken to avoid or diminish that harm (UNESCO/ COMEST 2005)”. Den første uttrykker en mulighet, den andre en forp liktelse. Ved Rio- konferansen ønsket Europa en mer forpliktende ordly d, mer i retning av vedtakene på Nordsjøkonferansene i 1987 og 1990, me n måtte inngå kompromiss med USA som slett ikke ønsket det. I åre ne som fulgte ble Føre- var prinsippet heftig debattert. På den ene siden v ar de som så FN-vedtaket som utilstrekkelig, med passiviserende ord som “ser ious”, “irreversible” og “cost-effective“, og helt på den annen side de som så prinsippet som en trussel mot økonomisk og individuell frihet. Vi ser at UNE SCO-versjonen vektlegger etiske verdier, uavhengig av sosio-økonomiske konse kvenser. Den var et forsøk på å fange opp essensen i de mange forslag s om forelå, og som var forenlig med at prinsippet kommer til anvendelse ve d (i) utilstrekkelig vitenskapelig grunnlag om årsakssammenheng, sannsyn lighet, omfang eller karakteren av en hendelse/et scenario og (ii) mulig het for uakseptabel skade er etablert, dvs. framlagt vitenskapelig, og vanskelig å tilbakevise vitenskapelig. Praktiseringen av dette “Føre-var“-prinsippet kreve r en nærmere utdyping av hva vitenskapelig usikkerhet skal bety, og det har stått strid om dette. Prinsippet er ment å brukes der vanlige risikoanaly ser og prioriteringsmetoder ikke strekker til (ved “ scientific complexity, uncertainty and ignorance “). Det mister sin kraft dersom det blir brukt som trumfkort ved enhve r faglig uenighet. Dette kan illustreres ved argumentasjonen knyttet til økt aktivitet i sårbare arktiske områder. Man kan hevde at vitenskapelig sett er ska depotesialet og årsaks- sammenhenger klarlagt og vanlig risikoanalyser kan brukes, slik at “Føre-var“- prinsippet ikke kommer til anvendelse, selv om det er uenighet om sannsynlighetene. Blant de mange forsøk på klargjør ing av “Føre-var“-begrepet nevnes her: EU-kommisjonen (2000), Europeiske miljø byrået (EEA, 2004), UK Health and Safety Executive (HSE, 2002), Den nas jonale komite for forskningsetikk i vitenskap og teknologi (NENT, 199 7, 2009). 182 Concept rapport nr. 48 10.2 Beredskap i norsk petroleumsvirksomhet Rammer for norsk petroleumsvirksomhet Rammene for norsk petroleumsvirksomhet etter 2010 e r gitt i Stortings- melding nr. 28 (2010-2011): “En næring for framtida – om petroleums- virksomheten”, vedtatt av Stortinget 19.11.2011. Ka pittel 7: Det ytre miljø, beredskap og sikkerhet innledes med “Hensyn til andre næringer og ivaretakelse av det y tre miljø har fra starten vært en integrert del av forvaltningen av petroleumsvirksomheten. Det er gjennom 40 år utviklet et omfattende virkemiddelapparat som ivaretar hensynet til andre næringer og det ytre miljø i alle faser av virksomheten – fra åpning av nye områder, via tilde linger av konsesjoner, leting, utbygging og drift og fram til avslutningen av et felt.” En mer omfattende rapport om helse, miljø og sikker het (HMS) var gitt tidligere i Stortingsmelding nr.7 (2001-2002) – “Om helse, miljø og sikkerhet i petroleumsvirksomhet”. To utsagn herfra er verd å merke seg: 1. “Viktige oppgaver for myndighetene er å sette ramme ne for helse, miljø og sikkerhet i virksomheten og å påvirke og følge at næringen styr er virksomheten slik at HMS-nivået til enhver tid er forsvarlig.“ (3.1) 2. “Regjeringen vil at petroleumssektoren skal være en foregangsnæring med sterk fokus på helse, miljø og sikkerhet på alle nivå i virksomhet en og som har “kontinuerlig forbedring” og “føre-var” som grunnleggende prinsip per” (1.4). Den norske petroleumssektoren har fra starten vært førende på dette området, godt hjulpet av ”Den norske forvaltningsmodellen” m ed det tredelte perspektivet: arbeidsgiver, arbeidstaker og myndigh eter. Den kan karakteriseres ved stikkordene: deltakelse, dialog og ansvarlighet , funksjonsbaserte reguleringer og systembasert tilsyn, koordinerte ti lsynsmyndigheter, fokus på internkontroll og kvalitetsstyring, helse-, miljø- og sikkerhetskultur, forskningsorientering. Hovedorganisasjonene i tre-p art samarbeidet er: (i) Industrien: Norsk Olje og Gass (tidligere Oljeindus triens landsforening, OLF). (ii) Myndighetene: Oljedirektoratet (OD) og Petroleumsti lsynet (PTIL). (iii) Arbeidstakere: Sammenslutningen av fagorganiserte i energisektoren (SAFE), Fagforbundet for Industri og Energi (IE), F ellesforbundet, Lederne. 183 Concept rapport nr. 48 Det tredelte perspektivet har blant annet medført e t felles engasjement for å • forbedre sikkerheten i offshore petroleumsvirksomhe t • redusere risikoen for personskader og større ulykke r • forbedre tilliten til næringen blant arbeidstakerne og deres familier • styrke tilliten og samarbeidet mellom partene i nær ingen • forbedre tilliten til næringen blant befolkningen e llers Lover knyttet til petroleum som risikoaktivitet er i hovedsak: Petroleumsloven, Arbeidsmiljøloven, Brann- og eksplosjonsvernloven o g Forurensingsloven. Petroleumstilsynet fører tilsyn med disse, med unnt ak av Forurensingsloven som ligger under Miljødirektoratet. Petroleumstilsy net håndhever også forskriftene til Helse, miljø og sikkerhet (HMS) på området. Mens forskriftene tidligere begrenset seg til aktivitetene til havs, ble de nye forskriftene fra 2010 restrukturert til å passe bedre med helheten av akt iviteter til havs, transport og på land. Forskriftene er risikobaserte med vekt på prinsipper for risikoreduksjon, hva angår ulykker, personskader, h elseskader og miljøskader. Forskriftene gir imidlertid foretakene stor frihet til å velge sine akseptkriterier og sine løsninger, men står likevel til fullt ansva r for sine aktiviteter, der sikkerhet er å betrakte som et lederansvar. Nasjonal beredskap mot akutt forurensning Beredskap knyttet til miljørisiko, herunder oljefor urensning, følger av Forurensningslovens kapittel 6 Akutt forurensning ( §§38-47), som beskriver en beredskapsplikt (§43), en aksjonsplikt (§46) og en bistandsplikt (§47). Med akutt forurensning menes forurensning av betydning, som inntrer plutselig og som ikke er tillatt ifølge Forurensningsloven. Ansvaret for den nasjonale beredskapen mot akutt fo rurensning som følge av virksomheten til havs (petroleumsnæring og skipstra fikk) ligger hos Kystverket og Miljødirektoratet. Kystverket har ansvaret for d rift, utvikling og aksjon, samt samarbeidet med kommuner og private om dette. Kystverkets samarbeid med kommuner og fylkeskommuner skjer gjennom de såk alte interkommunale utvalg mot akutt forurensning (IUA) og med det priv ate gjennom Norsk Oljevernforening for Operatørselskap (NOFO). Den na sjonale beredskapen er således tredelt, bestående av en statlig, en kommun al og en privat del. Miljødirektoratet på sin side stiller beredskapskra v til kommuner og privat virksomhet, og kontrollerer at disse kravene følges . Direktoratet har også en rådgivende funksjon i oppståtte miljøproblemer som følge av akutte utslipp. 184 Concept rapport nr. 48 For kommuner og fylkeskommuner utgjør dette bare en del av den totale beredskap, og tiltak må vurderes og prioriteres i s ammenheng med denne. En beskrivelse av risikobildet for akutte utslipp g is i årsrapportene “Kystverkets beredskap mot akutt forurensning” og a nnet materiale tilgjengelig på Kystverkets hjemmeside www.kystverket.no, herund er rapporten “Norsk oljevernberedskap – rustet for fremtiden?” fra et r egjeringsoppnevnt utvalg i 2015. Fra Miljødirektoratets hjemmeside www.miljodi rektoratet.no kan en finne en rekke rapporter og veiledninger angående b eredskap mot akutt forurensning, på statlig og kommunalt nivå, spesiel t hva angår analyse, dimensjonering og prioritering (publisert av det ti dligere Statens Forurensningstilsyn SFT). Norsk Oljevernforening for Operatørselskap (NOFO) i varetar oljevern- beredskapen på norsk sokkel, i åpent farvann, i kys tnære områder og i strandsonen, på vegne av 30 operatørselskap. NOFO’s beredskap er lokalisert ved fem strategisk plasserte oljevernbaser langs no rskekysten med personell, utstyr og fartøy klar til aksjon hele døgnet. Felle s ressurser og standardiserte prosedyrer skal gjøre beredskapen mer kostnadseffek tiv for medlemsbedrift- ene, samtidig som det skal gi best mulig grunnlag f or samhandling med den offentlige beredskapen. Det holdes årlige øvelser p å egne baser og fartøy og med medlemsselskapene, samt årlige samtreningsøvels er der Kystverket, kommuner og andre samarbeidspartnere deltar. NOFO h ar avtale med 21 IUA’er fra Vest-Agder i sør til Øst-Finnmark i nord . Beredskapen i landets kommuner er organisert i 34 b eredskapsregioner med hver sin IUA, dvs. Interkommunalt utvalg for akutt forurensning, som ivaretar beredskaps- og aksjonsplikten. Den kommunale bereds kapen er basert på risikovurderinger av normal virksomhet i kommunen, og er dimensjonert for å håndtere mindre akutte utslipp. Risiko og beredskap i oljenæringen I tillegg til pålegg fra myndighetene må petroleums næringen forholde seg til standarder, internasjonale (ISO, EN) eller nasjonal e (NORSOK). NORSOK- standarden er utviklet av partene i oljenæringen fo r å oppnå nødvendig sikkerhet, verdiskaping og kostnadseffektivitet for eksisterende og framtidig petroleumsvirksomhet. Standardene er tilpasset det norske sikkerhetsregimet og harde klimatiske forhold, og har i stor grad påv irket utviklingen av de tilsvarende internasjonale standardene. Av spesiell interesse her er NORSOK 185 Concept rapport nr. 48 Standard Z-013 Risk and Emergency Preparedness (200 1, rev.3: 2010). Her presenteres krav til planlegging, gjennomføring og bruk av beredskapsanalyse som bidrag i en beslutningsprosess med en sunn tekn ologisk og organisatorisk forankring. Standarden dekker analyse av risiko og ulykkesberedskap ved boring, produksjon og transport av petroleumsressur ser, samt alle installasjoner og fartøyer som er involvert i aktiv itetene, men omfatter ikke landbaserte anlegg. Standarden dekker arbeidsulykk er, mens helseaspekter er dekket av helse- og miljøstandarder. Standarden dek ker følgende tema: Etablering og bruk av risikoaksept-kriterier, Planl egging, gjennomføring og bruk av risiko- og beredskapsanalyse, Spesielle kra v til kvantitativ risikoanalyse, Risiko- og beredskapsanalyse i livssyklusfasene. NO RSOK Z-013 har referanser til forskrifter og andre standarder (ISO , IEC) og veiledninger, bl.a. Oljedirektoratets Forskrift for HMS. De alvorligste miljørisikoene i petroleumsnæringen, utenom tap av liv som følge av eksplosjon og havari eller lignende, er kn yttet til oljeutslipp. Her er risikoen og sårbarheten knyttet til tre faktorer: • Sannsynligheten for utslipp • Omfanget av utslippet (rate og varighet) • De berørte: Menneske og fauna En veiledning med utgangspunkt i disse tre faktoren e er “Metode for miljørettet risikoanalyse (MIRA)” fra 1999, revider t i 2007 og med en oppfølging i 2014, som spesielt tar for de spesiell e utfordringer ved virksomhet nær iskanten i Arktis. MIRA er utarbeidet av Det No rske Veritas (DNV) på vegne av Oljeindustriens Landsforening OLF (nå Nors k Olje og Gass) i samarbeid med de store operatørselskapene på norsk sokkel. Formålet med denne veiledningen er • Følge pålagte forskrifter og regler fra myndigheten e. • Vurdere om selskapets akseptkriterier og miljømål m øtes. • Styre og redusere miljørisiko fra virksomheten best mulig. • Brukes som beslutningsstøtte i prosjektene. • Fremlegge dokumentasjon på miljørisiko for miljømyn digheter og andre offentlige instanser. • Dokumentasjon for publikum generelt (berørte parter /kommuner etc.). • Danne et best mulig grunnlag for valg og dimensjone ring av risikoreduserende tiltak, herunder oljevernberedska p. 186 Concept rapport nr. 48 MIRA beskriver analyse av miljørisiko som en proses s, der informasjon om mange aspekter samles og bearbeides på en systemati sk måte. Elementene i en analyse av miljørisiko er i hovedsak: • Akseptkriterier for miljørisiko. • Utslippsscenarier (sted, tid, oljetype, rate, varig het, forløp). • Vind- og strømdata. • Forekomst av biologiske ressurser i influensområdet . • Ressursenes verdi (vitenskapelig verdi, verneverdi etc.) • Ressursenes sårbarhet overfor oljeforurensning på i ndivid-, populasjons- og samfunnsnivå. MIRA beskriver kravene til disse elementene. Miljø risikoanalysen vil typisk omfatte kvantitative delanalyser av en rekke forhol d, eksempelvis • Simulering av spredning av olje, drift på overflate n, innblanding i vann, fordampning. • Beregning av eksponering (dose) i sårbare områder, for bestander, natur og samfunn. • Beregning og vurdering av forurensningseffekter (re spons) på biologiske ressurser. • Beregning av skadeomfang for ressursgrupper eller u tvalgte miljø- komponenter. • Beregning av miljørisiko for utvalgte komponenter, med spesifisering av risiko for geografiske områder, årstider, ressursgr upper, aktivitetstyper og hendelser. • Samlet vurdering av miljørisikoen opp mot akseptkri terier eller andre miljømål. MIRA beskriver miljøanalyse på tre metodiske nivåer med ulik detaljerings- grad, kalt henholdsvis referansebasert, eksponering sbasert og skadebasert analyse. En referansebasert analyse har begrensede krav til inngangsdata, og kan greie seg med referanser til tidligere relevant e analyser for det aktuelle området. En eksponeringsbasert analyse regner ut sj ansen for at sårbare ressurser innen berørt område skal bli påført skade , mens en skadebasert analyse beregner skadegrad og restitusjonstid for u tvalgte arter, bestander og habitater i det potensielt berørte området. Et velv algt knippe miljøkomponenter som anses å være gode indikatorer for miljørisiko ved akutte oljeutslipp, betegnes Verdsatt Økosystem Kom ponent (VØK). Følges 187 Concept rapport nr. 48 MIRA sine anbefalinger, vil miljøanalyser foretatt av ulike operatørselskap og for ulike installasjoner i større grad kunne være s ammenlignbare. På grunnlag av risiko- og konsekvensanalyser ønsker en å etablere forebyggende tiltak og tiltak dersom uhellet skulle skje. Oljevernberedskap inngår i hele livssyklusen til et utbyggingsprosjek t, fra leteboring, via produksjon til terminering. Her inngår betraktninge r om alt fra det fysisk materielle, som design av plattform og utstyr, til det immaterielle, som prosedyrer og samhandlingsmønstre, i videste forsta nd sikkerhetskulturen. Valg av beredskapsløsninger tas på grunnlag av ansl ått effektivitet (kostnad- nytte) for reduksjon av miljørisiko, der en tar oms yn til det forventede risikobildet etter iverksetting iht. etablerte prin sipper, f.eks. ALARP- prinsippet. Offshore petroleumsindustrien bruker ofte betegnels en barrierer og barriereanalyse. En barriere tar sikte på (i) å hin dre at uønskede hendelser skjer og (ii) redusere konsekvensene av en uønsket hendel se. Det er typisk barrierer på flere nivåer, der en må ta omsyn til operasjonel le, organisatoriske og menneskelige forhold. En barriereanalyse tar sikte på å identifisere (kombinasjoner av) risikofaktorer, og studere deres kritiske betydning, samt finne og vurdere effekten av ulike aktuelle risikor eduserende tiltak. I figur 10.5 er en illustrasjon av barrierer mot oljeutslipp ell er konsekvensen av slike fra en oljeinstallasjon. De kommer lagvis utenpå hverandr e, som lagene i en løk. De fem innerste lagene er knyttet til det som skjer på installasjonen, og de tre ytterste til det som skjer etter at utslipp har skj edd. Figur 10.5. Barrierer mot oljeutslipp 188 Concept rapport nr. 48 Aller innerst har vi selve designen av plattform, b oreutstyr og systemer tilknyttet dette. Deretter kommer styring av disse, og så alarmer som medfører inngrep, f.eks. rask nedstengning og trygging av pe rsonell. Dette kan innebære teknisk avansert utstyr og automatiske varslingssys temer knyttet opp mot fastlagte prosedyrer. Et stort utslipp av olje som driver mot land kan få dramatiske konsekvenser, og i en beredskapsplan er det naturlig å forestille seg fire nivåer for sikkerhetsbarrierer fra plattformen og inn mot land : 1. Nær installasjonen/kilden • Beredskapsfartøy med oljevernutstyr (lenser, opptak sutstyr) iht norsk standard • Helikopter for evt. evakuering • Mobilisering av neste sikkerhetsbarriere (i samarbe id med myndighetene og NOFO) 2. Langs drivbanen for et utslipp • Fjernmåling (infrarøde kameraer, oljedetekterende r adar, meddrivende signalbøyer) • Havgående oppsamlingssystemer 3. Kystsonen • Kommunal beredskap og opplæring (f.eks. gjennom IUA ) • Utstyrsdepoter (f.eks. egnede lenser og opptaksutst yr betjent av mindre fartøy) • Samarbeid med lokale kystfiskere (utlegging av lens er og oppsamling) 4. Strandsonen • Kommunal beredskap og opplæring • Akuttfase: Mobilisering av innsatsgrupper og forfly tning av personell og utstyr • Langsiktig fase: Oppsamling og rengjøring Risiko og beredskap sett fra tilsynsmyndighet Petroleumstilsynet (PTIL) har ansvaret for tilsyn m ed olje- og gass- virksomheten på norsk sokkel. Kunnskap om regelverk , tilsynsrapporter og prioriteringer er tilgjengelig på deres nettsted ww w.ptil.no. Her finnes bl.a. årlige rapporter kalt Risikonivå i norsk petroleums virksomhet (RNNP). Dette er et prosjekt i regi av PTIL med formål å måle og rapportere utviklingen i 189 Concept rapport nr. 48 risikonivået på norsk sokkel, der man overvåker per sonrisiko og risiko for akutte utslipp. Her kan innrapporterte hendelser gi et godt bilde, men for risikoen for storulykker er det vanskelig å basere seg på slik statistikk. Her benyttes en rekke risikoindikatorer, basert på defi nerte fare- og ulykkes- situasjoner som anses kritiske, og som deretter sam menfattes til et totalmål for sikkerhetsnivået. RNNP omfatter alle produksjons- o g flyttbare innretninger på norsk sokkel, persontransport med helikopter fra avgang/ankomst fra helikopterterminaler til landing/avgang på innretni ngene, bruk av fartøyer innenfor sikkerhetssonen rundt innretningene og ått e spesifiserte landanlegg. Resultatene er presentert i årlige RNNP- rapporter (fra og med 2000) som vanligvis kommer i april, med vekt på person- og he lserisiko. Med disse håper man å få et mer helhetlig bilde av ulykkesrisikoen og bidra til en omforent forståelse av utviklingen av risikonivået blant par tene i næringen. Fra og med 2009 foreligger egne rapporter om akutte utslipp ti l sjø fra norsk sokkel (RNNP-AU), som kommer om høsten, og kan gi et grunn lag for vurdering av miljø- og samfunnsrisiko. I alt er definert ni muli ge tilløpshendelser (såkalte DFU’er) og tre typer følgehendelser, grovt sagt utb låsning, brann/eksplosjon, konstruksjonsskade. For hver DFU beregnes sannsynli gheten for at en tilløpshendelse kan resultere i akutte utslipp til sjø. Kommunalt ansvar: ROS-analyse Sivilbeskyttelsesloven med forskrift om kommunal be redskapsplikt pålegger våre kommuner å arbeide med samfunnssikkerhet på en helhetlig og systematisk måte, integrert i kommunens plan- og bu dsjettarbeid og i samarbeid med private, regionale og statlige aktøre r. Direktoratet for samfunnssikkerhet og beredskap (DSB) har utarbeidet en veiledning til forskriften (2012). Videre fremkommer krav om risik o- og sårbarhetsanalyse (ROS-analyse) i Plan- og bygningsloven og i Foruren sningsloven, med tilhørende forskrifter. Plan- og bygningsloven uttr ykker det slik: § 4-3 Samfunnssikkerhet og risiko- og sårbarhetsana lyse Ved utarbeidelse av planer for utbygging skal planm yndigheten påse at risiko- og sårbarhetsanalyse gjennomføres for planområdet, ell er selv foreta slik analyse. Analysen skal vise alle risiko- og sårbarhetsforhold som har bety dning for om arealet er egnet til utbyggingsformål, og eventuelle endringer i slike f orhold som følge av planlagt utbygging. Område med fare, risiko eller sårbarhet avmerkes i planen som hensynssone, jf. §§ 11-8 og 12-6. Planmyndigheten skal i arealplaner vedta slik e bestemmelser om utbygging i sonene, herunder forbud, som er nødvendig for å avverge ska de og tap. 190 Concept rapport nr. 48 Dette dreier seg altså i hovedsak om å forhindre at det introduseres ny risiko og sårbarhet. Målsettingen med ROS-analysen er: • Gi en oversikt over forhold som kan innebære risiko • Evaluere risiko (konsekvenser og sannsynligheter) o pp mot akseptkriterier • Identifisere og rangere risikoreduserende tiltak En ROS-analyse vil kunne være forholdsvis enkel ell er mer omfattende, alt etter karakter og omfang av det aktuelle prosjekt/t iltak. Til hjelp i arbeidet har DSB utarbeidet “Temaveileder: Samfunnssikkerhet i p lan- og bygningsloven”. På enkelte felter har en egne forskrifter, veileder e og standarder. Den mer generelle “Norsk Standard NS 5814 Krav til risikovu rderinger” blir av DSB anbefalt brukt som veileder, dersom ikke mer veltil passet veiledning fins. En ROS-rapport skal kunne kommunisere risikobildet og konklusjonene på en god måte til alle berørte parter, gjerne med bruk a v velegnet grafikk. Beredskapen mot akutt forurensning skal være tuftet på miljørisikovurderinger og nedfelt i planer som under visse vilkår godkjenn es av Miljødirektoratet. I sitt arbeid kan kommunene finne støtte i direktorat ets veiviser i kommunal miljøforvaltning (se www.miljokommune.no). Her finn es veiledere som angår de fleste sider ved beredskapen mot akutt forurensn ing, herunder identifikasjon av sårbarhet og prioritering av ress urser, samt veiledning for de interkommunale utvalgene (IUA). I veiledningene inn går Modellene for oljevernberedskap (MOB-land og MOB-sjø). Disse er p rioriteringsredskap som sammenfatter fire faktorer for hver aktuell mil jøressurs, et begrep som er nærmere presisert. Miljøressursene faller i grupper av ulik karakter for marin beredskap: Sjøfugl og deres habitat, sjøpattedyr og deres habitat, fiskebestander, benthossamfunn, strandtyper, spesie lle verneområder, friluftsområder, naturbaserte næringer. De fire vur deringsfaktorene er: 1. Naturlighet: Er ressursen naturlig forekommende el ler introdusert? 2. Erstattbarhet: Kan ressursen erstattes økonomisk? 3. Verneverdi: Hvilken verneverdi har ressursen? 4. Sårbarhet: Hvilken sårbarhet har ressursen overfor olje? For hver miljøressurs gis en heltallig skår på hver av de fire faktorene, som så multipliseres sammen til en prioriteringsverdi for ressursen med verdiområde 0-36, som igjen gir opphav til seks prioriteringska tegorier (prioritet A-E eller ingen prioritet), som i noen tilfeller er enklere å formidle. Eksempelvis gis skår 2 til en ressurs som er naturlig forkommende, mens en introdusert ressurs gis 191 Concept rapport nr. 48 skår 1 (som kanadagås, matfiskanlegg og kulturlands kap). For erstattbarhet gis skår 2 til ressurser som ikke kan kompenseres fullt ut med økonomiske virkemidler, mens skår 1 gis til det som kan kompen seres fullt ut, noe som typisk gjelder de fleste introduserte ressurser. Fo r verneverdi er skåringen: ubetydelig (0), lokal (1), regional (2), nasjonal e ller internasjonal (3). Begrepet verneverdi er utdypet og noe veiledning gis for sam menfatning av ulike aspekter. For sårbarhet gis skårene 0, 1, 2 og 3 fo r henholdsvis ingen, lav, midlere og høy sårbarhet. I denne faktoren inngår o gså restitusjonsevne. Enhver landbasert aktivitet som håndterer giftige e ller farlige kjemikalier innebærer farer som kan få dramatiske konsekvenser, for materielle verdier, mennesker og miljøet. Ulykker kan skje i produksjon , lagring og transport (spredning, brann, eksplosjon). Det påhviler både a ktørene og myndighetene et ansvar for å fange opp slik aktivitet i sine risiko - og sårbarhetsanalyser. En kommune må også kunne forholde seg til en utbyggers risikoanalyser i prosjekter som kan tilføre omgivelsene nye farer. S like analyser er en viktig del av grunnlaget for å gi tillatelse til prosjektet. Det er ikke til å komme bort fra at enkelte risikoa nalyser undervurderer risikoen. Det er i hovedsak to måter dette kan skje på: • Overse mulige risikosituasjoner, for eksempel kombi nasjoner av uheldige faktorer som hver for seg synes ubetydelige. • Anta uberettiget at hendelser er uavhengige av hver andre og så anvende multiplikasjonsregelen for sannsynligheter. Et prod ukt av flere små sannsynligheter blir dermed tilsynelatende mikrosko pisk (kalt “salami slicing”). En kommune kan imidlertid ikke forventes å ha overs ikt over alle muligheter for akutt forurensning. Det kan være flere årsaker til det: manglende ressurser eller kunnskap til å få oversikt, eller at hendelse r inntreffer som følge av uforstandig eller kriminell adferd, som man vanskel ig kan gardere seg 100 % imot. I noen tilfeller skjer det utenkelige (“Sorte svaner”). Andre aktører og voktere Norwegian Oil Spill Control Association (NOSCA) er en kunnskapsbase for næringen og det offentlige, med sikte på å forbedre praksis med omsyn til både forebygging av og reaksjonsmåter ved akutte utslipp . Organisasjonen har 30 aktive medlemmer pr 2015, og den samarbeider med ti lsvarende organisasjoner med tilsvarende formål utenom Norge. I denne forbin delse kan også nevnes 192 Concept rapport nr. 48 forskingsprogrammene Oljevern 2010 og Oljevern 2015 i regi av Kystverket og NOFO, som i hovedsak går på produktutvikling. Nå r det gjelder beredskap knyttet til den økende aktiviteten i arktiske områd er skal nevnes EPPR, som står for Emergency Prevention, Preparedness and Res ponse. Dette er en av seks arbeidsgrupper organisert under Arktisk råd (A rctic Council) med representanter fra de åtte medlemsstatene Canada, D anmark, Finnland, Island, Norge, Russland, Sverige og USA. Formålet er å form idle beste praksis og initiere prosjekter som kan forbedre praksis ved ak tivitet i spesielt sårbare områder. “Sikkerhetsforum” ble etablert i 2001 med formålet å initiere, diskutere og følge opp spørsmål angående sikkerhet, beredskap og arbeidsforhold i petroleumsnæringen ut fra tre-part perspektivet, me d bred deltakelse fra næringsorganisasjoner og fagforeninger. Det gjelder Norsk olje og gass, Norsk Industri, Norges Rederiforbund, Sammenslutningen av fagorganiserte i Energisektoren (SAFE), Fagforbundet for Industri og energi (IE), Lederne, De samarbeidende organisasjoner (DSO), Fellesforbundet og Landsorganisasjonen i Norge (LO). Ledelse og sekretariat utgår fra Petr oleumstilsynet, og det holdes en årlig konferanse. Blant de prosjekter og prosess er som følges tett av Sikkerhetsforum er: Risikonivå i petroleumsvirksomh eten (RNNP), Kjemisk helserisiko, Risikoutsatte grupper, Skiftarbeid, Sø vn og helse. Forumet deltar også i prosessen med utviklingen av nye forskrifter . En annen samarbeidsarena har vært Nettverk for sikk erhets- og beredskapsopplæring (NSOB). Dette er organisert av Norsk Olje og Gass, med representanter fra medlemsbedriftene, Norges Rederi forbund og arbeidstakerorganisasjonene (Industri Energi, SAFE, Fellesforbundet og Lederne). Nettverket var ment å fungere som det fag lige kontaktorganet for industrien innenfor sikkerhets- og beredskapsopplær ing. I 2014 trakk imidlertid samtlige arbeidstakerorganisasjoner seg, under henvisning til at Norsk Olje og Gass aktivt og ensidig arbeidet for e ndringer som ville svekke sikkerhets- og beredskapsopplæringen, uten dokument asjon og forutgående god prosess der arbeidstakerne var med. I sitt brev ber de samtidig om “at Petroleumstilsynet tar tilbake styringen med sikker hets- og beredskaps- opplæringen, da det er åpenbart at industrien ikke er sitt ansvar bevisst”. I de senere år er oljevernutstyret forbedret og opp læringen styrket. Kompetanseoppbyggingen har bl.a. skjedd gjennom int erkommunale utvalg mot akutt forurensning (IUA), etter opplegg fra Nor ges Brannskole, utviklet i 193 Concept rapport nr. 48 samarbeid med Direktoratet for samfunnssikkerhet og beredskap (DSB) og Norsk forening for operatørselskap (NOFO). Miljøorganisasjonene spiller en viktig rolle i den samlede beredskap. Det gjelder i første rekke å skape bevissthet blant fol k flest om farepotensialet og å følge utviklingen i oljenæringen med kritiske blikk . Det gjelder ikke minst å kunne mobilisere motekspertise til vurdering av om beredskapsplaner er tilstrekkelige og om de følges opp i praksis. Blan t miljøorganisasjonene skal WWF spesielt nevnes, som gjennom sitt prosjekt Ren Kyst kan tilby kurs i oljevern for frivillige. 10.3 Avslutning Beredskapen mot oljeforurensning til havs og i kyst nære områder har til tider vært utsatt for kritikk. Svaret har ofte vært: “Vi er best i verden, men kan bli bedre, og jobber med det”. Petroleumsnæringen er nå inne i en fase med endringer og nedskjæringer, med fare for tilbakesla g i sikkerhetsarbeidet. Året 2015 omfattet et betydelig antall hendelser og nest enulykker som krevde gransking, flere enn noe enkelt år tidligere. Den 3 0. desember 2015 fikk vi den første dødsulykken i petroleumsvirksomheten siden 2 009, da en bølge slo inn i boligkvarteret på en borerigg på Trollfeltet. Om he ndelsene innebærer ren tilfeldighet eller en varig endring i risikobildet, er for tidlig å fastslå. Petroleumstilsynet uttrykte imidlertid våren 2016 s in bekymring for utviklingen, og sendte signaler til en bransje i br ytning. 79 Referanser Aven, T og Vinnem J.E. (2007): Risk Management with Applications from the Offshore Petroleum Industry, London: Springer-Verla g. DNV (1999): Metode for miljørettet risikoanalyse (M IRA), revidert i 2007, med oppfølging i 2014 DSB (2004): Veileder til helhetlig risiko- og sårba rhetsanalyse i kommunene, Direktoratet for samfunnssikkerhet og beredskap. Kystverket (2015): Norsk oljevernberedskap – rustet for fremtiden? 79 Se www.ptil.no/sss2016/signaler-article11889-1216.html nedlastet 08.03.2016. 194 Concept rapport nr. 48 NENT (1997): The precautionary principle: between r esearch and politics. The National Committee for Research Ethics in Science a nd Technology. NENT (2009): Risk and Uncertainty – as a Research E thics Challenge. The National Committee for Research Ethics in Science a nd Technology, Publ. 9. Norsk Standard (2001): NORSOK Standard Z-013 Risk a nd Emergency Preparedness (rev.3: 2010). PTIL (2013): Prinsipper for barrierestyring i petro leumsvirksomheten. SFT (2001): Risikobasert dimensjonering av statlig beredskap mot akutt forurensning. Fase I: Miljørettet risiko- og bereds kapsanalyse. Rapport TA- 1755. Fase II: Behov og plassering av utstyr langs kysten. Rapport TA-1848 SFT (2003): Kommunal beredskap mot akutt forurensni ng. En veiledning for kommunen og de interkommunale beredskapsregionene. Veileder TA-1565. SFT (2007): Risikokartlegging i kommunene. Håndbok for dimensjonering av interkommunal beredskap mot akutt forurensning. Vei leder TA-1150. Stortingsmelding nr. 7 (2001-2002) Om helse, miljø og sikkerhet i petroleumsvirksomhet. Stortingsmelding nr. 28 (2010-2011) En næring for f ramtida – om petroleumsvirksomheten. UNEP (1992): Rio Declaration on Environment and Dev elopment. UNESCO (2005): The precautionary principle, World C ommission on the Ethics of Scientific Knowledge and Technology. Fran ce, United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization. 195 Concept rapport nr. 48 11 Kraftlinjer i Hardanger Steinar Strøm Universitetet i Torino og Vista Analyse AS 80 11.1 Innledning Statnett fikk i 2008 konsesjon på å bygge en 92,3 k ilometer lang 420 kilovolt kraftlinje gjennom Hardanger. Det ble innlevert kla ger på prosjektet både med hensyn til valg av trasé og behovet for en ny kraft linje. Olje- og energi- departementets klagebehandling ble avsluttet med ko nsesjonsvedtak i 2010. Kraftlinjen ble ferdig utbygd i september 2013, spe nningen ble satt på i desember 2013, og kraftlinjen ble offisielt åpnet 2 8. januar 2014. Kraft- ledningen i Hardanger går i luftspenn i området nor d for Hardangerfjorden fra Sima Kraftverk i Eidfjord til Samnanger transformat orstasjon i Samnanger. Da kraftlinjen var ferdigstilt konkluderte prosjekt leder Steinar Bygdås i Statnett med at «… prosjektet ble sluttført innen tidsfristen og i hen hold til de budsjettrammene (rundt 900 millioner kr) som ble satt ved endelig i nvesteringsbeslutning. Å ferdigstille prosjektet er en viktig milepæl i vårt arbeid med å bygge neste generasjon sentralnett. Det er viktig både for forsyningssikkerheten i store deler av Hordaland og for mulighetene for å bygge ut ny fornybar kraft. Ledningen er også vikti g for å kunne utnytte vannkraften i området i milde og våte perioder. Den nye 420 kV-le dningen Sima-Samnanger er nå satt i drift. Ledningen vil sikre folk i Bergensregionen t rygg forsyning av strøm til vinteren. Gjennom kalde og tørre vintre har strømforsyningen inn til deler av Hordaland og Bergen vært svært sårbar. På slike dager har strømforbruke t vært større enn det som har blitt produsert i området, og det ledningene har kunnet t ransportere inn. Situasjonen har vært slik at feil på en av ledningene har kunnet medføre omfa ttende og langvarige strømbrudd. Når Sima-Samnanger nå er i drift, sikrer vi strømforsyn ingen til Bergen og deler av Hordaland ». 80 Deler av artikkelen bygger på “Ny kraftledning over Har dangerfjorden: En samfunnsøkonomisk optimal løsning” av Ingeborg Rasmus sen og Steinar Strøm, Samfunnsøkonomen nr. 2, 2010, samt på vår rapport til Den Norske Turist forening. 196 Concept rapport nr. 48 Kraftlinjen har master på mellom 25 og 45 meter og er svært synlig i terrenget. Rundt kraftlinjen er det en “kraftgate” på 40 meter . Demonstranter kjempet i mange år mot linjene og krevde at strømmen ble lagt i sjøkabel. Der kraftlinjen er blitt oppført i kommunene langs Hardangerfjorden er det gjort store naturinngrep. Over fjorden og gjennom vakkert turte rreng strekker det seg røde og hvite master med skjemmende markører på kra ftlinjene. Monstermastene har fått folk til å demonstrere, gå i fakkeltog og lenke seg fast i protest mot den storstilte utbyggingen gjennom na turskjønne områder i Hardanger. Det har vært fjernsynsdebatter, statsråd er har måttet svare for seg og saken har gått mange runder i det politiske syst emet. I det følgende skal jeg komme inn på Statnetts begr unnelse i sin tid for den nye kraftlinjen gjennom Hardanger. Deretter ser jeg på kraftsituasjonen i Hordaland etter 2009. Det forelå alternativer til k raftlinjen. Flere av dem var nytte- kostnadsberegnet. I den korte ettertidens li tt klarere lys: Ble det mest samfunnsøkonomiske lønnsomme prosjektet valgt? Det sterke engasjementet mot monstermastene kunne innebære en høy betalingsv illighet for å unngå naturinngrepet i Hardanger. Måling av en slik betal ingsvillighet er ikke lett, men burde det ha vært gjort slike beregninger? Det kraftlinjedebatten viser er at ambisiøse planer for kraftproduksjon som bygging av arealkrevende fornybar kraftproduksjon, storstilt krafteksport av vannkraft i milde og våte perioder og elektrifiseri ng av sokkelen også innebærer overføring av kraften og dermed også muli ge inngrep i en sårbar og verdifull natur. I beregning av den samfunnsøkonomi ske lønnsomheten av slike ambisiøse produksjonsplaner kan det være nødv endig å verdsette og vurdere nytte og kostnader samtidig for både produk sjon av kraft og overføring av kraften. 11.2 Statnetts begrunnelse for nye den nye kraftlinjen gjennom Hardanger I 2006 søkte Statnett konsesjon for å bygge en høys pent ledningsforbindelse (420 kV) mellom Sima og Samnanger. Det ble gjennomf ørt både samfunns- økonomiske vurderinger og utredninger av ulike effe kter, blant annet for miljø, reiseliv og landskap i tråd med forskrift om konsek vensutredninger etter Plan- og bygningsloven. I utredningsgrunnlaget ble flere alternative løsninger vurdert. 197 Concept rapport nr. 48 Det alternativet som Statnett mente var det samfunn søkonomisk beste, var en kraftlinje gjennom Hardanger og med luftledninger o ver Granvinfjorden som er en smal fjordarm til Hardangerfjorden. Grunnen t il at Statnett ønsket å bygge en slik ny ledningsforbindelse var å unngå fo rbruksutkoblinger og mørklegging av områder i Hordaland, dvs. områdene m ellom Sunnhordland og Sogn, også kalt BKK-området. En antatt forbruksveks t i dette området kunne gjøre at feil på en ledning i sentralnettet inn til regionen kunne medføre forbruksutkoblinger eller mørklegging av området. D ette hensynet så ut til å være det avgjørende bak prioriteringen av alternati vene og den valgte løsningen. Først nå i ettertid er det kommet (se prosjektleder ens uttalelse ovenfor) andre hensyn enn mer kraft til Bergensområdet: “…mulighetene for å bygge ut ny fornybar kraft. Ledningen er også viktig for å kunne utnytte vannkraften i området i milde og våte perioder ». I tillegg kommer hensynet til å tilføre kraft fr a land til felt i Nordsjøen utenfor Hordaland. Kraft til BKK-området ble forsynt via 300 kV stasjo nene i Evanger og Samnanger. Flere mulige forsterkninger ble vurdert, men konklusjonen til Statnett var at det beste alternativet var en ny 42 0 kV-ledning fra Sima kraftstasjon i Eidfjord til Samnanger transformator stasjon i Samnanger. Den planlagte 420 kV-ledningen Sima-Samnanger ville gi høy overføringskapasitet og trygge forsyningssikkerheten. Den ville også kun ne ta høyde for fremtidige forbruksendringer og gi rom for vedlikehold og omby gging av eksisterende ledninger. Denne påtenkte høyspentledningen ville g i en tredje innmatings- ledning til BKK-området. I Statnetts konsekvensutr edning het det at denne tredje høyspentledningen ville gjøre at det etter e t enkelt ledningsutfall alltid ville være to ledninger som kunne forsyne området o g at sannsynligheten for forbruksutkobling eller mørklegging av hele BKK-omr ådet ville bli nær null. Prosjektet ble antatt å gi en samfunnsøkonomisk net to nåverdi på 800 mill. (2006) kroner, hvorav den største gevinsten er redu serte forventede strømavbruddskostnader, såkalte KILE ( Kostnader for ikke levert energi). Denne nåverdien var basert på at et varmekraftverk på Mongstad ikke bygges. Dersom et slikt verk bygges, sank nåverdien til kun å bli 50 millioner (2006) kroner. 198 Concept rapport nr. 48 11.3 Kraftsituasjonen Tabell 11.1 viser utvikling i nettoforbruk av elekt risitet (GWh) i perioden 2005- 2007 og for to senere år 2010 og 2011 for Vestlands fylkene, Sogn- og Fjordane, Hordaland og Rogaland. Tabell 11.1. Nettoforbruk av elektrisitet 2005.2007 . Vestlandsfylkene. GWh . Kilde: Statistisk sentralbyrå. 2005 2006 2007 2010 2011 Sogn og Fjordane 7 379 6 884 6 376 6667 6721 Hordaland 13 012 13 028 13 428 12 244 11 876 Rogaland 10 933 11 096 11 225 10 837 10 570 Forbruket i Sogn og Fjordane har vært stabilt de se neste årene, mens det har vært en reduksjon i de to andre fylkene. Forbruksutviklingen fremover i Hordaland og Rogalan d er svært usikker og henger sammen med forbruket av kraft i kraftkrevend e industribedrifter. To store forbrukere av kraft har vært Sør-Norge Alumin ium på Husnes (nå Hydro Husnes) og Hydro Karmøy. Selv om disse bedriftene t ilhører Statkrafts utredningsområde har forbruket i disse to bedriften e konsekvenser for kraftbalansen i hele det sørlige vestlandsområdet. Målt etter årlig produksjonskapasitet er Hydro Husn es den fjerde største aluminiumprodusenten i Norge. Hydro Husnes ble et h eleid Hydro-selskap 1. november 2014. Aktiviteten på Husnes vil dels være avhengig av verdensmarkedsprisene på aluminium og kraftprisen s om bedriften betaler. Hydro har bestemt seg for å investere i, og utvikle , et fullskala pilotanlegg på Karmøy for å realisere verdens mest energi- og klim aeffektive aluminiums- produksjon. En av grunnene til denne beslutningen e r at Enova vedtok i 2014 å gi 1,55 milliarder kroner i investeringsstøtte ti l prosjektet. EFTAs overvåkningsorgan, ESA, godkjente denne subsidierin gen av Hydro Karmøy. Pilotanlegget er planlagt med en årlig produksjonsk apasitet på omlag 75.000 tonn. Det kan være klart tidligst i andre halvår 20 17. En endelig byggebeslutning er avhengig av det Hydro kaller en robust kraftløsning for teknologipiloten (les lave kraftpriser). Hydro har fått løfte fra Statnett om at de vil bygge ut strømnettet i regionen innen rimelig t id, for å legge til rette for nysatsingen. 199 Concept rapport nr. 48 Den metallurgiske industrien har i tillegg til et h øyt kraftforbruk, også et høyt forbruk av kull og koks i forbindelse med bruk av r åstoff og reduksjonsmiddel i karbotermiske prosesser. Den fremtidige utvikling en i kraftpriser, og hvordan disse vil bli økt som følge av nye CO 2-regimer i Europa, og hvordan CO 2- kvoter vil ramme også prosessindustrien i årene som kommer, gjør at det er sannsynlig at de norske prosessindustribedriftene k an går hardere tider i møte. For å overleve vil det bli behov for “robuste kraft løsninger”. Det er et sterkt lobbypress på politikere for å få dem til gi kraftkrevende industribedrifter lavere kraftpriser enn markedspri sene. EUs regler gjør dette vanskelig, men lobbyister prøver likevel å få til g unstige ordninger. Kraft brukt i de to store kraftkrevende bedriftene i Hordaland og Rogaland kunne vært omdisponert og brukt til å sikre kraftfo rsyningen Bergensområdet. Det ville krevd andre overføringsløsninger enn den som Statnett valgte. Klimaendringer som følge av økte konsentrasjoner av klimagasser i atmosfæren, gjør at det kan bli gradvis varmere, og så i Hordaland. Det vil kunne påvirke etterspørselen etter elektrisitet. Et varmere klima (men også mer ustabilt klima) kan redusere forbruket av elektrisi tet. Nye tidsserier viser at vintertemperaturen på Vestlandet har økt. Klimaendr inger er usikre, temperaturer kan svinge fra et år til et annet og d et er usikkert hvor sterk en mulig global oppvarming vil kunne bli. Men analyser av klimaendringer er ganske entydig på at det blir varmere, også på Vest landet. I 2003 ble et fjernvarmeanlegg åpnet i Bergen. Anle gget leverer varme til kunder i området fra Bergen sentrum til Kokstad og Sandsli. Det er senere blitt gitt konsesjon til videre utbygging og det er forve ntet at produksjonen vil øke til 275 GWh. Dette tilsvarer varmebehovet for 27.50 0 husstander. Regjeringen har satt et mål om utbygging av 14 TWh bioenergi i 2020. Målet krever forsert utbygging og gode rammevilkår. Dette kan bidra til ytterligere utbygging av bioenergianlegg på Vestlandet utover det som allere de er konsesjonsbehandlet eller planlagt. Kombinert med klimaendringer vil de tte bidra til å dempe husholdningens etterspørsel etter elektrisk kraft. Statoil ASA søkte for noen år siden om å bygge og d rive et varmekraftverk på Mongstad. NVE ga Statoil ASA konsesjon til å bygge og drive et varmekraft- verk på Mongstad i Lindås kommune, Hordaland fylke. Varmekraftverket skal forsynes med naturgass fra Troll Gassanlegg på Koll snes og med gass fra Mongstad. Kraftvarmeverket på Mongstad startet prod uksjonen i desember 2010. Anlegget var en del av Energiverk Mongstad-pr osjektet som også bygget 200 Concept rapport nr. 48 en gassrørledning fra Kollsnes til Mongstad samt gj ennomførte en oppgradering av raffineriets prosessanlegg. Varmekr aftverket eies i dag 100 % av Statoil. Varmekraftverket forsyner raffineriet på Mongstad m ed elektrisitet og varme, og etter avtale med eierne i Troll-lisensen, forsyn er det elektrisitet til Troll A- plattformen og gassbehandlingsanlegget på Kollsnes via elektrisitetsnettet. Troll A-plattformen trenger mer kraft fra land for å kompensere for trykkreduksjonen i reservoaret, slik at produksjons kapasiteten kan opprettholdes. Olje- og energidepartementet har git t Troll-lisensen tillatelse til å bygge to nye likestrømkabler på til sammen 112 MW og en ny vekselstrømkabel på 30 MW fra Kollsnes i Øygarden k ommune og ut til plattformen. Hovedideen bak Energiverk Mongstad-prosjektet var å styrke Mongstad- raffineriets energieffektivitet og forbedre leveransesikkerheten for elektrisitet i re gionen . Ved maksimal utnyttelse har varmekraftverket en kap asitet til å levere 280 megawatt (MW) elektrisitet og om lag 350 MW varme. En viktig begrunnelse for den omstridte kraftlinjen gjennom Hardanger var at forsyningssikkerheten i Bergensområdet var anstreng t. En venter nå at denne ikke blir bra igjen før kraftlinjen mellom Mongstad og Modalen er på plass, tidligst i 2016. Hvis Troll hadde måttet vente så l enge på å koble seg til kraftnettet, mente en at det kunne ført til store t apte inntekter fra gasseksporten. Olje- og energidepartementet løste s aken ved å gi Troll A tillatelse til å koble det nye forbruket på nettet i 2015, men Troll A er den lavest prioriterte kunden i Bergensområdet. Det inn ebærer at Troll blir den første forbrukeren som kobles av nettet hvis det op pstår problemer i nettdriften, og den siste som får gjenopprettet for syningen etter et strømbrudd. Statoil får ingen kompensasjon for dette. På normale dager er det mye som tyder på at kraftsi tuasjonen i Bergens- området ikke er eller var kritisk. Mild høst og vin ter, mye nedbør, fjernvarmeanlegg, varmekraftverk på Mongstad og to store kraftkrevende industribedrifter i nærheten av området som har kra ft som kan omdisponeres til andre formål, tyder på at det er mye kraft tilg jengelig for Bergensområdet. Det kritiske spørsmålet er hvordan en skal takle tø rre og kalde vinterdager i Bergen. Det var sjansen for at noen slikt skulle in ntreffe som var hovedbegrunnelsen for at en trengte nye kraftlinjer gjennom Hardanger. Men 201 Concept rapport nr. 48 kunne dette takles på andre måter enn å bygge monst ermastene? Hva var alternativene i Statnetts beregninger? 11.4 Alternativene I Statnetts konsekvensutredning ble 10 ulike forste rkningsløsninger kalkulert. Luftledningsalternativet Sima-Samnanger hadde en ne tto nåverdi på 50 millioner kroner (gitt varmekraftverket på Mongstad , som altså nå er i drift). I tillegg til 10 forskjellige luftledningsalternative r og litt andre forsterkningsmåter), beregnet en også lønnsomheten for sjøkabelalternativer for passering av Hardangerfjorden, kombinert med ul ike løsninger for kabler og luftledninger over land. Sjøkabelalternativene k ostet fra 1,4 til 2,4 milliarder kroner mer enn luftledningsalternativet og Statnett konkluderte med at de var samfunnsøkonomisk ulønnsomme. I Rasmussen og Strøm (2010) og i vår rapport til De n Norske Turistforening sammenliknet vi kun to alternativer: 1. Sima-Samnanger med luftledning, med en netto nåverd i på 50 millioner (2006) kroner gitt at varmekraftverket bygges. 2. Bygging av et hurtig regulerende kompenseringsanleg g i Samnanger stasjon som gir spenningsstøtte til nettet, et såkalt SVC-a nlegg. Dette anlegget gjør at overføringskapasiteten i det eksisterende nettet øker opp mot ledningenes maksimale strømgrense. Investeringskost naden ble anslått til 120 millioner kroner. Anlegget reduserer avbrudd-ko stnadene (KILE) og gir derfor samfunnsøkonomiske gevinster, men anlegg et fjerner ikke avbruddskostnadene helt. Netto nåverdi for et SVC-a nlegg kombinert med varmekraftverket på Mongstad ble beregnet til 110 m illioner (2006) kroner. Gitt varmekraftverket på Mongstad viste Statnetts e gne kalkyler dermed at et SVC-anlegg hadde en klart høyere lønnsomhet enn nye høyspentledninger gjennom Hardanger. Statnetts innvending mot SVC-løsningen var at verdi en av et SVC-anlegg er sårbar overfor fremtidig forbruksvekst. I og med at Statnett forutsatte en netto forbruksvekst som gjør at en likevel om noen år må bygge ny ledning i tillegg til SVC-anlegget, konkluderte Statnett med at ledni ngsalternativet i punkt 1) var å foretrekke. 202 Concept rapport nr. 48 I Statnetts beregninger av nåverdi ved luftledninge r som passerer Granvinfjorden, ble det ikke gjort forsøk på å bere gne hva folk kunne være villige til å betale for at det ikke kommer slike l uftledninger i Hardanger. La oss derfor anta at det er en slik betalingsvilli ghet til stede blant folk i Norge (og kanskje i utlandet også). Anta at betalingsvill igheten stiger over tid som følge av at betalingsvillighet for naturvern er øke nde med inntektene til folk, noe som det er god empirisk dekning for. Som illust rasjon antar vi at betalingsvilligheten stiger reelt med 2 prosent per år, som er omlag lik eller noe i overkant av en reallønnsvekst vi kan vente oss i tiden fremover. Samtidig forutsetter vi at en krone i dag er mer ve rdt enn en krone i morgen, hvilket betyr at fremtidig betalingsvillighet må ne ddiskonteres for å kunne gjøres sammenliknbar med de nåverdier som Statnett har beregnet for Sima- Samnanger-prosjektet. Vi setter renten i denne nedd iskonteringen til 6 prosent, som innebærer at prosjektet har et avkastningskrav over den risikofrie renten og er en følge av at vi antar at betalingsvillighet en er korrelert med avkastningen på den norske nasjonalformuen. Dette gir en netto rente i neddiskonteringen av fre mtidig betalingsvillighet på (6-2)= 4 prosent. Videre antar vi en levetid av pro sjektet på 40 år. I tabell 11.2 viser vi hva en person måtte være vil lig til å betale i 2010 (og i de neste 39 år, og hvor betalingsvilligheten stiger me d 2 prosent per år) for at luftledningsalternativet Sima-Samnanger med nåverdi 50 mill. kroner endres til et ikke lønnsomt alternativ (nåverdi lik 0). Tabell 11.2. Årlig betalingsvillighet med nåverdi 5 0 millioner kroner – illustrasjoner. Renten brukt i nåverdiberegningen er 6 prosent og b etalingsvilligheten er antatt å stige med 2 prosent per år. Antall personer som betaler Betaling per person i 2010 (det første året), kroner 1 000 2500 10 000 250 50 000 50 100 000 25 203 Concept rapport nr. 48 Som sagt ovenfor trakk ikke Statnett inn betalingsv illigheten som personer i Norge og andre land måtte ha for at det ikke ble tr ukket nye høyspentledninger gjennom Hardanger. Selv med bare 1000 personer som er villige til å betale, så ser en at den enkelte person bare måtte betale 2500 kr i 2010 (og i senere år) for å gjøre luftledningsalternativet Sima-Samnanger , gitt varmekraftverk på Mongstad, ulønnsomt. Det er dermed klart at luftled ningsalternativet kan ha en langt lavere netto nåverdi enn 50 millioner kron er. Den relative lønnsomheten til SVC-anlegg blir dermed styrket. Betalingsvillighet for å unngå naturinngrep kan mål es på flere måter, se Hagen (2009) og Lindhjem og Magnussen (2015). Målemetoder for verdsetting av naturinngrep har vært diskutert over flere ti-år i økonomifaget, se referanser i Hagen (2009). En tidlig norsk referanse er Førsund og Strøm (1980). Verdsetting av naturinngrep burde derfor ikke ha væ rt ukjent for de som beregnet nytte og kostnader ved ulike alternativer for fremføring av kraft gjennom Hardanger. Er 1000 betalingsvillige persone r mange? Nei, ikke i forhold til det antall personer som engasjerte seg i Hardanger-saken. Er 2500 kr i 2010, stigende over tid i takt med veksten i d isponibel inntekt per hode i Norge, mye penger? Neppe, det er for eksempel lik p risen på et partoutkort på Brann Stadion («Staddaen») i 2016. Dette SVC-anlegget kunne også ha gjort det mulig å utsette ytterligere nettforsterkninger. Anlegget gjør det mulig å vente med slike beslutninger. Det skapes et pusterom som dessuten kan bli stort som f ølge av utviklingen i kraftforbruk og kraftbalansen vist foran. En kan de rfor legge en opsjonsverdi til nåverdien av SVC-anlegget. Denne opsjonsverdien reflekterer det forhold at det kan være optimalt å vente med irreversible besl utninger knyttet til nettforsterkninger i en eller annen form. Det at ne tto forbruksvekst kan bli lavere enn antatt i Statnetts konsekvensutredning ø ker denne opsjonsverdien. I Statnetts konsesjonssøknad fra mai 2006 het det: ”Med kraftvarmeverket har SVC-anlegget høyere lønnsomhet enn en ny ledning. S VC-anlegget vil øke overføringskapasiteten med ca. 180 MW. Det er forel øpig estimert at kombinasjonen kraftvarmeverk og SVC-anlegg vil utse tte behovet for en ny ledning med ca. 10 år, men dette vil avhenge av for bruksutviklingen”. Statnetts egen konklusjon i konsesjonssøknaden var med andre ord at monstermastene gjennom Hardanger ikke var den mest lønnsomme løsningen for samfunnet. Dette var også konklusjonen i Rasmus sen og Strøm (2010) som 204 Concept rapport nr. 48 Statnett overraskende nok var uenig i, overraskende fordi dette var Statnetts konklusjon i konsesjonssøknaden. I 2010 var det ikke bare Statnett som var uenig med konklusjonen i Rasmussen og Strøm (2010) Også NVE var uenig og mente som Sta tnett at høyspent- ledningene gjennom Hardanger var den beste løsninge n. I brev av 20.1.2010 uttaler NVE: ”Det er ikke nødvendigvis det alternativet som komm er best ut i en lønnsomhetsvurdering som er rasjonelt å bygge. Ette r en helhetsvurdering, hvor en rekke ikke-prissatte virkninger også inngår , tar NVE stilling til om tiltaket er samfunnsmessig rasjonelt og skal gis ko nsesjon”. Hvilke ikke-prissatte virkninger var det her tale o m? Hvilken vekt skulle de gis i forhold til de virkninger som ble kvantifisert av Statnett selv? I sitt svar viste NVE i den forbindelse til forsyningssikkerhet, men i Statnetts egne kalkyler var KILE eksplisitt trukket inn. NVE viste til at KILE ikke gir et fullstendig bilde av forsyningssikkerheten og viste til at en i tille gg trenger kvalitative beskrivelser og vurderinger av driftsforhold og sys temtekniske forhold. Men i hvor stor grad skjer det da en dobbel vekting av fo rsyningssikkerhet? Vil en ikke alltid, uansett samfunnsøkonomiske kalkyler, k unne risikere at vanskelig kontrollerbare skjønnsmessige forhold som prosjekta nsvarlig kanskje også har en viss forkjærlighet for, avgjør et prosjekts skje bne? I Statnetts konsesjonssøknad var et SVC-anlegg med varmekraftverk på Mongstad som nevnt foran anslått til å ha en netto nåverdi på 110 mill. kroner. Høyspentledning Sima-Samnanger med varmekraftverk p å Mongstad var beregnet til å ha en nettonåverdi på 50 mill. krone r. Dette betyr at de ikke- prissatte virkninger knyttet til forsyningssikkerhe t som NVE (og Statnett) viste til minst må være verdt 60 mill. kroner i netto nåv erdi, dvs. mer enn nåverdien av det anbefalte alternativet med master gjennom Ha rdanger. Det er all grunn til å reise tvil om dette skjønnet netto kan være v erdt så mye. NVE og Statnett forsøkte ikke å sannsynliggjøre at skjønnet kunne h a en slik implisitt verdi. I Statnetts søknad var det som nevnt ikke trukket inn noen betalingsvillighet for å unngå nye kraftledninger gjennom Hardanger. Mente NVE at det er noen ikke-prissatte virkninger som skal trekkes inn i an alysen (kanskje til og med to ganger) og andre ikke? 205 Concept rapport nr. 48 11.5 Konklusjon Debatten om kraftlinjene gjennom Hardanger handlet ikke bare om Hardanger. Den handlet også om nytte- kostnadsanaly ser. I konsesjons- søknaden for å sikre mer kraft til Bergensområdet k onkluderte Statnett med at et SVC- anlegg, kombinert med varmekraftverket på M ongstad var mer samfunnsøkonomisk lønnsomt enn nye kraftlinjer gjen nom Hardanger. Likevel gikk Statnett inn for løsningen med nye kraftlinjer gjennom Hardanger. Det ble vist til ikke-prissatte nytteverdier. Disse ver diene var vanskelig å vurdere for utenforstående, også på grunn av at de ikke var særlig fremme i konsesjonssøknaden. Poenget med nytte-kostnadsanaly ser i konsesjons- søknader, i konsekvensutredninger og i kvalitetssik ringsrapporter er at disse analysene skal være mest mulig fullstendige og ette rprøvbare. Dersom det er aktuelt å vise til ikke-prissatte konsekvenser som kan endre prissatte konklusjoner, så bør de ikke-prissatte konsekvensen e være beskrevet. Det bør sannsynliggjøres at de kan ha et omfang som snur el lers kvantifiserte konklusjoner. Det er også en fare for at ikke-priss atte konsekvenser kan gi dobbeltellinger av konsekvenser. Dette kan skje hvi s det gis skjønnsmessige vurderinger som egentlig gjentar kvantifiserte virk ninger. I det aktuelle tilfellet var det konsekvenser av Hardangermastene som ikke var prissatt, nemlig betalingsvillighet for å unngå de såkalte «monstermastene». Denne betalingsvilligheten var ikke kvantifisert. D et forelå heller ikke noe skjønn over hva denne betalingsvilligheten eventuel t kunne være. For tiden er det mange ambisiøse planer for kraftproduksjon som bygging av arealkrevende fornybar kraftproduksjon (vindmøller), storstilt kr afteksport av vannkraft i milde og våte perioder og elektrifisering av sokkel en. Denne kraftproduksjon- en og krafteksporten vil ofte innebære inngrep i en sårbar og verdifull natur. I beregning av den samfunnsøkonomiske lønnsomheten av slike ambisiøse produksjons- og eksportplaner kan det være nødvendi g å verdsette og vurdere nytte og kostnader samtidig for både produksjon av kraft og overføring av kraften. Nytte- kostnadsanalysen til Statnett viste også at det også fantes et samfunnsøkonomisk lønnsomt alternativ som kunne ha gjort det mulig å utsette ytterligere nettforsterkninger. En kunne de rmed ha oppnådd et pusterom i påvente av utviklingen i kraftforbruk og kraftbalansen i det aktuelle området. Det betyr at en kunne ha lagt inn en opsjo nsverdi i kalkylen av dette alternativet. Denne opsjonsverdien reflekterer det forhold at det kan være optimalt å vente med irreversible beslutninger knyt tet til nettforsterkninger i en 206 Concept rapport nr. 48 eller annen form. Jo lavere den fremtidige forbruks veksten antas å bli og/eller jo bedre den fremtidige kraftbalansen forventes å b li, desto større blir denne opsjonsverdien i dagens kalkyler. Referanser Førsund, F. og S. Strøm (1980): Miljø- og ressursøkonomi , Universitetsforlaget 1980. Hagen, K.P. (2009): Miljøøkonomi og samfunnsøkonomisk lønnsomhet , Concept Rapport 22. Lindhjem, H. og K. Magnussen (2015): Grunnlag for en nærmere vurdering av en naturavgift , Rapport nr. 20, Vista Analyse Rasmussen I. og S. Strøm (2010): Ny kraftledning ov er Hardangerfjorden: En samfunnsøkonomisk optimal løsning, Samfunnsøkonomen , nr. 2. 207 Concept rapport nr. 48 Del 3 Velferdsmessige tilnærminger til miljøproblemene 208 Concept rapport nr. 48 12 Flermålsanalyse som alternativ til nytte-kostnadsanalyse Fred Wenstøp Handelshøyskolen BI 12.1 Innledning I nytte-kostnadsanalyse søker man å verdsette konse kvensene av et offentlig tiltak med utgangspunkt i hva befolkningen er villi g til å betale for å unngå ulemper eller for å oppnå fordeler. Dette gjør det nødvendig å kartlegge befolkningens betalingsvillighet, for eksempel gjen nom hvordan de oppfører seg i markedet, eller ved å intervjue folk om marke ds-eksternaliteter. Filosofien bak nytte-kostnadsanalyse virker overbevisende ford i den er objektiv i den forstand at man får tallfestet verdien av tiltaket. Men nytte-kostnadsanalyse blir også kritisert. I mo tsetning til økonomer, mener mange filosofer og sosiologer at en teori for vårt felles gode som bygger på brukerens suverenitet er etisk uakseptabel. Se f or eksempel Cowen (1993). Et annet ankepunkt er at nytte-kostnadsanalyse i ut gangspunktet vekter ut fra folks betalingsvillighet der rike teller mer enn fa ttige, selv om det her finnes det metoder for til en viss grad å kompensere for dette (Scarborough and Bennett, 2012). Myndighetene kan imidlertid ha andre mål som ikke uttrykkes på en god måte ved betalingsvillighet. Flermålsanalysen kan d a bruke disse andre målene som kriterier, og vektene vil da også kunne fange o pp samfunnets syn på fordeling. Dessuten gjenstår ofte viktige spørsmål: Har man ta tt med alle viktige konsekvenser av tiltaket, eller er myke verdier som er vanskelige å beskrive eller kvantifisere utelatt? Er folks oppførsel rasj onell? Er folks preferanser stabile, eller endres de lett – for eksempel ved på virkning av media? Er folks emosjoner alltid tempererte når de gir uttrykk for sin betalingsvillighet for eksempel for miljøgoder, eller kommer man lett i af fekt slik at svaret blir urimelig? Kan folk fatte store tall, eller blir sva ret lett det samme enten det er 209 Concept rapport nr. 48 10.000, 100.000 eller 1.000.000 sjøfugls liv som st år på spill? Tenker folk langsiktig slik at de tar tilbørlig hensyn til frem tidige generasjoner, slik som for eksempel når det er snakk om tiltak mot klimaendrin ger? Vi må nok svare benektende på alle spørsmålene oven for, og det gjør at resultatene av nytte-kostnadsanalyse må tas med for behold når endelige beslutninger skal tas. Her kommer flermålsanalyse i nn som et nyttig hjelpemiddel for beslutningstagere eller eksperter som gir råd. I flermålsanalyse prøver man å etablere beslutningstagerens preferans er gjennom en verdsettingsprosess (eller beslutningstageren lar s eg informere av eksperter på området etter at disse har deltatt i en verdsetting sprosess). Dette gjør det mulig å gå i dybden i arbeidet med å representere konsekv ensene ved hjelp av beslutningskriterier slik at man kan vektlegge dem på en rasjonell måte gjennom en hensiktsmessig metode. En slik fremgangs måte er i tråd med at Norge er et representativt demokrati, der befolknin gen velger representanter som skal gjøre sine valg etter beste skjønn, og ute n å spørre befolkningen til råds i ethvert spørsmål. Men det er selvfølgelig ny ttig hvis det som bakgrunn for en slik prosess også foreligger informasjon om befolkningens preferanser. Flermålsanalyse ble i Norge beskrevet første gang i en bok av Gottschalk og Wenstøp (1990), med eksempler blant annet fra Progr am for Oljevern- beredskap (Fredrikson, 1983) og Samlet plan for vas sdrag (Wenstøp og Carlsen, 1988). Her fremstilles flermålsanalyse som en rasjonell prosedyre i tråd med nytteforventningsteorien (Keeney og Raiffa , 1976). Senere er ulike flermålsanalyse-teknikker og praktiske anvendelser i Norge utførlig beskrevet av Jordanger m.fl. (2010). Denne artikkelen beskriver først grunnprinsippene i flermålsanalyse, deretter argumenteres det for at flermålsanalyse er en rasjo nell fremgangsmåte – ikke på tross av, men nettopp fordi den inkluderer subje ktive preferanser. Når flermålsanalyse anvendes i miljøvernspørsmål, er de t viktig at krav til legitimitet og kvalitet ivaretas. Dette er egenskaper som norma lt ikke rapporteres eksplisitt, men som deltagerne i prosessen er i sta nd til å vurdere. I denne artikkelen vil forfatteren beskrive fire ulike anve ndelser av flermålsanalyse i Norge, som han selv var deltager i. 210 Concept rapport nr. 48 12.2 Grunnprinsippene i flermålsanalyse Terminologi En flermålsanalyse for et investeringsprosjekt med miljøkonsekvenser tar sikte på å generere: • Et sett med beslutningsalternativer • En konsekvensmodell som estimerer konsekvensene av de ulike alternativene • En verdimodell som kan beregne forventet nytte av h vert enkelt alternativ. Konsekvensene beskrives ved hjelp av variabler som kalles beslutningskriterier. Kriterienes verdier kalles skårer for å unngå at or det «verdi» kan misforstås. Mens konsekvensmodellen er en objektiv beskrivelse av den fysisk- økonomiske virkelighet, er verdimodellen en modell av beslutningstagers subjektive preferanser og beskrives blant annet ved hjelp av vekter som angir kriterienes viktighet. Denne artikkelen dreier seg primært om verdimodellering. Ekspertpanel Mange har eierskap til miljøkonsekvenser av store i nvesteringsprosjekter, og i en beslutningsprosess er det naturlig å invitere re presentanter for de viktigste interessenter til å delta i flermålsanalysen. En gr uppe på tre til fire personer er ideell for meningsfulle diskusjoner om hvordan kons ekvensvariablene skal forstås og vektlegges. Dette bør være personer som er godt informert om saksforholdene slik at de har grunnlag for å mene n oe om viktigheten av ulike miljøkonsekvenser. La oss derfor kalle en slik grup pe for et ekspertpanel, selv om de faktisk kan være beslutningstagere. I mange t ilfeller er det nyttig om man har flere parallelle ekspertpaneler som foretar vektlegging uavhengig av hverandre, slik at man får et inntrykk av bredden a v oppfatninger. Utnevningen og sammensetningen av ekspertpanelene h ar mye å si for flermålsanalysens legitimitet. Beslutningskriterier Med utgangspunkt i en situasjon der det må fattes e n beslutning, er det første trinnet i en flermålsanalyse å spesifisere konsekve nsvariablene som skal brukes som beslutningskriterier. I prinsippet skal alle vi ktige konsekvenser være inkludert, og det er en fordel om man greier å defi nere dem kvantitativt selv om kategoriske variabler også er mulig. Helst bør m an finne frem til kriterier som har verdi i seg selv, og ikke kun er instrument er for mer grunnleggende 211 Concept rapport nr. 48 verdier. Til syvende og sist er det våre emosjoner som bestemmer våre verdier. Beslutningskriteriene bør derfor være forståelige p å et menneskelig plan slik at vi kan forholde oss emosjonelt til dem. Dette skape r imidlertid en konflikt mellom muligheten for pålitelig konsekvensberegning og emosjonelt betinget vektlegging. Hvis tiltaket for eksempel har konsekv enser for luftforurensning, kan det på den ene side være forholdsvis lett å kon sekvensberegne fremtidig partikkelkonsentrasjon (ppm). Men på den annen side er det ikke gitt alle å ha et emosjonelt temperert forhold til ppm-nivåer når det er uklart hva de egentlig innebærer. Selv om det er en større utfordring å fo rutsi de helsemessige effektene av ulike ppm-nivåer, bør man likevel prøv e å inkludere dette i konsekvensanalysen slik at man benytter beslutnings kriterier som har direkte verdi for oss. Det er helse og trivsel som er vikti g for oss, ikke forurensningen i seg selv. Derfor bør man søke å beskrive helse- o g trivselseffekter ved hjelp av begripelige beslutningskriterier som for eksempe l leveår, hostedager og sikt i bymessige strøk, for å nevne noen. Enda tydeligere blir dette når vi snakker om klimaendringer. Utslipp av tonn CO 2 er det vanskelig å ha et temperert emosjonelt forhold til, og forsøk på vektlegging vi l lett mislykkes (Wenstøp and Seip, 2001, s. 61). Med et varmere klima målt i celsiusgrader eller økning i havets nivå er det imidlertid noe annet – dette er noe vi kan ta og føle på. Målhierarki Konstruksjon av et målhierarki er et sentralt verkt øy for å finne frem til et godt sett med beslutningskriterier. Den består i å formu lere et overordnet mål, som oftest maksimering av samfunnsnytte, og så hovedmål med underliggende delmål som forklarer hva det overordnete målet inne bærer for det foreliggende beslutningsproblemet. Deretter utvikles målhierarki et inntil man kommer ned til et sett med målbare beslutningskriterier som ha r verdi i seg selv og som enten skal minimeres eller maksimeres. Et målhierar ki vil alltid inneholde mål som er i konflikt, blant annet ved at man både ønsk er å minimere kostnader samtidig som man ønsker å maksimere fordeler. 12.3 Verdimodeller En verdimodell beskriver den nytten en beslutningst ager tillegger et sett med skårer for beslutningskriteriene. Beslutningstagere n kan være et individ, eller et ekspertpanel. Litteraturen om flermålsanalyse beskr iver mange ulike verdimodeller. Boken Multi Criteria Decision Analysis (Belton og Stewart, 2002) gir en god oversikt. I denne artikkelen beskriver v i kun den klassiske 212 Concept rapport nr. 48 verdimodellen til Keeney og Raiffa (1976) som også ble brukt i eksemplene som omtales nedenfor. Der kan totalnytten av et set t med skårer uttrykkes på følgende form: /01.,13,14,… 6=! .×/ .01.6+! 3×/ 30136+! 4×/ 40146+⋯ Her representerer xi skåren til det i-te beslutningskriterium for et gitt beslutningsalternativ, mens wi er vekten (viktigheten) til kriteriet. u-ene er klassiske von-Neumann Morgenstern nyttefunksjoner s om også kan representere holdning til risiko. Beslutningstagern e oppfordres til å tenke gjennom om lineære nyttefunksjoner er rimelig eller om man heller bør bruke konkave nyttefunksjoner som inkludere risikoaversjo n. Vektene svarer til betalingsvilligheter i nytte-kostnadsanalyse. Siden minst ett av beslutnings- kriteriene vil være monetært når det er snakk om in vesteringsprosjekter, kan man alltid regne om fra vekter til betalingsvilligh et så lenge nyttefunksjonene er lineære. Den klassiske modellen kan også gjøres mer generell enn vist ovenfor ved å inkludere multiplikative ledd som representer er synergieffekter mellom konsekvensvariablene. Det kan for eksempel være min dre viktig å redde én fugleart hvis andre fuglearter overlever, enn hvis de ikke overlever. Slike modeller ble brukt i oljevernprosjektet som er besk revet nedenfor. 12.4 Vektlegging Et beslutningskriteriums viktighet er avhengig av k riteriets iboende verdi, men også av hvor mye som står på spill i det foreliggen de beslutningsproblemet. Med andre ord, jo større avstanden er mellom den ve rst tenkelige og den best tenkelige skåren, jo viktigere er kriteriet. Et kri terium som knapt påvirkes av beslutningen, er ikke viktig. Derfor må vi fastlegg e ytterpunktene til kriterienes skårer før vektleggingen kan begynne. Nytten av ver ste skår gis verdi 0, og nytten av beste skår verdi 1. Selve vektleggingen f oregår som regel med støtte av dataverktøy og består i å stille ekspertpanelet spørsmål som sammenligner viktigheten til de ulike kriteriene (og dermed impl isitt betalingsvillighetene per enhet hvis nyttefunksjonene er lineære). Det finnes mange ulike metoder (Belton and Stewart, 2002) og en av de enkleste er såkalt sving-vekting. Her blir ekspertpanelet først bedt om å rangere alle kr iteriene etter viktighet. Siden verste og beste verdi er fastlagt for hvert kriteri um, er dette et entydig spørsmål som panelet som regel ikke har store problemer med å besvare. La oss si at kriterium nr. 1 er det viktigste. Panelet blir så b edt om å tenke seg at alle kriteriene har sin verste verdi unntatt nr. 2 som h ar sin beste. Totalnytten u har 213 Concept rapport nr. 48 da verdien w2 i følge formelen ovenfor. Deretter følger spørsmåle t: Hvis også nr. 2 nå får sin dårligste verdi slik at totalnytte n blir 0, hvilken skår x1 må det første kriteriet få for akkurat å kompensere for de tte slik at ekspertpanelet føler seg like fornøyd før som etter? I dette likevektspu nktet har vi at w2 = w1u(x1). Panelet tar så stilling til tilsvarende spørsmål fo r hvert av de resterende kriteriene, og til slutt kan alle vektene beregnes ved å normere summen av dem til 1. I starten av en slik vektleggingsprosess vil det so m regel bli en intens diskusjon om hvordan de enkelte beslutningskriteriene skal fo rstås. Hva betyr det egentlig at sikten i byen er 50 meter (Hvor ofte? H va kan man skimte? Hvilken farge har smogen, osv.)? Etter en retningsgivende d iskusjon, kan prosessen så fortsette. Som regel greier panelet å bli enig med seg selv om vektene, men noen ganger avdekkes klare meningsforskjeller, og i så fall bør det lages alternative verdimodeller som så spilles inn i den endelige beslutningsprosessen. 12.5 Rasjonalitet og legitimitet i analyse av miljøvernspørsmål Rasjonalitet En klassisk versjon av det rasjonelle mennesket er en følelsesmessig kald person som bare tenker på sine egne interesser og s om maksimerer sin egen nytte. Det finnes imidlertid ikke så mange slike me nnesker. De fleste har empati med andre og foretar valg basert på en bland ing av automatiske emosjonelle prosesser og kalkulerende egeninteresse . Neuroøkonomi er en forholdsvis ny vitenskap som prøver å bygge bro mel lom psykologi og økonomi (Loewenstein m.fl., 2008) og som gir støtte til Humes spissformulering: «reason is the slave of passion». Dette betyr at emosjoner er foranledningen til enhver beslutning. Hjernen vår e r bygget slik at det finnes to ulike prosesser som leder fra stimulus via emosjon til handling (Damasio, 1994). Forenklet sagt går den ene direkte til det n ervesentret som kalles almygdala som setter opp en kraftig emosjon som får oss til å handle før vi rekker å tenke. Dette skjer hvis almygdala bedømmer stimulus til å kreve en øyeblikkelig reaksjon. I motsatte fall rekker signa let å gå videre til frontalpannelappene der kognitive prosesser finner sted som kan vurdere hva som er en fornuftig reaksjon. Derfra sendes et sign al videre gjennom almygdala som nå setter opp en temperert emosjon som forårsak er en fornuftsbasert handling. At vi har tempererte emosjoner betyr alts å at vi hverken er 214 Concept rapport nr. 48 følelseskalde eller opphisset når vi tar beslutning en, men at vi «kjenner» på hvordan det vil være å leve med konsekvensene. Med utgangspunkt i Føllesdal (1982) er det derfor r imelig å stille følgende krav til rasjonalitet i en beslutningsprosess: • Logisk konsistens (som oppnås ved hjelp av nyttemak simering) • Velfunderte forestillinger om virkeligheten (som op pnås gjennom utarbeidelse av konsekvensmodeller som har vitenska pelig troverdighet og er etterprøvbare) • Velfunderte verdier (som oppnås gjennom utarbeidels e av målhierarki og konstruksjon av verdimodeller hvor beslutningstager nes tempererte emosjoner involveres) Det siste punktet krever at vi involverer følelser. Det er en viktig erkjennelse i neuroøkonomi at det dypest sett er våre emosjoner s om gir verdiopplevelse, og derfor må en verdsettingsprosess benytte scenarier som beskriver de mulige konsekvensene av ulike valg på en måte som vekker e mosjoner, men uten at disse blir for sterke som for eksempel redsel eller eufori. En rasjonell verdsettingsprosess må være emosjonelt temperert (W enstøp, 2005) (Gregory m.fl., 1993) og balansert slik at man søker å nå en reflektert likevekt ved systematisk å ta inn flere og flere kjensgjerninger inntil man føler seg sikker på hva man mener (Føllesdal, 1982). En beslutningstage r som er kald eller for varm kan oppføre seg urimelig. Legitimitet Når beslutningen tas på vegne av befolkningen, må v erdsetterne ha legitimitet, og ideelt sett bør derfor de som tar den endelige b eslutning delta i verdsettingsprosessen. Dette er som oftest politike re, men politikere ønsker sjelden å gi eksplisitt uttrykk for sine preferanse r fordi det gir dem mindre rom for politisk spill. Da kan i stedet eksperter gi po litikerne råd ved selv å foreta verdsettingen. Men for at disse skal kunne ha legit imitet, må man forutsette at de er balanserte, ansvarlige og kunnskapsrike slik at de er i stand til å representere viktige offentlige eller private inter esser uten at dette gjøres ute av proporsjon med deres rolle som borgere. De må dessu ten forstå hva kriterienes skårer innebærer, slik at verdsettingen foregår på en informert måte når man skal vurdere den relative viktigheten av kr iteriene. 215 Concept rapport nr. 48 12.6 Fire norske eksempler Program for oljevernberedskap Den første betydelige anvendelsen av flermålsanalys e på miljøspørsmål i Norge var i Program for oljevernberedskap (Fredrikson, 19 83). Hensikten var å vurdere organisasjonsformer og strategier for å bek jempe oljesøl i kystnære farvann, samt finne det optimale beredskapsnivå ove r de neste 10 årene. Programmet ble finansiert av Miljøverndepartementet med en styringsgruppe som bestod av representanter for departementet, Sta tens forurensningstilsyn (SFT) og Petroleumsindustrien. Analysen ble utført i regi av SINTEF. Det ble raskt enighet om at det var nokså meningsløst å prø ve å verdsette direkte utslipp av olje målt i tonn uten at man visste hva slags skadevirkninger oljen ville ha. Men det viste seg å være en stor utfordri ng å finne hensiktsmessige konsekvensvariabler for å beskrive skadene. Det tok en intern arbeidsgruppe to måneder å lage et omforent målhierarki for en be slutning om hvordan skadene av et gitt oljeutslipp skulle bekjempes. Ho vedmålene med underliggende beslutningskriterier var: • Minimer kostnader for aksjoner på havet for å begre nse oljeforurensning • Minimer skade på miljø målt i form av: - Kilometer tilsølt kyst og restitueringstid for kyst en - Restitueringstid for henholdsvis populasjonene av a lker, ender og måker - Antall fugler som dør av oljesøl - Tonn olje som forsvinner i havet som indikator for reduksjon av liv i havet • Minimer tap av rekreasjonsmulighet målt i form av a ntall persondøgn folk ville være eksponert for oljesølet hvis de hadde fo rtsatt med de samme fritidsaktiviteter som før utslippet skjedde. • Minimer monetært tap for industri (hoteller) og fis kerivirksomhet. Grunnen til at det ble brukt en instrumentell varia bel (en indikator) for reduksjon av liv i havet, var at fagmiljøene var sv ært uenige om oljens betydning for marine organismer, slik at det var um ulig å lage en omforent konsekvensmodell for dette. I stedet ble usikkerhet en overlatt til verdsetterne som måtte bruke sitt skjønn. Det ble også diskutert hvorvidt de to kriteriene «tilsølt strand» og «rekreasjon» egentlig var dobbe lttelling, men det ble enighet om at disse uttrykte to bakenforliggende, uavhengig e verdier, nemlig bevaringsverdi og bruksverdi. 216 Concept rapport nr. 48 For å få et inntrykk av bredden i oppfatninger om v erdien av oljevern, ble det oppnevnt tre uavhengige ekspertpanel, et med tre re presentanter for styrings- komiteen, et med tre fra SFT og et med tre fra lede lsen i Norsk Naturvern- forbund (NNF). Selve verdsettingsprosessen tok fler e dager med hvert panel, mye fordi det krevde omfattende diskusjoner for å f orme et omforent bilde av hva et oljesøl innebærer. For å håndtere problemene med å forholde seg edruelig til store statlige utgifter (millioner kro ner), ble disse blant annet anskueliggjort i form av kostnader til sykehusdrift slik at det ble klart for alle parter at utgifter til bekjempelse av oljesøl konku rrerer med andre statlige utgifter. Selv om det var betydelig usikkerhet om v erdsettingen, konvergerte prosessen i alle panelene. De to første panelene ha dde forholdsvis sammenfallende verdsettingsresultat, mens NNF hadde betydelig lavere vekt på kostnader og rekreasjon («folk har godt av å se oljesølet»). Byggingen av en omfattende konsekvensmodell foregikk samtidig med v erdsettingsprosessen, slik at panelene underveis ikke visste hvilken bety dning verdsettingen ville ha for anbefalt beredskapsnivå. Dette begynte imidlert id å lekke ut, og NNF bad et år senere om en ny verdsettingsrunde. Men nå vir ket det som om de gikk over fra en emosjonelt basert verdsetting til å bli strategiske og kalkulerende, med en betydelig større betalingsvillighet som resu ltat. Det ble høstet mye lærdom fra Program for oljevernb eredskap, for eksempel at det som regel er bedre å lede oljen til et utvalgt sted på kysten og samle den opp der, enn å prøve å samle den opp ute på havet. Men hovedkonklusjonen var nedslående: Datidens beredskapsnivå ville koste t kr. 980 millioner over 10 år, men dette var mellom 60 og 450 ganger mer enn d et var forventet å være verdt i følge nyttefunksjonene til styringskomiteen og SFT. Den viktigste grunnen til dette, var dårlige erfaringer med effek ten av oljeoppsamling, vasking av fugler etc. Den nye nyttefunksjonen til NNF gav et riktignok et break-even resultat, men den hadde blant annet en i mplisitt betalingsvillighet på kr. 17.500 per fugleliv. Dette ble vurdert som u realistisk, og den ble derfor ikke tatt hensyn til da den endelige rapporten ble skrevet. Her ble det anbefalt å halvere oljevernberedskapsnivået, selv om en rent samfunnsøkonomisk vurdering burde tilsi at beredskapen burde nedlegge s. I dette møtet mellom konsekvensetikk og pliktetikk ble altså rene miljø- økonomiske betraktninger fraveket: Vi plikter tross alt å ha et visst bereds kap mot oljesøl. Prosjektet er beskrevet mer i detalj av Wenstøp (1983) og Seip (1 991). Vurdering: Det ble laget detaljerte og velfunderte konsekvensmodeller med omfattende innhenting av data om kysten, næringsliv , dyreliv, fritidsaktiviteter, 217 Concept rapport nr. 48 trafikk av oljetankere, og meteorologiske og oseano grafiske data. Verdimodellene hadde form av kompliserte nyttefunks joner slik at kravet til logisk konsistens var oppfylt. Den største vanskeli gheten var å fremstille de mulige konsekvensene på en virkelighetsnær måte som kunne vekke tempererte emosjoner hos verdsetterne. Resultatene ble mange ganger nokså vilkårlige, med begrenset rasjonalitet som følge. D ette ble riktignok avhjulpet noe gjennom bruken av parallelle og uavhengige pane ler som alle gikk gjennom verdsettingsprosessen flere ganger. Legitim iteten ble på den annen side godt ivaretatt ved å ha med de tre viktigste i nteressentene med deltagere på et beslutningsnært nivå. Den viktigste grunnen t il det negative utfallet var at prosjektet viste at aksjoner på havet for å begrens e virkningene av oljesøl har svært begrenset effekt. Verdsetting av utslipp fra biltrafikk Dette prosjektet tok sikte på å sammenligne tre ver dsettingsmetoder: conjoint analyse og betinget verdsetting i nytte-kostnadsana lyse på den ene side, og flermålsanalyse med ekspertpanel på den annen side. Den fulle rapporten er i Halvorsen m.fl. (1998); denne fremstillingen bygger på Wenstøp og Seip (2001). Verdsettingen tok utgangspunkt i to ulike s cenarier; en gradvis overgang til el-biler i Norge, og trafikkplanleggin g i Drammen. Prosjektet dreide seg ikke om konkrete beslutninger, men var f ørst og fremst en studie av forholdet mellom de tre ulike metodene. I flermålsanalysen ble det brukt tre ulike ekspertp anel: Panel 1 besto av fire personer fra SFT, Panel 2 bestod av fem personer fr a Vegdirektoratet, og Panel 3 hadde tre leger fra Statens institutt for f olkehelse. Deltagerne ble bedt om å ikke reflektere offisielle synspunkter fra der es egen organisasjon, men i stedet påta seg en rolle som interesserte og bekymr ede borgere, men med den innsikt og de verdier de har fått gjennom sitt prof esjonelle arbeid. Det ble brukt to vektleggingsmetoder, sving vekting og ordi nal vekting (Belton og Stewart, 2002). I stedet for å prøve å vektlegge ve rdien av å unngå ulike typer utslipp fra veitrafikk, ble det lagt vekt på å bruk e konsekvensvariabler som representerte verdier i seg selv. Unntaket var CO 2, der konsekvensene fra utslipp av norsk veitrafikk først og fremst er poli tiske. Kriteriene som skulle verdsettes var: utslipp av CO 2 i tonn per år; fem ulike helse-effekter målt i persondager per år: hoste, hodepine, svimmelhet, kv alme, og forkjølelse eller influensa; tre typer irritasjoner på grunn av biltr afikk målt i form av antall mennesker som klager over dem: støy, lukt og partik ler; antall skader og antall dødsfall på grunn av biltrafikk per år; kostnader p er år av offentlige tiltak. 218 Concept rapport nr. 48 Det viste seg at panelet fra SFT var det eneste pan elet som greide å forholde seg emosjonelt til utslipp av CO 2, og årsaken var at de satt midt oppe i internasjonale forhandlinger om dette. Deres verdse tting var omtrent 1000 ganger høyere enn den til de to andre panelene, og må oppfattes som politisk og ikke miljøbetinget. De to andre panelene var mer opptatt av hva man hadde råd til, enn av miljøkonsekvenser. Ellers var resul tatene fra de tre panelene sammenlignbare selv om usikkerheten underveis var m eget stor, spesielt i det nasjonale scenariet med overgang til el-biler. Pane lene hadde både vanskeligheter med de store tallene, og at det egen tlig ikke var snakk om å velge mellom beslutningsalternativ. Det er dessuten interessant å merke seg at betalingsvilligheten per enhet for å unngå miljøbel astningene fra biltrafikk var større for Drammen-scenariet enn i det nasjonale sc enariet. Dette ble tolket dithen at når effektene er nær deg, blir de mer kon krete og betalingsvilligheten større enn når scenariene er mer omfattende og mer abstrakte. Da verdsettingsresultatene fra flermålsanalyse ble sammenlignet med dem fra nytte-kostnadsanalyse, viste det seg at de lå i mel lom conjoint valuation og betinget verdsetting. Slik sett skilte resultatene fra flermålsanalyse seg ikke vesentlig fra dem fra nytte-kostnadsmetoder. Landskapsplanlegging ved vannkraftutbygging i Sauda Hensikten med dette prosjektet var å verdsette land skapsendringer og konsekvenser for fritidsaktiviteter som en følge av vannkraftutbygging i Sauda (Wenstøp og Carlsen, 1998). Prosjektet var en del a v en større nytte- kostnadsanalyse hvor befolkningens betalingsvilligh et allerede var estimert gjennom betinget verdsetting. Det ble utpekt tre ek spert-paneler, et fra Miljøverndepartementet, et lokalt panel fra Sauda m ed ordføreren i spissen, og et fra Norges vassdrags- og energidirektorat (NVE). Landskapsendringer på grunn av nye reservoarer ble målt i form av arealer satt under vann (km 2). Landskapseffekten på grunn av elver og fosser med r edusert vannføring ble målt i samlet lengde (km), det samme ble nye kraftl injer og veier i området. Virkningen på kulturminner ble registrert som antal l kulturminner som ble berørt. Virkningen på jakt og fiske ble uttrykt som reduksjon i antall aktivitetsdager per år. Det ble lagt mye arbeid i å visualisere virkningen av kraftutbyggingen. Blant annet ble landskapet filmet fra helikopter, og en k unstner bearbeidet filmen for å vise hvordan det ville ta seg ut etter utbygginge n. Denne videoen av landskapet før og etter ble vist for paneldeltagern e før verdsettingen, og hadde 219 Concept rapport nr. 48 åpenbart en meget gunstig virkning på rasjonalitete n av prosessen. Blant annet viste ordføreren seg som en 100 % konsistent verdse tter. Det er også verdt å merke seg at det lokale panelet hadde en gjennomgåe nde lavere betalingsvillig- het enn de to mer fjerne Oslo-panelene. Samlet plan for vassdrag 81 Vannkraftutbygging begynte for alvor å bli kontrove rsielt på 1970-tallet på grunn av miljøkonsekvensene. Stortinget bad derfor om en samlet plan for de gjenværende, potensielt utbyggbare, vassdragene. De nne ambisiøse planen ble utarbeidet av Miljøverndepartementet og etter mange kontroverser og modifikasjoner vedtatt av Stortinget. Planen ranger er de 640 vannkraft- prosjektene som den gang ble ansett som realistiske , i henhold til to hovedkriterier: kostnadseffektivitet og konflikt me d brukerinteresser. Kostnadseffektivitet ble beregnet som utbyggingskos tnad per gigawatt-time per år (NOK/(GWh/år)) etter diskontering og annuali sering. Konflikt med brukerinteresser ble målt gjennom 12 ulike kriterie r: Konflikt med skogbruk, landbruk, jakt, fiske, kulturminner, reinsdyrdrift, naturvern og transport. Arbeidet med innhentingen av data ble foretatt av 1 2 ulike ekspertgrupper som skåret sin variabel for hvert av de 640 prosjektene til en kostnad av rundt 100 millioner kroner. Imidlertid viste det seg å bli me get vanskelig å bruke disse skårene i en verdsettingsprosess fordi det ble besl uttet å bruke en heltalls ordinalskala som løp fra -4 til +4 for alle brukeri nteressene der -4 betød meget store konflikter, betød ingen virkning, og positi ve tall betød positive konsekvenser, men disse ble omtrent ikke brukt. Van skeligheten med en slik skala ble fort synlig fordi de aller fleste prosjek tene var små; det minste var bare 2 GWh/år. Et snes prosjekter var imidlertid me get store; det største hele 3200 GWh/år. Resultatet var at skalaen fort ble bru kt opp på de små og mellomstore prosjektene og var inadekvat for de sto re. Konsekvensanalysen ble derfor inkonsistent med for lave skårer på de s tørste prosjektene (Wenstøp og Carlsen, 1988). Miljøverndepartementet trengte nå en metode for å r edusere de 12 bruker- interesseskårene til én konfliktindeks og prøvde ve ktlegging av brukerinteressene ved hjelp av flermålsanalyse. Det ble oppnevnt fem parallelle ekspertgrupper med kunnskapsrike personer fra forsk jellige steder i landet, men verdsettingen viste seg å generere nokså vilkår lige resultater. Årsaken var 81 Fremstillingen er basert på Wenstøp og Seip (2001). 220 Concept rapport nr. 48 at panelene ikke kunne relatere emosjonelt til de o rdinale skalaene fra -4 til +4 fordi skårene kunne ha svært mange fortolkninger og derfor forble teoretiske selv etter lange diskusjoner. Departementet beslutt et derfor offisielt å bruke lik vekt på alle brukerinteressene. I praksis viste imi dlertid den endelige rangeringen seg å innebære ganske ulike vekter (Car lsen m.fl., 1991), blant annet fordi store prosjekter måtte spesialbehandles . Siden store prosjekter systematisk ble gitt for lit en konfliktskår på grunn av den begrensede -4 til +4-skalaen, skulle man vente at billige (lav NOK/ (GWH/år)) og store prosjekter ble rangert først på grunn av en lav konfliktindeks/energi-brøk. Men departementet brukt e ikke konfliktindeks/ energi som rangeringskriterium, men i stedet kun de n absolutte konflikt uten å se den i forhold til energiproduksjonen. Dermed opp stod det betydelige inkonsistenser. For eksempel ble to prosjekter med samme kostnadseffektivitet (NOK/(GWh/år)) og identiske konfliktskårer rangert likt, til tross for at det ene produserte 20 ganger mer kraft enn det andre. Resultatet ble derfor en rangeringsliste med et påfallende stort antall små prosjekter rangert først. En slik plan er selvfølgelig lettere gjennomførbar, me n ikke nødvendigvis en som gir de minste miljøpåvirkninger per kraftenhet på l andsbasis. Et mer gjennomtenkt målhierarki ville ha rettet på dette. 12.7 Oppsummering og konklusjon Flermålsanalyse som alternativ eller supplement til nytte-kostnadsanalyse innebærer et paradigmeskift i forståelsen av hva so m gir miljø verdi. Det er menneskets emosjoner som gir goder verdi, og hvis m an spør folk om deres betalingsvillighet for miljøgoder, må godene fremst illes eller beskrives på en måte som vekker emosjoner. Ellers vil verdsettingen ikke være velfundert, og et av kravene til rasjonalitet vil ikke være innfri dd. Men emosjonene må være tempererte, slik at fornuft og følelser kan samarbe ide, ikke angstfylte eller euforiske slik at fornuften kobles ut. Dette er let tere å få til med et ekspert- panel enn ved store spørreundersøkelser. Men selv m ed ekspertpanel er dette en stor utfordring slik eksemplene viser. Bruken av ekspertpanel reiser i tillegg det større spørsmålet om verdsetternes legitimitet, som krever en filosofisk diskusjon i seg selv. En vellykket flermålsanalyse krever både legitimite t og rasjonalitet. Det viktigste spørsmålet er likevel om prosjektet har h att praktisk betydning for 221 Concept rapport nr. 48 beslutninger som i ettertid har blitt tatt. La oss derfor til slutt oppsummere de fire norske eksemplene med et innsideblikk på disse kravene. I Program for Oljevern var ekspertpanelene oppnevnt av programmets styre og bestod av ansvarlig personer med god fagkunnskap . Legitimiteten var derfor høy; dog ble den noe svekket ved at et av pa nelene lot til å legge om til verdsetting ved hjelp av kalkulasjon snarere enn å la den være emosjonelt betinget. Konsekvensanalysen var omfattende og vite nskapelig velfundert, men rasjonaliteten ble svekket ved at det var vanskelig å fremstille konsekvensene på en måte som vekket tilstrekkelig med emosjoner f or en pålitelig verdsettingsprosess. Analysens praktiske betydning var imidlertid høy fordi den i stor grad førte til en forholdsvis lav oljevernbe redskap i Norge i årene etterpå. I prosjektet med verdsetting av utslipp fra biltraf ikk var legitimiteten høy fordi de tre ekspertpanelene representerte viktige intere ssenter og deltagerne var ansvarlige personer med god faglig innsikt. Rasjona liteten var også forholdsvis høy med godt forståelige konsekvensvariabler, men b le svekket ved at panelet fra Vegdirektoratet hadde vanskeligheter med å akse ptere paradigmeskiftet til emosjonelt betinget verdsetting. Den praktiske bety dningen var liten fordi Vegdirektoratet hadde liten tillit til resultatene på tross av en omfattende følsomhetsanalyse. I prosjektet med landskapsendringer på grunn av kra ftutbygging i Sauda hadde ekspertpanelene høy legitimitet; ordføreren i Sauda bidro ikke minst til dette. Rasjonaliteten var også høy, særlig fordi konsekven sene ble fremstilt ved hjelp av en video som viste landskapet før og etter en de n planlagte utbyggingen. Det bidro til å gjøre verdsettingen ganske treffsik ker. Den praktiske betydningen var imidlertid ikke høy fordi analysen først og fremst viste seg å gi noenlunde de samme resultater som en parallell nytt e-kostnadsanalyse og derfor ikke bidro til å endre beslutningene på eget grunnlag. I Samlet Plan for Vassdrag var flermålsanalysen før st og fremst et korrektiv til arbeidet som ble gjort i Miljødepartementet. Der bl e det brukt en metode som på grunn av inkonsistente mål førte til at små kraf tverk i utgangspunktet systematisk ble prioritert høyt for utbygging. Inns pillene fra flermålsanalysen førte imidlertid at dette til en viss grad ble korr igert. Flermålsanalyse er ellers i utstrakt bruk internasj onalt i forbindelse med beslutninger med miljøkonsekvenser. Se for eksempel Huang m.fl. (2011), som gir en oversikt over 300 artikler publisert mellom 2000 og 2009 om miljørelaterte prosjekter som bruker ulike metoder innen flermålsanalyse, eller 222 Concept rapport nr. 48 MCDA (Multi Criteria Decision Analysis) som er den alminnelige internasjonale forkortelsen. De viser at andelen ar tikler som beskriver MCDA- anvendelser er jevnt stigende blant alle artikler i nnen miljø i Web of Science database. I flere tilfeller anvendes flere ulike MC DA-metoder på den samme problemstillingen, og da blir resultatet stort sett det samme, noe som tyder på at MCDA er en robust fremgangsmåte. Jeg vil til slutt takke Gro Holst Volden for verdif ulle innspill til artikkelen. Referanser Belton, V og Stewart, T.J. (2002): Multiple Criteria Decision Analysis , Dordrecht. Carlsen, A.J., Strand, J. og Wenstøp, F. (1991): Be regning av implisitte miljøkostnader ved utbygging av vannkraft: En analy se av prosjektene i Samlet Plan for vassdrag. Sosialøkonomen, 10. Cowen, T. (1993): The scope and limits of preferenc e sovereignty. Economics and Philosophy, 9, 253-269. Damasio, A. R. (1994): Descartes' error. Emotion, Reason and the Human Bra in, New York, G P Putnam's sons. Fredrikson, G.E.A. (1983): Totalplanlegging og kost /nytteanalyse av oljevernberedskap. Kost/nytteanalyse av oljevernber edskap – sammendragsrapport. Oslo: Sentralinstituttet for in dustriell forskning. (Nå SINTEF). Føllesdal, D. (1982): The Status of Rationality Ass umptions in Interpretation and in the Explanation of Action. Dialectica, 36 , 301-316. Gottschalk, P. og Wenstøp, F. (1990): Kvantitativ Beslutningsanalyse for ledere og planleggere, Oslo, Universitetsforlaget. Gregory, R., Lichtenstein, S., og Slovic, P. (1993) : Valuing Environmental Resources: A Constructive Approach. Journal of Risk and Uncertainty, 7, 177-197. Halvorsen, B., Strand, J., Sælensminde, K. og Wenst øp, F. (1998): Comparing Contigent Valuation; Conjoint Analysis and Decision Panels: An Application to the Valuation of Reduced Damages from Air Pollut ion in Norway. In: Stewart, T. J. og Van den Honert, R. C. (eds.) Trends in Multicriteria Decision Making - Proceedings of the 13th International Conf erence on Multiple Criteria Decision Making. Springer. 223 Concept rapport nr. 48 Huang, I. B., Keisler, J. og Linlov, I. (2011): Mul ti-criteria decision analysis in environmental sciences: ten years of applications a nd trends. Science of the total environment, 409 , 3578-3594. Jordanger, I., Malerud, S., Minken, H. og Strand, A . (2010): Flermålsanalyser i store statlige investeringsprosjekt. Concept Rapport, 0804-5585; 18. Keeney, R. og Raiffa, H. (1976): Decision with Multiple Objectives, New York, John Wiley & Sons. Loewenstein, G., Rick, S. og Cohen, J. D. (2008): N euroeconomics. Annu. Rev. Psychol., 59 , 647-672. Scarborough, H. og Bennett, J. (2012): Cost_Benefit Analysis and Distributional Preferences , Edward Elgar Publishing. Seip, K. L. (1991): Decisions with multiple environ mental objectives. The siting of oil drilling wells in Norway. In: GANOULIS, J. (ed.) Water resources engineering risk assessment. Berlin.: Springer-Verlag. Wenstøp, F. (1983): Evaluation of Oil Spill Combat Plans by Means of Multi- criteria Decision Analysis. In: STIGUM, B. P. & WENSTØP, F. (eds.) Foundations of Utility and Risk Theory with Applica tions. Dordrecht: D. reidel Publishing Company. Wenstøp, F. (2005): Mindsets, rationality and emoti on in Multi-criteria Decision Analysis. Journal of Multi-Criteria Decision Analysis, 13 , 161-172. Wenstøp, F. og Carlsen, A. J. (1998): Using Decisio n Panels to Evaluate Hydropower Development Projects. In: BEINAT, E. & NIJKAMP, P. (eds.) Multi Criteria Evaluation in Land Use Management. Dordrecht: Kluwer Academic Publishers. Wenstøp, F. og Seip, K. (2001): Legitimacy and Qual ity of Multi-Criteria Environmental Policy Analysis: A Meta Analysis of F ive MCE Studies in Norway. Journal of Multi-Criteria Decision Analysis, 10 , 53-64. Wenstøp, F. og Carlsen, A. J. (1988): Ranking Hydr oelectric Power Projects with Multicriteria Decision Analysis. Interfaces, 18 , 36-48. 224 Concept rapport nr. 48 13 Anvendelse av føre-var-prinsippet i klimadebatten Iulie Aslaksen 82 Statistisk sentralbyrå 13.1 Ulike definisjoner av føre-var prinsippet Føre var-prinsippet er først og fremst knyttet til vurdering av usikkerhet om framtidige konsekvenser av omfattende miljøpåvirkni ng og hvordan usikkerhet inngår i kunnskapsgrunnlaget for politisk handling. Menneskelig påvirkning av miljøet blir stadig sterkere. Utslipp av klimagasse r øker. Isen smelter i nord. Havet forsures. Naturområder fragmenters og bygges ned. Biologisk mangfold blir redusert. Konsekvensene er svært usikre og kan være irreversible. Føre-var prinsippet er en tilnærming til å tenke langsiktig, ta hensyn til tidlige advarsler om miljø- og helseproblemer, og vurdere komplekse p roblemer der kunnskapsutvikling tar lang tid. I mange tilfeller er det ikke tilstrekkelig etablert kunnskap i forskningslitteraturen om nye sammenheng er, og ofte er det ulike motstridende teorier. Kjernen i føre-var prinsippet er å handle når konsekvensene kan bli svært alvorlige, selv om risi koen er ukjent. Hvilken grad av vitenskapelig sikkerhet er det da rimelig å krev e for å legitimere en politisk handling? Føre-var prinsippet kom inn på den politi ske dagsorden etter FN- konferansen om miljø og utvikling i Rio i 1992. Da ble føre-var prinsippet definert slik: ”Der det er trusler om uopprettelig skade, skal mangel på full vitenskapelig sikkerhet ikke brukes som grunn for å utsette kostnadseffektive tiltak for å hindre miljøforringelse” (RioDEC 1992, kapittel 15). Rio-versjonen av føre-var prinsippet reiser en rekke spørsmål. Kr iteriet om «uopprettelig skade» innebærer et krav om å vurdere hvem som ramm es og hvordan byrdene 82 Forfatteren takker Per Arild Garnåsjordet, Cathrine H agem, Kåre Petter Hagen, Gro Holst Volden og en anonym fagfelle for verdifulle innspill til f orbedring av manuskriptet, og tar selv ansvaret for gjenværende sv akheter. 225 Concept rapport nr. 48 bør fordeles. Det er stadig større erkjennelse av a t «full vitenskapelig sikkerhet» ikke er mulig å oppnå i praksis, og at føre-var pri nsippet bør ta hensyn til sterk usikkerhet: I motsetning til svak usikkerhet, som e r representert ved statistiske sannsynligheter, innebærer sterk usikkerhet at det ikke er mulig å knytte sannsynlighet til utfallene (Knight 1921). Klimagassutslipp, miljøgifter, helsefarlige stoffer , tap av biologisk mangfold, konsekvenser av genmodifiserte organismer (GMO) og helseeffekter av elektromagnetisk stråling er tema der føre-var prin sippet har vært sentralt i den politiske debatten. Rapporten « Late lessons from early warnings – the precautionar y principle 1896–2000 », fulgt opp av « Late lessons from early warnings: Science, precaution, innovation», fra EUs miljødirektorat gir et historisk tilbakebli kk på bruk av føre-var prinsippet i forbindelse med miljø - og helseskadelige stoffer (European Environment Agency 2001, European Environ ment Agency 2013). Rapportene legger vekt på betydningen av sterk usik kerhet og peker på en rekke situasjoner der tiltak ikke ble iverksatt sel v om troverdige faresignaler – early warnings – var tilgjengelig på et tidlig tidspunkt. Sentral e forskere går gjennom sak etter sak på sine kjerneområder og svar er på følgende spørsmål: Når kom de første pålitelige vitenskapelige varslen e om mulig skade? Når kom og hva var de viktigste reguleringstiltakene? Hva b le utfallet med hensyn til nytte og kostnader av det historiske forløpet samme nliknet med tidlige tiltak? Hvilke lærdommer kan trekkes og gjøre nytte for seg i tilsvarende prosesser? Rapportene stiller spørsmål om hvorfor ikke bare de tidlige advarslene, men også de høylydte og sene advarslene ble ignorert så lenge. Dette setter fokus på politikernes ansvar for å være føre-var, men også p å forskernes etiske forpliktelse til å være seg bevisst sin rolle i de kunnskapsgenererende prosessene og ansvaret for å trekke fram troverdige faresignaler. Vitenskapens tradisjonelle kvalitetskriterier blir utfordret av den sterke usikkerheten og de etiske verdikonfliktene knyttet til de store miljøproblemene, samtidig som skillelinjen mellom vitenskap og polit ikk blir mer utydelig når vitenskapen i stadig økende grad blir kunnskapsleve randør til politiske beslutninger. Denne situasjonen kan betegnes som ”p ost-normal science”, post-normal vitenskap, et begrep lansert av vitensk apsfilosofene Silvio Funtowicz og Jerome Ravetz (Funtowicz and Ravetz 19 90). Beslutnings- situasjoner som er kjennetegnet som post-normale ha r det til felles at kunnskapen er usikker, verdier er under disputt, my e står på spill og beslutning haster («facts are uncertain, values in dispute, st akes high and decision urgent») (Funtowizcz and Ravetz 1990). 226 Concept rapport nr. 48 Post-normal vitenskap peker på problemer med Rio-ve rsjonen av føre-var prinsippet: For det første innebærer den et forsøk på å løse en anomali – vitenskapen kan ikke oppnå ”full sikkerhet”. Den sv ake versjonen av føre-var prinsippet hjelper ikke i situasjoner med sterk usi kkerhet: Vi vet ikke hva slags overraskelser som vil oppstå i framtiden. Et ”reelt ” føre-var prinsipp kan ikke bare være knyttet til fremtiden fordi den er ukjent – det må være knyttet til hva som står på spill i dag, en ansvarlighet i forhold til dagens situasjon ( commitment to the present ), som innebærer en forpliktelse til politisk handl ing og ansvarlighet i forhold til sivilsamfunnet (Benessia and Funtowic z 2015). For det andre må et ”reelt” føre-var prinsipp basert på dagens situa sjon erkjenne behovet for en bredere samfunnsmessig deltakelse – bredere involve ring av ulike samfunnsinteresser og verdisyn – for å legitimere h andling. Dette betegnes som «extended peer community» – utvidet fagfellevur dering – der kunnskap skal kvalitetssikres ikke bare ut fra vitenskapelig kvalitet gjennom fagfelle- vurdering, men også vurderes samfunnsmessig når det gjelder politisk relevans. Dette fordrer en ny forståelse av vitenskapens roll e når den brukes som grunnlag for politikk. Derfor blir politisk debatt om konsekvensene av sterk usikkerhet enda viktigere. Den sterke usikkerheten som erkjennes i post- normal vitenskap krever en sterk formulering av før e-var prinsippet med et aktivt handlingskrav for politiske beslutninger. Fl ere formuleringer av sterke versjoner av føre var-prinsippet er blitt foreslått . På Wingspread-konferansen i 1998 ble miljøeksperter fra ulik fagbakgrunn enige om en sterkere definisjon: “Når en virksomhet innebærer trusler mot miljø elle r menneskers helse, skal føre-var tiltak settes i verk, selv om årsaks-virkn ingssammenhengene ikke er fullt ut fastslått vitenskapelig. I denne sammenhen g skal pådriveren for en virksomhet, snarere enn allmennheten, bære bevisbyr den (for at virksomheten er trygg)” (min oversettelse 83, sitert fra Hovi 2001, s.2). Mens Rio-erklæringen sier at vi ikke krever full sikkerhet om skadevirkn ingene, sier formuleringen fra Wingspread-konferansen at vi krever bevis for at de t ikke er skadevirkninger. UNESCO har foreslått en annen sterk definisjon av f øre-var prinsippet: ”Når menneskelig aktivitet kan medføre moralsk uakseptab el skade som er 83 “When an activity raises threats to the environment or human health, precautionary measures should be taken, even if some cause-and-effe ct relationships are not fully established scientifically. In this context, the proponent of an activity, rather than the public, should bear the burden of proof [of the safety of the activity]“ (sitert fra Hovi 2001, s.2). 227 Concept rapport nr. 48 vitenskapelig troverdig men usikker, skal tiltak bl i iverksatt for å unngå eller redusere skaden» (min oversettelse 84, UNESCO 2005, p. 14). Fordelen med UNESCOs definisjon er at sterk usikkerhet er anerkj ent, og forpliktelsen til å handle er understreket. Den norske naturmangfoldsloven har også valgt en st erk formulering av føre- var prinsippet i § 9 (føre-var-prinsippet): «Når det treffes en beslutning uten at det foreligger tilstrekkelig kunnskap om hvilke virknin ger den kan ha for naturmiljøet, skal det tas sikte på å unngå mulig v esentlig skade på naturmangfoldet. Foreligger en risiko for alvorlig eller irreversibel skade på naturmangfoldet, skal ikke mangel på kunnskap bruke s som begrunnelse for å utsette eller unnlate å treffe forvaltningstiltak.» Denne a mbisiøse formuleringen av handlingskrav under kunnskapsmangel kan åpne for rikere tolkning av forskjellige typer kunnskapsgrunnlag, f.eks. tradis jonell økologisk kunnskap. I den omfattende rapporten fra 2005 om virkninger a v klimaendringer i nordområdene, Arctic Climate Impact Assessment, pekte klimaforskere på at urfolks tradisjonelle økologiske kunnskap er av sto r betydning for å bevare resiliens og tilpasningsevne i klimaforandringens t id (ACIA 2005). De raske klimaendringene i Arktis er en trussel for det natu rbaserte livsgrunnlaget. Samisk reindrift blir sterkt påvirket av klimaendri ng når det dannes islag som hindrer reinen i å beite under snøen, og forskere p eker på betydningen av at rammebetingelser og forvaltning tilpasses lokale fo rhold i større grad (Tyler m.fl. 2007). Dette kan tolkes som en føre-var respo ns for å motvirke skaden av klimaendring. Økologen Fikret Berkes ser tradisjon ell økologisk kunnskap som en forutsetning for bærekraftig utvikling: «øko nomisk utvikling basert på lokal kunnskap og biologisk mangfold kan være vår b este sjanse for en økologisk bærekraftig framtid» (min oversettelse 85, Berkes 2007, s. 249). Som et eksempel på hvordan tidligere beslutningssit uasjoner under sterk usikkerhet kan kaste lys over dagens utfordringer i klimapolitikken, kan avgjørelsen om å bygge flomforebyggende tiltak ved Themsen i London trekkes fram, som påpekt av Martin Rees, president i Royal Society i 84 “When human activities may lead to morally unacceptab le harm that is scientifically plausible but uncertain, actions shall be taken to avoid or diminish that harm” (UNESCO 2005, p. 14). 85 "… economic development based on local knowledge and b iodiversity can be our best bet for an environmentally sustainable future" (Ber kes 2007, s. 249). 228 Concept rapport nr. 48 Storbritannia (Rees 2009). Tiltaket – Thames Barrier – ble gjennomført på 1980- tallet for å hindre oversvømmelse av et omfang som forventes å hende sjeldnere enn hvert århundre. Dette var et tidlig e ksempel på samme tankegang som i føre-var prinsippet – en stor investering, ov er en milliard pund i dagens pengeverdi, ble gjennomført som et forsikringstilta k mot en usannsynlig hendelse, oversvømmelse av London, men hvis hendels en inntraff, ville den fått negative økonomiske konsekvenser mange ganger større enn investeringskostnaden. Daværende statsminister Marg aret Thatcher tok beslutningen om å gjennomføre kostnadskrevende flom -forebyggende tiltak basert på en føre-var tenkning for å unngå helt uak septable konsekvenser selv om sannsynligheten var liten for en ødeleggende flo m og kostnadene ved forebyggende tiltak var betydelige. 13.2 Anvendelse av føre-var prinsippet Flere aktuelle eksempler illustrerer bruk av føre-v ar prinsippet i politisk debatt i Norge. Konsekvensene av skade på torskestammen ve d mulig oljeutslipp i gyteområdene utenfor Lofoten og Vesterålen ble vurd ert som så alvorlige – på grunnlag av Havforskningsinstituttets faglige vurde ringer - at føre-var prinsippet ble anvendt for den politiske beslutning en om at utbygging bør utsettes. Genmodifiserte vekster er ikke tillatt dy rket i Norge fordi bioteknologiloven krever at samfunnsnytten er dokum entert tilstrekkelig stor i forhold til den grunnleggende usikkerheten. Selv om årsaker til biedød ikke er avklart, har Mattilsynet forbudt utendørs bruk av insektmiddelet imidakloprid i Norge da det er mistanke om at det kan knyttes til bestandsnedgang av bier og humler. Avveining mellom klima, naturmangfold og petroleums utvinning er et sentralt etisk dilemma. Den politiske debatten i Norge om hv orvidt grensen for oljevirksomhet i Barentshavet – «iskanten» - kan fl yttes nordover er et eksempel på dette. Iskanten er et område der det er stor biologisk aktivitet og der potensielle oljeutslipp innebærer langt større økologiske konsekvenser enn i andre havområder. Regjeringens forslag om å flytt e iskanten nordover ble kritisert av forskere og miljøbevegelsen som påpekt e at iskanten ikke bør flyttes nordover, og det ble ikke vedtatt i Stortin get. Iskanten som ble vurdert flyttet nordover, er et aktuelt eksempel på utfordr inger i post-normal vitenskap og «science-for-policy» (Funtowicz and Ravetz 1990) . Selve den vitenskapelige usikkerheten gjøres til gjenstand for politikk. 229 Concept rapport nr. 48 IPCC prosessen har skapt større politisk aksept for utviklingen av klimapolitikk (IPCC 2014). Likevel har den internas jonale klimapolitikken ikke svart til forventningene. Politikken er ikke ambisi øs nok til å nå de målene forskerne peker på som nødvendig. Derfor har tiltak ikke vært tilstrekkelige i samsvar med føre-var prinsippet. Det kan diskuteres om kunnskapsgrunnlaget nå er så omfattende at man ikke lenger kan si at ny kunnskap er «early warnings» - men føre-var prinsippet vil fortsatt væ re nødvendig på grunn av alvoret i konsekvensene. Tidligere da det var mindr e enighet om kunnskaps- grunnlaget, kunne man si at ny kunnskap representer te «early warnings», for eksempel ved IPCCs første assessment rapport i 1990 (Grassl og Metz 2013). Klimaendring var ikke med i den første « Late lessons from early warnings » rapporten fra 2001 da det fortsatt ble oppfattet so m kontroversielt - til tross for at de første ”early warnings” kom allerede i 18 96 da Svante Arrhenius pekte på sammenhengen mellom økt forbruk av fossilt brensel og forventet temperaturstigning (European Environment Agency 201 3). Den nye rapporten «Late lessons from early warnings » fra 2013 gjennomgår hvordan tidligere IPCC «assessments» har formulert usikkerhet og sannsynli ghetsvurderinger (MacGarvin 2013). IPCC har gjennom de ulike rapport ene utviklet sin behandling av usikkerhet og sannsynligheter. «Asses sment report 5» bygger på en «Guidance note» for behandling av usikkerhet (Ma strandrea m.fl. 2010). Det skilles mellom to tilnærminger til usikkerhet: «Confidence scale», som avhenger av kunnskapens art («evidence») og graden av enighet mellom ekspertene («agreement»), og kvantitative mål på us ikkerhet. Vektleggingen i «Guidance note» av å unngå Type 2 feil kan tolkes s om en støtte til føre-var prinsippet: Type 1 feil betegner en situasjon der e n riktig hypotese blir feilaktig forkastet, mens Type 2 feil betegner en situasjon d er en feilaktig hypotese ikke blir forkastet. Dersom dette leder til at et alvorl ig problem ikke blir oppdaget, eller at et skadelig tiltak blir iverksatt, fordi d ata ikke gir støtte til å forkaste hypotesen, vil Type 2 feil være mer alvorlige enn T ype 1 feil. For eksempel kan nullhypotesen være at det ikke er menneskeskapt kli maendring. Type 2 feil er at vi ikke «oppdager» problemet. Føre-var prinsippe t innebærer da at man skal utvise større forsiktighet enn hva statistisk metod e alene tilsier. Mange tiltak i klimapolitikken kan komme i konflikt med andre samfunns- messige målsettinger. Storstilt skogplanting på gam mel kulturmark er foreslått som tiltak for å øke karbonbindingen i skog. Dette kan komme i konflikt med målsettingen om å bevare biologisk mangfold og økos ystemtjenester knyttet til kulturlandskapet, der blomsterenger er viktige habi tat for bier og humler. Det 230 Concept rapport nr. 48 er også betydelig kunnskapsmangel om effekten av de n foreslåtte klimaskog- plantingen (Dahlberg m.fl. 2013). Når et klimatilta k har konsekvenser som kan medføre «uopprettelig skade» på andre områder, er d et behov for å utvide perspektivet og utvikle en bredere ramme for avvein ing mellom ulike typer økosystemtjenester. Avveining mellom økosystemtjenester er kjernen i FN s nye forslag til økosystemregnskap, Experimental Ecosystem Accounts (United Nations 2014). Et viktig trekk ved det foreslåtte økosystemregnskapet er at det anbefaler å utvikle arealbaserte mål for verdier av biologisk mangfold og økosystemtjenester. Et økosystemtjenesteregnskap vil gi myndigheter og and re beslutningstakere et bredt fundert grunnlag for å vurdere sammenhengen m ellom økonomisk aktivitet og bruken av økosystemene, effektene av m iljøpolitiske virkemidler og avveininger mellom ulik bruk av økosystemene. Dette vil gi et kunnskaps- grunnlag for å vurdere i hvilken grad man opprettho lder økosystemenes kapasitet som grunnlag for framtidige økosystemtjen ester. I føre-var prinsippet er dette svært viktig for å ta hensyn til de framti dige valgmulighetene for bruk av økosystemtjenester. Biologisk mangfold bidrar ti l å opprettholde resiliens mot klimapåvirkning. 13.3 Klimapolitikk, føre-var prinsippet og økologisk økonomi Samfunnsøkonomi bidrar i betydelig grad til å utvik le tiltak i klimapolitikken. Det er viktig med fagdebatt om hvordan fagets fokus og begreper påvirker verdisyn og prioriteringer. Det økonomiske menneske Homo economicus har stor makt som metafor som kan påvirke synet på hvilket h andlingsrom som er mulig. Det som oppfattes som et relevant politisk h andlingsrom, kan bli begrenset til det som kan vurderes økonomisk. I nes te omgang formidles dette videre som en del av samfunnets kulturelle signaler . Derfor trenger økonomifaget refleksjon over implisitte normative v erdier og enkeltindividets rolle som økonomisk, økologisk og politisk aktør. I ndividuelt ansvar handler om å medvirke i demokratiske prosesser og bli bevis st hvordan et skifte i politikk kan oppnås. Hver for oss kan vi gjøre lite , sammen kan vi gjøre mye. Kostnadseffektivitet er et viktig prinsipp som står sterkt i økonomisk klimadebatt. Det er økonomifagets svar på hvordan v i skal få mest mulig reduksjon av CO 2 utslippene for hver krone brukt på klimatiltak. Hv is det koster mer å redusere utslippene i Norge enn i andr e land, kan kjøp av 231 Concept rapport nr. 48 klimakvoter, som reduserer utslipp ute, gi større k limagevinst enn tiltak hjemme. På samme måte kan det være kostnadseffektiv klimapolitikk å betale for å bevare regnskog eller andre tiltak som hindre r avskoging. En samfunnsøkonomisk analyse vil ikke alltid ha et ful lstendig bilde av de faktiske kostnadene ved ulike tiltak, da sannsynlighetsforde lingen for kostnadene kan være ukjent. For å sikre at tiltak blir gjennomført , kan føre-var prinsippet være relevant som beslutningskriterier selv om aktuelle tiltak ikke nødvendigvis er ”kostnadseffektive” ut fra dagens kunnskap. Debatte n om klimatiltak hjemme og i utlandet kan tolkes i lys av denne tilnærminge n, da tiltak hjemme kan gi en større grad av sikkerhet for at målene kan oppnås. Noen oppfatter kjøp av klimakvoter i utlandet som lettvint, noe som skaper god samvittighet, men med usikker virkning: Vet vi egentlig hva vi får nå r vi kjøper klimakvoter? Hvordan kan vi sikre oss mot at dyrking av biodrivs toff ikke tar maten fra de fattige? Som kjøpere av klimakvoter er vi forbruker e i klimamarkedet og har krav på forbrukerveiledning. Her har økonomene og p olitikerne en viktig utfordring. Det er ikke nok å få vite at klimakvote r i prinsippet er kostnadseffektivt – under ideelle forhold. Politike rne må stille krav til at prosjektene som får klimakvoter har en god etisk og miljømessig profil. Krav om etiske retningslinjer blir sterkere på alle områ der. Etiske krav til kvotehandel, gjennomført på en etterprøvbar måte, e r et viktig skritt på veien mot at kravet om kostnadseffektivitet kan komme i b edre samsvar med en moralfilosofi for klimaproblemets tid. I Greenhouse Economics. Value and Ethics tar Clive Spash opp en bred debatt om etikk og verdispørsmål i klimadebatten og peker på behovet for verdivurderinger: «Mer forskning for å fylle ut kun nskapshull kan ikke fjerne behovet for etisk vurdering» (min oversettelse 86, Spash 2002, s. 278). Hvem skal bære kostnadene? Hva med behovene til fremtidi ge generasjoner? Clive Spash kritiserte økonomer som beregnet klimakostnad er i fremtiden ved hjelp av økonomiske sammenhenger fra fortiden, uten å leg ge stor vekt på etiske spørsmål. Siden den gang har IPCC og ikke minst Ste rn-rapporten bidratt til å få klimaspørsmålet til topps på den politiske dagso rden. Et viktig redskap i økonomi er nyttekostnadsanalyse , som sammenligner nytten og kostnaden ved et tiltak (begrense klimautslippen e). Metoden passer best for mindre tiltak som ikke påvirker omgivelsene i stor grad, og er derfor ikke helt 8686 "More research to fill information gaps cannot remove t he need for moral judgement" (Spash 2002, s. 278). 232 Concept rapport nr. 48 velegnet for klimaendringer med uopprettelige og gl obale konsekvenser. I nyttekostnadsanalyse kan tap av naturkvaliteter i p rinsippet kompenseres med betaling, en tilnærming som har begrenset gyldighet hvis livsgrunnlaget er truet og essensielle meningsbærende verdier står i fare f or å gå tapt. Som andre forenklede modeller, kan metoden gi viktig kunnskap , men resultatene må tolkes med forsiktighet og ikke tas for bokstavelig . Etiske spørsmål må drøftes mer eksplisitt. Hvordan skal vi forholde oss til de sivilisasjonstruende klimaforandringene? Samfunnet har en stor tro på at teknologisk utvikli ng skal løse miljøproblem- ene, samtidig som de teknologiske løftene ikke allt id blir innfridd, og den teknologiske utviklingen kan ha uønskede etiske kon sekvenser, for mennesker og miljø. Vi ser en utvikling fra tradisjonell vite nskap til ”techno-science”. Spørsmålet er hvordan økonomifaget plasserer seg i dette bildet – mellom ”techo-science” og en kritisk tradisjon som kan ide ntifisere forskning som tjener mennesker og miljø, som grunnlag for anvende lse av føre-var prinsippet. Fagretningen økologisk økonomi legger vekt på insti tusjonelle forhold og samspill mellom økonomi og politikk og utfordrer øk onomifagets tradisjonelle skille mellom ”sak og vurdering” der implisitte nor mative forutsetninger om naturens verdi ikke blir diskutert. Føre-var prinsi ppet kan bidra til å utvide kunnskapsgrunnlaget for politisk handling. Anvendel se av føre-var prinsippet er spesielt relevant ved mål om sterk bærekraftig u tvikling. Til forskjell fra svak bærekraftig utvikling, som innebærer en forutsetnin g om høy grad av substitusjon mellom naturkvaliteter og menneskeskap te verdier, dvs. at tap av natur kan erstattes med andre økonomiske verdier, i nnebærer sterk bærekraftig utvikling en forutsetning om at tap av naturkvalite ter ikke uten videre kan kompenseres med penger. Fokus på manglende substitu sjon handler om å sikre at vi kan opprettholde våre valgmuligheter i framtiden gjennom å sikre tilstrekkelig omfang av verdifulle naturkvaliteter. Økologisk økonomi peker på betydningen av å utvikle en forståelse av sterk bær ekraftig utvikling, med miljøpolitikken basert på et økologisk fundert kunn skapsgrunnlag som gir grunnlag for politisk handling i lys av alvorlige f aresignaler (Baumgärtner, Becker, Frank, Müller and Quaas 2008). 13.4 Kunnskapsgrunnlag for føre-var prinsippet For å anvende føre-var prinsippet trengs det kunnsk ap og indikatorer som ikke bare bygger på historiske data, men som er rettet f ramover mot nye trender - 233 Concept rapport nr. 48 ”forward-looking” - og fanger opp ”early warnings” om nye miljøproblemer og nye typer usikkerhet. Indikatorene bør være fler dimensjonale for å representere ulike sider ved sterk bærekraftig utvi kling og ikke dekke over avveininger mellom inkommensurable verdier. Indikat orer er nødvendig for å skaffe seg kunnskap om faresignaler som grunnlag fo r politisk handling. Hva slags statistikk, regnskap, indikatorer, analysemet oder og annen kunnskap om klimaeffekter og andre miljøproblemer har statlige og lokale myndigheter behov for når klimapolitikken skal være i samsvar m ed langsiktighet og føre- var prinsippet? Hvordan kan indikatorer gjøres mer relevante som kunnskaps- grunnlag for politikk? På det internasjonale plan i FN, OECD og EU arbeide s det med å finne nye måter å måle bærekraftig utvikl ing på, som omfatter både miljø, livskvalitet og sosiale framskritt. Et hoved budskap i Stern-rapporten og andre analyser er at det vil være mye billigere å g jennomføre tiltak mot klimaproblemene nå enn å vente til skaden er oppstå tt. I et stort forskningsprosjekt om bærekraftig utvikling og føre -var prinsippet har SSB og samarbeidspartnere sett på bruk av de offisielle no rske indikatorene for bærekraftig utvikling og hvordan føre-var prinsippe t kan gjøre indikatorene mer aktuelle for framtidige problemer. På klima-området fokuserte bærekraftsprosjektet på betydningen av politikkindikatorer, dvs. indikatorer for å belyse utviklingen i klimapolitikk, basert på føre-var prinsippet (Greaker m.fl. 2013). Forskerne tok utgangspunkt i målet om et globalt tak for temperaturstigning på to grader i 2100 og gikk gjennom faglitteratur som belyser hvor høy karbonav gift og dermed energipris som ville være nødvendig for å oppnå dette målet, s om er en omforent målsetting i Stortingets klimaforlik. Forskerne sam menliknet flere modeller og tok utgangspunkt i de ulike anslagene for kostnaden e ved å nå togradersmålet. Basert på dette regnet de ut en implisitt energipri s og beregnet hvilke utslippsreduksjoner som ville vært påkrevd. En saml et global utslippsmengde kan i teorien fordeles mellom land på ulike måter. Ett prinsipp er å legge til grunn at alle mennesker har samme rettigheter til u tslipp, dette gir én fordeling av utslipp per land, hvor tidligere utslipp er inkl udert. Legger man dette til grunn, får man illustrert hvor mye Norge minst bør bidra med for å redusere sine utslipp for at togradersmålet kan oppnås. Dett e kan i praksis gjøres både gjennom å redusere utslipp hjemme og i avtaler om f elles utslippsreduksjoner med Europa og verden for øvrig, med internasjonale avtaler om kvoter eller avtaler om bevaring av regnskog. Fordelingen mellom klimatiltak ute og hjemme var sentral i debatten om Stortingets klimaf orlik. Det vil være mer 234 Concept rapport nr. 48 eller mindre sikkert om målene kan oppnås gjennom i nternasjonale tiltak, slik at treffsikkerheten i tiltakene må vurderes i forho ld til kostnadene, som diskutert tidligere. Uansett representer kostnadsan slaget en antydning om hva Norge som nasjon bør bruke på klimatiltak – som et minimum, gitt forutsetningen om togradersmålet. Denne minimumsløs ningen er basert på en forutsetning om at hvis alle land handler slik, vil le klimaproblemet bli tilstrekkelig redusert. Dette kan sees på som en an vendelse av Kants kategoriske imperativ – en handlingsregel basert på at man selv tilstreber optimale handlinger uansett andres handlinger – og i følge denne logikken er det en etisk nødvendighet at et rikt land bør føre en klimapolitikk som om en internasjonal klimaavtale hadde vært på plass. Mang lende sikkerhet om effekten av tiltak og det at Norge er et rikt land kan innebære at Norge bør gjøre enda mer enn det som regnes som et minimum et isk sett. Denne tilnærmingen kan framstå som noe teoretisk, og løsn ingen er kostnads- krevende. Ikke desto mindre viste en spørreundersøk else - der en spurte om Norge burde føre en klimapolitikk som om en interna sjonal avtale var på plass – en stor støtte i befolkningen (Sjøvåg Marino m.fl . 2012). En konsekvens av føre-var prinsippet er at forskere har en etisk for pliktelse til å motivere beslutningstakere til å gjennomføre tiltak for å hi ndre situasjoner som er uakseptable og må unngås for både nåværende og fram tidige generasjoner. Referanser ACIA (2005): Arctic Climate Impact Assessment . Cambridge University Press. Baumgärtner, S., C. Becker, K. Frank, B. Müller, og M. Quaas (2008): Relating the philosophy and practice of ecological economics : The role of concepts, models, and case studies in inter- and transdiscipl inary sustainability research. Ecological Economics 67 , 384-393. Benessia, A., og Funtowicz, S. (2015): Sustainabili ty and techno-science: What do we want to sustain and for whom? Int. J. Sustainable Development, 18, 329- 348. Berkes F. (2007): Sacred Ecology: Traditional Ecological Knowledge an d Management Systems. Routledge, New York Dahlberg, A., U. Emanuelsson, A. Norderhaug (2013): Kulturmark og klima – en kunnskapsoversikt . DN utredning no. 7-2013. 235 Concept rapport nr. 48 European Environment Agency (2001): “ Late lessons from early warnings”: the precautionary principle 1896-2000 . European Environmental Agency EEA, Environmental issue report no. 22, Copenhagen European Environment Agency (2013): Late lessons from early warnings: Science, precaution, innovation. EEA Report 1/2013. Funtowicz S, og Ravetz J R (1990): Uncertainty and Quality in Knowledge for Policy. Kluwer Academic Publisher, Dordrecht. Grassl, H. og B. Metz (2013): “Climate change: scie nce and the precautionary principle”, in European Environment Agency (2013): Late lessons from early warnings: Science, precaution, innovation. EEA Report 1/2013. Greaker, M., P.E. Stoknes, K. H. Alfsen, og T. Eric son (2013): A Kantian approach to sustainable development indicators for climate change. Ecological Economics 91, 10–18. Hovi, J. (2001): Føre var-prinsippet som rasjonelt beslutningskriter ium . Working Paper 2001:13. CICERO. IPCC (2014): Synthesis Report. Contribution of Work ing Groups I, II and III to the Fifth Assessment Report of the Intergovernme ntal Panel on Climate Change [Core Writing Team, R.K. Pachauri and L.A. M eyer (eds.)]. IPCC, Geneva, Switzerland. Knight, F. (1921): Risk, uncertainty and profit. Ho ughton Mifflin Co, Boston. MacGarvin, M. (2013): Panel 14.1 The evolution of t he IPCC’s approach to assessing ‘uncertainty’, in European Environment Ag ency (2013): Late lessons from early warnings: Science, precaution, innovatio n. EEA Report 1/2013, p. 331-335. Mastrandrea, M.D., C.B. Field, T.F. Stocker, O. Ede nhofer, K.L. Ebi, D.J. Frame, H. Held, E. Kriegler, K.J. Mach, P.R. Matsch oss, G.-K. Plattner, G.W. Yohe og F.W. Zwiers (2010): Guidance Note for Lead Authors of the IPCC Fifth Assessment Report on Consistent Treatment of Uncertainties. Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC), G eneva, Switzerland. Rees, M. (2009): Lord Rees: The world in 2050. Distinguished Public Lecture 23 February 2009. The James Martin 21 st Century School, University of Oxford. http://www.oxfordmartin.ox.ac.uk/downloads/events/L ordReesSpeech.pdf. RioDEC (1992): Rio Declaration on Environment and Development. ISBN 9-21-100509-4. 236 Concept rapport nr. 48 Sjøvåg Marino, M., N. E. Bjørge, T. Ericson, P. A. Garnåsjordet, H. T. Karlsen, J. Randers, og D. Rees (2012): People's opinion of climate policy - Popular support for climate policy alternatives in Norway. Working Paper 2012:03. CICERO, Oslo. Spash, C.L. (2002): Greenhouse Economics: Value and Ethics. Routledge, London. Tyler, N.J.C.; J.M. Turi, M.A. Sundset, K. Strøm Bu ll, M.N. Sara, E. Reinert, N. Oskal, C. Nellemann, J.J. McCarthy, S.D. Mathies en, M.L. Martello, O.H. Magga, G.K. Hovelsrud, I. Hanssen-Bauer, N.I. Eira, I.M.G. Eira, og R.W. Corell (2007): Saami reindeer pastoralism under cli mate change: Applying a generalized framework for vulnerability studies to a sub-arctic social–ecological system. Global Environmental Change 17, 191–206. UNESCO. (2005): Report of the Expert Group on the Precautionary Pri nciple of the World Commission on the Ethics of Scientific Knowle dge and Technology (COMEST) , Paris: UNESCO. United Nations (2014): System of Environmental-Economic Accounting 2012. Experimental Ecosystem Accounting. United Nations, New York. Concept rapportserie Papirtrykk: ISSN 0803- 9763 Elektronisk utgave på internett: ISSN 0804- 5585 Lastes ned fra: www.ntnu.no/concept/publikasjoner/rapportserie Concept rapport nr. 48 Rapport Tittel Forfatter Nr. 1 Styring av prosjektporteføljer i staten. Usikkerhetsavsetning på porteføljenivå Project Portfolio Management. Estimating Provisions for Uncertainty at Portfolio Level. Stein Berntsen og Thorleif Sunde Nr. 2 Statlig styrin g av prosjektledelse. Empiri og økonomiske prinsipper. Economic Incentives in Public Project Management Dag Morten Dalen, Ola Lædre og Christian Riis Nr. 3 Beslutningsunderlag og beslutninger i store statlige investeringsprosjekt Decisions and the Basis f or Decisions in Major Public Investment Projects Stein V. Larsen, Eilif Holte og Sverre Haanæs Nr. 4 Konseptutvikling og evaluering i store statlige investeringsprosjekt Concept Development and Evaluation in Major Public Investment Projects Hege Gry Solhe im, Erik Dammen, Håvard O. Skaldebø, Eystein Myking, Elisabeth K. Svendsen og Paul Torgersen Nr. 5 Bedre behovsanalyser. Erfaringer og anbefalinger om behovsanalyser i store offentlige investeringsprosjekt Needs Analysis in Major Public Investment Project s. Lessons and Recommendations Petter Næss Nr. 6 Målformulering i store statlige investeringsprosjekt Alignment of Objectives in Major Public Investment Projects Ole Jonny Klakegg Nr. 7 Hvordan trur vi at det blir? Effektvurderinger av store offentlige p rosjekt Up -front Conjecture of Anticipated Effects of Major Public Investment Projects Nils Olsson Nr. 8 Realopsjoner og fleksibilitet i store offentlige investeringsprosjekt Real Options and Flexibility in Major Public Investment Projects Kjell Arne Brek ke Nr. 9 Bedre utforming av store offentlige investeringsprosjekter. Vurdering av behov, mål og effekt i tidligfasen Improved Design of Public Investment Projects. Up -front Appraisal of Needs, Objectives and Effects Petter Næss med bidrag fra Kjell Arne Brekke, Nils Olsson og Ole Jonny Klakegg Nr. 10 Usikkerhetsanalyse – Kontekst og grunnlag Uncertainty Analysis – Context and Foundations Kjell Austeng, Olav Torp, Jon Terje Midtbø, I ngemund Jordanger, og Ole M Magnussen Nr. 11 Usikkerhetsanalyse – Model lering, estimering og beregning Uncertainty Analysis – Modeling, Estimation and Calculation Frode Drevland, Kjell Austeng og Olav Torp Nr. 12 Metoder for usikkerhetsanalyse Uncertainty Analysis – Methodology Kjell Austeng, Jon Terje Midtbø, Vidar Helland, Olav Torp og Ingemund Jordanger Nr. 13 Usikkerhetsanalyse – Feilkilder i metode og beregning Uncertainty Analysis – Methodological Errors in Data and Analysis Kjell Austeng, Vibeke Binz og Frode Drevland Nr. 14 Positiv usikkerhet og økt verdiskaping Ingemund Jordanger Concept rapportserie Papirtrykk: ISSN 0803 -9763 Elektronisk utgave på internett: ISSN 0804 -5585 Lastes ned fra: www.ntnu.no/concept/publikasjoner/rapportserie Concept rapport nr. 48 Rapport Tittel Forfatter Pos itive Uncertainty and Increasing Return on Investments Nr. 15 Kostnadsusikkerhet i store statlige investeringsprosjekter; Empiriske studier basert på KS2 Cost Uncertainty in Large Public Investment Projects. Empirical Studies Olav Torp (red.), Ole M Magnussen, Nils Olsson og Ole Jonny Klakegg Nr. 16 Kontrahering i prosjektets tidligfase. Forsvarets anskaffelser. Procurement in a Project’s Early Phases. Defense Aquisitions Erik N. Warberg Nr. 17 Beslutninger på svakt informasjonsgrunn lag. Tilnærminger og utfordringer i prosjekters tidlige fase Decisions Based on Scant Information. Challenges and Tools During the Front -end Phases of Projects Kjell Sunnevåg (red.) Nr. 18 Flermålsanalyser i store statlige investeringsprosjekt Multi -Cri teria Decision Analysis In Major Public Investment Projects Ingemund Jordanger, Stein Malerud, Harald Minken, Arvid Strand Nr. 19 Effektvurdering av store statlige investeringsprosjekter Impact Assessment of Major Public Investment Projects Bjørn Anderse n, Svein Bråthen, Tom Fagerhaug, Ola Nafstad, Petter Næss og Nils Olsson Nr. 20 Investorers vurdering av prosjekters godhet Investors’ Appraisal of Project Feasibility Nils Olsson, Stein Frydenberg, Erik W. Jakobsen, Svein Arne Jessen, Roger Sørheim og L illian Waagø Nr. 21 Logisk minimalisme, rasjonalitet - og de avgjørende valg Major Projects: Logical Minimalism, Rationality and Grand Choices Knut Samset, Arvid Strand og Vincent F. Hendricks Nr. 22 Miljøøkonomi og samfunnsøkonomisk lønnsomhet Environme ntal Economics and Economic Viability Kåre P. Hagen Nr. 23 The Norwegian Front -End Governance Regime of Major Public Projects – A Theoretically Based Analysis and Evaluation Tom Christensen Nr. 24 Markedsorienterte styringsmetoder i miljøpolitikken Mark et oriented approaches to environmental policy Kåre P. Hagen Nr. 25 Regime for planlegging og beslutning i sykehusprosjekter Planning and Decision Making in Hospital Projects. Lessons with the Norwegian Governance Scheme. Asmund Myrbostad, Tarald Rohde, P ål Martinussen og Marte Lauvsnes Nr. 26 Politisk styring, lokal rasjonalitet og komplekse koalisjoner . Tidligfaseprosessen i store offentlige investeringsprosjekter Political Control, Local Rationality and Complex Coalitions. Focus on the Front -End of L arge Public Investment P rojects Erik Whist, Tom Christensen Nr. 27 Verdsetting av fremtiden. Tidshorisont og diskonteringsrenter Valuing the future. Time Horizon and Discount R ates Kåre P. Hagen Concept rapportserie Papirtrykk: ISSN 0803 -9763 Elektronisk utgave på internett: ISSN 0804 -5585 Lastes ned fra: www.ntnu.no/concept/publikasjoner/rapportserie Concept rapport nr. 48 Rapport Tittel Forfatter Nr. 28 Fjorden, byen og operaen. En evaluering av Bjørvikau tbyggingen i et beslutningsteoretisk perspektiv The Fjord, the City and the Opera. An Evaluation of Bjørvika Urban D evelopment Erik Whist, Tom Christensen Nr. 29 Levedyktighet og investeringstiltak. Erfaringer fra kvalitetssikring av statlige investerings prosjekter Sustainability and Public Investments. Lessons from Major Public Investment P rojects Ola Lædre, Gro Holst Volden, Tore Haavaldsen Nr. 30 Etterevaluering av s tatlige investeringsprosjekter. Konklusjoner, erfaringer og råd basert på pilotevalueri ng av fire prosjekter Evaluating Public Investment Projects. Lessons and Advice from a Meta -Evaluation of Four P rojects Gro Holst Volden og Knut Samset Nr. 31 Store statlige investeringers betydning for kon kurranse - og markedsutviklingen. Håndtering av ko nkurransemessige problemstillinger i utredningsfasen Major Public Investments' Impact on C ompetition . How to Deal with Competition I ssue s as Part of the P roject Appraisal Asbjørn Englund, Harald Bergh, Aleksander Møll og Ove Skaug Halsos Nr. 32 Analyse av s ystematisk usikkerhet i norsk økonomi. Analysis of Systematic Uncertainty in the Norwegian Economy. Haakon Vennemo, Michael Hoel og Henning Wahlquist Nr. 33 Planprosesser, beregningsverktøy og bruk av nytte - kostnadsanalyser i vegsektor en. En sam menlikning av praksis i Norge og Sverige. Planning, Analytic T ools and the Use of Cost -Benefit Analysis in the Transport S ector in Norway and Sweden. Morten Welde, Jonas Eliasson, James Odeck, Maria Börjesson Nr. 34 Mulighetsrommet. En studie om konseptut redninger og konseptvalg The Opportunity Space. A Study of Conceptual Appraisals and the Choice of Conceptual S olutions. Knut Samset, Bjørn Andersen og Kjell Austeng Nr. 35 Statens prosjektmodell. Bedre kostnadsstyring. Erfaringer med de første investerin gstiltakene som har vært g jennom ekstern kvalitetssikring Knut Samset og Gro Holst Volden Nr. 36 Investing for I mpact. Lessons with the Norwegian State Project Model and the First Investment Projects that Have Been Subjected to External Quality A ssurance Knut Samset og Gro Holst Volden Nr. 37 Bruk av karbonpriser i prakti ske samfunnsøkonomiske analyser. En oversikt over praksis fra analyser av statlige investeringsprosjekter under KVU -/KS1 -ordningen . Use of C arbon Prices in Cost -Benefit A nalysis. Practice s in Project Appraisals of Major Public Investment P rojects under the Norwegian State Project Model Gro Holst Volden Nr. 38 Ikke -prissatte virknin ger i samfunnsøkonomisk analyse. Praksis og erf aringer i statlige investerings prosjekter Non -Monetized I mpac ts in Economic A nalysis. Practice and Heidi Bull -Berg, Gro Holst Volden og Inger Lise Tyholt Grindvoll Concept rapportserie Papirtrykk: ISSN 0803 -9763 Elektronisk utgave på internett: ISSN 0804 -5585 Lastes ned fra: www.ntnu.no/concept/publikasjoner/rapportserie Concept rapport nr. 48 Rapport Tittel Forfatter Lessons from Public Investment Projects Nr. 39 Lav prising – store valg. En studie av underestimering av kostnader i prosjekters tidligfase Low estimate s – high stakes. A study of underestimation of costs in projects' earliest phase Morten Welde, Knut Samset, Bjørn Andersen, Kjell Austeng Nr. 40 Mot sin hensikt. Perverse insentiver – om offentlige investeringsprosjekter som ikke forplikter Perverse incen tives and counterproductive investments. Public funding without liabilities for the recipients Knut Samset, Gro Holst Volden, Morten Welde og Heidi Bull -Berg Nr. 41 Transportmodeller på randen. En utforsking av NTM5 - modellens anvendelsesområde Transport m odels and extreme scenarios. A test of the NTM5 model Christian Steinsland og Lasse Fridstrøm Nr. 42 Brukeravgifter i veisektoren User fees in the road sector Kåre Petter Hagen og Karl Rolf Pedersen Nr. 43 Norsk vegplanlegging: Hvilke hensyn styrer anbef alingene Ro ad Planning in Norway: What governs the selection of projects? Arvid Strand, Silvia Olsen, Merethe Dotterud Leiren og Askill Harkjerr Halse Nr. 44 Ressursbruk i transportsektoren – noen mulige forbedringer Resource allocation in the transport s ector – some potential improvements James Odeck (red.) og Morten Welde (red.) Nr. 45 Kommunale investeringsprosjekter. Prosjektmodeller og krav til beslutningsunderlag. Municipal investment practices in Norway Morten Welde, Jostein Aksdal og Inger Lise Ty holt Grindvoll Nr. 46 Styringsregimer for store offentlige prosjekter. En sammenliknende studie av pri nsipper og praksis i seks land. Knut Samset, Gro Holst Volden, Nils Olsson og Eirik Vårdal Kvalheim Nr. 47 Governance schemes for major public investmen t projects: A comparative study of principles and practices in six countries Knut Samset, Gro Holst Volden, Nils Olsson og Eirik Vårdal Kvalheim Nr. 48 Investerings prosjekter og miljøkonsekvenser. En antologi med bidrag fra 16 forskere Environmental impac t of large investment projects. An anthology by 16 Norwegian experts Kåre P. Hagen (red.) og Gro Holst Volden (red.) Forskningsprogrammet Concept skal utvikle kunnskap som sikrer bedre ressursutnytting og effekt av store, statlige investeringer. Program - met driver følgeforskning knyttet til de største statlige investeringsprosjektene over en rekke år. En skal trekke erfaringer fra disse som kan bedre utformingen og kvalitetssikringen av nye investeringsprosjekter før de settes i gang. Concept er lokalisert ved Norges teknisk-natur - vitenskapelige universitet i Trondheim (NTNU), ved Fakultet for ingeniørvitenskap og teknologi. Programmet samarbeider med ledende norske og internasjonale fagmiljøer og universiteter, og er finansiert av Finansdepartementet. Adresse: The Concept Research Program Høgskoleringen 7A N-7491 NTNU Trondheim NORWAY ISSN: 0803-9763 (papirversjon) ISSN: 0804-5585 (nettversjon) ISBN: 978-82-93253-51-8 (papirversjon) ISBN: 978-82-93253-52-5 (nettversjon) The Concept research program aims to develop know-how to help make more efficient use of resources and improve the effect of major public investments. The Program is designed to follow up on the largest public projects over a period of several years, and help improve design and quality assurance of future public projects before they are formally approved. The program is based at The Norwegian University of Science and Technology (NTNU), Faculty of Engineering Science and Technology. It cooperates with key Norwegian and international professional institutions and universities, and is financed by the Norwegian Ministry of Finance. www.ntnu.no/concept Concept rapport nr 48 c oncept Skipnes Kommunikasjon AS
Jeg godtar
Vista-analyse.no bruker informasjonskapsler (cookies) for å gi deg den beste opplevelsen
GDPR