Del 3
Synliggjøring for bedre forvaltning

7 Innledning til Del III – Synliggjøring for bedre forvaltning

I kapittel 2 slo vi fast at naturen representerer en rekke ulike verdier, og at økosystemtjenester bør ses på som en av flere grunner til å bevare natur. Vi understreket også at det ikke trenger å være noen motsetning mellom tilnærminger som tar utgangspunkt i menneskers behov, og tilnærminger som tar utgangspunkt i naturens egenverdi, når målet er å ivareta naturens økosystemer. Økosystemtjenestetilnærmingen er imidlertid utarbeidet for å synliggjøre betydningen av økosystemtjenester for menneskers velferd, og det er synliggjøring av slike nytteverdier som er tema for denne delen av rapporten. Den underliggende målsetningen med å synliggjøre verdien – eller betydningen – av økosystemtjenester og økosystemkapital er å få til beslutninger som i større grad sikrer langsiktig fornuftig bruk av land, vann og andre naturressurser.

I kapittel 2 beskrev vi hvordan mangfoldet av verdier i naturen, og vår begrensede kunnskap om komplekse sammenhenger i økosystemene, gir behov for en rekke ulike metoder for å synliggjøre de verdiene økosystemtjenestene representerer. Aktuelle tilnærminger spenner fra å påpeke at det finnes økosystemtjenester og sammenhenger som vi ikke kjenner omfanget eller viktigheten av, via ulike former for kvalitative og kvantitative beskrivelser, til økonomisk og andre former for verdsetting. Hva som er formålet med å synliggjøre verdier påvirker også hvilken form informasjonen om verdiene kan eller bør ha.

I kapittel 2 beskrev vi også hvordan vi tolker verdsettingsbegrepet i vid betydning, slik at alle typer informasjon som sier noe om betydningen av økosystemtjenester omfattes av begrepet. I denne delen av rapporten vil vi imidlertid skille mellom økonomisk verdsetting og andre former for synliggjøring av verdier, både fordi metodene som brukes til å fremskaffe verdiene varierer, og fordi utvalget i mandatet er bedt spesielt om å «vurdere fordeler og ulemper ved og potensialet for monetær verdsetting». I kapittel 8 gir vi en relativt teoretisk gjennomgang av ulike metoder for å synliggjøre verdier og beregne økonomiske verdianslag for økosystemtjenester. Styrker og svakheter ved metodene blir diskutert, og vi kommenterer egenskaper ved økosystemtjenester eller ved verdsettingssammenhenger som bør være styrende for valg av metode. Selv om vi i kapittel 2 slo klart fast at det er behov for et bredt spekter av metoder og tilnærminger for å synliggjøre økosystemtjenesters betydning, har vi på grunnlag av mandatet, viet mest plass til de økonomiske verdsettingsmetodene.

Det er spesielt to sammenhenger der det ofte pekes på at økonomisk verdsetting kan være et hensiktsmessig verktøy. Den første gjelder beslutninger som vil ha negative konsekvenser for naturen, og der disse negative effektene ikke er tilstrekkelig anerkjent sammenlignet med de positive, og ofte økonomisk synlige, effektene som beslutningen er ment å føre til. I dagens samfunn er beslutningsprosesser ofte konsentrert om vedtak begrunnet med økonomiske interesser, avveininger og prioriteringer. Mange økosystemtjenester både produseres og forbrukes, eller har på annen måte positiv verdi for mennesker, uten at det forekommer transaksjoner som synliggjør eventuelle forringelser i økosystemene. Resultatet kan være at både nedbygging av natur, utslipp av miljøskadelige stoffer og annet forbruk av natur er så godt som gratis for private aktører, samtidig som den skjulte og akkumulerte regningen sendes til samfunnet og til fremtidige generasjoner. Dette påvirker både dagens strøm av økosystemtjenester (og dermed andre brukere i dag) og naturkapitalen (og dermed mulighetene til å produsere tjenester i fremtiden). Dette er også en av hovedkonklusjonene i TEEB. Økosystemtjenestetilnærmingen understreker derfor behovet for å synliggjøre de verdiene vi får fra økosystemene, med den hensikt å forbedre metodene for å verdsette og ta hensyn til verdiene i beslutningsprosesser. Økonomisk verdsetting blir videre fremhevet som en pragmatisk måte å synliggjøre betydningen av disse verdiene sammenlignet med økonomiske verdier, uten at økonomisk verdsetting er et mål i seg selv.

Økonomiske verdianslag for endringer i økosystemtjenester vil i en beslutningsprosess kunne brukes f.eks. til å belyse avveininger mellom økonomiske og prissatte effekter (som f.eks. inntekter fra utbygging eller kommersiell høsting og utnyttelse av naturressurser), og ikke-prissatte verdier som er knyttet til alternativ bruk av de samme områdene eller ressursene. For en del offentlige beslutningsprosesser brukes samfunnsøkonomiske analyser som verktøy for å foreta slike avveininger. I kapittel 9 ser vi nærmere på samfunnsøkonomiske analyser som beslutningsstøtteverktøy, og hvordan verdier av økosystemer og-tjenester håndteres der.

Utvalget er i mandatet bedt om å gjennomgå og vurdere eksisterende utredninger av naturmangfoldets og økosystemtjenestenes ulike verdier i Norge, samt utredninger fra nærliggende områder og/eller lignende natur. Kapittel 5 presenterte viktige økosystemtjenester i Norge, og omtalte også ulike kvalitative og kvantitative vurderinger av disse tjenestene. I kapittel 10 presenteres eksisterende studier som inneholder økonomiske verdianslag for norsk natur generelt eller økosystemtjenester mer spesielt. I prinsippet kan slike anslag inngå i en samfunnsøkonomisk analyse. Omfanget av aktuell litteratur og type studier varierer mellom de forskjellige økosystemene og økosystemtjenestene. Denne variasjonen ser delvis ut til å kunne knyttes til faktorer som ulikt fokus i ulike sektorer, hvilke typer økosystemtjenester som oppleves som mest sentrale i et økosystem, og i hvilken grad ulike brukerinteresser har stått mot hverandre i forvaltningsspørsmål. For forsynende tjenester som inngår i produksjonen av varer eller tjenester det eksisterer markeder for (f.eks. fisk, tømmer og landbruksprodukter) finnes det generelt god statistikk over produksjon og verdiskapning i næringen, og markedspriser brukes stort sett som utgangspunkt for økonomisk verdsetting av disse tjenestene. For økosystemtjenester som ikke benyttes direkte, og/eller der betydningen er mindre kjent og forstått, finnes det lite kunnskap og data om økonomiske verdier. Videre har interessegrupper ofte ønsket å synliggjøre naturens betydning for, og verdien av, «egne interesser» som fritidsfiske eller friluftsliv generelt, sammenlignet med kostnadene ved forvaltningstiltak (som f.eks. kalking) eller alternative aktiviteter som utbygging av vannkraft eller infrastruktur.

Variasjonen i litteratur ser også ut til å henge sammen med ulikt fokus i forskjellige deler av forvaltningsapparatet. For eksempel har miljøforvaltningen de siste årene vist stor interesse for økosystemtjenestetilnærmingen i forbindelse med forvaltning av havmiljø, mens rammeverket foreløpig ikke har vært like mye anvendt innenfor andre områder.

Det andre området der det pekes på at økonomisk verdsetting er nyttig er knyttet til behovet for å beregne verdien av økosystemtjenester og naturkapitalen slik at dette kan få sin berettigede plass i nasjonalregnskap og nasjonalformuesberegninger. En av hovedkonklusjonene fra TEEB er at verdier fra biologisk mangfold og økosystemtjenester må innarbeides i nasjonalregnskap for å synliggjøres i offentlige beslutningssammenhenger. En tilsvarende målsetning finner vi i Aichi-målene under konvensjonen om biologisk mangfold, hvor det bl.a. forventes at verdier fra biologisk mangfold innen 2020 er integrert i nasjonale og lokale planprosesser og strategier for utvikling og fattigdomsreduksjon, og innarbeidet i nasjonalregnskaper og rapporteringssystemer. Hvordan verdier av økosystemtjenester kan synliggjøres i nasjonalregnskap og overordnede indikatorer er tema for kapittel 11. Her diskuterer vi også hvordan økonomisk verdsetting av økosystemtjenester som ikke har noen markedspris byr på betydelige tilleggsutfordringer i nasjonalregnskapssammenheng. Tilleggsutfordringene kommer både av nasjonalregnskapets prinsipper om at alt skal verdsettes til markedspriser eller nær faktiske markedspriser, og av at et komplett regnskapssystem forutsetter oversikt over hvordan uttak av økosystemtjenester (strømmer) påvirker verdien av økosystemkapitalen (beholdninger).

8 Synliggjøring av verdier og økonomisk verdsetting

Tilnærminger og metoder for synliggjøring av verdier og økonomisk verdsetting kan være både komplimentære og alternative. Et helhetlig økologisk kunnskapsgrunnlag styrker forutsetningene for økonomisk verdsetting, og ulike kvalitative og kvantitative beskrivelser er viktige i seg selv, og kan være første skritt på veien til en økonomisk verdsetting. Ved økonomisk verdsetting ender man som regel opp med noen verdier man ikke klarer eller ønsker å verdsette økonomisk, og disse kan da beskrives kvalitativt og/eller kvantitativt.

Det er en glidende overgang mellom hva som omtales som metoder og hva som er verktøy for å innhente informasjon som brukes videre i metodene. I en del faglitteratur omtales f.eks. medvirkende prosesser (se kapittel 8.3.1) som egne metoder for å avdekke og vekte ulike verdier, samtidig som varianter av medvirkende prosesser også benyttes som et standard verktøy for å samle informasjon i noen økonomiske verdsettingsmetoder.

Alle metoder har sine styrker og svakheter, og en måte å bøte på svakhetene samtidig som styrkene utnyttes er å kombinere ulike metoder. Dette ser vi nærmere på i kapittel 8.4, etter at vi først har presentert forskjellige metoder mer skjematisk og enkeltvis.

8.1 Kvalitativ og kvantitativ synliggjøring av verdier

Forskjellige tilnærminger til kvalitativ og kvantitativ synliggjøring av verdier har ulike utgangspunkt. Noen søker å beskrive – og eventuelt kvantifisere – fysiske sammenhenger, eksempelvis mengden tømmer eller matvarer som produseres på et avgrenset område eller mengden karbon som bindes per hektar skog. Andre tilnærminger søker å si noe om verdien av økosystemene ved å beskrive hvordan de avviker fra et forvaltningsmål eller en naturlig tilstand. Det er viktig å være oppmerksom på at med så sprikende utgangspunkt vil forskjellige tilnærminger og metoder kunne gi systematisk ganske ulike verdivurderinger for de samme økosystemtjenestene. I kapittel 5 er det flere eksempler på at både kvalitativ og kvantitativ informasjon er utnyttet for å synliggjøre betydningen av – og i noen sammenhenger utviklingen i – verdien av ulike økosystemtjenester. Kvantitativ informasjon er også utgangspunktet for regnskap og indikatorer som utformes for å supplere eller nyansere informasjonen som fremkommer i nasjonalregnskap og overordnede indikatorer, jf. kapittel 11.

Uavhengig av hvilke metoder som benyttes til å synliggjøre verdiene av økosystemtjenester, må vi starte med å etablere en forståelse av hva tjenesten består av, – hvordan den henger sammen med andre økosystemtjenester, hvilke forhold som kan påvirke fremtidig strøm av tjenesten og hvilken betydning tjenesten har for oss mennesker.

Første steg vil vanligvis være kvalitative analyser som fokuserer på ikke-tallfestet informasjon som tap av naturområder, forringelse av naturkvaliteter, helseeffekter av forurensning, sosiale effekter av rekreasjon, eller endringer som påvirker sikkerhet og velvære. Stilt overfor kvalitative analyser må beslutningstakere selv vurdere viktigheten av de ulike verdiaspektene sammenlignet med andre kostnader og verdier. Hvem analysen utarbeides for og hvordan den er tenkt benyttet vil stille forskjellig krav til hvordan effekter beskrives, men innenfor økosystemtjenestetilnærmingen vil det være helt sentralt å få fram både hvordan økosystemtjenestene bidrar til menneskelig velferd og hvordan forringelse av økosystemer kan bidra til tap av velferd.

For en del typer verdier vil kvantitative analyser kunne benyttes til å supplere kvalitative beskrivelser. På samme måte som for kvalitative beskrivelser bør kvantitative målinger fokusere på å synliggjøre hva som er økosystemenes bidrag til menneskelig velferd. Denne typen informasjon kan brukes til å si noe om størrelsesorden på effektene som er beskrevet, og kan f.eks. angi antall personer som blir berørt av en endring, antall kubikkmeter renset drikkevann, estimert økning i risiko for flom eller økning i tonn utslipp av CO₂. Med kvantitative analyser i beslutningsgrunnlaget vil beslutningstakere ha konkrete og tallfestede mål på omfanget av miljøeffektene som hjelp til å veie disse effektene opp mot andre positive og negative effekter for mennesker.

Prosesser eller metoder som synliggjør økosystemverdier, biologisk mangfold og/eller økologiske sammenhenger på et nivå som er relevant for politikkutforming og/eller som beslutningsstøtte, og som er velegnet til å kommunisere overordnede sammenhenger og belyse avveininger omtales i en del sammenhenger også som økologisk verdsetting. Dette kan innebære kvantitativ synliggjøring av verdier ved hjelp av biofysiske indikatorer basert på tilstand i økosystemene (Aslaksen mfl. 2013). Naturindeksen er et eksempel på slike biofysiske indikatorer for biologisk mangfold, jf. kapittel 4.5.

Hvilken informasjon som presenteres og hvordan verdier eventuelt tallfestes må tilpasses både sammenheng, målgruppe og brukere. Eksempelvis kan det i én sammenheng være hensiktsmessig å synliggjøre verdien av at et definert økosystem bidrar med vannrensing ved å beregne antall kubikkmeter renset drikkevann, mens det i en annen sammenheng kan være vel så relevant å angi antall husstander som får rent drikkevann takket være vannrensingstjenesten fra økosystemet.

Som vi har vært inne på tidligere finnes det en lang rekke ulike måter å synliggjøre verdier av økosystemtjenester både kvalitativt og kvantitativt ved hjelp av mer eller mindre formaliserte metoder, og det er i denne utredningen ikke aktuelt med noen bred gjennomgang av alle disse. Det er imidlertid mye som taler for at det er rom for å synliggjøre verdier av mange økosystemtjenester i større grad enn det gjøres i dag.

Som vi også har vært inne på tidligere, er vi her opptatt av metoder for å synliggjøre betydningen økosystemtjenester har for menneskers velferd. Naturens egenverdi er, som vi konkluderte med i kapittel 2, både et selvstendig argument og et tilleggsargument for god og langsiktig forvaltning av naturressurser, men er ikke et tema i denne delen av utredningen.

8.2 Økonomisk verdsetting

Toppen av pyramiden i figur 2.10 i kapittel 2 illustrerer at en del økosystemtjenester er av en slik karakter at det kan lages verdianslag som viser tjenestens økonomiske bidrag. Verdien av tjenesten kan da sammenlignes med andre økonomisk verdsatte størrelser. Dette kan f.eks. gjøres for å vise hvor mye det koster samfunnet at viktige økosystemtjenester forringes, hva samfunnet tjener på å bevare eller sette i stand økosystemer som allerede er forringet, eller hvordan uttak av produserende økosystemtjenester bidrar til verdiskapning i primærnæringene.

Som påpekt innledningsvis i dette kapitlet vil økonomisk verdsetting vanligvis ta utgangspunkt i kvalitative og eventuelt fysiske kvantitative beskrivelser av tjenester som skal verdsettes.

8.2.1 Momenter ved økonomisk verdsetting

Ved økonomisk verdsetting dukker det opp en del utfordringer som gjelder uavhengig av hvilken tilnærming og metode som benyttes. Noen av disse utfordringene omtales under. Deretter introduseres begrepet total samfunnsøkonomisk verdi, før de vanligste økonomiske verdsettingsmetodene presenteres.

Penger brukes som mål på verdi

For å kunne slå sammen alle positive og negative effekter av en endring i produksjonen av en økosystemtjeneste til ett tall, er det en forutsetning at alle effekter av endringen måles i samme enhet. I økonomisk verdsetting er denne enheten penger, mens det underliggende analytiske begrepet er preferanser. Et berømt teorem (Arrow 1951) viser at preferanser ikke kan aggregeres over individer. Problemet er at preferansebegrepet ikke gir mulighet for å si noe om hvor mye bedre et alternativ er fremfor et annet, og langt mindre å sammenligne om en persons gevinst ved en endring er større enn en annen persons tap. For en enkeltperson kan en imidlertid, etter standard økonomisk teori, regne alt om i penger under visse forutsetninger.

En slik omregning krever at de økosystemtjenestene vi verdsetter er substituerbare. Substituerbar betyr at om personen f.eks. skal velge mellom status quo eller en kombinasjon av en økt kommunal avgift og en liten forbedring i en økosystemtjeneste så finnes et avgiftsnivå som vil gjøre personen indifferent mellom de to alternativene. Dette avgiftsnivået regnes som personens betalingsvillighet for tjenesten. Om alle personers betalingsvillighet var høyere enn kommunens kostnader ved å frembringe økningen i økosystemtjenesten, ville alle kunne slippe unna med en betaling som er mindre enn hva de er villige til å betale, og altså komme bedre ut. På denne måten kan summen av betalingsvilligheten sees på som et mål på pengeverdien av den lille endringen i økosystemtjenesten.

Et problem med en slik verdsetting er at om alle skulle betale en avgift som er proporsjonal med den betalingsvilligheten de oppgir, så ville det lønne seg å lyve om betalingsvilligheten. På den andre siden, om alle skal betale den samme avgiften så vil noen vinne og noen tape, og Arrows teorem sier at vi ikke har en måte å holde tapene opp mot gevinstene.

Når forbrukere opererer i eksisterende markeder gjøres avveininger mellom pengeverdier og den nytten forbrukere får fra forskjellige varer og tjenester hele tiden. Markedsbaserte metoder og metoder basert på avdekkede preferanser (se kapittel 8.2.3) er basert på observasjon av valg som innebærer slike avveininger. Når det ikke eksisterer markeder for de økosystemtjenestene vi ønsker å anslå verdien av, kan forbrukere bli bedt om å oppgi hvordan de ville handlet i et hypotetisk marked. Den maksimale summen en person er villig til å betale (WTP1) for å oppnå en ønsket endring brukes da som et mål på hva denne endringen er verdt for vedkommende. Den samfunnsøkonomiske verdien av en endring i produksjonen av en økosystemtjeneste uttrykkes vanligvis som summen av det alle individer som berøres av en endring er villig til å betale for å oppnå (positiv endring) eller unngå (negativ endring) denne endringen. Alternativt kan man beregne hvor mye den berørte befolkningen skal ha i kompensasjon (WTA2) for å akseptere endringen uten at velferden deres blir redusert.

Det finnes eksempler på at andre enheter enn penger er forsøkt benyttet som felles enhet for verdsetting av naturgoder og økosystemtjenester, herunder energiforbruk og en form for «økosystempåvirkningsfaktor». Så lenge det er snakk om å regne ulike effekter om til en felles enhet møter disse tilnærminger imidlertid fort de samme utfordringene som tilnærminger basert på økonomisk verdsetting, i tillegg til at verdiene da ikke kan sammenlignes med økonomiske størrelser.

Skille mellom grunnleggende livsprosesser og sluttleveranser av økosystemtjenester

I kapittel 5 presenterte vi ulike systemer for klassifisering av økosystemtjenester. Inndelingen av økosystemtjenester og underliggende prosesser i noen få lett forståelige kategorier, som forsynende tjenester, regulerende tjenester, opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) og grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) har bidratt til å utvide forståelsen og bruken av økosystemtjenestetilnærmingen på mange områder. Selv om det i utgangspunktet er positivt at de samme funksjonene og prosessene kan bidra til flere forskjellige økosystemtjenester, har flere økonomer pekt på behovet for å skille underliggende prosesser fra sluttleveranser av de økosystemtjenestene som bidrar direkte til menneskelig velferd (Boyd og Benzhaf 2007 og Fisher mfl. 2009). Det er i hvert fall to grunner til at et slikt skille kan være nyttig:

• Manglende kunnskap – samspillet og gjensidig avhengighet mellom ulike elementer i et økosystem er uhyre komplekst, og vi mangler kunnskap om mange av disse sammenhengene. Fordi vi har mindre kunnskap om grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) enn om sluttleveranser av økosystemtjenestene, er det enda flere utfordringer forbundet med å skulle verdsette grunnleggende livsprosesser (Wallace 2007).

• Unngå dobbelttelling – fordi grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) bidrar til økt verdi av andre økosystemtjenester, vil det føre til dobbelttelling dersom alle prosessene og tjenestene verdsettes (Boyd og Benzhaf 2007, Wallace 2007 og Fisher mfl. 2009). For eksempel bidrar den regulerende tjenesten «vannrensing» med ekstra verdi til andre økosystemtjenester som drikkevann, mat (f.eks. via rensing av vann til vanning av jordbruksprodukter og ferskvannsfiskerier) og opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) (f.eks. estetiske tjenester og friluftsiv knyttet til en ren elv). Hvis eksempelvis «vannrensing» og «drikkevann» verdsettes hver for seg, telles verdien av «vannrensing» to ganger fordi renheten er noe av det som gir «drikkevann» verdi.

Et skille mellom grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) og sluttleveranser av økosystemtjenester er bl.a. nødvendig når verdianslagene skal brukes i nasjonalregnskapssammenheng (Boyd og Benzhaf 2007) eller som del av et økonomisk beslutningsgrunnlag i forvaltningsspørsmål (Wallace 2007). I andre sammenhenger kan imidlertid formålet med å anslå verdier nettopp være å synliggjøre bredden av verdier på ulike nivåer, eller å få fram at en grunnleggende livsprosess (støttende tjeneste) bidrar til en rekke forskjellige økosystemtjenester. Så lenge ikke verdianslagene summeres er derfor ikke dobbelttelling av verdier et problem i praksis.

Økosystemtjenester er en funksjon av komplekse samspill mellom arter og det abiotiske miljøet, forskjellige former for utnyttelse og bruk, med påfølgende ulike oppfattninger blant forbrukerne. Det vil derfor neppe være hensiktsmessig å utvikle et klassifiseringssystem som er egnet i alle situasjoner. Derimot er det viktig å lage situasjonsspesifikke kategoriseringer som speiler de ulike delene i de økologiske systemene som er i fokus. Samtidig må det gjøres relevant for den sosiale og politiske konteksten det opereres i (Fisher mfl. 2009).

Verdsetting av mindre endringer

Siden det ikke er mulig for mennesker å overleve uten økosystemer som fungerer på et visst nivå, kan det virke meningsløst å beregne verdien av alle økosystemer i verden. Studier som har forsøkt å gjøre dette har også blitt sterkt kritisert for både metodiske og teoretiske svakheter og feil, der Costanza mfl. (1997) er det mest kjente og kritiserte eksemplet. Slike studier kan bl.a. vanskelig ta hensyn til at uttak av én type tjeneste vil kunne påvirke mulighetene for produksjon eller uttak av andre økosystemtjenester.

Når vi verdsetter økonomisk er vi derfor primært interessert i å finne verdianslag for endringer i naturkapitalen og leveranse av økosystemtjenester på et nivå som ikke setter viktige økologiske prosesser i fare (Turner mfl. 2003). Det er også denne typen endringer metodene for økonomisk verdsetting er utarbeidet for. Det er imidlertid viktig å være klar over at selv om vi snakker om endringer som er små eller marginale i relative termer (sammenlignet med det totale omfanget av økosystemtjenester) kan det være snakk om omfattende endringer i absolutt forstand (store berørte arealer og/eller betydelige endringer eller bortfall av en økosystemtjeneste innenfor et avgrenset område). Dette kan by på utfordringer ved bruk av økonomiske metoder som forutsetter at endringene faktisk er marginale (Balmford mfl. 2008).

Verdsetting av strømmer og beholdninger

Flere av de eksisterende tilnærmingene til økosystemtjenesteregnskap søker å utvide tradisjonelle regnskapssystemer ved å inkludere verdier av beholdninger av økosystemkapital og reduksjoner i denne kapitalen. Samtidig er det som regel verdier av (endringer i) strømmer av økosystemtjenester som har vært verdsatt økonomisk så langt. I teorien bør det være mulig å omregne informasjon om verdier av strømmer til verdier av beholdninger, f.eks. kan verdien av beholdningen anslås som nåverdien av alle fremtidige strømmer, men i praksis har vi sjelden tilstrekkelig kunnskap til å gjøre det (Brouwer mfl. 2013).

Verdsetting av strømmer av økosystemtjenester kan gi oss informasjon om utviklingen i produksjon og utnyttelse av økosystemtjenester, men det gir ingen informasjon om hvilke effekter utnyttelsen har på økosystembeholdningen som er grunnlaget for produksjon av økosystemtjenestene. Verdsetting av økosystembeholdninger vil kunne gi denne typen informasjon, men er vanskelig å gjennomføre i praksis på grunn av begrenset kunnskap om sammenhengene mellom produksjon av økosystemtjenester og økosystembeholdninger. Fokuset på verdsetting av strømmer er uproblematisk så lenge vi befinner oss i god avstand fra terskelverdier der økosystemkapitalen – og dermed mulighetene for en bærekraftig produksjon av økosystemtjenester – settes i fare. Som påpekt tidligere mangler vi imidlertid i mange tilfeller data og kunnskap om terskelverdier for økosystembeholdninger.

Forskjellige brukere ser ulike verdier

Hvilke verdier mennesker ser og opplever at økosystemene leverer kan påvirkes av en rekke faktorer, bl.a. nærhet til og hvordan de selv bruker naturen. Dette er det viktig å være bevisst på når en f.eks. definerer hvilken populasjon som skal inkluderes i en verdsettingsstudie eller velger individer som inviteres til å delta i prosesser der formålet er å identifisere og/eller verdsette naturverdier. For eksempel vil ofte bønder som har beitedyr vurdere verdien av store rovdyr veldig forskjellig fra befolkningen i byer eller turister som besøker et område med ønske om å oppleve rovdyr. Tilsvarende kommer ofte konflikter om vern versus høsting av at ulike brukere av et område vurderer verdiene ulikt. En skogeier kan f.eks. verdsette et område basert på potensialet for kommersiell skogsdrift, mens andre brukergrupper kanskje ser den samme skogen som et attraktivt turområde og/eller en viktig kilde til biologisk mangfold. Ved å synliggjøre de ulike verdiene kan forskjellige brukergrupper også få øynene opp for mangfoldet av verdier.

Kilde: Foto: Nicolai Roan

Menneskers adferd og valg

Innenfor både biologisk, psykologisk, samfunnsfaglig og økonomisk analyse er det et sentralt spørsmål hvorvidt mennesker er rasjonelle i den betydning at de søker å maksimere sin kortsiktige egennytte eller at vi – i alle fall gitt visse forutsetninger, også kan handle langsiktig og til fellesskapets beste. Evolusjonært er det antatt at de fleste preferanser er preget av denne typen egennytte-rasjonalitet, og dette har også vært fremtredende i økonomiske modeller. Den evolusjonære logikken bak en slik kortsiktighet er at det lønner seg for egen overlevelse (og dermed spredning av egne gener), å sikre seg godene «før noen andre tar dem». På den andre siden viser de Waal (2009) til dokumneterte eksempler på moralsk adferd bl.a. hos andre primater for å underbygge at moral er et resultat av evolusjon. Samtidig er det en betydelig evne til samhandling og gjensidighet hos sosiale organismer, og innenfor økonomifaget analyseres dette ofte gjennom spillteori, der ulike forutsetninger kan testes mot hverandre. Hos mennesket er det åpenbart at atferd til gruppens beste også er fremtredende, spesielt innen mindre og oversiktlige samfunn, mens evnen til å handle til kommende generasjoners beste synes svakere utviklet (Wilson 2012).

Spørsmålene om individuelle versus kollektive, og kortsiktige versus langsiktige, strategier er av stor betydning for fenomener relatert til allmenningens tragedie og vår evne til å vurdere og verdsette fremtidige effekter. Der individfokus og kortsiktighet ofte gir en langsiktig overutnyttelse av ressurser og resipienter (fordi ethvert individ ønsker å maksimere sitt eget uttak av ressurser), vil kollektive og langsiktige løsninger i større grad kunne legge til rette for bærekraftig ressursutnyttelse.

Bruksområde påvirker krav til nøyaktighet i verdianslag

Kravene som bør stilles til nøyaktighet i verdianslag varierer med hva anslagene skal brukes til. Barton mfl. (2012) påpeker at når en beveger seg utover folkeopplysning bør det gjøres klart om verdianslag skal benyttes til nasjonalregnskap, prioritering av tiltak med nytte-kostnadsanalyse eller utforming av økonomiske virkemidler. Generelt bør det stilles høyere krav til nøyaktighet og pålitelighet når man beveger seg fra å demonstrere/illustrere verdien av økosystemtjenester til å anvende disse verdiene i konkrete beslutningssituasjoner. Dette økte kravet til nøyaktighet følger også de tre trinnene i TEEBs tilnærming som illustrert i figur 8.2.

Kilde: Oversatt fra Barton mfl. (2012)

8.2.2 Total samfunnsøkonomisk verdi

Begrepet total samfunnsøkonomisk verdi3 brukes av miljøøkonomer som betegnelse på verdien for samfunnet av en endring i kvaliteten eller mengden av et miljøgode eller en økosystemtjeneste (Pearce og Turner 1990, Turner mfl. 2003, Groot mfl. 2006, Pagiola mfl. 2004 og Pascula mfl. 2010). Begrepet «total» i total samfunnsøkonomisk verdi viser til at vi ønsker å inkludere flere typer økonomiske verdier, og ikke bare verdien av den direkte bruken av tjenester fra økosystemene, men også verdier knyttet til indirekte bruk og ikke-bruksverdier. Det dreier seg altså ikke om den totale verdien av et økosystem eller en økosystemtjeneste, eller av alle økosystemer eller økosystemtjenester, som det er lite meningsfullt å forsøke og anslå verdien av. Ved økonomisk verdsetting søker man vanligvis å anslå verdien av en endring i kvaliteten eller mengden av økosystemtjenester som følger av et tiltak, en politikk etc., og det er også dette som vanligvis måles ved total samfunnsøkonomisk verdi. Det er også denne typen verdianslag som er relevant å bruke i samfunnsøkonomiske analyser, jf. kapittel 9.

Total samfunnsøkonomisk verdi må ses på som en konseptuell tilnærming som kan bidra til å øke forståelsen av hvordan naturen bidrar med verdi til oss mennesker på mange ulike måter. Tiltak, politikk etc. som endrer kvalitet eller mengde økosystemtjenester vil berøre flere verdikomponenter, og det er summen av disse verdiendringene som utgjør samfunnets totale kostnad eller nytte av et tiltak eller en politikk. Når det er sagt, er det ikke sikkert vi kan beregne en økonomisk verdi som omfatter alle berørte økosystemtjenester og/eller verdikategorier. Total samfunnsøkonomisk verdi kan da være et godt utgangspunkt for en systematisk vurdering av hvilke verdier som inngår i et økonomisk verdianslag og hvilke som må synliggjøres på andre måter.

Total samfunnsøkonomisk verdi består av kategoriene bruks- og ikke-bruksverdier, som begge har flere undergrupper av verdikomponenter. Detaljeringsnivået og oppdelingen av verdikomponentene varierer noe mellom ulike kilder, men de fleste presentasjoner inneholder de fleste av begrepene som er beskrevet i figur 8.3.

Kilde: Tilpasset fra TEEB (2010a)

Bruksverdi (use value) er verdier som stammer fra bruk av en økosystemtjeneste, og kan ofte knyttes til private goder som har en eksisterende markedspris. Bruksverdi kan videre deles inn i direkte- og indirekte verdi, der direkte bruksverdi (direct use value) stammer fra direkte bruk av en økosystemtjeneste enten gjennom faktisk forbruk (consumption, extraction) av fysiske produkter som mat og råmaterialer, eller fra det å oppleve naturen direkte (non-consumptive). Indirekte bruksverdi (indirect use value) stammer vanligvis fra regulerende tjenester som f.eks. pollinering, vannregulering og vannrensing. En del litteratur definerer også begrepet opsjonsverdi (option value). Opsjonsverdi brukes som betegnelse på den verdien et individ tillegger det å ha muligheten til å kunne bruke en økosystemtjeneste en gang i fremtiden. (Pagiola mfl. 2004, Groot mfl. 2006 og Magnussen mfl. 2010a). Det debatteres imidlertid hvorvidt opsjonsverdi eksisterer som en separat komponent i TEV, og i nyere litteratur benyttes ofte heller betegnelsen opsjonspris (option price) som betegnelse på et individs betalingsvillighet når det er usikkerhet knyttet til fremtidig tilbud (vet ikke hvor mye av en økosystemtjeneste som vil være tilgjengelig i fremtiden) eller fremtidig etterspørsel (individet vet ikke hvor mye av en økosystemtjeneste det vil etterspørre selv) (Hanley og Barbier 2009).

Økosystemers ikke-bruksverdi (non-use value) er verdier som ikke involverer noen form for bruk av økosystemtjenester, men reflekterer individers ønske om å bevare biodiversitet og økosystemtjenester. Ikke-bruksverdi kan deles inn i tre komponenter der eksistensverdi (existence value) stammer fra egen tilfredshet over å vite at en art eller et økosystem eksisterer, arveverdi (bequest value) er knyttet til ønsket om at fremtidige generasjoner skal ha tilgang til de samme økosystemtjenestene som vi har selv, og altruistisk verdi (altruistic value) som stammer fra det å vite at andre mennesker enn en selv (innenfor samme generasjon) har tilgang til arter og økosystemer. Formålet med å dele ikke-bruksverdier inn i disse ulike kategoriene er å øke forståelsen av hvordan naturen bidrar med verdier til oss mennesker. Ved å fremheve og konkretisere ikke-bruksverdier blir det klart at dersom vi kun fokuserer på bruksverdier gjennom adferd og valg som kan observeres, vil vi ikke klare å synliggjøre hele bredden av verdier. For en del økosystemtjenester kan ikke-bruksverdier kanskje være vel så viktige som bruksverdier. I en norsk sammenheng kan dette f.eks. være tilfellet for en del tjenester vi forbinder med urørte naturområder og karismatiske arter fra mer eksotiske deler av verden. I praksis kan det ofte være vanskelig eller umulig å skille mellom de ulike verdikomponentene, f.eks. skille arveverdi fra eksistensverdi (Kolstad 2000). Kategoriseringen gir imidlertid et rammeverk som kan bidra til å øke bevisstheten om hvilke verdier naturen faktisk representerer, og i hvilken grad ulike økonomiske verdsettingsmetoder klarer å fange opp disse verdiene.

Ikke-bruksverdier skiller seg fra bruksverdier bl.a. ved at verdiene i større grad oppstår som et samspill mellom fysiske egenskaper ved naturen og individers oppfattelse av disse egenskapene. Oppfattelsen og verdsettingen av ulike tjenester er ofte avhengig av moralske, religiøse eller estetiske aspekter, noe som gjør det vanskeligere å verdsette denne typen tjenester (Pascula mfl. 2010). Siden ikke-bruksverdier ikke involverer konkrete handlinger eller valg, er det derfor ikke mulig å beregne denne typen verdier ved hjelp av metoder som benytter faktisk observerbar adferd i eksisterende markeder. Det betyr at hvis vi skal verdsette denne typen verdier økonomisk er det kun teknikker som baserer seg på at individer selv oppgir sine preferanser og betalingsvillighet for ulike tjenester som er anvendbare.

Det eksisterer en rekke økonomiske verdsettingsmetoder som er utviklet for å beregne verdien av endringer i hele eller ulike komponenter av total samfunnsøkonomisk verdi. Disse metodene baserer seg enten på informasjon fra eksisterende markeder for økosystemtjenester eller på teknikker som indirekte avdekker eller ber individer oppgi sine preferanser for ulike tjenester. De mest brukte metodene for økonomisk verdsetting blir beskrevet nedenfor.

8.2.3 Metoder for økonomisk verdsetting

Økosystemtjenester bidrar som diskutert over med en rekke ulike verdier som fra en økonomisk synsvinkel kan beskrives som total samfunnsøkonomisk verdi, jf. figur 8.3. Det er utviklet flere metoder som kan brukes til å beregne verdien av endringer i hele eller deler av den totale samfunnsøkonomiske verdien. Mange viktige økosystemtjenester som jordbruksprodukter, fisk, tømmer osv. omsettes i markeder, og i slike situasjoner kan markedspriser og informasjon om adferd og transaksjoner i «vanlige» markeder benyttes til å beregne verdien av tjenestene. For mange andre økosystemtjenester er imidlertid ikke denne typen informasjon tilgjengelig og økonomisk verdi må da beregnes på annen måte.

De mest brukte metodene for å beregne økosystemtjenesters økonomiske verdi når det ikke finnes markedspriser er enten å benytte informasjon om transaksjoner i et marked som har nær sammenheng med tjenesten en er interessert i, eller å etablere et hypotetisk marked for en økosystemtjeneste og spørre folk om hvordan de ville handlet i et slikt marked. Disse tre måtene å fremskaffe verdier på samsvarer med tre hovedkategorier for økonomiske verdsettingsmetoder, nemlig (1) markedsbaserte metoder (faktiske markedspriser), (2) metoder basert på avdekkede preferanser (parallelle markeder) og (3) metoder basert på oppgitte preferanser (hypotetiske markeder), se tabell 8.1 (Chee 2004 og Pascula mfl. 2010). Gjennomgang av de vanligste økonomiske verdsettingsmetodene er tilgjengelig andre steder, se f.eks. Hanley og Barbier (2009), Barbier (2007), Pagiola mfl. (2004), Bateman mfl. (2002), Bateman (2007) og Barton mfl. (2012), og derfor presenterer vi her bare kort de mest brukte metodene og peker på deres viktigste styrker og svakheter. I kapittel 10 presenteres eksempler på bruk av metodene til verdsetting i Norge.

TKM = reisekostnadsmetoden, HP = eiendomsprismetoden, CVM = betinget verdsettingsmetoder og CE = valgeksperimenter

Kilde: Tilpasset fra Magnussen mfl. (2010b)

Figur 8.4 oppsummerer hvilke av de økonomiske verdsettingsmetodene som kan brukes til å beregne verdianslag for ulike typer verdier. Figuren illustrerer også at når vi beveger oss fra bruksverdier til ikke-bruksverdier, og fra markedsbaserte metoder til metoder som tar utgangspunkt i uttrykte preferanser, skjer det noe både med hvilke verdier som omfattes og med sikkerheten i anslagene. Når det finnes markedspriser for en økosystemtjeneste er det naturlig å ta utgangspunkt i disse ved økonomisk verdsetting av tjenesten. Figur 8.4 illustrerer imidlertid at metoder basert på markedspriser kun fanger opp bruksverdier, og at for økosystemtjenester som bare har – eller har et stort innslag av – ikke-bruksverdier, er det bare metoder basert på uttrykte preferanser som kan benyttes (Magnussen mfl. 2010b). Siden ikke-bruksverdier og mangel på markeder er noe av det som karakteriserer mange økosystemtjenester, er det relativt få tjenester som kan verdsettes ved hjelp av metoder som benytter data fra markeder der økosystemtjenester omsettes eller markeder som er nært knyttet til økosystemtjenester som ønskes verdsatt.

Det betyr i mange tilfeller at metoder som benytter oppgitte preferanser er eneste mulighet til å foreta en økonomisk verdsetting. Slike verdsettingsstudier er imidlertid både tid- og ressurskrevende, og det er i dag begrenset kapasitet og erfaring med bruk av økonomisk verdsetting i miljøforvaltningen i Norge. Et begrenset antall relevante eksisterende studier reduserer også mulighetene for overføring av verdianslag fra andre steder. I praksis ender en derfor ofte opp med at noen økosystemtjenester (eller deler av økosystemtjenester) verdsettes økonomisk, mens det for øvrige tjenester gjøres kvalitative og/eller kvantitative vurderinger.

Under presenteres hovedkategoriene av de økonomiske verdsettingsmetodene i tabell 8.1.

Markedsbaserte metoder

Markedsbaserte metoder bruker informasjon fra faktiske markeder og kan igjen deles inn i tre hovedkategorier som baserer seg på henholdsvis markedspriser, kostnader ved å levere/produsere økosystemtjenester på alternativt vis eller produktfunksjoner.

• Metoder som baserer seg på bruk av markedspriser benyttes ofte for å fastslå verdien av forsynende tjenester fordi produkter som leveres/produseres av disse tjenestene i mange sammenhenger omsettes i eksisterende markeder, f.eks. for matvarer eller råvarer. Metoden kan også brukes på noen regulerende (f.eks. karbonlagring) og opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) (f.eks. naturbasert reiseliv). I følge økonomisk teori kan markedspriser i velfungerende markeder være gode indikatorer for verdien av økosystemtjenester dersom preferanser og marginale kostnader forbundet med å produsere tjenesten er reflektert i prisen. Avgifter på og subsidier av varer eller innsatsfaktorer vil imidlertid påvirke markedsprisene (enten ved å internalisere eller skjule kostnadene ved forringelse av naturen), og effekten av dette må eventuelt kompenseres for ved verdsetting av økosystemtjenester. Samtidig må det justeres for bidraget fra andre typer kapital, inkludert arbeidskraft og maskiner. Videre vil verdiene som beregnes ved hjelp av markedspriser kun representere en minsteverdi siden prisen viser hva folk betaler og ikke hvor mye de kunne ha vært villige til å betale.

• Kostnadsbaserte tilnærminger (cost based approaches) tar utgangspunkt i hvilke kostnader det vil kunne medføre for samfunnet dersom viktige økosystemtjenester forringes eller forsvinner. Det eksisterer flere beslektede metoder innenfor denne kategorien. Metoder som beregner hvilke kostnader det ville medført for samfunnet dersom en økosystemtjeneste ikke lenger var tilgjengelig (avoided cost method) kan f.eks. beregne verdien av et myrområdes flomdempingstjenester ved å beregne avvergede skadekostnader ved at flom unngås. Et eksempel på en metode som beregner hva det ville kostet samfunnet å erstatte en økosystemtjeneste med en teknologisk løsning (replacement cost method) er kostnader til bygging av et vannrenseanlegg til å erstatte naturens vannrensingstjenester. Andre metoder beregner hva det ville kostet samfunnet å avbøte effekten av redusert produksjon av økosystemtjenester eller kostnadene forbundet med å sette økosystemer i stand til å levere tjenester som tidligere (mitigation eller restauration cost method). Kostnader til opprydding/fjerning/tildekking av forurensede sedimenter i et fjordområde kan f.eks. være et anslag på hvordan ansvarlig myndighet verdsetter dette økosystemet. Alle de kostnadsbaserte metodene tar som utgangspunkt at verdien av en økosystemtjeneste må være minst like stor som det beløpet noen er villig til å bruke på å erstatte en økosystemtjeneste med menneskeskapte alternativer, eller på å restaurere økosystemer slik at de kan fortsette å levere økosystemtjenester som tidligere. På samme måte kan kostnader forbundet med å innfri politiske målsetninger på miljøområdet brukes som anslag for politikernes verdsetting av endringer som følger av at målene nås. Verdianslag fremskaffet ved hjelp av kostnadsbaserte metoder representerer dermed et minimumsanslag fordi det er mulig at økosystemtjenesten også ville blitt erstattet eller restaurert selv om kostnaden hadde vært høyere (Chee 2004).

• Produktfunksjonsmetoder (production function methods) beregner hvor stor andel en økosystemtjeneste bidrar med til et annet produkt eller tjeneste som omsettes i et eksisterende marked. Metodene benytter vanligvis vitenskapelig kunnskap om årsak-virkningsforhold mellom økosystemtjenesten som verdsettes og det omsatte produktet eller tjenesten (Chee 2004). Utgangspunktet for denne typen verdsettingsmetoder er at når en økosystemtjeneste inngår i en produktfunksjon vil økonomiske effekter av endringer i et økosystems evne til å levere denne tjenesten kunne beregnes ut fra effektene det har for produktet eller tjenesten. Metoden har vært mye brukt til å verdsette effektene av miljøkvalitetsendringer som f.eks. sur nedbør og vannforurensning i landbruksproduksjon og fiskeri (Barton mfl. 2012). I Norge har metoden bl.a. vært benyttet til å beregne hvordan det påvirker den kommersielle fiskebestanden av uer at områder med kaldtvannskoraller blir ødelagt (Foley mfl. 2010).

Hovedfordelen ved markedsbaserte metoder er at de tar utgangspunkt i data som priser, kostnader og adferd i faktiske markeder. Dataene er derfor relativt enkle å få tak i, og representerer reelle valg der aktørene må ta konsekvensene og kostnadene av de valgene de foretar. For å utlede befolkningens betalingsvillighet fra de aktuelle dataene må det imidlertid benyttes en del strenge forutsetninger som ikke alltid er oppfylt. Siden metodene tar utgangspunkt i faktisk adferd kan metodene også bare benyttes til å måle økosystemtjenesters bruksverdi, og er dermed best egnet til å verdsette økosystemtjenester som hovedsakelig har denne typen verdier. Dersom en økosystemtjeneste har både bruks- og ikke-bruksverdier vil verdianslag beregnet ved denne typen metoder representere et minimumsanslag for tjenestens verdi som bare omfatter bruksdelen av verdien (Magnussen mfl. 2010a).

Kostnadsbaserte metoder har den svakheten at man implisitt sier at verdien av et gode eller en tjeneste per definisjon er lik kostnaden ved å fremskaffe godet eller tjenesten. Men det er strengt tatt ingen ting som tilsier at dette alltid er tilfellet. Det har f.eks. vært pekt på at metoden med å beregne kostnader forbundet med å erstatte en økosystemtjeneste med kunstig teknologi bør benyttes med stor varsomhet, spesielt under usikkerhet, fordi den underliggende antagelsen om at kostnaden avspeiler naturverdien i mange tilfeller ikke holder (Barbier 2007). Det kan også argumenteres for at metoder som baserer seg på bruk av produktfunksjoner har et tilleggsproblem fordi vi ofte mangler kunnskap om de komplekse forholdene mellom produsert produkt, økosystemenes tilstand og endringer i produksjon av økosystemtjenester (Chee 2004).

Metoder basert på avdekkede preferanser

Det finnes økonomiske verdsettingsmetoder som tar sikte på å avdekke folks preferanser for økosystemtjenester ved å observere adferd i eksisterende markeder som er knyttet til den økosystemtjenesten en ønsker å anslå verdien av. Disse metodene baserer seg på en antagelse om at de valgene individer foretar speiler deres preferanser for økosystemtjenester som er nært knyttet til markedet de opererer i. De to mest brukte metodene innenfor denne kategorien er reisekostnadsmetoden og eiendomsprismetoden.

• Reisekostnadsmetoden (travel cost method – TCM) brukes hovedsakelig til å beregne verdien av rekreasjon og friluftsliv. Metoden tar som utgangspunkt at de kostnadene individer er villig til å påta seg for å oppsøke et område sier noe om hvordan de verdsetter det aktuelle området. Reisekostnader i denne sammenhengen inkluderer både direkte kostnader forbundet med selve reisen og reisetidens alternativkostnad. Tradisjonelle reisekostnadsmodeller (visitation models) fokuserer på forholdet mellom antall reiser individer foretar til en gitt destinasjon og reisekostnadene forbundet med disse reisene, og søker basert på dette å forutsi hvordan antall reiser til en destinasjon vil endre seg ettersom reisekostnadene forandrer seg. Antall besøk er i denne typen modeller et mål på etterspørselen etter økosystemtjenester på en gitt destinasjon, og modellene er egnet til å si noe om bruksverdier på en gitt destinasjon under gjeldende forhold.

• Eiendomsprismetoden (hedonic pricing – HP) tar som utgangspunkt at eiendomspriser bestemmes av en lang rekke egenskaper ved eiendommen, inklusive områdets miljøkvaliteter. Prisen på en gitt eiendom vil derfor implisitt speile verdien av økosystemtjenester, f.eks. ved at en eiendom i nær tilknytning til et rekreasjonsområde eller med utsikt over et vakkert landskap vil ha en høyere pris enn en tilsvarende eiendom uten disse egenskapene. Ved å beregne en etterspørselsfunksjon for eiendom kan verdien av endringer i økosystemtjenester utledes. Fokuset på at det er summen og kombinasjonen av ulike egenskaper som avgjør individers valg gjør at også denne metoden har mye til felles med valgmodellteknikker og Random Utility Site Choice modeller (Hanley og Barbier 2009). Eiendomsprismetoden har fått navnet sitt fordi metoden oftest benyttes til å analysere hvordan egenskaper ved miljøet påvirker hus- eller eiendomspriser, men metoden kan i prinsippet benyttes til å beregne den implisitte prisen til alle observerbare egenskaper ved ethvert produkt så lenge tilfredsstillende data er tilgjengelig.

Fordelen med metoder som benytter seg av avdekkede preferanser er at de i likhet med markedsbaserte metoder baserer seg på observert adferd. Metodene har imidlertid flere svakheter som inkluderer store krav til datakvalitet og datamengde for hver enkelt transaksjon, behov for store datasett og bruk av komplekse statistiske analyser.

Videre kan det være utfordrende å fastslå sammenhenger mellom økosystemtjenester og godet som omsettes med særlig grad av sikkerhet, og det kan være vanskelig å isolere priseffekten av endringer i nivået eller kvaliteten av en økosystemtjeneste. Siden metoder basert på avslørte preferanser tar utgangspunkt i observasjoner av kjøp eller «bruk» av faktiske goder kan de (på samme måte som markedsbasert metoder) heller ikke brukes til å beregne ikke-bruksverdier. Ved bruk av reisekostnadsmetoden betyr dette f.eks. at den verdien som ligger i at vi gleder oss over eksisterende natur, som vi selv aldri kommer til å reise til, ikke kommer med.

Ved bruk av reisekostnadsmetoder melder også spørsmålet seg om hva som er alternativkostnaden til reisetid og hvordan verdien av reisetid kan beregnes. Enkle modeller antar ofte at alternativkostnaden til reisetid er lik lønnskostnad, men forskning tyder på at de fleste mennesker anser alternativkostnaden å være vesentlig lavere (Kolstad 2000). En del økonomer heller mot å inkludere reisetid i timer som en separat variabel i tillegg til andre reisekostnader i stedet for å beregne tidskostnaden økonomisk. Videre har det også vært argumentert for at reisetiden, i tilfeller der individer setter pris på selve reisen, utgjør en positiv verdi som må trekkes fra tidskostnaden som henger sammen med at fritid er et knapt gode (Hanley og Barbier 2009).

Eiendomsprismetoden har også sine spesielle utfordringer. For eksempel vil utelatelse av variabler som har en signifikant påvirkning på eiendomspriser, og som er korrelert med variabler som er med i etterspørselsfunksjonen, kunne gi systematiske feil i etterspørselsfunksjonens argumenter. En papirfabrikk vil f.eks. kunne påvirke vannkvaliteten i et område, noe som igjen påvirker eiendomspriser. Hvis den samme fabrikken også medfører luktproblemer som påvirker folks preferanser for eiendommer i området vil det kunne medføre feil anslag for verdien av marginale endringer i vannkvalitet dersom ikke det inkluderes en variabel også for lukt (Hanley og Barbier 2009).

Metoder basert på oppgitte preferanser

Mens metodene som er presentert så langt på en eller annen måte benytter informasjon fra eksisterende markeder, blir det i metodene som baserer seg på oppgitte preferanser konstruert et hypotetisk marked. Ved hjelp av spørreundersøkelser presenteres individer for mulige endringer i nivå, mengde eller kvalitet av en økosystemtjeneste for så å oppgi sin betalingsvillighet for å oppnå en forbedring, eventuelt krav til kompensasjon for å akseptere en forringelse. Hovedkategoriene av metoder er betinget verdsetting og valgmodellteknikker.

• Ved bruk av betinget verdsetting (contingent valuation – CV) blir folk ved hjelp av en spørreundersøkelse spurt om hvor mye de er villig til å betale for å oppnå en nærmere spesifisert forbedring i en økosystemtjeneste, eventuelt hvor mye de skal ha i kompensasjon for å akseptere at tjenesten forsvinner eller forringes. Siden metoden innebærer at endringen i en økosystemtjeneste beskrives i detalj, kan en spørre direkte om den spesifikke endringen en er interessert i å verdsette. Svarene fra et representativt utvalg av befolkningen benyttes til å beregne verdien av endringen for samfunnet. På tross av sin hypotetiske natur er betinget verdsetting mye brukt til økonomisk verdsetting av økosystemtjenester fordi metoden kan benyttes i praktisk talt alle sammenhenger (Chee 2004).

• Ved bruk av valgmodellteknikker (choice modelling) blir respondenter bedt om å velge mellom to eller flere alternativer som er differensiert med hensyn til en rekke ulike egenskaper, bl.a. prisen på og nivå/mengde/kvalitet av en økosystemtjeneste. På bakgrunn av de valgene respondenten foretar, kan økonometrisk analyse deretter benyttes til å beregne betalingsvilligheten for endringer i de ulike egenskapene, inkludert endringer i nivå/mengde/kvalitet av økosystemtjenesten man er interessert i å verdsette. Siden valgmodellteknikker verdsetter endringer i de ulike egenskapene ved alternativer, kan en enkelt undersøkelse benyttes til å verdsette en rekke forskjellige endringer, noe som har gjort at metoden blir stadig mer populær blant beslutningstakere (Hanley mfl. 2001). Valgmodellteknikker består av en rekke ulike metoder der individer oppgir sine preferanser ved å gi poeng til, rangere eller velge mellom ulike alternativer. Valgeksperimenter, der respondenter foretar en serie valg der et av alternativene alltid er «dagens situasjon» eller «gjøre ingen ting», er mest brukt til økonomisk verdsetting av økosystemtjenester.

Hovedfordelen ved metoder som baserer seg på bruk av oppgitte preferanser er at de kan brukes til å beregne både bruks- og ikke-bruksverdier. De kan i tillegg anvendes uavhengig av om det eksisterer et marked som er nært knyttet til de økosystemtjenestene man er interesser i å verdsette. Spørreundersøkelsene som benyttes søker å gi en nøytral og utfyllende beskrivelse av endringer i aktuelle økosystemtjenester og deres betydning, samtidig som de presenterer en realistisk betalings- eller kompensasjonsmekanisme.

Vi vet at det å utelate ikke-bruksverdier i økonomisk verdsetting kan føre til underestimering av økosystemtjenesters samfunnsøkonomiske verdi. For eksempel oppga respondenter i en studie når de ble bedt om å fordele oppgitt betalingsvillighet på ulike verdikomponenter, at omkring 20 pst. var knyttet til «egen bruk», 20 – 30 pst. til «muligheter for senere bruk» og 50 – 60 pst. til «bevaring/eksistens» (se kapittel 10 for en presentasjon av studien, Magnussen 1997). Det debatteres imidlertid hvorvidt ikke-bruksverdier kan uttrykkes økonomisk på en meningsfull måte. Eksempelvis stilles det spørsmål ved om ikke-bruksverdier som arveverdi og eksistensverdi knyttet til et skogområde kan håndteres innenfor det samme rammeverket som økonomiske verdier knyttet til tømmerhogst og rekreasjonsaktiviteter i det samme området (Pascula mfl. 2010).

Metodenes hypotetiske karakter reiser også noen spørsmål ved om svarene gir et riktig bilde av hvordan respondentene faktisk ville handlet hvis de ble stilt overfor de samme valgene i virkeligheten. Spesielt pekes det på at respondenter kan være fristet til å oppgi en høyere betalingsvillighet enn det som er reelt fordi de ønsker å formidle at de er opptatt av miljø og/eller fordi de vet at prisen ikke må betales i virkeligheten. Samtidig kan denne effekten også slå motsatt vei. Eksempelvis kan det hende respondenter ikke tar alvoret i en situasjon inn over seg i en undersøkelsessammenheng, mens de i virkeligheten ville vært villig til å betale for å unngå negative effekter.

Usikkerhet knyttet til fremtidig produksjon av økosystemtjenester medfører også utfordringer for økonomisk verdsetting av disse tjenestene (selv om dette ikke er unikt for de økonomiske metodene). Dette kan også være en forklaring på at det finnes få eksempler på økonomisk verdsetting under usikkerhet. Generelt har studier som baserer seg på oppgitte preferanser f.eks. støttet seg til egne målinger av respondentenes oppfattelse av risiko eller usikkerhet når de skal forholde seg til et usikkert tema. Dette gjøres gjerne ved bruk av såkalte risikoindekser som reflekterer individuelle antagelser om subjektive sannsynligheter for at en hendelse skal finne sted (f.eks. at en spesifisert art forsvinner). Dette er imidlertid kompliserte sammenhenger å ta hensyn til i en økonomisk verdsettingsstudie siden individer ofte ser ut til å blande objektiv sannsynlighet for at en hendelse skal inntreffe med subjektive oppfatninger av alvorligheten av den samme hendelsen (Pascula mfl. 1010). En studie av verdiene av naturgoder i skog i Finland viser f.eks. at flere respondenter svarer inkonsistent på spørsmål om risiko fordi folk har en tendens til å overestimere lave sannsynligheter, spesielt når disse henger sammen med uønskede resultater (Rekola og Pouta 2005).

En annen utfordring ved metodene som baserer seg på oppgitte preferanser er at man i en del studier har funnet mangel på følsomhet i forbindelse med variasjoner i nivå på forbedringen/forringelsen av økosystemtjenesten. Dette betyr at respondenter oppgir nesten den samme betalingsvilligheten for en tilsynelatende liten forbedring som for en stor forbedring, eller for en forbedring innenfor et lite område som for den samme forbedringen innenfor et større område. Det forskes derfor mye på disse såkalte scope-effektene, og hva det kan bety at størrelsen på området eller effekten ikke alltid er avgjørende for folks betalingsvillighet. Det kan ha å gjøre med hvilke forhold eller faktorer som er viktige for folks betalingsvillighet. For eksempel har undersøkelser vist at folk har størst betalingsvillighet for å få bedre badevannskvalitet i vannforekomster som er nær bosted og aktuelle å bruke, og da behøver de ikke ha større betalingsvillighet for at flere vannforekomster også får bedre vannkvalitet.

Overføring av verdianslag

Økt bruk av økonomiske analyser i beslutningsprosesser som påvirker natur og miljø har medført en økning i etterspørselen etter verdianslag for endringer i økosystemer og økosystemtjenester. Det er både tidkrevende og kostbart å gjennomføre økonomiske verdsettingsstudier, så for å gjøre beslutningsprosesser som benytter seg av denne typen data mer kostnadseffektive har det derfor blitt utviklet metoder for å overføre verdianslag (benefit eller value transfer) fra studier som er gjennomført ett sted (studiested) til andre steder man ønsker verdianslag for (beslutningssted) (Navrud 2004 og Bateman mfl. 2011).

Det finnes to hovedtyper av teknikker for overføring av verdianslag, som hver har to underkategorier (Navrud 2004):

1. Enhetsoverføring (unit value transfer) som inkluderer (i) enkel enhetsoverføring og (ii) justert enhetsoverføring

2. Funksjonsoverføring (function transfer) som inkluderer (i) overføring av betalingsvillighetsfunksjon (benefit function transfer) og (ii) meta-analyse (meta-analysis)

Enkel enhetsoverføring er den enkleste formen for overføring og innebærer at verdianslag for gjennomsnittlig betalingsvillighet for en økosystemtjeneste overføres fra et opprinnelig studiested til et annet beslutningssted. Justert enhetsoverføring innebærer at verdianslagene justeres for å reflektere åpenbare forskjeller mellom studiested og beslutningssted. Det justeres vanligvis for inntektsforskjeller og/eller prisnivå. Denne typen justering vil imidlertid ikke kunne ta høyde for forskjeller i preferanser, opprinnelig miljøkvalitet eller kulturelle og institusjonelle forhold mellom land (Navrud 2004).

Overføring av betalingsvillighetsfunksjoner innebærer at en bruker en betalingsvillighetsfunksjon fra et studiested til å anslå verdier av økosystemtjenester på et annet beslutningssted. Forklaringsvariabler som inngår i funksjonen kan f.eks. være respondenters bruk og kunnskap om økosystemtjenesten, inntekt og utdanning. For at overføring av betalingsvillighetsfunksjoner skal gi verdianslag som kan benyttes for beslutningsstedet, må forklaringsvariablene og endringene i økosystemtjenester være sammenlignbare mellom studiested og beslutningssted, og respondentenes preferanser må være like på de to stedene. Det bør derfor tilstrebes å finne et studiested som i størst mulig grad ligner på beslutningsstedet (Magnussen mfl. 2010a). Det kan ofte by på problemer.

Istedenfor å overføre betalingsvillighetsfunksjonen fra en enkelt verdsettingsstudie, kan resultatene fra flere verdsettingsstudier kombineres i en meta-analyse for å beregne en felles betalingsvillighetsfunksjon. Dette gjør det mulig å analysere hvordan betalingsvilligheten for en økosystemtjeneste varier med ulike egenskaper ved tjenesten, karakteristika ved befolkningen eller med anvendt verdsettingsmetode. En viktig begrensning ved meta-analyser er at det trengs et relativt stort antall gjennomførte studier for å kunne kjøre en regresjonsanalyse, og for mange økosystemtjenester finnes ikke disse studiene.

Funksjonsoverføring virker i mange sammenhenger mer tiltalende enn kun å overføre enhetsanslag fordi det blir tatt hensyn til mer informasjon i overføringen (Navrud 2004). Imidlertid er det ikke gitt at dette gir det beste verdianslaget. Bateman mfl. (2011) gjennomførte en rekke studier med samme design på flere både relativt like og relativt ulike steder, og konkluderte med at enkel enhetsoverføring gir mer pålitelige resultater når verdier knyttet til relativt like endringer i samme gode overføres innenfor samme kontekst. Hvis noen av disse parametrene ikke er særlig like vil imidlertid funksjonsoverføring gi mer pålitelige verdianslag. Et betimelig spørsmål da blir når vi har å gjøre med relativt like situasjoner? Dersom menneskelig bruk og vurderinger inkluderes vil jo lokal kontekst aldri være identisk.

Det finnes flere databaser4 som gir oversikt over og tilgang til eksisterende økonomiske verdsettingsstudier. Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI) er den største av disse nettbaserte databasene, og inneholder informasjon om verdianslag, teknikker og metoder for økonomisk verdsetting av miljøgoder fra mer enn 2000 internasjonale studier. Navrud (2004) påpeker at størsteparten av studiene i databasen er fra Nord-Amerika og at mange av studiene er basert på utdaterte metoder, og understreker behovet for flere europeiske verdsettingsstudier som benytter seg av dagens metoder og som er designet med tanke på at verdianslag skal være egnet for overføring til andre beslutningssteder. Nordisk ministerråd fikk i 2006 gjennomført et prosjekt som kartla nordiske verdsettingsstudier, Nordic Environmental Valuation Database (NEVD) (Navrud mfl. 2007). Studiene ble beskrevet med de samme variablene som brukes i EVRI, og de studiene som ikke allerede fantes i EVRI ble lagt til slik at EVRI nå inneholder den mest komplette oversikten over nordiske økonomiske verdsettingsstudier. Av totalt 192 nordiske studier er det 37 norske. I forbindelse med TEEB-prosjektet ble det også utarbeidet en verdsettingsdatabase (TEEB Valuation Database) som samlet og presenterte verdianslag for identifiserte økosystemtjenester (Groot mfl. 2010 i TEEB 2010a). Aktuelle verdiansalg ble hentet både fra eksisterende databaser som EVRI og fra andre referanser forfatterene kjente til. En oppdatert versjon av denne databasen er publisert under tittelten «Ecosystem Services Valuation Database»5.

Overføring av verdianslag øker usikkerheten i beregnet verdi, og det er derfor viktig å vurdere hva som er akseptabelt usikkerhetsnivå og hvordan kravet til nøyaktighet varierer med hva anslagene skal brukes til. Validitetstester viser at usikkerheten forbundet med overføring av verdianslag kan være relativt stor når overføringen skjer over rom og/eller tid, og metoden er derfor best egnet i situasjoner der et grovt verdianslag vil være tilstrekkelig. Kostnadene ved å gjennomføre nye studier bør sees i forhold til potensielt tap forbundet med å fatte uheldige beslutninger basert på gale overførte verdianslag (Navrud 2004).

Det er flere grunner til at det kan være problematisk å basere seg på overføring av verdianslag når en skal verdsette økosystemtjenester. Eksempelvis kan det rent teknisk pekes på at både tilgangen til og kvaliteten på eksisterende økonomiske verdsettingsstudier kan være mangelfull, og at det kan være utfordrende å avgjøre hvordan en bør justere for forskjeller på studiested og beslutningssted (Navrud 2004). Det er også viktig å være bevisst at svakheter og utfordringer ved metodene som er benyttet for å beregne de originale verdianslagene også vil gjelde de nye anslagene.

I tillegg til disse åpenbare tekniske utfordringene er det en rekke mer grunnleggende forhold som har ført til kritikk av bruken av verdioverføring. Tidligere i utredningen har vi pekt på en del forhold knyttet til bl.a. usikkerhet og antakelser om hvordan mennesker forholder seg i valgsituasjoner. Dette er forhold som vanskeliggjør synliggjøring av verdier generelt, og som i en del tilfeller kan være spesielt problematisk hvis verdianslag overføres fra et sted til et annet. Man må derfor være spesielt påpasselig når man overfører verdianslag, og det er utviklet en rekke rutiner for gjennomføring av verdioverføring og testing av resultatene (Navrud 2004).

8.3 Alternative metoder for synliggjøring og vekting av verdier

I kritikken av verdsettingslitteraturen trekkes ofte medvirkende prosesser og multikriterieanalyser fram som alternativer til økonomisk verdsetting i sammenhenger der en ikke klarer eller ønsker å verdsette miljøeffekter økonomisk. I praksis er dette imidlertid metoder som kan synliggjøre, men også vekter ulike verdier. Noen av metodene kan derfor både betraktes som metoder for å identifisere og synliggjøre verdier og som beslutningsstøtteverktøy. På den måten kan noen av metodene både være et alternativ til økonomisk verdsetting og/eller et alternativ til nytte-kostnadsanalyser. Under ser vi nærmere på medvirkende prosesser og multikriterieanalyse, før nytte-kostnadsanalyser presenteres i kapittel 9.

8.3.1 Medvirkende prosesser

På grunn av utfordringer som usikkerhet knyttet til bruk av økosystemtjenester, interessekonflikter, krav om involvering fra allmennheten og eksisterende skepsis i noen miljøer til bruk av økonomiske verdsettingsmetoder, har medvirkende prosesser de siste tiårene fått økt betydning som støtte til beslutningsprosesser på miljøområdet. Metodene er mange og kan benyttes på mange forskjellige nivåer, fra å la allmennheten uttale seg om offentlige beslutninger på nasjonalt nivå, til å involvere berørte parter direkte i lokale beslutningsprosesser (De Marchi og Ravetz 2001). Metodene brukes dels som en alternativ måte å få fram verdier og verdikonflikter som er involvert i ulike beslutningsprosesser, og dels som et middel til å sikre involvering, eierskap eller demokratisk deltakelse i beslutninger som angår en selv.

Hovedidéen bak medvirkende prosesser i verdsettingssammenheng er å bringe grupper av individer sammen for å diskutere verdier og preferanser som er involvert i et beslutningsproblem, for å belyse en sak fra ulike sider og om mulig å komme fram til en felles enighet (Vatn 2005). En slik enighet kan også reflektere at folk vektlegger andre verdier når de opererer i et fellesskap enn når de er alene. Et annet av målene ved medvirkende prosesser er at deltakerne gjennom dialog, og ved å lytte til andre, kan få en annen forståelse og innse svakheter eller feil ved egne synspunkter, og de kan være villig til å endre sine oppfatninger som en del av slike medvirkende prosesser.

Det finnes en lang rekke ulike typer medvirkende prosesser. Fokusgrupper, borgerjuryer og konsensuskonferanser er tre typer som ofte nevnes når det er snakk om medvirkende prosesser som verdsettingsmetoder. Disse metodene er nærmere beskrevet i boks 8.1.

I formaliserte medvirkende prosesser er en tilrettelegger involvert, og det er viktig med åpenhet omkring hva som er tilretteleggerens rolle. I situasjoner der det eksisterer etablerte motsetninger kan en anerkjent nøytral part være helt sentral for å få til en god prosess (De Marchi og Ravetz 2001). En annen viktig rolle for tilretteleggeren er å hindre at enkeltindivider eller enkeltinteresser får dominere diskusjonene, men at alle medlemmene i gruppen får komme med sine synspunkter.

Hovedfordelen med medvirkende metoder er at de gjennom kreative prosesser tilrettelegger både for å finne og evaluere alternative løsninger, og for å se problemer på helt nye måter. Marchi og Ravetz (2001) argumenterer for at dette gjør at perspektivene utvides, og det kan oppnås en dypere innsikt i problemstillingene som vurderes. Dermed kan medvirkende prosesser også levere viktig bidrag til den offentlige debatten om komplekse problemstillinger som er av allmenn interesse. Zurita (2006) hevder at når erfaringene og synspunktene til lekfolk kombineres med ekspertkunnskap og synspunktene til ulike interessegrupper, kan det også bidra til å bygge bro og redusere eventuelle konflikter mellom disse gruppene.

Det finnes imidlertid også forskning på gruppepsykologi som konkluderer med at grupper som diskuterer seg imellom vil gjøre like «gode eller dårlige» beslutninger som enkeltindivider (når kvaliteten kan måles). Flere forskere har pekt på at grupper som diskuterer vanligvis ender opp med en mening som er i tråd med oppfattelsen de hadde innledningsvis, men at posisjonen ofte er mer ekstrem (se f.eks. Sunstein 2008 og Myers og Lamm 1976). Sunstein (2008) hevder i tillegg at grupper ender opp med å være sikrere på den konklusjonen de kommer fram til enn de var før de begynte å snakke sammen. Han viser også til forskning som tyder på at grupper i særlig grad tenderer mot det ekstreme når de skal sette kroneverdi på ting som normalt ikke måles i kroner.

I alle metodene beskrevet i boks 8.1 benyttes relativt små grupper (fra 8 – 20 personer) i drøftingsprosessen. Dette ser ut til å være en forutsetning for å få til gode diskusjoner, men det har også den ulempen at det er utfordrende å sikre representativitet. Dette er ikke spesielt for medvirkende prosesser, men er ofte mer fremtredende der fordi det er enklere å oppnå – og teste for – representativitet når men har større utvalg (som man typisk har i ulike spørreundersøkelser, der man også kan teste for om eventuelle resultater er signifikante i vitenskapelig forstand). For å redusere utfordringene med representativitet kan arrangørene styre utvelgelsen slik at alle relevante grupper i en populasjon er representert, men det forblir utfordrende å definere hvilke grupper som er relevante. Det er også en fare for at én eller noen få deltakere i en gruppeprosess kan dominere diskusjon og resultater, selv om en god moderator forsøker å unngå det. Denne utfordringen unngår man i individuelle undersøkelser.

8.3.2 Multikriterieanalyse

Multikriterieanalyse er et rammeverk som er utviklet for å vurdere et stort antall data, sammenhenger og målsetninger på en strukturert måte (Munda 1995). Som navnet indikerer – multikriterieanalyse – er metodene utarbeidet for å vurdere flerdimensjonale kriterier. Metoden kan håndtere verdier som ikke er sammenlignbare, og vekting av forskjellige kriterier kan være et uttrykk for viktighet uten at det forutsettes at ulike verdier kan veies opp mot eller kompensere hverandre (Vatn 2005).

Det er utviklet en rekke multikriterieanalysemetoder til forskjellige formål. Se f.eks. Janssen og Munda (1999), Munda (1995), Janssen (1992), de Montis mfl. (2004) og Vatn (2005) for presentasjoner og evalueringer av de vanligste multikriterieanalysemetodene. En multikriterieanalyse vil normalt inkludere følgende sju trinn (Vatn 2005):

1. Definere og strukturere problemet.

2. Definere alternativer (mulige løsninger).

3. Definere et sett med evalueringskriterier (antall og type).

4. Beskrive alternativene ved å sette skår/verdi på kriteriene.

5. Identifisere preferansene til beslutningstaker eller ulike interessegrupper som er involvert, og eventuelt uttrykke disse som vekting av kriteriene.

6. Sammenlikne alternativene og – hvis relevant – velge aggregeringsprosedyre og aggregere.

7. Evaluere resultatene (inkludert sensitivitetsanalyse) og velge eller foreslå det beste kompromisset. Dette vil ofte involvere at man går tilbake til trinn (1), (2) eller (3) for å gjennomgå prosessen en gang til.

Samlet sett er trinnene 1 – 7 ikke så ulike trinnene i en nyttekostnadsanalyse (se kapittel 9), der økonomisk verdsetting og/eller kvantitative og/eller kvalitative beskrivelser av ikke-prissatte effekter er inkludert. Hovedforskjellen ligger kanskje i at mens det i en nyttekostnadsanalyse er et mål å verdsette økonomisk alle virkninger så langt det er mulig, vil det i en multikriterieanalyse brukes økonomiske verdier kun på kostnader og inntekter. Andre virkninger vil måles i den enheten som analytikeren mener er mest relevant for hver enkelt virkning.

Kort oppsummert utnytter multikriterieanalyse beslutningstakers (eller andre interessegruppers) preferanser til å finne en kompromissløsning når alternativene det må velges mellom rangeres forskjellig på de ulike kriteriene som er funnet å være relevante (Perman mfl. 2003). Er det f.eks. snakk om trasé for en ny vei, må det først defineres noen aktuelle traseer. Deretter må det defineres et sett med kriterier som alternativene kan evalueres etter. Disse kriteriene kan f.eks. inkludere kostnader, tidsbesparelser, ulykker, landskapsendringer, forurensing, påvirkning på biodiversitet etc. Hvordan de forskjellige trasevalgene påvirker de definerte kriteriene beskrives ved å sette skår/verdi for hvert kriterium på hvert alternativ. Disse verdiene måles i forskjellige enheter avhengig av hva som er mest hensiktsmessig for hvert kriterium. For kostnader vil det typisk være kroner, for tidsbesparelse vil det være timer, for CO₂-utslipp vil det være tonn etc. Dette er tre eksempler på kvantifiserbare verdier, men det kan også brukes kvalitative verdier for noen kriterier. Når det gjelder landskapseffekter f.eks., kan det være vanskelig å kvantifisere disse. Man kan mene at et landskap er vakrere enn et annet, men det er vanskelig å si hvor mye vakrere.

I noen tilfeller vil det også være relevant å rangere kriteriene ved å tilordne vekter for å illustrere viktigheten av ulike kriterier relativt til hverandre. Om det brukes vekter og hvordan de eventuelt utformes, avgjøres av hvorvidt det forutsettes at verdiene kan måles på samme skala og om de ulike verdiene kan kompensere eller veie opp for hverandre. Vektene kan derfor signalisere avveininger eller kun være et mål for viktighet (Vatn 2005). Når alle kriteriene har fått tilordnet verdi, og eventuelt vekt, kan alternativene sammenlignes, og resultatene evalueres før det pekes på et alternativ som er beste kompromissløsning gitt de forutsetningene som er gjort underveis. Evalueringen av resultatene gir beslutningstakere et godt innblikk i hvordan betydningen av ulike verdier vurderes og kan sammen med en eventuell rangering av alternativer fungere som beslutningsstøtte. Utfordringene forbundet med å veie sammen ulike kriterier og sammenligne forskjellige alternativer er langt på vei de sammen som gjør seg gjeldene ved vurdering av ikke-prissatte virkninger i en samfunnsøkonomisk analyse.

Det som fremheves som hovedfordelen med multikriterieanalysemetoder er at de kan håndtere forskjellige verdidimensjoner og flere målsetninger som ofte er i konflikt med hverandre på en konsistent måte uten å verdsette ulike effekter økonomisk. Innenfor rammeverket kan det f.eks. samtidig tas hensyn til både effektivitet, rettferdighet og bærekraft (Munda 1995).

Mange av de mer grunnleggende utfordringene beslutningstakere står overfor i beslutninger som involverer effekter på økosystemer og for økosystemtjenester gjør seg imidlertid gjeldende også for multikriterieanalyser. Manglende naturfaglig kunnskap om effekter og sammenhenger, samt varierende kvalitet på data skaper f.eks. praktiske utfordringer også for multikriterieanalyser (Giampietro mfl. 2006). Videre kan ulike interessegrupper ha forskjellig syn både på hvilke alternative løsninger som er relevante, og hvilke kriterier som best beskriver effekten av de ulike alternativene. Det kan også være vanskelig å fastslå hvilke alternativ som virkelig er det beste når ett alternativ er bedre enn et annet på ett kriterium, men dårligere på et annet.

8.4 Kombinasjon av forskjellige verktøy og metoder

Gjennomgangen av metoder for synliggjøring av verdier og økonomisk verdsetting viser at den perfekte metoden ikke eksisterer. Alle har sine styrker og svakheter. En måte å bøte på svakheter samtidig som styrkene utnyttes er å kombinere ulike metoder.

I praksis kombineres hele tiden det som i denne gjennomgangen er presentert som ulike metoder. Som nevnt tidligere må økonomisk verdsetting nødvendigvis ta utgangspunkt i kvalitative og fysisk, kvantitative beskrivelser av endringen som søkes verdsatt, og fokusgrupper benyttes f.eks. som et standard verktøy ved utforming av spørreundersøkelser til bruk ved betinget verdsetting.

En tilnærming som brukes noe innenfor rammene av økonomisk verdsetting er å kombinere metoder som baserer seg på avdekkede preferanser med metoder som benytter oppgitte preferanser. I praksis kan dette være å bruke reisekostnadsmetoden for å se på hvilke kostnader folk har ved å reise til spesielle steder, kombinert med betalingsvillighetsstudier som også kan kartlegge de reisendes holdninger og begrunnelse for å besøke stedet. Hovedfordelen med å kombinere de to typene metoder er at de har styrker og svakheter på forskjellige områder. En av styrkene ved metoder som benytter avdekkede preferanser er at dataene reflekterer faktiske valg som er styrt av reelle begrensninger hva angår f.eks. tid og budsjett. Samtidig er en av svakhetene ved metoden at det kanskje ikke finnes erfaringer med den endringen som ønskes verdsatt, og at data eventuelt må ekstrapoleres utenfor erfaringsområdet. I slike situasjoner kan muligheten til å kombinere data om faktisk utførte valg med informasjon om hypotetiske endringer i fremtidig atferd styrke analysen. Motsatt kan kombinasjon av de to typene metoder også gi muligheten til å undersøke effekten av en ren hypotetisk valgsituasjon mot faktisk atferd (Pascula mfl. 2010).

En kombinasjon som er foreslått som en mulig måte for å håndtere svakhetene ved tradisjonelle metoder for økonomisk verdsetting er medvirkende økonomisk verdsetting (deliberative monetary valuation) (Spash 2008a). Dette er metoder som kombinerer verdsettingsteknikker basert på oppgitte preferanser med medvirkende prosesser (deliberative processes) fra statsvitenskaplige metoder (jf. kapittel 8.3.1). I verdsettingslitteraturen kan det se ut som om denne typen kombinasjonsmetoder er i ferd med å få status som en egen verdsettingsmetode, men slike tilnærminger er lite utprøvd foreløpig, og vi har derfor lite erfaringsgrunnlag for å vurdere dem. Kombinasjonen av ulike metoder med forskjellig fundament er heller ikke uproblematisk, sett fra et teoretisk og metodisk ståsted. Dette blir nærmere diskutert under.

8.4.1 Medvirkende økonomisk verdsetting

De siste årene har bruken av medvirkende prosesser i kombinasjon med økonomiske verdsettingsmetoder, som baserer seg på oppgitte preferanser, blitt stadig vanligere (Vatn 2005 og Lo og Spash 2012). Det finnes to hovedbegrunnelser for å kombinere de to typene metoder. Den ene er som en respons på kritikken mot økonomiske verdsettingsmetoder for å forutsette at respondentene har klare preferanser for miljøendringer, og besitter relevant kunnskap om miljøproblemer. Den andre begrunnelsen er knyttet til argumenter om at beslutninger som påvirker miljøet bør fattes basert på felles preferanser istedenfor aggregerte individuelle preferanser basert på individuell vilje og evne til å betale (Álvarez-Farizo og Hanley 2006). Hvilken begrunnelse som legges til grunn for å benytte medvirkende økonomisk verdsetting vil avgjøre tilnærmingen som velges.

Begrunnes bruken av medvirkende økonomisk verdsetting med den første typen argumenter, kan den medvirkende prosessen sees på som hjelp til å lære mer om hvilke verdier som er involvert i et beslutningsproblem, og redusere det kognitive presset på respondentene. Tanken er at deltakerne etter å ha vært igjennom en slik prosess vil stå bedre rustet til å uttrykke sine individuelle preferanser for forbedring i kvaliteten eller tilgangen til en økosystemtjeneste (Vatn 2005). Betalingsvilligheten beregnes derfor i etterkant av den medvirkende prosessen ved hjelp av vanlige metoder for valgeksperimenter eller betinget verdsetting.

Dersom bruken av medvirkende økonomisk verdsetting begrunnes med argumenter for at våre preferanser endrer seg ettersom vi opptrer som enkeltindivider eller som samfunnsborgere, og at beslutninger som angår samfunnsinteresser bør fattes på grunnlag av samfunnets preferanser, blir formålet å oppmuntre og tilrettelegge for kollektiv refleksjon over offentlighetens interesser, mens personlige interesser settes til side. Etter at en gruppe borgere har vært igjennom en tilsvarende prosess som den beskrevet over skal de nå komme fram til en omforent, aggregert verdi for samfunnets betalingsvillighet. Denne tilnærmingen er fundamentalt forskjellig fra den forrige og alle de andre økonomiske verdsettingsmetodene, i og med at det ikke lenger er individuelle preferanser som aggregeres (Spash 2008a).

Flere økonomer har påpekt at det kan være avvik og motsetninger mellom et individs individuelle- og sosiale preferanser. Howarth og Wilson (2006) drøfter på teoretisk grunnlag forholdet mellom resultatet fra en tradisjonell verdsettingsstudie (som summerer individuell betalingsvillighet) og resultatet som en deliberativ gruppe vil komme opp med. De fastslår at på den ene siden vil resultatene fra en tradisjonell verdsettingsprosess typisk underestimere det beløpet som en deliberativ gruppe ville kreve som kompensasjon i form av reduserte skatter for å akseptere et prosjekt som skadet miljøet (WTA jf. kapittel 8.2.1). På den andre siden vil resultatet ofte overestimere det en deliberativ gruppe samstemmig vil være villig til å betale i økt skatt for å bedre miljøet (WTP jf. kapittel 8.2.1). Flere studier, som Alvarez-Farizo og Hanley (2006) og MacMillan mfl. (2002) støtter Howarth og Wilsons argument, og viser ved empiriske forsøk at gjennomsnittlig WTP faller når verdsetting gjennomføres som en deliberativ prosess sammenlignet med en tradisjonell (individuell) prosess. Sunstein (2008) viser til en studie av hvordan juryer fastsetter erstatningsbeløp. Den finner at erstatningsbeløpene (WTA) juryen kommer fram til ikke konvergerer mot noe gjennomsnitt, og at i en fjerdedel av tilfellene ble beløpet høyere enn det høyeste beløpet noe enkeltindivid anga før de begynte å snakke sammen.

Forskere ved Norges fiskerihøgskole ved Universitetet i Tromsø, Universitetet for miljø- og biovitenskap og University of Sterling er i ferd med å gjennomføre en studie som kombinerer økonomisk verdsetting ved bruk av valgeksperimenter med medvirkende økonomisk verdsetting. Denne studien vil kunne gi innspill til diskusjonen om effekten av gruppediskusjon.

Fra et teoretisk ståsted virker det lite problematisk å kombinere metodene med formål om at deltakerne skal lære mer om verdiene som er involvert for på den måten å utvikle klare preferanser for endringen som skal verdsettes. Den medvirkende prosessen er da et virkemiddel som legger til rette for at respondentene skal utvikle klare preferanser som deretter håndteres innenfor rammen av neoklassisk økonomisk teori. Når en gruppe, gjennom en medvirkende prosess, skal komme fram til en aggregert samfunnsverdi kan det imidlertid argumenteres for at det teoretiske grunnlaget blir inkonsekvent fordi en blander metoder som baserer seg på at individer handler som medlemmer av et samfunn med metoder som forutsetter at vi handler som individuelle forbrukere (Vatn 2005).

Selv om det å kombinere ulike metoder kan virke tiltalende fordi man kan tenke seg at en metodes svakheter til en viss grad kan oppveies av en annen metodes styrker, er det viktig å ha i bakhodet at de opprinnelige begrensningene ved metoder ikke forsvinner selv om de kombineres med andre metoder. Når små grupper skal velges ut vil det f.eks. fremdeles være utfordringer knyttet både til representativitet og strategisk oppførsel.

Boks 8.3 Økosystemtjenester og aktuelle verdsettingsmetoder

Brouwer mfl. (2013) har oppsummert forskjellige nasjonale og internasjonale initiativ med tilknytning til TEEB, og sett på hovedmålsettinger, fokusområder, erfaring, fremgang og fremtidige utviklingsområder. Rapporten er utformet for å vise medlemslandene i EU hvilke muligheter og valg som ligger i eksisterende tilnærminger til utforming av økosystemtjenesteregnskap. Hovedformålet med rapporten er å bidra til å oppfylle målet i EUs biodiversitetsstrategi om å kartlegge tilstanden i økosystemer og for økosystemtjenester, beregne økonomisk verdi av økosystemtjenester og arbeide for at verdiene innarbeides i regnskaps- og rapporteringssystemer. Rapporten har også oppsummert de vanligste verdsettingsmetodene, hvilke økosystemtjenester metodene er egnet for og begrensninger ved metodene. Denne oppsummeringen er vist under.

Kilde: Oversatt fra Brouwer mfl. (2013)

8.5 Utvalgets vurderinger og konklusjoner

Kompleksiteten i økosystemene, kunnskapsmangel og grunnleggende usikkerhet bidrar til at det er utfordrende å synliggjøre betydningen av økosystemtjenester eller naturkapital på måter som gir grunnlag for utforming av politikk eller retningslinjer som sikrer at økosystemene blir godt forvaltet. Dette kapitlet har imidlertid argumentert for at det finnes mange ulike tilnærminger og teknikker som kan brukes til å synliggjøre betydningen av økosystemtjenester, og vi mener metodene bør betraktes som komplementære heller enn konkurrerende. Ved å se metodene som komplementære kan f.eks. ulike metoder kombineres for å synliggjøre betydningen av og/eller beregne økonomiske verdianslag for en økosystemtjeneste, og/eller ulike metoder kan benyttes for forskjellige økosystemtjenester og/eller i forskjellige situasjoner. Boks 8.3 oppsummerer hvilke verdsettingsmetoder som kan være egnet for flere sentrale økosystemtjenester.

Utfordringer som er knyttet til usikkerhet og manglende kunnskap om komplekse sammenhenger i naturen gjelder uavhengig av hvilke metoder som brukes for å synliggjøre verdier av økosystemtjenester. Vi mener imidlertid at det uansett er viktig å identifisere og synliggjøre verdiene så langt det er mulig gjennom kvalitative beskrivelser og kvantitative anslag og beregninger. Denne typen informasjon er verdifull i seg selv, og vil for mange formål kunne være tilstrekkelig, f. eksempel for å formidle betydningen av rekreasjon og friluftsliv for folkehelse eller for å illustrere betydningen av økosystemtjenester som er grunnleggende for livet på jorda. Gode kvalitative og kvantitative beskrivelser er også påkrevd som grunnlag for en eventuell økonomisk verdsetting.

Det er klare begrensninger ved metodene for økonomisk verdsetting. Utvalget mener likevel at økonomisk verdsetting kan være et nyttig verktøy for å formidle betydningen og verdien av økosystemtjenester både til beslutningstakere og til allmennheten. Markedspriser for forsynende tjenester som utnyttes av primærnæringene brukes f.eks. som utgangspunkt for økonomisk verdsetting av denne typen tjenester. Betinget verdsetting (oppgitte preferanser gjennom spørreundersøkelser) kan også være nyttig for å fremskaffe økonomisk verdianslag for goder som ikke omsettes i markeder. Disse metodene kan bidra med viktig informasjon, og de kommuniserer godt, kanskje spesielt til «folk flest» fordi verdianslag ofte oppgis per person eller husstand som er størrelser den enkelte har et bevisst forhold til.

Når det er sagt mener vi at noen grunnleggende økologiske prosesser er av en slik karakter at det i de fleste sammenhenger ikke er hensiktsmessig å verdsette dem økonomisk. Dette kan være verdier som er knyttet til tjenester eller prosesser i naturen som er essensielle for menneskers eksistens og overlevelse på jorda.

Som presentasjonen av økonomiske verdsettingsmetoder understreker, er metodene utviklet for å anslå verdien av en endring i miljøkvalitet. De er derfor mindre egnet til å beregne «samlet økonomisk verdi» av økosystemer eller økosystemtjenester. Studier som har forsøkt å beregne denne typen verdianslag har generelt blitt sterkt kritisert for metodiske og økonomifaglige svakheter. Bl.a. er det vanskelig å fange opp avhengigheter og hvordan uttak av en bestemt tjeneste vil påvirke mulighetene for og dermed verdien av andre tjenester. Utvalget mener derfor økonomisk verdsetting generelt ikke bør benyttes for å lage aggregerte verdianslag for alle økosystemer eller alle økosystemtjenester i et område.

Begrepet «total samfunnsøkonomisk verdi», som er et etablert fagøkonomisk begrep for å illustrere at endringer i miljøkvalitet påvirker verdier utover de åpenbare bruksverdiene, kan bidra til å øke forståelsen av at naturen bidrar med verdi til mennesker på mange ulike måter. Total samfunnsøkonomisk verdi kan være et godt utgangspunkt for en systematisk vurdering av hvilke verdier som inngår i ulike økonomiske verdianslag og hvilke som må synliggjøres på andre måter.

Det er viktig å ha klart for seg hvem som skal bruke et verdianslag, hva det skal brukes til og hvordan dette styrer hvilke krav som bør stilles til nøyaktighet og pålitelighet i verdivurderinger. I norsk sammenheng fattes mange beslutninger lokalt, og ofte omhandler disse beslutningene hver for seg relativt små prosjekter eller beslutningsproblemer. Det gjør det ikke mindre viktig å fatte gode beslutninger. For de som berøres f.eks. av at «deres» friområde reduseres eller forsvinner kan det være dramatisk, og for samfunnet kan summen av slike «små» avgjørelser totalt sett ha stor betydning. Flere av metodene som er presentert i dette kapitlet er relativt komplekse, og stiller krav om spesialkompetanse hos de som eventuelt skal utføre analysene, og/eller medfører behov for involvering av mange interessenter. Dette bidrar til at det kan være både tidkrevende og kostnadskrevende å gjennomføre verdsettingsanalyser. I mange sammenhenger vil det neppe være hensiktsmessig å benytte dyre analysemetoder på mindre og lokale spørsmål. Praktiske forhold som hvem som skal bruke resultatene, hva som er tilgjengelig av informasjon, kostnader og tilgjengelige ressurser vil derfor i mange sammenhenger ha større betydning for valg av metode enn teoretiske argumenter.

Fordi det er både tidkrevende og kostbart å gjennomføre originale økonomiske verdsettingsstudier vil det i enkelte tilfeller være mer aktuelt å overføre verdianslag fra eksisterende studier enn å gjøre nye studier. Vi har tidligere pekt på at dette gir noen tilleggsutfordringer og at usikkerheten i verdianslagene øker. På samme måte som Finansdepartementets veileder i samfunnsøkonomiske analyser (2005) mener vi imidlertid at usikkerheten ved overføringer vil være akseptable for bruk i mange sammenhenger. Vi ønsker imidlertid å understreke at det er viktig å vurdere kvaliteten på studiene verdianslag hentes fra. Eventuelle svakheter og begrensninger ved disse studiene vil følge med verdianslagene som overføres. Videre må påliteligheten i nye anslag vurderes i forhold til hva som er akseptabelt usikkerhetsnivå i den nye sammenhengen verdianslaget skal benyttes.

Uavhengig av hvilke metoder som benyttes for å synliggjøre verdier vil utvalget understreke at det er viktig med åpenhet, og at det etterstrebes å gjøre vurderingene transparente slik at det er mulig å kjenne igjen de verdivurderingene som gjøres. Data og forutsetninger som legges til grunn for en analyse må presenteres på en måte som får klart fram hva som er avgjørende for utfallet av analysen.

8.6 Utvalgets anbefalinger

På bakgrunn av drøftingen i dette kapitlet vil utvalget anbefale følgende:

• Økosystemfunksjoner er helt grunnleggende for alt liv på jorda, gjennom prosesser som primærproduksjon, nedbryting og omsetting av næringsstoffer. Stilt overfor slike grunnleggende livsprosesser anbefaler vi at normen bør være å synliggjøre verdiene kvalitativt og/eller kvantitativt på måter som får fram prosessenes unike karakter.

• Konsekvensene på økosystemtjenestene av politiske vedtak må være synlige for beslutningstakere i alle ledd. Vi anbefaler at dette i første omgang gjøres ved hjelp av kvalitative beskrivelser og eventuelt kvantitative anslag og vurderinger der det er passende. Vi mener videre at det i større grad enn i dag må fokuseres på økosystemtjenesters bidrag til menneskers velferd når effekter av politikk eller tiltak skal beskrives, og at effektene må inngå systematisk i analyser og beslutningsprosesser.

• Det bør beregnes økonomiske verdianslag for flere økosystemtjenester enn i dag, slik at verdien av disse tjenestene skal kunne inkluderes og tas med i vurderinger på lik linje med andre økonomiske verdier. I forbindelse med kommunikasjon, opplæring og informasjon om naturfaglige spørsmål bør det brukes økonomiske verdianslag i tillegg til kvalitativ og kvantitativ informasjon, fordi det kan være virkningsfullt å vise til kroneverdier for å illustrere betydningen av naturlig produserte tjenester.

• Man bør se nøyere på nye metoder for verdsetting som involverer mer bruk av kollektiv refleksjon rundt verdsetting av fellesgoder, og der medvirkende prosesser og multikriterieanalyser kan være nyttige tilnærminger.

9 Samfunnsøkonomiske analyser som beslutningsstøtte

Dette kapittelet beskriver de ulike typene samfunnsøkonomiske analyser, og hovedelementene i slike analyser. Videre går vi inn på de sidene ved samfunnsøkonomiske analyser som er særlig viktige og byr på utfordringer når analysene omfatter miljøgoder og økosystemtjenester. Det gjelder bl.a. bruk av kalkulasjonspriser for miljøgoder og økosystemtjenester, hvordan slike priser antas å utvikle seg over tid og hvordan fremtidige verdier skal neddiskonteres. Videre gjelder det behandlingen av risiko og usikkerhet, irreversibilitet og mulige katastrofale utfall og fordelingsvirkninger. Denne gjennomgangen bygger i hovedsak på NOU 2012: 16 Samfunnsøkonomiske analyser, som ble offentliggjort i oktober 2012. Vi går også inn på behandlingen av ikke prissatte virkninger i samfunnsøkonomiske analyser.

9.1 Hva er samfunnsøkonomiske analyser?

9.1.1 Tre hovedtyper av samfunnsøkonomiske analyser

Samfunnsøkonomiske analyser brukes til konsekvensvurderinger av mulige offentlige tiltak – i form av investeringer, regelverksendringer eller andre endringer i politikk. Et veiprosjekt, en NOx-avgift, et vaksineprogram, fredning av en art eller et naturområde – dette er eksempler på offentlige tiltak som må konsekvensvurderes før vedtak fattes. Begrunnelsen ligger i behovet for riktig prioritering av knappe ressurser. Finansdepartementets «Veileder i samfunnsøkonomiske analyser» skriver: «Hovedformålet med samfunnsøkonomiske analyser er å klarlegge, synliggjøre og systematisere konsekvensene av tiltak og reformer før beslutning fattes.» (Finansdepartementet 2005). Det formelle grunnlaget ligger i utredningsinstruksen for statlig virksomhet. I mange tilfeller kan tiltaket være privat, men av en slik art at offentlige myndigheter etter lovverket skal gi konsesjon eller av andre årsaker må vurdere tiltakets samfunnsøkonomiske virkninger.

Samfunnsøkonomisk analyse er én av flere metoder for konsekvensutredning av tiltak, og særmerkes ved at den anvender et velferdsøkonomisk begreps- og analyseapparat, med vekt på monetære verdier og lønnsomhetsberegninger. Vi har ulike typer samfunnsøkonomiske analyser. Finansdepartementets veileder beskriver dem slik:

• Nytte-kostnadsanalyse: En systematisk kartlegging av fordeler og ulemper ved et bestemt tiltak. Nyttevirkninger og kostnader verdsettes i kr så langt det er faglig forsvarlig.

• Kostnadseffektivitetsanalyse: En systematisk verdsetting av kostnadene ved ulike alternative tiltak som kan nå samme mål. Kostnadene verdsettes i kr, og man søker å finne den rimeligste måten å nå et gitt mål.

• Kostnads-virkningsanalyse: En kartlegging av kostnader for ulike tiltak som er rettet mot samme problem, men der effektene av tiltakene ikke er helt like. I slike tilfeller kan vi ikke uten videre velge det tiltaket med lavest kostnader.

Samfunnsøkonomiske analyser inneholder økonomisk verdsetting i varierende grad. Nytte-kostnads-analyser inneholder kroneverdier for alle eller de fleste nytte- og kostnadskomponenter, og tillater dermed beregning av samfunnsøkonomisk lønnsomhet og rangering av alternative tiltak. En kostnadseffektivitetsanalyse gir også grunnlag for en rangering av alternativer. En kostnads-virkningsanalyse gjør ikke det. Hvilken analysetype en velger, vil avhenge av tilgjengelig kunnskap, og av hva som gir beslutningstakerne det beste bildet av de virkningene aktuelle tiltak vil ha.

Samfunnsøkonomiske analyser likner bedriftsøkonomiske kalkyler, men med den avgjørende forskjellen at de skal fange opp et tiltaks virkninger for samfunnet som helhet. «Samfunnet» vil oftest bety landet – i vårt tilfelle Norge. Men det er ingenting i veien for å ha et fylke eller annen region som analyseenhet, eller for den saks skyld hele verden. Normalt gjelder analysene tiltak som er «små», i den forstand at de ikke påvirker prisene i økonomien. Ved analyse av større endringer, som f.eks. klimapolitikk eller en skattereform, må en bruke makroøkonomiske modeller som fanger opp at det analyserte tiltaket også fører med seg endringer i priser.

9.1.2 Hovedelementene i samfunnsøkonomiske analyser

En samfunnsøkonomisk analyse tar utgangspunkt i en problembeskrivelse: Hva er bakgrunnen for at tiltak skal vurderes? Hvilket eller hvilke mål skal de tjene til å oppnå? En del av dette trinnet vil være å beskrive situasjonen slik den vil være uten nye tiltak – det som i analysen vil kalles basisalternativet.

Det neste trinnet er å beskrive aktuelle tiltak. I veilederen understrekes det at et grundig arbeid i denne fasen er avgjørende for en god analyse. Visse alternativer ligger kanskje i dagen, f.eks. gjennom den offentlige debatten, men analysen bør ikke innskrenkes til disse.

Når aktuelle tiltak er pekt ut, er trinn tre å identifisere og beskrive virkningene av hvert enkelt alternativ – over tid, sett i forhold til situasjonen i basisalternativet. Både fordeler (nytte) og ulemper (kostnader) skal beskrives, enten de er tilsiktet eller ikke. En skal spesifisere hvilke befolkningsgrupper som blir berørt av tiltaket, for å få fram fordelingsprofilen. Enkelte virkninger kan beskrives kvalitativt. Andre kan beskrives i fysiske størrelser. Disse fysiske størrelsene skal verdsettes i kr «der det er mulig og gir meningsfull informasjon».

Kroneverdien av en positiv virkning skal være lik det befolkningen er villig til å betale for å oppnå den. Verdien av ressursene som anvendes i tiltaket skal settes lik verdien av ressursene i beste alternative anvendelse. I mangel av markedspriser er det aktuelt å beregne kalkulasjonspriser på nytte- og kostnadskomponenter.

Siste trinn i analysen er sammenstilling og vurdering av resultatene. I en fullstendig nytte-kostnadsanalyse beregnes alle virkninger i kr. Alle tiltakets fremtidige nytte- og kostnadskomponenter neddiskonteres til sin nåverdi ved hjelp av en rentesats. Hvis netto nåverdi er positiv, er tiltaket samfunnsøkonomisk lønnsomt. I kostnadseffektivitetsanalyser vil en kunne gjøre nåverdiberegninger for kostnadssiden. I alle analysetyper vil det stilles krav til oversikt og systematikk i sammenstillingene av virkninger.

9.1.3 Økosystemtjenester i samfunnsøkonomiske analyser

De fleste prosjekter som påvirker naturen vil også påvirke strømmen av tjenester vi mennesker mottar fra økosystemene. Dette vil gjelde enten prosjektet er et tiltak for å verne eller på annen måte bevare et stykke natur, eller prosjektet har et annet hovedformål – men innebærer negative eller positive miljøvirkninger.

Det finnes en del spesielle utfordringer når det gjelder behandlingen av økosystemtjenester i samfunnsøkonomiske analyser. Samtidig som disse tjenestene utgjør naturgrunnlaget for produksjon, forbruk og velferd, har mange av dem ikke noen markedspris. Det finnes metoder for å konstruere kalkulasjonspriser, altså verdsette tjenestene i penger, jf. kapittel 8. Men det vil i praksis være en rekke økosystemtjenester vi ikke har priser for. Et viktig spørsmål blir derfor hvordan en behandler ikke verdsatte miljøvirkninger i samfunnsøkonomiske analyser, og hvilken rolle samfunnsøkonomiske analyser bør ha dersom sentrale virkninger ikke er verdsatte. Et annet spørsmål er hvordan verdien av økosystemtjenester vil utvikle seg fremover i tid. Dette kan igjen avhenge både av hvordan tilstanden i økosystemene utvikler seg og av hvordan en bestemt tilstand blir verdsatt i fremtiden. Det har ofte vært påstått at samfunnets verdsetting av et miljøgode, altså en gitt tilstand, systematisk vil stige sammenliknet med et generelt prisnivå, altså stige i «realverdi». Argumentasjonen er dels at betalingsvilligheten for slike goder øker raskere enn for andre varer og tjenester i gjennomsnitt, og dels at miljøgoder er knappe og at tilbudet derfor ikke kan økes. Hva en forutsetter på dette punktet kan påvirke resultatet av en analyse, og likeså hvordan en beskriver den fremtidige betydningen av miljøgoder som ikke er verdsatt i penger.

Tilstanden i et økosystem under påvirkning endres ikke nødvendigvis gradvis, den kan skifte brått og irreversibelt. I verste fall kan systemet bryte sammen, med den følgen at det ikke lenger kan gi oss de opprinnelige økosystemtjenestene. En grunnleggende usikkerhet om sammenhenger, fare for irreversible skift og noen ganger sammenbrudd, gjør det særlig utfordrende å kalkulere fremtidige verdier, jf. diskusjon i kapittel 8.

Fremtidig nytte og kostnad skal neddiskonteres. Dette gjelder alle virkninger av et prosjekt, ikke bare virkninger på økosystemer og -tjenester. Men siden virkningene ofte er svært langvarige, ofte irreversible og noen ganger katastrofale, er det svært viktig hvilken vekt fremtidige effekter blir tildelt i samfunnsøkonomiske analyser.

Virkningene av et prosjekt eller et annet tiltak fordeler seg ulikt i befolkningen. Mens samfunnsøkonomisk lønnsomhet er et overordnet mål der det er likegyldig hvem som får nytten og hvem som bærer kostnadene, vil beslutningstakere være opptatt av geografisk, sosial og annen fordeling. Det har vært foreslått metoder for å inkludere fordelingsvekter i beregningen av samfunnsøkonomisk lønnsomhet, men anbefalt praksis i Norge er å beskrive fordelingsvirkningene eksplisitt.

9.1.4 NOU 2012: 16 Samfunnsøkonomiske analyser

Ekspertutvalget for samfunnsøkonomiske analyser la fram sin rapport 3. oktober 2012. Utvalget hadde et omfattende mandat, som direkte og indirekte berørte utfordringene som er nevnt over.

Et viktig punkt i mandatet gjaldt spørsmålet om visse kalkulasjonspriser, inkludert priser på miljøgoder, skal antas å utvikle seg annerledes i fremtiden enn det generelle prisnivået. Et annet gjaldt hvilken kalkulasjonsrente som bør velges, og hvorvidt denne renta skal være konstant eller falle over tid. Et tredje gjaldt behandlingen av irreversible virkninger, og av katastrofale utfall med liten, men ikke neglisjerbar sannsynlighet. Et fjerde punkt gjaldt behandling av fordelingsvirkninger. På alle disse punktene vil vurderingene og anbefalingene i NOU 2012: 16 være en viktig del av grunnlaget for våre egne drøftinger og konklusjoner.

I tillegg inneholder NOU 2012: 16 kapitler som drøfter andre viktige sider ved samfunnsøkonomiske analyser, men som ikke er så sentrale for behandlingen av økosystemtjenester. Et sentralt punkt i mandatet gjaldt spørsmålet om karbonprisbaner, dvs. hvilke kalkulasjonspriser på klimagassutslipp som bør brukes i samfunnsøkonomiske analyser. Et annet punkt gjaldt verdsetting av liv og helse, inkludert verdien av et «statistisk liv», som vi så vidt vil berøre. Ellers vurderte ekspertutvalget spørsmålet om hvordan en skal behandle ringvirkninger av samferdselsprosjekter, og spørsmålet om analyseperiode og restverdi av et prosjekt ved analyseperiodens utløp.

I tråd med vanlig miljøøkonomisk tradisjon bruker NOU 2012: 16 begrepet «miljøgoder». Økosystemtjenestekonseptet blir imidlertid beskrevet og forklart i en egen boks, og sammenhengen mellom miljøgoder og økosystemtjenester blir diskutert i teksten. Ekspertutvalget nevner frisk luft, rent vann og tilgjengelige turområder som eksempler på slike goder, men påpeker at en også har miljøgoder som mer indirekte bidrar til menneskers velferd. Dette er NOU’ens beskrivelse av sammenhengen mellom økosystemtjenester og miljøgoder: «På den annen side har naturen, f.eks. våtmarksområder, en renseevne. Om forurensningene overstiger den løpende rensekapasiteten, vil vannkvaliteten dale og miljøgodet svekkes. Naturens renseevne kan beskrives som en «regulerende økosystemtjeneste» (…). Tjenesten bidrar til, eller «produserer» miljøgodet rent vann, som igjen bidrar til nye økosystemtjenester (som f.eks. de «kulturelle» tjenestene bading og fritidsfiske).»

Lindhjem mfl. (kommer) benytter prinsippene anbefalt i NOU 2012: 16 for å anslå samfunnsøkonomisk lønnsomhet ved økt skogvern. De finner at nytten langt overskrider kostnadene, jf. boks 9.3.

Kilde: Foto: Marianne Gjørv

9.2 Sentrale problemstillinger for behandlingen av miljøgoder og økosystemtjenester i samfunnsøkonomiske analyser

9.2.1 Kalkulasjonspriser og prisutvikling over tid

Spørsmålet om hvordan verdien av økosystemtjenester vil utvikle seg over tid kan strengt tatt ikke drøftes uavhengig av spørsmålet om hvordan slike verdier forstås, uttrykkes og måles. Dette spørsmålet er diskutert i kapittel 8 foran. Her vil vi konsentrere oss om hvordan spørsmålet skal håndteres i samfunnsøkonomiske analyser, med vekt på kalkulasjonspriser der slike finnes.

Ekspertutvalget for samfunnsøkonomiske analyser var ikke eksplisitt bedt om å vurdere metodene for verdsetting av miljøgoder eller andre goder uten markedspris. Derimot skulle utvalget vurdere om enkelte kalkulasjonspriser kan antas å stige raskere over tid enn gjennomsnittet av andre priser, slik at det bør justeres for dette i fremtidige inntekter og kostnader. Tidsbruk og miljøgoder ble særskilt nevnt i mandatet.

I NOU 2012: 16 anbefales det at kalkulasjonsprisene på tidsbruk/tidsbesparelser skal justeres i tråd med forventet realinntektsvekst, målt ved BNP per innbygger. Ekspertutvalgets argument er at tidsbruk og tidsbesparelser normalt verdsettes med utgangspunkt i timelønn, og denne har historisk sett vokst raskere enn det generelle prisnivået.

Utvalget anbefaler en tilsvarende realprisjustering av verdien av statistiske liv, som er viktig i analyser av tiltak som påvirker helse og risoko for ulykker. Ekspertutvalget foreslår for det første at verdien av et statistisk liv bør settes til 30 mill. 2012-kr. Dette er nær det dobbelte av den verdien som anbefales i Finansdepartementets veileder. Utvalget foreslår videre at verdien av et statistisk liv realprisjusteres som tidsverdier, altså tilsvarende veksten i BNP per innbygger. Det bør tilføyes at ekspertutvalget ser de etiske problemene ved økonomisk verdsetting av liv, og bl.a. understreker at slik verdsetting ikke er nødvendig i alle typer samfunnsøkonomiske analyser. Bl.a. skriver de: «For tiltak der virkninger for liv og helse er en hovedkonsekvens, spesielt der tiltakene innebærer betydelige risikoendringer for enkeltpersoner og/eller det er kjent hvem som særlig berøres, vil kostnadseffektivitetsanalyse eller kostnadsvirkningsanalyse ofte være mer hensiktsmessig enn nytte-kostnadsanalyse.»

Når det gjelder utviklingen i verdien av miljøgoder, diskuterte utvalget først den allmenne bakgrunnen for spørsmålet.

Et hovedargument for å anta voksende betalingsvillighet for miljøgoder, er at naturen rundt oss har en endelig størrelse. Reduserte økosystemer kan riktignok i noen tilfeller repareres, men som hovedregel kan vi ikke skape «mer» natur enn i en naturtilstand. En voksende befolkning vil gradvis kreve større plass, og voksende materiell produksjon og forbruk vil, isolert sett, måtte antas å øke belastningen på naturgrunnlaget og økosystemene. For ordinære goder med et gitt tilbud vil en intuitivt anta at markedsprisen vil øke med økt etterspørsel.

Som for ordinære goder kommer spørsmålet om effektivisering av bruken inn i bildet også her. Når produksjonen av varer og tjenester kan vokse merkbart raskere enn veksten i arbeidsinnsats, måles det som økt arbeidsproduktivitet. En sterk økning i «miljøeffektivitet», altså en sterk nedgang i miljøbelastning per enhet, kan motvirke de bakenforliggende faktorene – og kan gjøre at miljøbelastningen er konstant eller går ned trass i voksende befolkning og produksjon. Et relevant globalt eksempel er utslippene av ozonnedbrytende gasser, som har gått kraftig ned fordi en har skiftet til andre stoffer i spraybokser, isoleringsskum og kjølesystemer6.

Det er også hevdet at folk med lav inntekt legger lite vekt på miljøtilstanden, og følgelig har liten betalingsvillighet for miljøforbedringer, men at vurderingene endres når inntekten stiger. Dette har vært knyttet til forestillinger om at miljøgoder er «luksusgoder». De få og svært usikre beregninger som er gjennomført viser gjennomgående at betalingsvilligheten for et gitt miljøgode øker med voksende inntekt, men ikke nødvendigvis proporsjonalt med inntekten7.

Utvalget skiller mellom tre hovedtyper av kalkulasjonspriser på miljøgoder. Den ene typen er slike som avledes av internasjonale forpliktelser, politiske mål og vedtatte virkemidler. Her bør en legge til grunn «dagens politikk og sikker kunnskap om fremtidige mål og forpliktelser.» Det gjøres ikke justeringer for antakelser om politikkutvikling. Slike vurderinger kan f.eks. samles i en sensitivitetsanalyse, dersom de anses som særlig aktuelle for beslutningstaker. NOU 2012: 16 har for øvrig et eget kapittel om karbonprisbaner – kalkulasjonsprisene på klimagassutslipp – som er en kalkulasjonspris avledet av politiske mål og forpliktelser.

Som tidligere nevnt, foreslår ekspertutvalget å realprisjustere verdien av et statistisk liv. Det samme bør logisk sett gjelde miljørelaterte kalkulasjonspriser som avledes av verdien av et statistisk liv, dvs. kalkulasjonsprisene på visse utslipp til luft. Slike kalkulasjonspriser bør i tillegg justeres for nye anslag for dose-respons-sammenhengene.

Når det gjelder kalkulasjonspriser basert på individuell betalingsvillighet for miljøgoder skriver ekspertutvalget dette etter en gjennomgang av den forholdsvis sparsomme litteraturen på området: «Det synes derfor ikke å være et tilstrekkelig empirisk grunnlag for å foreslå generelle regler for realprisjustering av kalkulasjonspriser som bygger på undersøkelser av betalingsvillighet for miljøgoder». Utvalget har bl.a. lagt vekt på at betalingsvilligheten kan endres over tid av helt andre grunner enn inntektsutvikling. Miljøkunnskapen og folks preferanser kan endres, likeså miljøtilstanden som sådan.

Utvalget understreker at for svært mange miljøvirkninger vil samfunnsøkonomiske analyser inneholde kvalitative og/eller kvantitative beskrivelser, men ikke pengeverdier. Også for slike miljøvirkninger vil fremtidig verdiutvikling kunne være viktig. Utvalget understreker at en beskrivelse av fremtidig tilgang og knapphet på ikke-verdsatte miljøgoder, og deres fremtidige betydning, er en naturlig del av en samfunnsøkonomisk analyse. Uavhengig av om kalkulasjonspriser er tilgjengelige og brukes, bør faktorer som påvirker berørte miljøgoders fremtidige knapphet og betydning presenteres og drøftes i de samfunnsøkonomiske analysene.

Utvalget for samfunnsøkonomiske analyser viser vidre til at det er nedsatt et eget ekspertutvalg som bl.a. skal utrede verdien av natur og økosystemtjenester i Norge.

I NOU 2012: 16 blir altså spørsmålet om tidsjustering av kalkulasjonspriser på miljøgoder til slutt diskutert ut fra hvordan kalkulasjonsprisene er beregnet – om de er basert på politiske vedtak, avledet av verdien på et statistisk liv eller basert på undersøkelser av individuell betalingsvillighet. Alle disse kildene kan i prinsippet være utgangspunktet for verdsetting av økosystemtjenester, jf. beskrivelsen i kapittel 8. Men for mange av tjenestene vil undersøkelser av betalingsvillighet være den eneste tilgjengelige eller mest brukte metoden for økonomisk verdsetting.

9.2.2 Neddiskontering av fremtidig nytte og kostnad

Neddiskontering skal tjene til å gjøre virkninger på ulike tidspunkter sammenliknbare. Fremtidig nytte og kostnader neddiskonteres ved hjelp av en rentesats – kalkulasjonsrenta – til sin nåverdi. Ekspertutvalget for samfunnsøkonomiske analyser kaller dette «(e)n systematisk og transparent måte å gjøre dette på». I en nytte-kostnadsanalyse er kriteriet for samfunnsøkonomisk lønnsomhet at netto nåverdi av tiltaket er positiv, dvs. at nåverdien av all fremtidig nytte skal overstige nåverdien av alle fremtidige kostnader.

Ekspertutvalget skriver at det er to innfallsvinkler til kalkulasjonsrentebegrepet. Renta kan dels betraktes som et uttrykk for hvor stor avkastning en vil kreve av en investering, og dels hvor stort merforbruk en vil kreve i neste periode for å avstå fra et visst forbruk i dag8.

I NOU 2012: 16 drøftes den mye brukte «Ramsey-betingelsen», se boks 9.1. Denne likningen sier at sparingen i økonomien må være nøyaktig så stor at avkastningskravet for investeringer (venstre side) tilsvarer kompensasjonskravet for å avstå fra konsum (høyre side), og likningen dekomponerer dessuten konsumavveiningene.

Å beregne kalkulasjonsrenta er atskillig mer komplisert enn å sette opp Ramsey-betingelsen. Ekspertutvalget påpeker at beregninger basert på høyre side i Ramsey-likningen viser stor spredning, og trekker fram Stern-rapporten som illustrasjon på uenighet og usikkerhet: Stern (2007) bruker en verdi på p nær null (0,1), begrunnet etisk med at nytten for fremtidige generasjoner skal telle like mye som for dagens. Så setter han verdien 1 på n, og legger dermed liten vekt på at fremtidige generasjoner blir rikere enn oss og dermed har lavere nytte av sin marginale inntekt. Så bruker han en relativt lav vekstrate for konsumet – g = 1,3 pst. per år – og ender opp med en kalkulasjonsrente på (0,1 + 1 x 1,3) pst. = 1,4 pst. Nordhaus (2007) mener at satsen bør være (1,5 + 2 x 2) pst. = 5,5 pst. Andre beregninger kan gå opp til 8 pst. Denne store usikkerheten synes å være begrunnelsen for at utvalget i stedet velger en kapitalavkastningstilnærming.

Kapitalavkastning kan observeres i markeder. I en liten, åpen økonomi som den norske vil avkastningen på tilsvarende investeringer i utlandet være en nærliggende referanse. Utvalget var spesielt bedt om å vurdere om kalkulasjonsrenta skal være fast, eller om den bør falle over tid. Det konkluderer med at det er mulig å fastsette en absolutt risikofri rente på 2,5 pst. i førti år med utgangspunkt i kapitalmarkedene. Deretter bør satsen falle gradvis. Dette begrunnes med at usikkerheten i den globale økonomien blir større jo lengre en ser inn i fremtiden. Økt usikkerhet bør slå ut i lavere kalkulasjonsrente på lang sikt.

Når det gjelder tillegget for et prosjekts eller tiltaks systematiske risiko (se neste avsnitt), kan ikke kapitalmarkedene gi klare holdepunkter. Utvalget foreslår at et tiltak med normal systematisk risiko skal få et tillegg i renta på 1,5 pst., det vil si at for «et normalt offentlig tiltak, som et samferdselstiltak, vil en reell risikojustert kalkulasjonsrente på 4 pst. være rimelig (…) de første 40 år.» For årene fra 40 til 75 år anbefales en rente på 3 pst., for perioden utover 75 år anbefales en sats på 2 pst. per år.

9.2.3 Nærmere om risiko og usikkerhet

Tradisjonelt blir usikkerhet om fremtiden behandlet som risiko i samfunnsøkonomiske analyser. Det vil si at fremtidige utfall ikke betraktes som gitte størrelser, men isteden beskrives i form av sannsynlighetsfordelinger, jf. diskusjonen om risiko og usikkerhet i kapittel 8.4.1 i NOU 2012: 16. Slike sannsynlighetsfordelinger kan ha ulik fasong, men ofte brukes en klokkeformet «normalfordeling». En slik fordeling kan ha liten eller stor spredning – altså være høy og slank eller lav og bred – men den vil alltid være symmetrisk rundt en forventningsverdi.

Man skiller mellom systematisk og usystematisk risiko. Den usystematiske risikoen i et prosjekt avhenger av forhold innenfor prosjektet – så som grunnforholdene når det skal sprenges tunnel. Den usystematiske risikoen i tunnelprosjektet er helt uavhengig av den tilsvarende usystematiske risikoen i et jernbaneprosjekt eller i et fredningsvedtak. Denne usikkerheten antas derfor å jevne seg ut når antallet prosjekter er stort, og i samfunnsøkonomiske analyser blir den utelatt9.

Den systematiske risikoen i et prosjekt er knyttet til den generelle utviklingen i økonomien. Både for tunnelen, jernbanen og fredningen vil den fremtidige nytten og lønnsomheten være avhengig av hvor sterkt inntektene i samfunnet vokser. Denne systematiske risikoen forsvinner altså ikke med et økende antall prosjekter, og må derfor tas hensyn til på et samfunnsnivå. Men man regner vanligvis med at lønnsomheten i et veiprosjekt er mer avhengig av den økonomiske veksten enn lønnsomheten i et sykehjem, fordi behovet for sykehjemsplasser er styrt av demografiske forhold. Veiprosjektet har altså større systematisk risiko. Dette blir normalt tatt hensyn til ved at et veiprosjekt får et større «risikotillegg» i kalkulasjonsrenta, slik at fremtidige nyttekomponenter neddiskonteres med en høyere sats enn i et sykehjemsprosjekt.

Bruken av sannsynlighetsfordelinger er ikke uproblematisk. Det er i utgangspunktet ingen grunn til å anta at fremtidige utfall er normalfordelte. Ikke minst kan det være tvilsomt at ekstreme utfall får så lav sannsynlighet at de mister tyngde i beregningene. I boka «The Black Swan» påpeker Nasim Taleb at «halene» i sannsynlighetsfordelinger i virkeligheten ofte er mye tykkere enn i normalfordelinger, og at ekstreme hendelser opptrer oftere enn vi tror (Taleb 2010). Vulkanutbrudd og drastiske fall i aksjemarkedene er eksempler. Ideen om normalfordelinger, der halene er tynne og ekstreme utfall nærmest uinteressante, kan bygge på psykologiske mekanismer. Dessuten er slike fordelinger lette å regne på, noe som kan ha bidratt til at de har fått en større plass enn de strengt tatt fortjener10.

Et enda mer grunnleggende spørsmål er om fremtidige utfall i det hele tatt har en kjent sannsynlighetsfordeling, eller om en står overfor en ren usikkerhet11. En slik usikkerhet kan dels bestå i at en kjenner mulige utfall, men ikke sannsynligheten for at de oppstår, eller den kan bestå i at en ikke en gang er kjent med hva som kan komme til å skje. Dette kan jf. diskusjonen i kapittel 2.10 beskrives som grunnleggende usikkerhet eller uvitenhet. Eksistensen av mulige «tykke haler», av usikkerhet og uvitenhet er en stor utfordring i mange beslutninger. Følgelig er det også viktig hvordan disse problemene omtales i samfunnsøkonomiske analyser.

9.2.4 Behandling av irreversibilitet, usikkerhet og potensielle katastrofer

Ekspertutvalget for samfunnsøkonomiske analyser hadde i sitt mandat å vurdere hvordan samfunnsøkonomiske analyser skal behandle irreversibilitet og katastrofer med liten, men ikke neglisjerbar sannsynlighet. Utvalget påpekte at katastrofale virkninger stort sett vil være irreversible, mens de fleste irreversible virkninger ikke er katastrofale, og drøftet de to problemene separat.

Begrepsparet reversibel/irreversibel er nyttig, men bør ikke forlede oss til å dele virkninger i to atskilte kategorier. Vi står overfor varierende grader av stivhet og irreversibilitet. I den ene enden av skalaen vil nok svært få virkninger av en beslutning være reversible i den forstand at de kan omgjøres uten kostnad. I den andre enden av skalaen finnes det en del, men ikke nødvendigvis mange, virkninger som det er teknisk umulig eller økonomisk uaktuelt å reversere. Tap av en art, eller nedbygging av et naturområde, må regnes som irreversible.12

I økonomisk teori vil irreversibilitet føre til at det kan knyttes en verdi til å utsette et tiltak – dersom en kan skaffe seg ny kunnskap om virkningene ved å vente. Denne verdikategorien kalles gjerne «kvasi-opsjonsverdi» i miljøøkonomien, og «opsjonsverdi» i finansteorien. For å forvirre ytterligere, kalles fenomenet «realopsjoner» i andre sammenhenger.

Arrow og Fisher (1974) var de to første som beskrev «kvasi-opsjonsverdier» knyttet til nedbygging av et naturområde. Hva slags ny kunnskap kan en tenke seg å få ved å utsette tiltaket? I noen tilfeller kan det settes i gang konkrete undersøkelser – i dette eksempelet kan det gjelde spørsmålet om hvilket naturmangfold området faktisk inneholder. Slik kunnskap kan danne grunnlag for en bedre beslutning senere. Men det kan også være kunnskap om områdets fremtidige nytte som friluftsområde, en kunnskap som bare kan oppnås i fremtiden dersom området forblir uberørt. Igjen står vi altså overfor en skala fra det prinsipielt ukjente til konkrete kunnskapshull som kan fylles med målrettede undersøkelser.

NOU 2012: 16 sier, som Finansdepartementets veileder, at slike kvasi-opsjonsverdier kan være vanskelige å beregne. En må være bevisst at når en står overfor irreversibilitet og manglende kunnskap, er ikke positiv netto nåverdi et tilstrekkelig kriterium for at et tiltak er samfunnsøkonomisk lønnsomt. I Pearce mfl. (2006) påpekes det at en kvasi-opsjonsverdi ikke er en egen komponent i den totale økonomiske verdien. Det vil være slik at måten fenomenet håndteres på vil avgjøre i hvilken grad ressursens totale økonomiske verdi vil bli realisert eller gå tapt. Dette peker også i retning av at poenget her er å være bevisst og beskrive irreversibilitet og mulige kvasi-opsjonsverdier som ledd i analysen.13

NOU 2012: 16 vurderer altså irreversibilitet på samme måte som eksisterende praksis, men når det gjelder potensielle katastrofer gjengir utvalget en ganske fersk faglig debatt med utgangspunkt i klimaproblemet. I kjølvannet av Stern-rapporten har økonomen Martin Weitzman levert argumenter for at nytte-kostnadsanalyser ikke egner seg til å beregne optimal, global klimapolitikk. Kritikken hans retter seg særlig mot såkalte «Integrated Assessment Models» som er globale økonomiske modeller som bl.a. beregner utslipp av klimagasser og kostnader ved utslippsreduksjoner, og som dessuten modellerer klimaendringenes tilbakevirkning på verdensøkonomien i form av tapt produksjon eller forbruk. Beregninger med slike modeller har tradisjonelt endt opp i anbefalinger om forsiktige utslippsreduksjoner på kort sikt14.

Weitzmans kritikk kan kort oppsummeres slik: De globale modellene opererer med sannsynlighetsfordelinger for sammenhengen mellom klimagassutslipp og globale skader, som om denne fordelingen er kjent. Det vi står overfor er grunnleggende usikkerhet – uvitenhet – og ikke en kjent risiko. Det finnes en viss, ikke neglisjerbar sannsynlighet for at isen på Grønland begynner å smelte, eller at metanen i tundraen begynner å lekke ut i store mengder. Dette tilsier at den egentlige sannsynlighetsfordelingen for velferdstap på grunn av klimaendringer kan ha en «tykkere» høyrehale enn en pen normalfordeling. Da kan det hende at verdenssamfunnet vil ha en nær sagt uendelig betalingsvillighet for å unngå disse klimaendringene. Nordhaus (2007) og andre av Weitzmans kritikere påpeker at verden står overfor mange slike potensielle katastrofer med ikke neglisjerbar sannsynlighet, f.eks. et asteroidetreff. Logisk sett er det i følge Nordhaus umulig at verden har uendelig betalingsvillighet for å unngå flere slike katastrofer på en gang.

Weitzmans svar på dette er at poenget ikke er uendelig betalingsvillighet eller ikke. Poenget er at klimaendringene er av en slik art at det ikke er tilrådelig å søke optimalt ambisjonsnivå gjennom nytte-kostnadsberegninger. Han ender isteden opp med å anbefale et «forsikrings»-prinsipp som ligger nær en føre var-tilnærming, eventuelt en «sikker minimumsstandard».

Som NOU 2012: 16 påpeker, er dette to tilnærminger som er utviklet på miljøfeltet for å håndtere irreversibilitet, mulige katastrofer og kunnskapsmangel. Utvalget konkluderte i tråd med Weitzmans resonnement, men poengterte også at det ikke nødvendigvis er så ofte at problemstillingen blir aktuell i nasjonale samfunnsøkonomiske analyser.15

9.2.5 Behandling av fordelingsvirkninger

Velferdsteorien, som er grunnlaget for nytte-kostnadsanalysene, tillater ikke sammenlikning mellom ulike personers nytte eller nytteendringer, jf. bl.a. diskusjonen i kap. 6.2.1. Dermed kan en bl.a. ikke begrunne tiltak som omfordeler mellom personer, uansett om de omfordeler fra rike til fattige. De eneste tiltakene som kan anbefales er strengt tatt slike som gir pareto-forbedringer, altså bedrer situasjonen for minst ett individ uten at noen andre kommer dårligere ut.16

Beregning av samfunnsøkonomisk lønnsomhet bygger derimot på at en krone er en krone, uansett hvem som tjener og taper på grunn av tiltaket. Samfunnsøkonomisk lønnsomhet betyr at befolkningen til sammen vil betale mer for tiltaket enn det koster. Dette samsvarer med et såkalt «Kaldor-Hicks»-kompensasjonskriterium: Gevinsten gjør at alle tapere i teorien kan kompenseres, slik at vi står overfor en potensiell pareto-forbedring. Men det betyr jo ikke at kompensasjonen faktisk kommer til å skje.

En vanlig begrunnelse for å bygge på Kaldor-Hicks-kriteriet er at myndighetene har mange virkemidler til å påvirke inntektsfordelingen i samfunnet. Men siden kompensasjon ikke vil skje i det enkelte tiltaket eller prosjektet, står det i Finansdepartementets veileder at fordelingsvirkningene «bør kartlegges for særlig berørte grupper og omtales på en måte som gir beslutningstakeren et best mulig grunnlag for å ta hensyn til dette i vurderingen av tiltaket» (Finansdepartementet 2005).

Det finnes også analytikere som foreslår å inkorporere fordelingsvirkninger i beregningen av samfunnsøkonomisk lønnsomhet – ved å gi nyttevirkninger for ulike individer ulik vekt. I NOU 1997: 27 drøftes spørsmålet om såkalte «velferdsvekter» eksplisitt. Det konkluderes med at beregninger av samfunnsøkonomisk lønnsomhet skal gjenspeile faktiske, uveide betalingsvilligheter. Men: «Dersom de fordelingsmessige virkningene er betydelige, og det ikke gjennomføres faktiske kompensasjonstiltak, vil imidlertid slik aggregert informasjon ofte være utilstrekkelig som beslutningsgrunnlag. Det er derfor nødvendig å drøfte fordelingsvirkninger.» NOU 2012: 16 diskuterer også forslaget om velferdsvekter, og ekspertutvalget konkluderer med å beholde gjeldende praksis. Fordelingsvirkninger skal beskrives eksplisitt, ikke inkorporeres i beregninger av samfunnsøkonomisk lønnsomhet.

9.2.6 Ikke-prissatte virkninger i nytte-kostnadsanalyse

Selv om det i henhold til veilederen i samfunnsøkonomiske analyser er et mål å prissette alle virkninger så langt det er mulig, vil det ofte være virkninger det ikke er faglig eller etisk forsvarlig å verdsette i kr. Magnussen mfl. (2012c) peker på to hovedgrunner til at virkninger ikke prissettes. Det kan være at det er vanskelig å fastslå «mengden» (den fysiske effekten) eller det kan være vanskelig å finne «priser» (og kanskje mengder i tillegg). I den første kategorien havner f.eks. effekter på omsettelige produkter som fisk og turisme. I den andre kategorien havner effekter på naturmiljø, landskap, friluftsliv etc. Slike virkninger må allikevel drøftes i analysene, og veilederen i samfunnsøkonomiske analyser skisserer en metode for å håndtere de ikke-prissatte virkningene i en samfunnsøkonomisk analyse (Finansdepartementet 2005). Metoden er fulgt opp i Statens Vegvesens håndbok i konsekvensanalyser (Statens Vegvesen 2006). Det understrekes begge steder at selv om det ikke er mulig eller ønskelig å prissette alle virkninger, bør en så lang som mulig forsøke å tallfeste virkninger i fysiske størrelser. Metodikken er imidlertid utviklet først og fremst for å håndtere virkninger som heller ikke kan beskrives i fysiske størrelser. Tre begreper er sentrale i metoden: betydning, omfang og konsekvens.

Første trinn i metoden er å vurdere betydningen eller verdien17 av det området, miljøet eller objektet som som påvirkes at et tiltak (liten- middels- eller stor betydning). Deretter vurderes omfanget av de endringene som er forventet innenfor området/miljøet som er vurdert (fra lite til stort omfang av både positive og negative virkninger). Avslutningsvis vurderes virkningers konsekvenser innenfor det aktuelle området, sammenlignet med basisalternativet. Konsekvensen finnes ved å sammenholde områdets betydning med omfanget av tiltaket. Eksempelvis vil da et inngrep som ødelegger forholdene for friluftsliv (stort negativ omfang) i et område som brukes mye til friluftsliv (stor betydning) kunne vurderes til å ha stor eller meget stor negativ konsekvens for friluftsliv (- - -/- - -). Figur 9.2 viser en matrise med tre kategorier for betydning og sju kategorier for omfang. Matrisen deles så i ni konsekvensområder (fra meget stor positiv konsekvens (++++) til meget stor negativ konsekvens (- - -))

Kilde: Finansdepartementet (2005) og Statens Vegvesen (2006)

Et tiltak kan ha både positive og negative ikke-prissatte virkninger. I noen tilfeller kan negative konsekvenser veies opp av positive konsekvenser. Dette er imidlertid ikke alltid tilfellet, og ulike konsekvenser kan påvirke menneskers velferd på forskjellige måter. Det er derfor ingen automatikk i at alle konsekvenser skal tillegges lik vekt i en samlet vurdering. Dette kompliserer prosessen med å veie sammen konsekvenser av ulike ikke-prissatte virkninger, og å veie sammen ikke-prissatte virkninger og prissatte virkninger. Selv om det er skissert metoder for dette i veilederen for samfunnsøkonomisk analyse (Finansdepartementet 2005), er det få gode eksempler på at dette er gjort i praksis i gjennomførte samfunnsøkonomiske analyser (Magnussen mfl. 2012c).

Dersom det er mulig å gjøre en samlet vurdering av alle ikke-prissatte virkninger kan tiltakene avslutningsvis rangeres med det tiltaket som får flest plusser på topp. Resultatene av en slik rangering vil være nyttig for beslutningstakere i tillegg til det resultatet en får ved å rangere tiltakene etter samfunnsøkonomisk lønnsomhet når de prissatte virkningene legges til grunn (Finansdepartementet 2005).

9.3 Utvalgets vurderinger og konklusjoner

Økosystemtjenestetilnærmingens fokus på økosystemenes bidrag til menneskers velferd er i tråd med grunnlaget for samfunnsøkonomiske analyser. Ved å knytte velferdsendringer til endringer i økosystemtjenester, illustreres overgangen fra fysisk beskrevne virkninger til betydningen av disse virkningene for folks velferd – som er det en søker å inkludere i samfunnsøkonomiske analyser. Overgangen fra fysiske effekter til velferdsvirkninger er ikke alltid enkel eller kjent, men økosystemtjenesterammeverket kan være et godt utgangspunkt for slike vurderinger. Videre kan, som Magnussen mfl. (2012c) har påpekt tidligere, rammeverkets relativt uttømmende opplisting av økosystemtjenester fungere som en sjekkliste for å sikre at relevante effekter inkluderes i analysen.

Som ekspertutvalget for samfunnsøkonomiske analyser tar vi utgangspunkt i at «(h)ovedformålet med en samfunnsøkonomisk analyse er å klarlegge og synliggjøre konsekvensene av alternative tiltak før beslutning om iverksetting av tiltak fattes. Samfunnsøkonomiske analyser er dermed en måte å systematisere informasjon på (NOU 1998: 16). Analysene skal utgjøre del av et beslutningsgrunnlag, uten dermed å utgjøre en beslutningsregel.» (NOU 2012: 16.) Vi oppfatter dette som en understreking av formålet slik det beskrives i Finansdepartementets veileder (Finansdepartementet 2005). Det er viktig å holde fast ved dette utgangspunktet når en drøfter konkrete løsninger på faglig avanserte problemer. Ikke minst kan det gi retningslinjer i spørsmål som gjelder avveininger mellom oppsummerende mål, så som «samfunnsøkonomisk lønnsomhet», og spesifikke beskrivelser.

Et konkret og godt eksempel på dette er anbefalingen i NOU 2012: 16 om å unngå bruk av såkalte «fordelingsvekter» i samfunnsøkonomiske analyser. Vi støtter her gjeldende praksis, som er å beskrive fordelingsvirkninger eksplisitt, med hovedvekt på de sterkest berørte partene.

9.3.1 Spekteret av samfunnsøkonomiske analyser

Samfunnsøkonomiske analyser kan betraktes som bedriftsøkonomiske analyser utvidet til et samfunnsnivå. Men de skal fange opp virkninger for hele samfunnet, ikke bare for en bedrift. Mens en bedriftsøkonomisk kalkyle oftest vil gjelde en tidsavgrenset investering med helt marginale virkninger for totaløkonomien, kan en samfunnsøkonomisk analyse gjelde beslutninger med ikke-marginale, langvarige og mulig irreversible virkninger. Et viktig spørsmål blir om slike problemstillinger kan behandles innenfor det analytiske rammeverket, og i så fall hvordan. Som tidligere beskrevet, konkluderer Martin Weitzman med at ambisjonsnivået i den globale klimapolitikken bør baseres på en forsikringstilnærming, ikke på en nytte-kostnadsbasert optimalitetsberegning. Han begrunner dette med problemets kompleksitet, grunnleggende usikkerhet og en ikke-neglisjerbar fare for katastrofale forløp18. NOU 2012: 16 konkluderer med at når sannsynligheten for et katastrofalt utfall ikke kan neglisjeres, vil ambisjonsnivået vanligvis, i det minste implisitt, være bestemt som en «sikker minimumsstandard».

Mange av utfordringene som drøftes i denne utredningen er særlig påtrengende i nytte-kostnadsanalyser, der en søker å verdsette alle virkninger i penger og beregne et tiltaks samfunnsøkonomiske lønnsomhet. Men som påpekt tidlig i dette kapittelet, omfatter de samfunnsøkonomiske analysene et spekter av alternativer, med varierende grad av verdsetting. Hvis vi plasserer nytte-kostnadsanalysene i den ene enden av spekteret, vil vi i den andre enden ha kostnads-virkningsanalyser der mange av konsekvensene kan være beskrevet kvalitativt eller kvantitativt, men uten priser. For analyser i denne enden av spekteret vil hovedpoenget, som for andre typer av konsekvensutredninger, være å gi en beskrivelse av potensielle virkninger som er systematisk, konsistent, heldekkende og uten dobbelttellinger.

Det kan skilles mellom mange ulike beslutnings- og analysesituasjoner: En samfunnsøkonomisk analyse kan gjelde tiltak der bevaring og forvaltning av økosystemer er hovedformålet, enten de potensielle tiltakene er omfattende eller mer marginale. I slike situasjoner vil økosystemenes og økosystemtjenestenes verdi stå sentralt i utgangspunktet, selv om denne verdien ikke er målt i penger. Et alternativ kan være å utføre en kostnads-virkningsanalyse, eller en kostnadseffektivitetesanalyse, av alternative tiltak for å nå et ambisjonsnivå som kan være basert på «føre var»-betraktninger og en «sikker minimumsstandard».

Men oftere vil situasjonen være at det potensielle tiltaket eller prosjektet har et annet hovedformål, f.eks. innen transport eller energi, og bare utilsiktede virkninger på økosystemer og økosystemtjenester. Utfordringene som er nevnt foran er i prinsippet de samme. I praksis kan de være større, fordi naturverdiene skal finne sin plass i en analyse der de fleste nytte- og kostnadskomponentene for øvrig er angitt i kr. Dette forsterkes av at summen av i og for seg marginale inngrep kan utgjøre et vesentlig tap av natur. Her ser utvalget et behov for utvikling av bedre metoder.

9.3.2 Kalkulasjonspriser og utvikling over tid

Kapittel 8 presenterer og drøfter ulike metoder for økonomisk verdsetting av miljøgoder og økosystemtjenester. I kapittel 10 blir det redegjort for hvilke verdsettingsstudier som er utført. I begge disse kapitlene presenterer utvalget noen vurderinger, konklusjoner og anbefalinger om fremtidig verdsettingsarbeid. Her vil vi konsentrere oss om spørsmålet om fremtidig utvikling i kalkulasjonspriser når de faktisk eksisterer. I NOU 2012: 16 drøftes dette spørsmålet med utgangspunkt i hvilken kilde kalkulasjonsprisene for miljøgoder har. Det skilles mellom priser basert på verdien av et statistisk liv, som er knyttet til miljøtilstandens helsevirkninger, priser som er avledet av politiske vedtak, og priser som bygger på betalingsvillighetsundersøkelser.

Når det gjelder kalkulasjonspriser basert på verdien av statistiske liv, følger vi vurderingene i NOU 2012: 16, der det anbefales en prisjustering i tråd med forventet utvikling i BNP per innbygger.

Når det gjelder fremtidig utvikling i kalkulasjonspriser basert på undersøkelser av betalingsvillighet, er konklusjonen i NOU 2012: 16 at det ikke finnes et empirisk grunnlag for å lage en generell regel for hvordan slike priser vil utvikle seg over tid. Denne konklusjonen er ikke til hinder for at det gjøres antakelser om fremtidig utvikling i en konkret analyse, ut fra vurderinger av fremtidig knapphet og betydning. Bruk av sensitivitetsanalyser kan bidra til å markere usikkerheten og i tillegg illustrere usikkerhetens betydning. En sensitivitetsanalyse går ut på å gjøre flere beregninger, basert på ulike forutsetninger om utviklingen av variabler, for å vise hvor følsomt (sensitivt) analyseresultatet er for endring i forutsetninger. Et eksempel kan være å vise hva det vil bety om en kalkulasjonspris på et miljøgode «realprisjusteres» istedenfor at den følger det generelle prisnivået. NOU 2012: 16 åpner for bruk av sensitivitetsanalyser «når alternative fremtidige utviklingsbaner er viktige for analysen». (På den andre siden er det slike sensitivitetsanalyser som avslører hvor viktige alternative utviklingsbaner er.)

Når kalkulasjonspriser mangler, er det i følge NOU 2012: 16 like fullt viktig å analysere, beskrive og drøfte faktorer som påvirker miljøgodets fremtidige knapphet og betydning.

Denne siste konklusjonen vil vi støtte og utheve. Vi er også enig i at sensitivitetsanalyser kan bidra til å markere usikkerheten om fremtiden, og til å illustrere usikkerhetens betydning. Når det gjelder konklusjonen om ikke å anbefale en generell regel for realprisjustering av kalkulasjonspriser basert på betalingsvillighetsundersøkelser, har vi en annen oppfatning enn ekspertutvalget for samfunnsøkonomiske analyser. Det empiriske grunnlaget er svakt, men de analysene som er gjort indikerer inntektselastisiteter for betalingsvilligheten i området 0,3 – 0,7. Vennemo mfl. (2013) skriver at analyser av tverrsnittsdata gjennomgående gir lavere elastisiteter enn analyser av tidsseriedata – som ville være den relevante metoden i dette tilfellet. På en slik bakgrunn kan en hevde at det å ikke realprisjustere kalkulasjonspriser er et vel så kontroversielt valg som å gjøre det. Baumgärtner mfl. (2012) estimerer realprisjusteringer for flere land ved å gå gjennom historiske vekstrater for BNP i ulike land samt anslag på historiske endringer i tilbudet av økosystemtjenester. De anslår også en substitutsjonselastisitet mellom økosystemtjenester og produserte varer etter en gjennomgang av eksisterende litteratur. På dette grunnlaget anslår de en gjennomsnittlig realprisjustering på 0,9 pst. (+/- 0.3 pst.), men understreker at beregningene bygger på flere forutsetninger som alle trekker i retning av et dette anslaget er satt lavt. De bakenforliggende faktorene og tilgjengelige analyser leder oss til å konkludere med at også estimater fra betalingsvillighetsundersøkelser bør realprisjusteres på linje med tidsverdier og statistiske liv.

Som det fremgår av NOU 2012: 16 og kapittel 8 i denne rapporten, kan kalkulasjonspriser også i prinsippet avledes av politiske vedtak. Ambisjonsnivået i det politiske vedtaket kan da betraktes som et uttrykk for samfunnets samlede preferanser, og den marginale kostnaden ved å oppfylle målet som uttrykk for samfunnets betalingsvillighet. Hvis det lages overordnede politiske mål for ulike typer eller grupper av økosystemer, kan det etter utvalgets mening vurderes å bruke disse som utgangspunkt for beregning av kalkulasjonspriser til bruk i samfunnsøkonomiske analyser. Det er imidlertid en utfordring å lage gjennomgående kalkulasjonspriser basert på denne tilnærmingen, siden naturområder aldri er identiske.

I mange tilfeller vil svært sentrale kalkulasjonspriser mangle helt. Boks 9.2 viser to eksempler på dette, fra samfunnsøkonomiske analyser av relativt kjente og store spørsmål. I begge tilfellene konkluderer analytikerne med å overlate til beslutningstakerne å avgjøre om betalingsvilligheten for bestemte naturverdier kan overstige kostnadene som ligger implisitt i et eventuelt vedtak om å unngå et naturinngrep. Utvalget ser dette som en mulig tilnærming i slike situasjoner, men også som en illustrasjon av utfordringene som kan ligge i å vurdere naturverdier opp mot økonomiske verdier. Denne utfordringen er imidlertid uavhengig av metoden for konsekvensutredning.

Boks 9.3 Nytte-kostnadsanalyse av økt skogvern i Norge

Vern av skog er et sentralt virkemiddel for å forhindre tapet av biologisk mangfold og for å styrke kulturelle økosystemtjenester i Norge. Men hva er kostnaden og nytten ved å øke skogvernet? Hvor mye skog bør vernes? Lindhjem mfl. (kommer) gjør et første anslag på kostnad og nytte for Norge. De anslår kostnader ved skogvern basert på kompensasjonen som har vært utbetalt til skogeiere gjennom den frivillige verneordningen. Denne kompensasjonen skal dekke skogeiernes tapte tømmerinntekter. De tar også hensyn til at det er administrative og andre kostnader knyttet til vernet og at det koster noe for samfunnet gjennom skatteinnkreving å finansiere. Nytten anslås basert på en stor landsdekkende betalingsvillighetsundersøkelse for økt skogvern som ble gjennomført i 2008 og fremskrevet til dagens prisnivå. En stor del av nytten som beregnes er såkalt ikke-bruksverdi. Undersøkelsen ser på en økning av vernenivået fra ca. 1,4 pst. av produktiv skog, som var vernenivået da, til nivåer på 2,8 pst., 4,5 pst. og 10 pst. Dagens nivå ligger på ca. 2,7 – 2,8 pst. I undersøkelsen får folk oppgitt endringene i arealer på kart, gjennom bilder og beskrivelser av artsgrupper som vil klare seg bedre som følge av de ulike vernenivåene. Informasjonen ble kvalitetssikret av biologer og skogbrukere og grundig testet før undersøkelsen ble gjennomført (se også Lindhjem og Navrud 2009 og 2011 og Lindhjem 2008). Lindhjem mfl. (kommer) følger i sin analyse retningslinjene til utvalget for samfunnsøkonomiske analyser (NOU 2012: 16), f.eks. i valg av diskonteringsrente og ved konservativt å anta at betalingsvilligheten (BV) fremover ikke øker mer enn prisen på andre goder og tjenester folk verdsetter. Siden usikkerheten blir stor langt fram i tid, velger de 50 år som horisont. BV beregnes konservativt til 1039, 1248 og 1300 kr per husstand per år for henholdsvis 2,8 og 4,5 og 10 pst. vern. Nåverdi av vernekostnad og total, oppgitt BV for alle husholdninger i Norge er vist i figuren nedenfor.

Kilde: Lindhjem mfl. (kommer)

Resultatene viser at total nytte ligger på omlag 150 – 190 mrd. kr, avhengig av vernenivå. Kostnadene er betydelig lavere på 4 – 25 mrd. kr. Totalt sett gir alternativet 4,5 pst. høyest netto nytte (marginalt foran 10 pst.). Det er med andre ord samfunnsøkonomisk lønnsomt å øke vernet betydelig fra dagens nivå. Dette gjelder selv om en skulle mene at folk oppgir for høy BV i denne typen undersøkelser. I litteraturen er et av de høyeste anslagene for slik overvurdering at den reelle BV ligger på en tredjedel av den oppgitte. Selv om det ikke er grunn til å tro at BV er overvurdert så mye for den norske undersøkelsen, betyr en slik justering illustrert i midterste kolonne i figuren, fortsatt at nytten er langt større enn kostnaden. Grundigere analyser av både vernekostnader og nytte er ønskelig. Blant annet er ikke verdien av karbonlagring eller andre tjenester tatt med på nyttesiden. Kostnadene kan også tenkes å bli endret (lavere) ved en mer målrettet innretning på vernet.

9.3.3 Neddiskontering av fremtiden

Avveininger mellom nå og siden er sentrale i de aller fleste beslutninger. I en bedriftsøkonomisk analyse, der tidshorisonten er begrenset og nytte og kostnader kan måles i penger, vil det være naturlig å neddiskontere med en rente som gjenspeiler alternativ avkastning av investeringsbeløpet. I samfunnsøkonomiske analyser av virkninger som kan være langvarige og potensielt irreversible er det, som vi allerede har sett, langt fra selvsagt hvordan fremtidig nytte og kostnader skal betraktes fra beslutningstidspunktet. Spørsmålet om neddiskontering har alltid vært sterkt omdiskutert fra miljøhold, ikke minst fordi slik neddiskontering kan føre til at langsiktige og svært alvorlige miljøskader vil få en minimal nåverdi.

I NOU 2012: 16 foreslås det en kalkulasjonsrente på 4 pst. for et prosjekt med normal systematisk risiko, fallende til 3 pst. etter 40 år og til 2 pst. etter 75 år. I forhold til dagens praksis i transportsektoren vil dette bidra til å gjøre langsiktige investeringsprosjekter mer lønnsomme. Tilsvarende vil langsiktige miljøvirkninger få en økt nåverdi, gitt at de er verdsatt i penger i utgangspunktet.

Vi ser behovet for en gjennomgående anbefaling for samfunnsøkonomiske analyser, og vil slik sett ikke overprøve konklusjonen i NOU 2012: 16. Men vi ser at renteberegninger basert på Ramsey-likningen spriker voldsomt, og at det er fremført argumenter for en mye lavere kalkulasjonsrente enn det ekspertutvalget foreslår. Ett eksempel er Dasgupta og Mäler, som argumenterer for at veksten i forbruk per capita (g’en i Ramsey-likningen) er lavere enn det som fremkommer i nasjonalregnskapene. Deres poeng er at det foregår en stadig ødeleggelse av naturkapital, hvilket betyr at en tilsynelatende produktivitetsvekst kan vise seg faktisk å være negativ. I prinsippet kan dette tilsi en negativ kalkulasjonsrente (Dasgupta og Mäler 2000)19.

Vi tviler på at det kan oppnås enighet om én, «riktig» kalkulasjonsrente for alle anvendelser. En rentesats i en bedriftsøkonomisk analyse bidrar til effektivitet over tid i et begrenset univers av priser og kvanta. En kalkulasjonsrente i en samfunnsøkonomisk analyse vil også reflektere prioritering mellom mennesker, ettersom befolkningen gradvis skiftes ut. Neddiskontering er «systematisk og transparent», men kan ikke samtidig ta vare på effektivitets- og fordelingshensyn.

Et bidrag til løsning på dette problemet vil være at de viktige valgene med fordelingsvirkninger over tid og mellom generasjoner gjøres eksplisitt – på linje med de valgene som har fordelingsvirkninger her og nå – fordi de er etiske og politiske valg. På globalt nivå kan det gjelde ambisjonsnivået i klimapolitikken. Det vil også gjelde på nasjonalt nivå, for overordnede beslutninger om klimapolitikk, miljøgifter og forvaltning av biologisk mangfold og økosystemer. Da vil valg av kalkulasjonsrente ikke innvirke på slike avgjørelser, som i sin tur vil danne rammer og premisser for videre beslutninger.

Det er bare nytte og kostnader uttrykt i penger som kan neddiskonteres. I mange tilfeller vil virkningene på miljøtilstand, økosystemer og økosystemtjenester være anslått kvantitativt eller bare kvalitativt, og full beregning av samfunnsøkonomisk lønnsomhet vil være umulig.

9.3.4 Usikkerhet, irreversibilitet og mulige katastrofer

Som det påpekes i NOU 2012: 16, er det ikke slik at konklusjoner basert på betraktninger av globale klimaendringer kan overføres til en gjennomsnittlig nasjonal samfunnsøkonomisk analyse. Det er sjelden beslutninger har potensielt katastrofale utfall. Men vi ser at de overordnete beslutningene i samfunnet om nasjonalt forsvar og terrorberedskap er unndratt nytte-kostnadsanalyser, noe som underbygger Weitzmans poeng. Selv om «katastrofale» tap av norsk naturmangfold og økosystemer ikke vil arte seg like akutt dramatisk som krig eller terroranslag, kan resonnementet overføres til dette feltet. Igjen kommer vi tilbake til behovet for rammer på et overordnet nivå som enkelttiltak og hver for seg marginale inngrep kan vurderes ut fra. Dette gjelder så vel forvaltning som samfunnsøkonomiske analyser og alle andre typer konsekvensvurderinger før enkelttiltak skal gjennomføres.

Mange inngrep i naturen vil ha irreversible virkninger. På dette punktet bekrefter NOU 2012: 16 gjeldende retningslinjer: Når et tiltak har potensielt irreversible virkninger, er ikke positiv nåverdi et tilstrekkelig kriterium for å anbefale tiltaket. Det knytter seg en kvasi-opsjonsverdi til å utsette tiltaket i påvente av ny kunnskap. Men denne verdien er vanskelig å beregne. Det er derfor viktig å være bevisst faren for irreversibilitet og hva som kan vinnes ved å utsette et tiltak, og beskrive dette slik at beslutningstakere blir opplyst på best mulig måte. Dette vil gjelde uansett hvilken form for konsekvensutredning som blir gjennomført.

I likhet med irreversibilitet og potensielle katastrofer, er grunnleggende usikkerhet et forhold som utfordrer de samfunnsøkonomiske analysene. Når en ikke har grunnlag for å presentere en sannsynlighetsfordeling, fordi en simpelthen ikke vet, mangler en grunnlaget for å regne ut samfunnsøkonomisk lønnsomhet.

9.3.5 Vurdering av ikke-prissatte virkninger

Utvalget ser at selv om utgangspunktet er å prissette flest mulig virkninger i en samfunnsøkonomisk analyse, vil det som regel være virkninger som det ikke er praktisk, etisk eller faglig forsvarlig å prissette i kr og øre. Det er allikevel viktig å belyse alle sentrale effekter av et tiltak i en analyse, og gjeldende Veileder i samfunnsøkonomiske analyser (Finansdepartementet 2005) inneholder som beskrevet i kapittel 9.2.6 en metodikk for vurdering av slike ikke-prissatte virkninger ved hjelp av en konsekvensvifte.

Formen på konsekvensviften i Statens vegvesens håndbok fra 2006 ble endret i forhold til formen i tidligere utgaver av håndboken. Magnussen mfl. (2012c) peker på at det fremdeles kan vurderes om den nåværende formen er den riktige, men at det er vel så viktig å være klar over at vurderinger uansett vil være preget av skjønn både når det gjelder omfang, verdi og konsekvensgrad. Det vil derfor være vel så viktig å begrunne de vurderingene som gjøres, som å oppgi selve konsekvensgraden.

Håndbokens metodikk for håndtering av ikke-prissatte virkninger er i stor grad basert på eksperters vurdering av fysiske effekter på biologiske, landskapsmessige eller kulturelle elementer som følge av et tiltak. Bruk, brukere og allmennhetens vurdering av miljøendringer ser i mindre grad ut til å være et kriterium (Magnussen mfl. 2012c). Hvordan ulike effekter påvirker folks velferd kan implisitt inkluderes i vurderinger av effektenes betydning, men trenger ikke å gjøre det. Det kan derfor være rom for å gjøre vurderinger av ikke-prissatte virkninger mer i tråd med det metodiske grunnlaget for samfunnsøkonomiske analyser ved å fremheve hvordan endringer som er beskrevet kvantitativt eller kvalitativt vil påvirke befolkningens velferd.

9.4 Utvalgets anbefalinger

På bakgrunn av drøftingen i dette kapitlet vil utvalget anbefale følgende:

• Beslutninger med langsiktige og potensielt alvorlige miljøkonsekvenser bør tas med utgangspunkt i sikre minimumsstandarder, tålegrenser og føre var-prinsippet. Samfunnsøkonomiske analyser som nyttekostnadsanalyser, kostnadseffektivitetsanalyser eller kostnad-virkningsanalyser gir viktig informasjon ved å belyse flere relevante forhold i vurderingene, og er nyttige i utformingen av konkret politikk.

• For beslutninger med moderate effekter på økosystemer og/eller økosystemtjenester kan samfunnsøkonomiske analyser være viktige for å belyse og sammenstille positive og negative påvirkninger. Ambisjonsnivået bør være å anslå verdier av miljøeffektene økonomisk, slik at de kan vektes mot andre prissatte effekter på vanlig måte. Effekter det ikke er mulig å anslå verdien av økonomisk, må fremdeles synliggjøres og vurderes som ikke-prissatte effekter.

• Det er viktig at samfunnsøkonomiske analyser viser fram usikkerhet og mulige irreversible virkninger, og at det klargjøres for beslutningstakere hvilke fordeler som potensielt kan oppnås ved at et naturinngrep blir utsatt.

• Uansett om et miljøgode eller en økosystemtjeneste i utgangspunktet har en kalkulasjonspris eller ikke, bør en samfunnsøkonomisk analyse belyse faktorer som vil påvirke den framtidige verdien. Det finnes gode argumenter for å anta at mange miljøgoder vil bli knappere og mer verdifulle over tid.

• Der hvor det eksisterer kalkulasjonspriser basert på betalingsvillighetsundersøkelser, bør det som hovedregel foretas en prisjustering av disse basert på forventet utvikling i BNP per innbygger. Sensitivitetsberegninger kan brukes i tillegg, for å markere usikkerheten og illustrere dens betydning.

• Det bør utvikles bedre metoder både for å vurdere og å sammenstille ulike ikke-prissatte virkninger, og for å veie sammen prissatte og ikke-prissatte virkninger i samfunnsøkonomiske analyser.

10 Økonomiske anslag for verdier av økosystemtjenester i Norge

I dette kapitlet presenteres eksisterende utredninger som verdsetter økonomisk, eller på annen måte synliggjør, verdien av norsk natur og de økosystemtjenestene naturen frembringer. Hovedfokus er på norske studier, men der vi kjenner til spennende eksempler fra andre land som kan bidra til å synliggjøre betydningen av velfungerende økosystemer også i en norsk sammenheng, er slike inkludert (hovedsakelig i bokser). Med mindre det fremgår eksplisitt, har utvalget ikke vurdert kvaliteten på studiene, og verdianslag gjengis uten å vurdere i hvilken grad anslagene er sensitive for endringer i faktorer som f.eks. det naturfaglige grunnlaget, valg av verdsettingsmetode eller utvalgsstørrelse. I hvilken grad ulike tilnærminger og metoder er hensiktsmessig i forskjellige sammenhenger diskuteres imidlertid på et overordnet nivå under utvalgets vurderinger til slutt i kapitlet.

Tilfanget av norske studier som har verdsatt norsk natur og/eller norske økosystemtjenester økonomisk har de senere årene vært begrenset, og oversikten i dette kapitlet er relativt komplett. Når det gjelder rapporter eller analyser som synliggjør verdien av økosystemtjenester på alternative måter, er eksemplene valgt med tanke på at de skal illustrere hvordan betydningen av norsk natur presenteres i rapporter og statistikk som benyttes i ulike sammenhenger. Denne delen av litteraturen er det ikke mulig å gi en komplett oversikt over, fordi det finnes enorme mengder studier/analyser/statistikk etc. som på en eller annen måte sier noe om verdien av natur generelt og/eller økosystemtjenester mer spesielt.

Presentasjonen av studier i dette kapitlet er inndelt etter økosystemene som er beskrevet i kapittel 4 og ikke etter økosystemtjenester fordi de fleste studiene fokuserer på systemer og ikke tjenester. Noen av økosystemene som er nært knyttet til hverandre er slått sammen fordi den eksisterende litteraturen i stor grad behandler dem i sammenheng. Dette gjelder økosystemene ferskvann og våtmarker samt hav og kystsone. Polare økosystemer er ikke behandlet separat av den enkle grunn at vi ikke har funnet studier som verdsetter økosystemtjenester i polare områder eksplisitt20.

Friluftsliv foregår i alle økosystemer. Litteratur som vurderer hvilke verdier friluftsliv representerer skiller imidlertid i liten grad mellom hvilke økosystem aktiviteten foregår i. Denne gruppen studier og tilhørende anslag for verdien av friluftsliv presenteres derfor samlet, jf. kapittel 10.8.

Verdiestimatene i dette kapitlet er gjengitt med den kroneverdien som brukes i de respektive studiene. Fordi verdianslagene, som diskutert i kapittel 10.1 under, representerer ulike økonomiske størrelser som ikke uten videre kan legges sammen eller sammenlignes, er de uansett mest relevante for å si noe om størrelsesorden og relativ betydning av forskjellige tjenester. I en slik sammenheng gir det liten mening å justere verdiene for en prisstigning lik konsumprisindeksen eller lignende. Det er heller ikke sikkert at en slik indeksjustering gir et riktig bilde av verdiutviklingen. Som diskutert i kapittel 9 kan det argumenteres for at verdien av økosystemtjenester øker raskere enn vanlige forbruksgoder fordi ren natur og velfungerende økosystemer blir et stadig knappere gode.

10.1 Hvilke økonomiske størrelser representerer verdianslagene?

Som diskutert i kapittel 8 er det i utgangspunktet verdien av strømmen av økosystemtjenester, f.eks. på årsbasis, som er den mest relevante størrelsen for å vurdere betydningen av ulike tjenester fra naturen. Eller mer presist, økosystemenes bidrag til produksjon av tjenestene. I mange tilfeller inngår både produsert kapital, sosial kapital og humankapital i produksjon og utnyttelse av økosystemtjenester21. Det er derfor ønskelig å skille verdien som kan tilskrives den ikke prissatte naturkapitalen fra de andre kapitaltypenes bidrag. (Bateman mfl. 2010 og Sjaastad mfl. 2005). Det kan også være verdistrømmer hvor naturkapitalen er en nødvendig forutsetning for verdiskapning, selv om den bare representerer en liten del av sluttverdien. Mål på strømmen av en økosystemtjeneste viser i mange sammenhenger et øyeblikksbilde slik situasjonen er på et gitt tidspunkt. Det vil ofte ikke fremgå om dette uttaket av en økosystemtjeneste er på et bærekraftig nivå eller om det tærer på naturgrunnlaget slik at verdien av mulig fremtidig uttak av tjenesten blir redusert, og/eller om uttak av en tjeneste påvirker mulighetene for uttak av andre tjenester. For fornybare ressurser representerer strømmen av tjenester avkastningen på naturkapitalen, og i økonomisk forstand er den neddiskonterte verdien av alle fremtidige tjenestestrømmer et mål på verdien av denne naturkapitalen.

Diskonteringsprinsippet er nærmere omtalt i forbindelse med samfunnsøkonomiske analyser i kapittel 9, og diskuteres derfor ikke her. Det er imidlertid grunn til å minne om at et fokus på årlig produksjon (og neddiskontering av fremtidige strømmer) kan overskygge det at goder som er fornybare og høstes bærekraftig, i prinsippet kan bidra med verdier i uoverskuelig fremtid.

Som vi har diskutert tidligere, er det mange utfordringer forbundet med å anslå den totale verdien av tjenestestrømmer (både øyeblikksbilder og fremtidige strømmer), og bl.a. derfor er det i mange sammenhenger verdien av mindreendringer i strømmen av tjenester som verdsettes. De økonomiske verdsettingsmetodene (se kapittel 8 for en presentasjon) er også i hovedsak utarbeidet for å verdsette slike mindre endringer som f.eks. kan følge av ulik virkemiddelbruk eller konkrete prosjekter.

Hvilke type verdianslag som presenteres i forskjellige studier avhenger av formålet med studiene og hva slags informasjon som har vært tilgjengelig. I verdsettingslitteraturen finnes det eksempler på verdianslag både av årlige strømmer av tjenester, av alle fremtidige strømmer av tjenester og av mindre endringer i tjenestestrømmer. Det er viktig å være klar over at disse forskjellige økonomiske størrelsene ikke uten videre kan sammenlignes eller legges sammen. I mange tilfeller gir tilgjengelige økonomiske størrelser ikke nødvendigvis et godt bilde av den velferdsøkonomiske betydningen av en tjeneste. I mange av studiene oppgis f.eks. omsetnings- eller bruttoverdier fra en sektor eller aktivitet som anslag på verdiskapning som følger av at økosystemtjenester utnyttes. Siden f.eks. kostnader forbundet med bruk av arbeidskraft og realkapital ikke er trukket fra disse størrelsene gir de ikke informasjon om hva som er økosystemenes bidrag til verdiskapningen – som er den verdien vi i utgangspunktet er ute etter å anslå.

For markedsomsatte tjenester er det summen av konsument- og produsentoverskuddet som er den samfunnsøkonomiske verdien av tjenesten. Konsumentoverskuddet (areal A i figur 10.1) er differansen mellom det konsumentene maksimalt ville vært villig til å betale for en økosystemtjeneste og det de faktisk betaler. Produsentoverskuddet (areal B i figur 10.1) er differansen mellom de inntektene en produsent har fra å selge varer eller tjenester, og kostnader forbundet med å produsere varene eller tjenestene. For økosystemtjenester som ikke omsettes i markeder er det konsumentoverskuddet som utgjør den samfunnsøkonomiske mest relevante størrelsen. Det kan være verdt å merke seg at i nasjonalregnskapssammenheng brukes bytteverdi (basert på markedspriser) som verdienhet. Dette er summen av produsentoverskuddet og variable produksjonskostnader (areal C i figur 10.1). Verdsetting i nasjonalregnskapssammenheng omtales nærmere i kapittel 11.

Areal A: konsumentoverskudd

Areal B: produsentoverskudd

Areal C: variable produksjonskostnader

Det presenteres også enkelte studier som har beregnet økonomiske ringvirkninger av aktivitet som baserer seg på utnyttelse av økosystemtjenester. Selv om økonomiske ringvirkninger ikke uten videre er en relevant økonomisk størrelse i samfunnsøkonomisk verdsettingssammenheng, inkluderes disse studiene fordi de illustrerer at næringer som utnytter økosystemtjenester er viktige lokalt der ringvirkningene oppstår.

I tråd med «total samfunnsøkonomisk verdi»-begrepet, jf. kapittel 8.2.2, deles de verdiene økosystemtjenestene representerer ofte opp i ulike former for bruks- og ikke-bruksverdier. De forskjellige verdsettingsmetodene klarer i varierende grad å fange opp de ulike verdikomponentene. Hvilke metoder som er egnet til å synliggjøre de ulike formene for verdi ble diskutert i kapittel 8.

10.2 Skog22

Som beskrevet i kapittel 5 leverer norske skoger en rekke viktige økosystemtjenester. Lindhjem og Magnussen (2012) har på oppdrag fra utvalget gjennomgått eksisterende studier som synliggjør betydningen av økosystemtjenestene fra skog for folks velferd, enten ved bruk av økonomiske verdsettingsmetoder eller andre kvalitative eller kvantitative metoder. Basert på denne gjennomgangen er det særlig fem hovedgrupper av tjenester fra skog som peker seg ut som sentrale i samfunnsøkonomisk forstand: (1) karbondeponering og -lagring, (2) tømmer og trevarer, (3) utmarksressurser og rekreasjonsverdi forbundet med jakt, (4) friluftsliv og rekreasjonsverdier forbundet med «hverdagsaktiviteter» som skogsturer, trening osv. og (5) ikke-bruksverdier knyttet til bevaring av naturmangfold.

Det er ikke funnet noen økonomiske verdsettingsstudier som vurderer betydningen av grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) i skog, og med unntak av beregning av markedsverdier for tømmer og trevarer, og vurderinger av karbonbinding og lagring, er det forholdsvis få norske studier som undersøker økonomiske eller andre verdier forbundet med økosystemtjenester i skog. I de økonomiske verdsettingsstudiene som finnes (Lindhjem 2007 og Lindhjem og Navrud 2009 og 2011) er ikke økosystemtjenesterammeverket benyttet eksplisitt, og det som verdsettes er stort sett effektene av endret skogforvaltning. Det betyr at flere typer verdier analyseres samtidig, og det er ikke mulig å skille ut den delen av totalverdien som tilhører forskjellige tjenester. Selv om kunnskapsgrunnlaget vårt i dag er relativt spinkelt, betyr ikke det at det ikke er mange verdier i skogen. Lindhjem og Magnussen (2012) identifiserer og peker på betydningen av en rekke økosystemtjenester fra skog, og supplerer sin litteraturgjennomgang med enkelte eksempler på regnestykker som illustrer at flere av tjenestene som ikke er verdsatt tidligere, representerer store økonomiske verdier.

10.2.1 Verdianslag fra eksisterende litteratur

Som nevnt over er antall studier som vurderer betydningen av økosystemtjenester i skog relativt begrenset. Mens verdien av forsynende tjenester og regulerende tjenester, i den grad de er vurdert, hovedsakelig belyses ved hjelp av markedsdata, er opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) verdsatt økonomisk ved hjelp av spørreskjemaer og betinget verdsetting. Gjennomgangen av verdianslag og litteratur som synliggjør betydningen av økosystemtjenester i skog i Norge er derfor delt inn etter type tjeneste selv om noen av studiene og verdianslagene kan knyttes til flere forskjellige tjenester, som beskrevet under.

Verdsetting av regulerende tjenester i skog

Skogens evne til å binde og deponere karbon spiller som omtalt i kapittel 5 en viktig rolle i å regulere CO₂-balansen i atmosfæren. For Norges totale skogareal er karbonlageret ca. 400 – 450 mill. tonn i vegetasjonen og ca. 1100 – 1550 mill. tonn i jorda (Grønlund mfl. 2010 og Klima- og forurensningsdirektoratet 2011). Det årlige CO₂-opptaket er ca. 25 – 30 mill. tonn. Det finnes ingen gode estimater for verdien av skadekostnadene av klimagassutslipp, og det er derfor vanskelig å fastslå hva den økonomiske verdien av skogens lagring og opptak av CO₂ er. En tilnærming som er mye brukt for å gi anslag på nytteeffekten uttrykt i kroner av CO₂-tiltak, er å ta utgangspunkt i prisen på klimakvoter. Kvoteprisen er imidlertid ikke satt på grunnlag av skadene ved klimaendringer, men følger av EUs klimapolitikk og tilsvarer europeiske politikeres implisitte prissetting av CO₂-utslipp. Dersom det benyttes en kvotepris på 300 kr/tonn23 (som er det estimatet som benyttes i Klimakur 2020 (Klima- og forurensningsdirektoratet 2010b)) blir verdien av den årlige karbonbindingen i norsk skog i størrelsesorden 7,5 – 9 mrd. kr per år (Lindhjem og Magnussen 2012).

Skjelvik og Vennemoe (2011) har beregnet samfunnsøkonomisk verdi, i form av tømmerverdi og karbonbinding, av en eventuell storstilt skogplanting på arealer som gror igjen langs kysten til mellom 11 og 18 mrd. kr. Mulighetene for å øke karbonbinding i skog var bakgrunnen for denne analysen, og beregningene er basert på at det plantes en mill. dekar med sitkagran som vil binde anslagsvis 120 mill. tonn CO₂.

Lindhjem og Magnussen (2012) peker på at andre regulerende tjenester som flomdemping, pollinering og forebygging av erosjon, snø- og jordras og stormskader også er viktige, spesielt lokalt, men de har ikke funnet litteratur som vurderer omfang og betydningen av disse tjenestene i norske skoger.

Verdsetting av forsynende tjenester i skog

Som nevnt over er tømmer og trevarer blant de mest sentrale økosystemtjenestene fra skog. Totalt ble det omsatt skogprodukter for nesten 6,2 mrd. kr i 2011. Tømmer for salg er den største enkeltposten, og det ble omsatt tømmer for omtrent 3,1 mrd. kr til sagbruk og treforedlingsindustri i 2011. Netto tilvekst er den nest største enkeltposten i totalregnskapet for skogbruket (se tabell 10.1 for omsetningstall for ulike tjenester tilknyttet skogbruket) (SSB24).

Kilde: Foto: Svein Magne Fredriksen/Miljøverndepartementet

De aller fleste skogeiendommene i Norge er eid av enkeltpersoner, og det er registrert ca. 110 000 personlige skogeiere med minst 25 dekar produktivt skogareal. I 2007 var det drøyt 20 000 skogeiendommer som hadde bruttoinntekt fra tilleggsnæring. De mest utbredte tilleggsnæringene var salg av jakt- og fiskerettigheter, bortfesting av tomter og hytteutleie (se tabell 10.1 for bruttoinntekt fra ulike tilleggsnæringer). Størrelsen på eiendommen har mest å si for om eiendommen driver med tilleggsnæring. Over 90 pst. av dem som har minst 20 000 dekar produktiv skog hadde en eller annen form for tilleggsnæring. Samlet bruttoinntekt fra tilleggsnæringene var i underkant av 900 mill. kr i 2007. Omtrent 85 pst. av eiendommene hadde en bruttoinntekt på under 50 000 kr og bare 2 pst. hadde bruttoinntekt på over 500 000 kr. I gjennomsnitt var bruttoinntekten på snaut 45 000 kr for hver eiendom som hadde tilleggsnæring (Lindhjem og Magnussen 2012).

Bioenergi utgjør allerede en viktig del av energibruken i Norden, og skogen er den viktigste kilden til bioenergi både i Norge og i de andre nordiske landene. Bruk av ved til oppvarming av bolighus er svært vanlig, og i Norge er det rundt 60 pst. av husholdninger og privatboliger som bruker ved til oppvarming (Scarlat mfl. 2011). Dagens forbruk av bioenergi på omkring 14 TWh (2006) fordeler seg omtrent likt mellom ved i privatboliger og rester fra skogindustri brukt til energiproduksjon (Framstad mfl. 2009). Verdien av bioenergi kan illustreres på forskjellige måter. Eksempelvis anslår Enøk i Norge prisen for energi fra ved til mellom 54 og 229 øre/kWh25, mens strøm for tiden omsettes for omkring 45 øre/kWh.

Ved siden av tømmer og trevarer er det tjenester tilknyttet jakt og fiske som genererer de største inntektene for skogeiere i Norge. Retten til å jakte er knyttet til grunneierrettigheter, og salg av jakt- og fiskerettigheter har utviklet seg til et produkt som i mange tilfeller kan ha høyere verdi for eieren enn det vanlige skogbruket. I 2007 var inntektene fra salg av jakt- og fiskerettigheter nesten 190 mill. kr. I tillegg kommer inntekter fra aktiviteter som tilrettelegger for jakt og fiske på nesten 29 mill. kr. Samme år var total mengde viltkjøtt fra jakt i Norge omkring 7 000 tonn, og størsteparten av dette var fra elg og hjort som har tilhold i skog. Hvis vi antar at prisen per kg slaktevekt er 50 kr (som i Lunnan mfl. 2005) og at kjøttvekt inkludert småvilt er i størrelsesorden 7 000 tonn, tilsvarer dette 350 mill. kr årlig bare i kjøttverdi (Lindhjem og Magnussen 2012). Dette representerer verdien av forsyningstjenesten fra jaktbart vilt. Det at jegere betaler en langt høyere pris for jaktkort enn det kjøttet fra dyrene er verdt viser at det å gå på jakt har en verdi i seg selv. Denne verdien er knyttet til opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) og vi kommer tilbake til dette lenger ned.

Selv om store hjortedyr i skog bidrar med verdier både til grunneiere og til jegere har det de siste årene vært økt oppmerksomhet på at elg- og hjortedyrbestanden i Norge har vokst. Elg og andre hjortedyr gir skogskader, og anslag for elgens skade på skog i Norge er estimert til 70 – 400 mill. kr per år (gjengitt i Olaussen og Skonhoft 2011). Også kollisjoner mellom elg og biler øker med økende elgbestand, og de totale årlige kostnadene forbundet med elgkollisjoner er beregnet til omtrent 200 mill. kr. I disse tallene er ikke ikke-bruksverdier inkludert (Olaussen og Skonhoft 2011). Når elgbestanden på tross av kostnadene det medfører for samfunnet holdes på et relativt høyt nivå, er det et eksempel på at interessene til en forholdsvis liten gruppe jaktrettighetshavere og jegere blir prioritert, mens kostnadene spres jevnt utover en større del av befolkningen. Det kan derfor hende at den samfunnsøkonomiske nettoverdien av vilt vil øke dersom bestandene ble regulert ned til lavere nivåer (Lindhjem og Magnussen 2012).

Når det gjelder andre forsynende tjenester som bær, sopp og dekorative ressurser er det liten kommersiell utnyttelse av slike produkter i Norge, og det er også begrenset kunnskap om mengder og omfang av husholdningenes sanking og bruk (Lindhjem og Magnussen 2012).

Det finnes noen eksempler på at skogens ressurser er tatt i bruk innen bioindustri eller til bioprospektering. For eksempel finnes verdens eneste leverandør av vanillin26 utvunnet fra treverk i Norge. Til dette benyttes norsk grantømmer. Flere nordiske planter og plantedeler benyttes også i den farmasøytiske industrien, f.eks. liljekonvall (Convallaria majalis L.) og revebjelle (Digitalis purpurea L.). Det nordiske genbank-prosjektet «Spices and medicinal plants in the Nordic and Baltic countries» identifiserte 134 plantearter som har medisinsk eller aromatiske egenskaper og er av samfunnsøkonomisk interesse og som vokser vilt i den nordiske og baltiske region (Asdal mfl. 2006). Noen senere eksempler på vitenskapelig screening av nordiske planter inkluderer f.eks. salvie-arter testet for sin effekt på type-2-diabetes i Danmark, og Corydalis-arter for sin effekt på Alzheimers sykdom (Kettunen mfl. 2012). Samling av medisinplanter for urtemedisiner er vanlig i sørlige og sørøstlige Europa, men mindre vanlig i de nordiske land (Asdal mfl. 2006). Selv om det er liten utnyttelse av slike arter i Norge i dag kan det være potensial for slik utnyttelse i fremtiden (Lindhjem og Magnussen 2012).

Lindhjem og Magnussen (2012) peker videre på at skog med sitt rike artsmangfold er en viktig kilde til genetiske ressurser, men at det i hovedsak er snakk om opsjonsverdi som det er vanskelig å anslå i dag siden det er mulig fremtidig bruk som vil vise verdien av disse ressursene.

Verdsetting av opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) i skog

Tall fra SSBs levekårsundersøkelse fra 201127 viser at 81 pst. av befolkningen har vært på fottur og 43 pst. har vært på skitur i skogen i løpet av det siste året. Dette viser at skogen har stor betydning som rekreasjons- og treningsarena for befolkningen i Norge, og er et godt eksempel på at det som har en pris (tilnærmet) lik null, kan ha stor verdi og betydning for folks velferd. Mye av litteraturen som vurderer verdien av naturbasert rekreasjon og friluftsliv skiller ikke på hvilket økosystem aktiviteter utøves i. Som nevnt innledningsvis behandles derfor friluftsliv separat i kapittel 10.8. Nedenfor presenteres imidlertid litteratur som fokuserer spesielt på betydningen av skog.

Mange studier har vist at skogbehandlingen kan ha stor betydning for hvordan folk opplever skogen og den nytten/gleden de har ved rekreasjon i skog. Det er en stor, ikke-økonomisk litteratur som bl.a. kartlegger folks preferanser for estetiske sider av skogen gjennom spørreundersøkelser som bruker bilder, visualisering gjennom dataanimasjoner osv. Denne forskningen er relevant for å gi mer kunnskap om kvaliteten i friluftslivet, ikke bare kvantiteten. Den gir også viktig kunnskap som kan anvendes til å innrette skogbehandlingen slik at den øker kvaliteten av friluftslivet, i områder der dette er en viktig prioritet. Forskningen viser at folks preferanser for ulike typer skogbehandling både kan være i konflikt med og i overensstemmelse med forvaltning som prioriterer skogbruk eller bevaring av biologisk mangfold (Lindhjem og Magnussen 2012). Frivold og Gundersen (2009) har gjennomgått 55 publiserte, kvantitative spørreundersøkelser fra Norge, Sverige og Finland om folks preferanser for skogstrukturer, i tillegg til en del master-/hovedoppgaver fra Universitetet for miljø- og biovitenskap. De gjør følgende hovedfunn:

1. Naturlige åpninger i skogen, som vann, myr og andre treløse områder, oppleves som mer positivt enn åpninger forårsaket av flatehogst.

2. Åpninger i skogen knyttet til tradisjonelt jordbruk oppleves som positive elementer. Tradisjonelle kulturlandskaper, og spor av tidligere tiders bruk av utmark, gir i det hele en rikere landskapsopplevelse for mange.

3. Skog med mulighet for utsikt er godt likt.

4. Mange turfolk ønsker sikt innover i skogbestandene.

5. Turfolk vil heller ferdes i spredt enn i tett oppkommet ungskog.

6. Folk flest liker skogen bedre jo større trær de finner der.

7. Folk har en tendens til å like flersjiktet skog med trær av ulik størrelse, men sjikting kan komme i konflikt med ønsket om sikt.

8. Innslag av løvtrær i barskogen oppleves som positivt. For øvrig er det delte meninger om hvilke treslag som er å foretrekke. Folks preferanser for treslag og treslagsblanding blir påvirket av faktorer som åpenhet, sjikting og lysforhold, og av hvilke treslag man er vant med.

9. Døde trær i skogen blir sett på som negativt av folk flest, i hvert fall så lenge de ikke har informasjon om nytten av slike elementer for artsmangfoldet.

10. Store, ferske hogstflater oppleves som negativt av de fleste skogbesøkende. Hogstflater med frøtrær eller andre gjensatte enkelttrær pleier å gi publikum et bedre inntrykk enn helt snauhogde flater. Inntrykket blir også bedre når hogstflaten åpner for utsikt.

11. Lukkede hogster av typer som gir mer uregelmessig bestandsstruktur enn den strukturen åpne hogster og regulære skjermstillingshogster leder til, pleier ikke å gi negative reaksjoner av betydning hos publikum.

12. Flertallet av publikum er imot både bruk av kjemiske plantevernmidler og kraftig markberedning i skogen.

13. Ungskogpleie og tynning øker sikten og tilgjengeligheten, og blir akseptert av publikum såfremt det ikke er mye synlig hogstavfall etter inngrepet.

14. Folk flest hevder at de helst vil gå på lite tilrettelagte stier når de går tur i skogen, men i praksis går de mye på skogbilveier.

15. Sterkt synlige spor etter terrengtransport av tømmer virker negativt.

16. Personer med skogbruksutdanning blir i snitt mer begeistret enn andre befolkningsgrupper når de får se bilder av skogbestand som er behandlet i samsvar med pensum i skogbruksfag.

Punktene over viser at mange av de egenskapene ved skogen folk foretrekker til en viss grad er i tråd med den skogbehandlingen som følger av et relativt skånsomt skogbruk (folk liker ikke store hogstflater, dype hjulspor osv.). Videre er det sider ved eldre skog (mørk, «uryddig», ufremkommelig osv.) som tyder på at «naturskog» som er viktig bl.a. for bevaring av biologisk mangfold, ikke nødvendigvis gir høyere rekreasjonsverdi for folk flest (Lindhjem og Magnussen 2012).

Lindhjem (2007) gjennomgår nordiske studier fra 1987 – 2005 som verdsetter bedring (eller det å unngå forverring) av skogtilstanden økonomisk. Noen av studiene har hovedvekt på ikke-bruksverdier (vern av biologisk mangfold), andre på rekreasjon («flerbruk»). For mange av studiene skilles det ikke mellom rekreasjons- og ikke-bruksverdier, men disse verdsettes under ett. Det skyldes bl.a. at de ulike skogforvaltningsopsjonene folk stilles ovenfor i undersøkelsene, ofte både gir økt rekreasjonsverdi og bedre forhold for biologisk mangfold. Siden mange av studiene ble gjennomført før rammeverket om økosystemtjenester ble introdusert, er det ikke trivielt å koble de verdiene som fremkommer fra disse studiene til bestemte typer tjenester. Det er imidlertid trygt å anta at mesteparten av verdiene som er anslått, kan knyttes til opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester), og særlig rekreasjons- og ikke-bruksverdier (Lindhjem og Magnussen 2012). Flesteparten av verdianslagene som ble gjennomgått i Lindhjem (2007) ligger mellom 0 og ca. 2850 kr (2005-kr) for de ulike skogforvaltningsalternativene, og gjennomsnittlig betalingsvillighet i studiene var ca. 1200 kr (2005-kr). Betalingsvilligheten er imidlertid oppgitt på ulike formater og er ikke direkte sammenlignbare, men de indikerer uansett at befolkningen i de nordiske landene er villig til å betale for mer skånsomt skogbruk. Lindhjem (2007) viser videre at folks uttrykte preferanser stemmer overens med det en kunne forvente i følge økonomisk teori, og at betalingsvillighet ikke har noen nær sammenheng med størrelsen på skogarealet som blir berørt. Dette tyder på at det er mange egenskaper ved en skog som spiller inn for hvordan folk verdsetter den.

Så vidt vi kjenner til er det bare publisert to økonomiske verdsettingsstudier i Norge etter Lindhjems (2007) meta-analyse. Begge er basert på en undersøkelse fra 2007 som kartla folks betalingsvillighet for å øke vernet av biologisk mangfold i skog på nasjonalt nivå, fra det vernenivået som var gjeldende da (ca. 1,4 pst. av produktivt skogareal) til henholdsvis 2,8 og 4,5 og 10 pst28. Mens Lindhjem og Navrud (2011) analyserte Oslos befolkning spesielt, så Lindhjem og Navrud (2009) på hele befolkningen og fant at betalingsvilligheten per husholding per år for en dobling av skogvernet til 2,8 pst. var mellom 1100 og 1500 kr. Med en befolkning i 2007 på 4,7 mill., gir dette en årlig strøm av hovedsakelig ikke-bruksverdier knyttet til doblet vern på mellom 5,2 og 7,05 mrd. kr per år (Lindhjem og Magnussen 2012).

Som beskrevet over er det begrenset kunnskap om folks rekreasjonsverdier forbundet med friluftsliv og «hverdagsbruk» av skog (ikke jakt og fiske). De norske studiene i Lindhjem (2007) var relativt gamle, men de viste at skog var viktig da studiene ble gjennomført, og det er liten grunn til å tro at verdien har blitt mindre de siste 20 årene. Noen internasjonale studier av verdiene fra skog er presentert i boks 10.1, og for å illustrere at det kan være snakk om store verdier også i Norge setter Lindhjem og Magnussen (2012) opp et grovt regneeksempel. De tar utgangspunkt i SSBs levekårsundersøkelse29 fra 2007 som oppgir at den voksne befolkningen i Norge i gjennomsnitt gjennomførte 86 spaserturer, fotturer, skiturer og/eller skøyteturer per år. Det antas at ca. 50 av disse skjer i eller i tilknytning til skog, som betyr at hver person bedriver en aktivitet relatert til skog omtrent en gang i uka i gjennomsnitt. I regneeksemplet settes nettoverdien av slik skogaktivitet til mellom 50 og 100 kr per gang per person30, det vil si forskjellen på nytteverdien av aktiviteten og det en eventuelt har av kostnader ved å bedrive aktiviteten (bensin, togbillett osv.). Videre antas basert på aktivitetsstatistikken at ca. 80 pst. av befolkningen, som er omtrent 4 mill. mennesker, bedriver denne typen aktivitet. Dette regnestykket gir et anslag på rekreasjonsverdien av skogrelatert aktivitet på i størrelsesorden 10 – 20 mrd. kr per år. Dette anslaget inkluderer kun personlig nytte ved å bedrive skogaktiviteten, og trolig ikke hele helsegevinsten og annen nytte for samfunnet. Dette er selvfølgelig en grov illustrasjon, men trolig ikke et overdrevet estimat, med de relativt konservative verdiene per aktivitet som er lagt til grunn (Lindhjem og Magnussen 2012).

Som nevnt i forbindelse med forsynende tjenester i skog utgjør rekreasjonsverdier forbundet med jakt en stor del av den samfunnsøkonomiske nytten. I Sverige er rekreasjonsverdien av elgjakt i 1997 sammenlignet med verdien i 2006 ved hjelp av betalingsvillighetsundersøkelser i de respektive årene. Mens betalingsvilligheten i 1997 ble anslått til 5840 svenske kr (omregnet til 2006-verdi) var den 7035 svenske kr i 2006, noe som indikerer at betalingsvilligheten har økt betydelig på 20 år (Boman mfl. 2011). Det finnes ingen nyere studier av rekreasjonsverdien av jakt i Norge, men hvis en antar at rekreasjonsverdien av jakt i Norge er i samme størrelsesorden som i Sverige, kan rekreasjonsverdien av norsk jakt anslås til ca. 7 000 kr per jeger per år. Med et antall aktive jegere per år på ca. 150 000, tilsvarer dette en rekreasjonsverdi på i overkant av 1 mrd. kr per år (Lindhjem og Magnussen 2012).

I gjennomgangen av forsynende tjenester ble det påpekt at salg av fiskerettigheter bidrar til skogeieres inntekter, og i SSBs regnskap over inntekt fra tilleggsnæringer på skogeiendommer er inntektene fra jakt og fiske slått sammen. Rekreasjonsverdien av fiske har vi imidlertid valgt å omtale i forbindelse med gjennomgangen av ferskvann og våtmarker siden det er disse økosystemene som er grunnlaget for denne økosystemtjenesten.

Kommersiell skogbasert turisme som ikke involverer jakt eller fiske er lite utbredt i Norge. Det finnes noen eksempler på elgsafari, guidede turer eller lignende, men økonomisk er dette av et relativt beskjedent omfang. Det er ofte en kombinasjon av flere miljøer og opplevelser som gir turistopplevelsen, og det er ikke funnet studier som skiller betydningen av skog fra fjell eller andre miljøer.

Det er mye forskning som viser at natur og friluftsliv har en positiv innvirkning både på mental og fysisk helse. Siden mye av «hverdagsfriluftslivet» foregår i skog er det klart at skog har stor betydning i denne sammenhengen, men siden litteraturen ikke skiller mellom forskjellig naturmiljø eller økosystem ser vi nærmere på verdien av natur for mental og fysisk helse i kapittel 10.8 om friluftsliv.

Lindhjem og Magnussen (2012) peker også på at skog kan ha betydning for andre opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester). Det er åpenbart at skog er viktig for kunst, kultur og design, for utdannelse og forskning, for kulturelle og åndelige verdier, og som grunnlag for vår norske identitet. Det er imidlertid ikke funnet norske studier som forsøker å si noe systematisk om disse opplevelses- og kunnskapstjenestenes (kulturelle tjenester) betydning, økonomisk eller på annen måte.

10.2.2 Oppsummering skog

Hvilke verdier vurderes og hvordan?

Skogforvaltningen og SSB fører og publiserer jevnlig statistikk over næringsaktivitet i og i tilknytning til skog. Denne typen verdier kan brukes til å vise omfang og økonomisk verdi av flere forsynende tjenester som utnyttes i skogbruket og i tilleggsnæringer. Som omtalt tidligere er det imidlertid vanskelig å avgjøre hva som er økosystemenes bidrag til disse verdiene. Litteraturgjennomgangen viser ellers at det er relativt få studier som belyser verdier av andre økosystemtjenester i skog i Norge. Av regulerende tjenester er det karbonopptak og -lagring som får klart mest oppmerksomhet, men det er dels stor uenighet i fagmiljøene om hvordan omfanget og betydningen av denne tjenesten bør beregnes.

SSBs levekårsundersøkelse fra 2011 viser at en betydelig andel av befolkningen jevnlig benytter seg av skog til turer og/eller trening. Dette er et godt eksempel på at noe som er gratis kan ha stor betydning og verdi for mange mennesker. Studiene som verdsetter opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) i skog økonomisk benytter seg av betinget verdsetting. I disse studiene er det vern eller ulike skogforvaltningsregimer som verdsettes. Det skilles vanligvis ikke mellom rekreasjons- og ikke-bruksverdier, og de endringene som verdsettes påvirker ofte rekreasjonsverdier samtidig som forholdene for biologisk mangfold bedres. Det er ingen studier fra Norge som benytter andre metoder enn den betingede verdsettingsmetoden til å si noe f.eks. om verdi per rekreasjonsdag for skog (f.eks. ved bruk av reisekostnadsmetoden) eller verdien av skog for hus- og hyttepriser (hedonisk prising) som er gjort i en del andre land (Lindhjem og Magnussen 2012).

Hva forteller studiene om verdien av økosystemtjenester fra skog i Norge?

Gjennomgangen viser at flere forsynende tjenester fra skog, som tømmer, ved og juletrær, omsettes i eksisterende markeder og at verdier som kan knyttes til disse tjenesten er store. Det er også for denne typen omsettbare økosystemtjenester det eksisterer mest data og statistikk om økonomiske verdier.

Som påpekt tidligere eksisterer det ikke gode omforente anslag for skadekostnadene forbundet med klimagassutslipp, og det er derfor utfordrende å anslå verdien av skogens lagring og opptak av CO₂. Verdsetting av disse tjenestene tar ofte utgangspunkt i prisen på klimakvoter. Disse prisene er ikke basert på faktiske skadekostnader, men reflekterer europeiske politikeres implisitte verdsetting av klimagassutslipp. Siden både gjeldende priser og antakelser om fremtidige priser varierer mye kan verdien bli veldig forskjellig avhengig av hvilken pris som legges til grunn. Beregninger av hvor mye CO₂ som årlig fanges og til en hver tid er lagret i skog viser imidlertid at verdien av disse tjenestene uansett er store.

Det knytter seg stor interesse til jakt av vilt i Norge. Fordi retten til å jakte er knyttet til grunneierrettigheter er salg av jaktrettigheter og tilrettelegging for jakt en kilde til inntekt for mange skogeiere. For de fleste som jakter har det å jakte en betydelig verdi utover den verdien som er i kjøttet, og den samfunnsøkonomske verdien består som vi har vært inne på både av produsentoverskuddet til de som selger jaktkort og andre jaktrelaterte tjenester, og av konsumentoverskuddet til de som jakter (differansen mellom det folk maksimalt ville vært villige til å betale for å jakte og de kostnadene de faktisk pådrar seg ved å bedrive jakten). I tillegg er det mye som tyder på at dagens elg- og hjortedyrbestand er høyere enn det som er samfunnsøkonomisk lønnsomt fordi disse høye bestander medfører skader på skog og økte kostnader forbundet med elgkollisjoner (Olaussen og Skonhoft 2011).

Det finnes langt flere økosystemtjenester i skog enn de det så langt har vært gjort forsøk på å verdsette økonomisk. For eksempel kan regulerende tjenester som flomdemping og forebygging av erosjon, snø- og jordras og stormskader ha stor verdi, kanskje spesielt lokalt. Anvendelse av forsynende tjenester som ikke omsettes i etablerte markeder har i dag relativt begrenset verdi i økonomiske termer, men muligheter for å utnytte ukjente eller lite brukte ressurser mer i fremtiden gjør at det kan være opsjonsverdier forbundet med dem.

Av opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) i skog er det rekreasjonsverdier og ikke-bruksverdier knyttet til vern og bevaring av biologisk mangfold som er mest vurdert. Skog er imidlertid viktig også for kunst, kultur og design, for utdannelse og forskning, for kulturelle og åndelige verdier og som grunnlag for vår norske identitet.

10.3 Ferskvann og våtmarker

Selv om ferskvann og våtmarker tidligere i rapporten behandles som to forskjellige økosystemer, er disse økosystemene nært knyttet til hverandre fordi de ofte utgjør sammenhengende vannsystemer. Eksisterende verdsettingslitteratur behandler derfor ofte de to økosystemene samlet. Eksempelvis kan flomvegger i elver være et alternativ til naturlig flomregulering i tilknyttede våtmarksområder, og våtmarkenes evne til å bryte ned avfalls- og giftstoffer har betydning for vannkvaliteten i ferskvannsforekomster. I denne delen av rapporten velger vi derfor å se de to økosystemene ferskvann og våtmarker i sammenheng.

Barton mfl. (2012) har på oppdrag fra Nordisk Ministerråd gjennomgått og oppsummert verdsettingslitteratur knyttet til økosystemtjenester fra nedbørfelt. Økosystemtjenestene fra nedbørfelt er i denne sammenhengen i stor grad sammenfallende med økosystemtjenestene som i kapittel 5 ble knyttet til ferskvann og våtmarker. Gjennomgangen til Barton mfl. viser at hovedtyngden av norske verdsettingsstudier fra ferskvann og våtmarker fokuserer på eutrofiering og verdien av opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) som rekreasjon og estetiske verdier. De fleste studiene er utført i sørøst-Norge der eutrofiering er en av de største miljøutfordringene for vannforekomster (Magnussen 1992, Magnussen mfl. 1995, Magnussen mfl. 1997 og Barton mfl. 2009). Flere studier verdsetter også de effektene miljøendringer har på fritidsfiske, spesielt i forbindelse med forsuringsproblematikk og vannkraftutbygging (Mørkved og Krokan 2000, Toivonen mfl. 2000, Navrud 2001a og b og Finstad mfl. 2007).

Det finnes også enkelte studier som ser på verdien av vannregulering. Eksempler er nytte-kostnadsanalyse av flomvern (Barton og Dervo 2009), analyse av økonomisk risiko ved flom (Sælthun mfl. 2000) og multikriterieanalyse (MKA) som vurderer avveininger mellom inntekter fra vannkraft, kvaliteten av våtmarkshabitater og andre brukerinteresser (Barton mfl. 2010a).

De norske studiene benytter seg av flere forskjellige verdsettingsmetoder. Det finnes eksempler både på verdsetting ved bruk av markedspriser, ved å beregne hva det koster samfunnet å erstatte en økosystemtjeneste med teknologiske løsninger, og ved hjelp av metoder som benytter oppgitte preferanser (betinget verdsetting og valgeksperimenter). Det eksisterer også noen spennende eksempler på bruk av produksjonsbaserte metoder. For eksempel integrerer Barton mfl. (2008) modeller for kostnader og effekter av fosforrensing med modeller for fosfor- og eutrofieringsdynamikk for å vurdere sannsynlige resultater og usikkerhet knyttet til eutrofieringsproblematikk, og analysere kostnadseffektiviteten i aktuelle tiltak (Barton mfl. 2012).

I tillegg til de økonomiske verdsettingsstudiene som er nevnt over, presenteres også et par rapporter som representerer alternative måter å synliggjøre hvilke verdier ferskvann og våtmarker har for samfunnet. Én studie beregner hvordan laksefiske bidrar til lokal verdiskapning (Kjelden mfl. 2012), og en annen rapport viser hvor mye ressurser samfunnet bruker på kalking av vann og vassdrag for å rette opp negative effekter av sur nedbør (Direktoratet for naturforvaltning 2011a).

10.3.1 Verdianslag fra eksisterende litteratur

En meta-analyse utført av Brander mfl. (2010) på vegne av Det europeiske miljøbyrået (European Environment Agency – EEA) viser at «flomkontroll og beskyttelse mot storm» samt «vannkvalitetsforbedringer» er egenskaper knyttet til økosystemtjenester fra våtmarker som oppnår signifikant høyere betalingsvillighet enn gjennomsnittet for andre økosystemtjenester fra våtmarker. Dersom vi antar at høy betalingsvillighet er et resultat av befolkningens vurdering av hva som er viktig for deres velferd, er det kanskje ikke så overraskende at norske verdsettingsstudier som kan knyttes til ferskvann og våtmarker er sentrert om økosystemtjenester som nettopp vannkvalitet og flomkontroll.

Det eksisterer en rekke studier som fokuserer på verdien av fritidsfiske (som også er knyttet til vannkvalitet). I Norge har det vært brukt mye ressurser på kalkingsprogrammer for å bøte på skader forårsaket av sur nedbør. Dette har vært en forutsetning for å opprettholde gode forhold for innenlandsfiske flere steder, og kan være en forklaring på den store mengden studier som søker å synliggjøre verdien av å opprettholde eller forbedre forholdene for fritidsfiske. I noen tilfeller har det også vært konflikter mellom fiskeinteresser og vannkraftutbygging som har ligget til grunn for verdsettingsstudier.

I gjennomgangen av verdsettingsstudier har vi ikke funnet noen studier som benytter økosystemtjenesterammeverket eksplisitt. Verdsettingsobjektet i studiene er ofte et uspesifisert knippe av tjenester fra et spesifikt vassdrag eller vannforekomst, og det er gjerne verdien av en konkret (nærmere spesifisert) endring som verdsettes. I de fleste tilfellene er det derfor vanskelig å splitte verdianslagene på spesifikke økosystemtjenester. Fordi det vi har funnet av relevante verdianslag kan relateres til kategoriene flomkontroll, avrennings- og forurensningskontroll eller fritidsfiske, er gjennomgangen av utredninger som belyser betydningen av eller verdier knyttet til ferskvann og våtmarker organisert etter disse tre kategoriene.

Verdsetting av flomkontroll

En rekke fysiske endringer i arealforvaltning og/eller infrastruktur kan direkte påvirke sannsynligheten for flom og eventuelle flomskader. Derfor er det relativt enkelt å få tak i en rekke indirekte data som sier noe om fordelene og verdien av å redusere eller forhindre flom. Forsikringskrav som følge av flomskade, anslåtte kostnadsbesparelser ved å eliminere behovet for flomberedskap og tiltak i forbindelse med flom, kostnader ved å etablere fysiske flomvegger eller å oppgradere eksisterende avløpssystemer er eksempler på partielle og indirekte anslag for verdien av å unngå flomødeleggelser. Regulering av vassdrag for å redusere flom eller beskytte andre miljøverdier har også en alternativkostnad fordi det kan redusere inntektene fra vannkraftproduksjon.

I en studie som kombinerer nytte-kostnadsanalyse (NKA) og multikriterieanalyse (MKA) bruker Barton og Dervo (2009) flomkostnadsfunksjoner for å analysere flomverntiltak. De finner at MKA er spesielt nyttig for å evaluere avveininger mellom prissatte og ikke-prissatte effekter av flomvernprosjekter. Analysen sammenligner kostnadene ved å bygge flomvegger med forventet tap som følge av ødelagte avlinger ved flom, og viser at prosjektet har negativ nåverdi når kun prissatte effekter vurderes. En kvalitativ vurdering av ikke-prissatte effekter avdekket at den viktigste interessekonflikten hovedsakelig sto mellom lokale interesser i å fjerne et myggproblem og i noe mindre grad beskytte landbruksarealer på den ene siden, og bevaring av elvens våtmarkshabitat og dens biodiversitet på den andre siden. Da flomveggen ble bygget avdekket dette lokalpolitikernes implisitte betalingsvillighet for å fjerne myggproblemet for sine innbyggere på minst 1,75 mill. kr, som er differansen mellom de prissatte effektene (tapt avling) og kostnadene til bygging av flomveggene. Dersom lokalbefolkningen verdsatte tapet av våtmarkshabitat i det hele tatt, betyr det at betalingsvilligheten for å bli kvitt myggproblemet var enda høyere. Sensitivitetsanalyse av vektingen i MKA viser videre at myggproblemet ble verdsatt (vektet) minst 4 – 5 ganger høyere enn tap av våtmarkshabitat for annen biodiversitet, og dermed tippet avgjørelsen til fordel for bygging av flomvegger (Barton mfl. 2012).

Barton mfl. (2010a) bruker MKA til å analysere hvilke effekter ulik vannstand har for forskjellige brukerinteresser i Øyeren, inkludert avveininger med alternativkostnader ved vannkraftproduksjon både opp- og nedstrøms Øyeren. Fordi vannstanden i stor grad blir regulert av vannkraftkonsesjoner, kan tapte inntekter fra vannkraftproduksjon si noe om hvordan andre tjenester verdsettes dersom vannstanden reguleres for å legge til rette for andre interesser. Analysen viser f.eks. at dersom det reguleres for å optimalisere forholdene for fiske og båtliv (høy vannstand 4,8 m) på våren, vil dette redusere kraftproduksjonen med omtrent 30 GWh per år, noe som har en alternativkostnad på opp mot 7,5 mill. kr. Konsesjonens krav om å holde vannstanden på et nivå som er gunstigere for landbruk og habitat for våtmarksfugler (lavere vannstand 3,0 m) reduserer kraftproduksjonen med anslagsvis 5 GWh sammenlignet med en situasjon uten regulering (lavest vannstand < 2,5 m). Å benytte alternativkostnaden fra tapt vannkraftproduksjon som verdianslag for de tjenestene økt vannstand gir i form av fiskehabitat og muligheter for båtliv, vil imidlertid gi et for høyt verdianslag av flere grunner. Myndighetenes krav i konsesjonen om å holde vannstanden på et lavere nivå som favoriserer landbruk og våtmarkshabitat indikerer at de tillegger det å bedre forholdene for båtliv lav eller ingen verdi. Videre kan det argumenteres med at den potensielle tjenesten av økt vannstand for fiske og båtliv utgjøres av differansen i vannstand som fastlagt i konsesjonen (3,0 m) og optimal vannstand for fiske og båtliv (4,8 m), ikke vannstand uten regulering (< 2,5 m). I dette tilfellet blir vannkraftproduksjonen redusert med 25 GWh. I tillegg til økosystemtjenestene som er omtalt over, er det å holde vannstanden nede om våren med på å redusere risikoen for flom og dermed flomskader. Den totale samfunnsøkonomiske verdien av høy vannstand kan derfor muligens være negativ selv om den er positiv for tjenestene knyttet til fiske og båtliv isolert (Barton mfl. 2012).

Det er også gjort forsøk på å verdsette flomreduserende tjenester direkte. Sælthun mfl. (2000) benytter krav om erstatning for skade på bygninger og infrastruktur i Åsnes og Grue, fremsatt til Norsk Naturskadepool etter flommen «Vesleofsen» i 1995 og en mindre flom i 1966 som datagrunnlag. De benytter skadefunksjoner til å modellere effekten av flomvegger ved ulik vannstand. Forventet flomskade uten flomvegger ble anslått til omkring 50 mill. kr. Forventet flomskade med flomvegger utformet for å beskytte mot en 100-årsflom ble anslått til 5 mill. kr. Økonomiske fordeler av slike flomvegger er derfor i størrelsesorden 45 mill. kr, og dersom kostnader ved å bygge og vedlikeholde slike vegger er lavere enn dette, vil det være økonomisk fordelaktig å bygge veggene. Oppstrøms arealbrukstiltak med tilsvarende flomdempende effekt kan potensielt også ha denne verdien, men det er utfordrende å knytte skadefunksjoner til arealbruk og avrenning. Videre er det utfordrende å ta høyde for hvordan befolkningen i flomutsatte områder reagerer når det oppstår en flom. I nærheten av Kirkenær i Grue gikk Vesleofsen over flomveggenes kapasitet. Forventet skadekostnad ved dette var på rundt 900 mill. kr, mens faktisk skadekostnader ble på rundt 140 mill. kr. Årsaken til denne differansen var midlertidige krisetiltak på toppen av flomveggene (Sælthun mfl. 2000). Ved verdsetting av flomskader må det også tas hensyn til tilpasninger og tiltak som gjennomføres for å redusere skadeomfanget av flom når den først inntreffer. Anslag for verdien av å bygge flomvegger eller sette i stand økosystemer som kan yte naturlig flomreguleringstjenester må derfor justeres ved å trekke fra kostnader forbundet med tilpasninger, avbøtende tiltak etc. som settes inn i situasjoner med flom, i tillegg til at faktiske etablerings-/byggekostnader selvfølgelig må trekkes fra (Barton mfl. 2012).

Verdsetting av avrennings- og forurensningskontroll

Av de økosystemtjenestene som tidligere i rapporten er identifisert for ferskvann og våtmarker er det flere som helt eller delvis kan knyttes til avrennings- og forurensningskontroll. Dette gjelder f.eks. en del forsynende tjenester enten fordi forurenset vann kan bety at vannforekomsten ikke er egnet som habitat for fisk eller andre arter, eller fordi maten derfra kan være uegnet for menneskelig konsum. Hvis enkelte arter forsvinner kan dette også bety at genetiske ressurser går tapt. Vannkvalitet har videre betydning for vannforsyning både til drikkevann og vann brukt innenfor landbruket eller i industrien. Vannkvalitet kan muligens også ha betydning for produksjon av andre tjenester som råmateriale, medisinske ressurser og dekorative ressurser, men her er sammenhengene vanskeligere å spesifisere. Av regulerende tjenester er økosystemenes evne til å rense vann og bryte ned giftige stoffer kanskje den tjenesten som er aller mest relevant for avrennings- og forurensningskontroll. Når det gjelder gunnleggende livsprosesser er økosystemenes evne til å tilby oppvekstvilkår for ulike organismer samt til bevaring av genetisk mangfold knyttet til vannkvaliteten. Vannkvaliteten er selvfølgelig også viktig for opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester), spesielt for mulighetene for rekreasjon og turisme, men også for inspirasjon til kunst, kultur og design (Barton mfl. 2012).

Så vidt vi vet er det ingen verdsettingsstudier i Norge som har verdsatt økosystemtjenester knyttet til avrennings- og forurensningskontroll enkeltvis. Flere studier (f.eks. Magnussen 1992, Magnussen mfl. 1995, Magnussen mfl. 1997 og Barton mfl. 2009) verdsetter imidlertid et knippe tjenester som påvirkes av forbedringer i vannkvalitet.

I en undersøkelse i 1995 ble det gjennomført to betinget verdsettingsstudier i henholdsvis Vansjø-Hobøl-vassdraget i Østfold og Orrevassdraget i Rogaland. Hovedformålet med denne undersøkelsen var å forbedre grunnlaget for overføring av verdianslag (benefit transfer) ved å teste gyldigheten av overførte betalingsvillighetsanslag og -funksjoner. Med overføring av nytteanslag menes anvendelse av verdsettingsdata som var utviklet for en spesiell bruk til en alternativ anvendelse (Magnussen mfl. 1995). Betalingsvilligheten for en-to klasser forbedring i vannkvalitet varierte mellom ca. 2100 – 2400 kr per husholdning per år for Vansjø-Hobølvassdraget og 3000 – 3200 kr for tilsvarende forbedring i Orrevassdraget.

Barton mfl. (2009) benytter spørreskjemaer (både betinget verdsetting og valgeksperimenter) for å anslå verdien av å forbedre vannkvaliteten fra dagens tilstand (i 2008) til «god økologisk status» som definert i EUs vannrammedirektiv. Studien ble utformet for å anslå både rekreasjonsverdier og ikke-bruksverdier knyttet til de største innsjøene i Østfold. Haldenvassdraget og Vansjø/Hobølvassdraget ble valgt som fokusområder. I tillegg ble betalingsvillighet for vannkvalitetsforbedringer i nærliggende områder anslått for å vurdere den relative viktigheten av vannforekomstene i fokus, i forhold til vannforekomster som kan fungere som alternativer for rekreasjon. Betalingsvilligheten for å forbedre vannkvaliteten fra dagens tilstand (i 2008) til «god økologisk status» blir anslått å være i størrelsesorden 1070 – 2000 kr per husstand per år for sjøene Vansjø og Storefjorden, avhengig av verdsettingsmetode som benyttes. Rapporten prøver videre å vurdere hvordan betalingsvilligheten forandrer seg etter hvor langt unna innsjøene respondentene bor, og anslår at betalingsvilligheten faller med 25 – 72 kr/kilometer, avhengig av verdsettingsmetode benyttet. Studien finner også at betalingsvilligheten bare i spesielle tilfeller avhenger av antall sjøer som oppnår forbedret vannkvalitet (en eller to innsjøer), og at rekreasjonsverdier ser ut til å dominere over ikke-bruksverdier. Aggregert betalingsvillighet for vannkvalitetsforbedringen som beskrevet over anslås til omkring 30 mill. kr per år og til omkring 113 mill. kr per år, når resultatene fra henholdsvis betinget verdsetting og valgeksperimenter legges til grunn. For å gi et konservativt anslag til bruk i nytte-kostnadsanalyser holder studien protestsvar utenfor, noe som gir et aggregert verdianslag på omkring 21 mill. kr per år for forbedringen.

En landsomfattende brukerundersøkelse (Magnussen 1992) viste at hele 78 pst. av befolkningen over 15 år på landsbasis brukte vannforekomster i forbindelse med friluftsliv. Gjennomsnittlig antall dager bruk per person/år var 23 mens 22 pst. av de spurte oppga at de ville bruke vannforekomstene mer hvis vannet ble renere.Samme undersøkelse forsøkte også å verdsette befolkningens nytte av bedre vannkvalitet i vassdrag og kystområder i det som ble kalt Nordsjøplanområdet, dvs. området fra svenskegrensen til Lindesnes. Godet som ble verdsatt var bedre vannkvalitet, som ville medføre både bedre rekreasjonstjenester og økte ikke-bruksverdier. Det ble gjennomført undersøkelser i flere lokale og nasjonale utvalg, og det ble lagt vekt på empirisk og metodisk uttesting. Det ble konkludert med at et realistisk anslag for gjennomsnittlig betalingsvillighet for Nordsjøplanen var ca. kr 1000 – 2000 kr per husholdning og år på landsbasis. Med 1,77 mill. husstander i landet (i 1992) betyr det at den norske befolkningens totale betalingsvillighet for å få de vannkvalitetsforbedringene som Nordsjøplanen ville medføre, var ca. 1,8 – 3,5 mrd. kr per år (1992-kr). Dette er rekreasjonsområde for en stor del av Norges befolkning, og studien viste at både de som brukte området til egen rekreasjonsaktivitet og de som bodde langt vekk og sjelden eller aldri besøkte det aktuelle området, syntes det hadde en verdi å få bedre vannkvalitet. Men de som bodde nærmest og brukte området mest, hadde – naturlig nok – høyere betalingsvillighet enn de andre. (Magnussen 1992). Både verdsettingsundersøkelsen for Nordsjøplanen og senere undersøkelser har vist at ikke-bruksverdier utgjør en betydelig del av folks betalingsvillighet for ulike miljøgoder, som bedre vannmiljøkvalitet.

I to undersøkelser i henholdsvis Melhus og Ski kommuner (gjennomført juni 1997) ble betalingsvilligheten for bedre vannmiljøkvalitet beregnet. De spurte ble bedt om å verdsette både bedre vannkvalitet, biologisk mangfold (nærmere beskrevet og konkretisert i undersøkelsen) og tilretteleggingstiltak for friluftsliv. Gjennomsnittlig betalingsvillighet for totalpakken per husholdning per år var ca. 560 – 830 kr (1997-kr) i Melhus og ca. 870 – 1030 kr (1997-kr) i Ski. Denne verdien omfatter både bruksverdien, knyttet til bading og friluftsliv, og opsjons- og ikke-bruksverdiene. Da de spurte ble bedt om å fordele egen betalingsvillighet, fordelte de ca. 20 pst. til «egen bruk», 20 – 30 pst. til «muligheter for senere bruk» og ca. 50 – 60 pst. til «bevaring/ eksistens» (Magnussen mfl. 1997).

Verdsetting av fritidsfiske

Vi har om lag 400 bestander av atlantisk laks i Norge, og det er ført fangsstatistikk for fiske etter laksefisk i elv og sjø fra 1876 og fram til i dag. Det finnes ingen landsdekkende statistikk for annen ferskvannsfisk. I 2012 ble det fisket 495 tonn laks og sjøørret i elvene, i tillegg ble 91 tonn fanget og sluppet levende ut igjen. I fjordene ble det fisket 260 tonn laks og sjøørret (SSB31). Finstad mfl. (2007) har oppsummert mye av litteraturen som verdsetter fritidsfiske i Norge, med fokus på bruksverdier for fiske i laks- og ørretførende elver. De understreker at det går et viktig skille mellom studier som anslår betalingsvilligheten for å unngå konsekvensene av vannkraft (Navrud 2001a) og studier som anslår betalingsvillighet for å rehabilitere vannforekomster for å bedre fiske (Mørkved og Krokan 2000, Toivonen mfl. 2000 og Navrud 2001b).

Kilde: Foto: Svein Magne Fredriksen/Miljøverndepartementet

Navrud (2001a) gjennomførte en betinget verdsettingsstudie for å finne betalingsvilligheten blant innbyggere i Sauda og i Rogaland og Hordaland for å unngå de konsekvensene den da planlagte Saudautbyggingen ville ha for naturen, kulturminner og rekreasjon (friluftsliv, jakt og fiske). Studien avdekket en betalingsvillighet på 2,51 øre/KWh (2006-kr) for å unngå utbyggingen. Til sammenligning lå gjennomsnittlig kraftpris på denne tiden på omkring 40 – 50 øre/kWh (inkl. mva, ekskl. nettleie)32. Studien viste også at det var stor variasjon i betalingsvillighet mellom ulike delfelt, delvis på grunn av stor variasjon i produsert kraft per delfelt, og delvis på grunn av varierende estetiske verdier. Betydningen av vannføring i fosser og stryk som estetisk verdi pekes bl.a. på som en grunn til at det i et spesifikt delfelt var vesentlig høyere betalingsvillighet for å unngå utbygging enn i de resterende delfeltene. Siden betalingsvillighetsanslagene gjelder for å unngå utbygging, er det ikke mulig å skille verdien av fiske fra andre verdier av vannforekomstene.

På oppdrag for Direktoratet for naturforvaltning samlet Mørkved og Krokan (2000) betalingsvillighetsresultater fra lakseelver i Norge. Studiene beregner gjennomsnittlig betalingsvillighet for ekstra fiskedager i forbindelse med verne- og rehabiliteringstiltak for å forbedre elvene, f.eks. ved kalking og fiskeutsetting. Betalingsvilligheten varierer mellom ulike lakseelver, fra 151 til 634 kr/døgn (2006-kr). Studien viste også at betalingsvilligheten for en fiskedag i en god lakse- og sjøørretelv var omtrent dobbelt så høy som betalingsvilligheten for en fiskedag i forurensede elver med lite laks og hovedsakelig sjøørret. Tilsvarende har Navrud (2001b) oppsummert verdianslag for rekreasjonsfiske i innlandet i Norge. Han fant at betalingsvilligheten for fiskedøgn i restaurerte innenlandsørret-elver varierte fra 109 til 193 koner/døgn (2006-kr) når reisekostnadsmetoden ble benyttet som verdsettingsmetode, og fra 56 til 132 kr/døgn (2006-kr) når det ble benyttet betinget verdsetting for å utlede betalingsvillighet. En annen nasjonal studie gjengitt i Navrud (2001b) viser en betalingsvillighet per husstand på 453 – 871 kr/år (2006-kr) for fiskeforbedringer som følge av kalkingstiltak i Sør-Norge, tilsvarende Osloprotokollen fra 1994 om ytterligere reduksjon av svovelutslippene.

Toivonen mfl. (2000) gjennomførte en nordisk betalingsvillighetsstudie der husstander ble spurt om årlig betalingsvillighet for eksklusiv tilgang til en nyåpnet lakse- og ørretbekk/elv i sitt nærområde. Betalingsvilligheten for norske husstander ble beregnet til 547 kr/år (2006-kr) i gjennomsnitt. Studien viser også at det er stor variasjon i betalingsvillighet mellom ulike typer fiskere og ikke-fiskere. Gjennomsnittlig betalingsvillighet hos ikke-fiskere er beregnet til 37 kr/år, mens betalingsvilligheten til sportsfiskere og mer tilfeldige fritidsfiskere er beregnet til henholdsvis 1513 kr/år og 710 kr/år (2006-kr).

Laksefiske har stor næringsmessig betydning i områdene rundt Trondheimsfjorden, og prosjektet Laks og verdiskapning rundt Trondheimsfjorden (LOVIT) har sett nærmere på lokaløkonomiske effekter av dette laksefisket, samt en «oppleieordning» der elveeiere betaler sjølaksfiskere for ikke å fiske laks i sjøen. Bakgrunnen for dette forvaltningsgrepet var økonomiske beregninger som viser at både økonomisk omsetning og lokaløkonomisk verdiskapning knyttet til laksefiske er langt høyere for sports- og turistfiske enn for næringsfiske både i Norge og i mange andre land. Ca. 30 000 sportsfiskere fisker i elvene rundt Trondheimsjorden årlig. Verdiskapningen fra laksefiske i området er beregnet til omkring 93 mill. kr. Dette inkluderer både direkte og indirekte effekter. Oppleieordningen utgjør anslagsvis ca. 22 mill. kr av dette. Resultatene tyder også på at alle aktørene vinner på oppleieordningen økonomisk sett (Kjelden mfl. 2012).

Forsuring er en av de største truslene mot biologisk mangfold i vann og vassdrag i Norge, og det brukes store ressurser på kalking for å redusere skadevirkningene av sur nedbør. Per i dag blir 21 laksevassdrag og omkring 2500 lokaliteter for innlandsfisk kalket for å sikre biologisk mangfold, bedre tilgangen til fritidsfiske og økt lokal verdiskapning basert på fiske. Direktoratet for naturforvaltning har utarbeidet en plan for kalking av vann og vassdrag i Norge fra 2011 – 2015. Her legges det opp til en gradvis økning i kalkingsbudsjettet i planperioden, fra 104,2 mill. kr i 2011 til 128,0 mill. kr i 2015 (en årlig prisstigning på 3 pst. er lagt til grunn) (Direktoratet for naturforvaltning 2011a).

10.3.2 Oppsummering ferskvann og våtmarker

Hvilke verdier vurderes og hvordan?

Gjennomgangen av studier har vist at med unntak av eksemplene på verdsetting av flomkontroll gjengitt over, er regulerende tjenester sjelden verdsatt enkeltvis for ferskvann og våtmarker i Norge. Dette kan være fordi det ofte er vanskelig å fastslå sammenhengene mellom påvirkning og økosystemenes evne til å levere disse tjenestene, og hvilken betydning tjenestene har for menneskers velferd. Men det kan også henge sammen med at studiene har fokusert på tjenester i vannforekomster og ikke på hvilke konsekvenser endret arealbruk utenfor vannforekomstene har på økosystemene. Som påpekt i kapittel 10.2 om skog, er bl.a. skogdekke av stor betydning for flomregulering.

Gjennomgangen viser videre at tidligere studier av rekreasjonsverdier og ikke-bruksverdier i all hovedsak benyttet seg av betinget verdsetting og/eller reisekostnadsmetoden, mens valgeksperimenter også har blitt tatt i bruk for å verdsette denne typen verdier de senere årene. Selv om det er relativt få eksempler i Norge på studier som verdsetter tjenester knyttet til flomkontroll, skiller denne litteraturen seg ut ved at det her er benyttet et relativt bredt spekter av verdsettingsmetoder. Vi finner eksempler på bruk av skadekostnader, kostnader forbundet med å erstatte en økosystemtjeneste med teknologiske løsninger og multikriterieanalyse. Fordi forskjellige verdsettingsmetoder i varierende grad har mulighet til å fange opp ikke-bruksverdier, er det interessant å merke seg at i en studie der respondentene ble bedt om å fordele egen betalingsvillighet for forbedret vannkvalitet på ulike verdikomponenter, fordelte de omkring 20 pst. til «egen bruk», 20 – 30 pst. til «muligheter for senere bruk» og 50 – 60 pst. til «bevaring/eksistens» (Magnussen mfl. 1997).

Hva forteller studiene om verdien av økosystemtjenester fra ferskvann og våtmarker i Norge?

Fordi det er knyttet næringsinteresser til fritidsfiske (salg av fiskekort, turistvirksomhet etc.) og fordi det eksisterer fangststatistikkog informasjon om kostnader forbundet med skadeopprettingstiltak som kalking, kan verdien av fritidsfiske vurderes på en rekke forskjellige måter. Mens betalingsvillighetsestimater kan inkludere både bruks- og ikke-bruksverdier, sier beregnet verdiskapning noe om både direkte og indirekte effekter i lokalmiljøet. Kostnader brukt til kalking av vann og vassdrag for å redusere skadene som følger av sur nedbør gir en indikasjon og et minimumsanslag på hvordan samfunnet verdsetter det å ha vannforekomster med en god økologisk tilstand både for fiske og andre økosystemtjenester.

I de tilfellene verdien av vannkraft på en eller annen måte kan sammenlignes med verdien av de inngrepene regulering av et vassdrag innebærer, blir det tydelig at det er store økonomiske verdier involvert, men det er vanskelig å trekke noen klare slutninger om hvordan samfunnet veier de ulike verdiene opp mot hverandre. For eksempel setter vannkraftkonsesjoner krav om vannføring som også tar hensyn til andre interesser og økosystemtjenester, selv om det har store økonomiske konsekvenser for kraftprodusentene (Barton mfl. 2010a).

Både studier som verdsetter flomkontroll (Barton og Dervo 2009, Barton mfl. 2010a og Sælthun mfl. 2000) og Norsk naturskadepools statistikk over forsikringskrav, indikerer at naturlige flomreguleringstjenester har en potensiell høy verdi. Eksempelvis førte flommen Vesleofsen i Sørøst-Norge i 1995 til 6900 erstatningskrav på til sammen 940 mill. kr (Barton mfl. 2012). Det er imidlertid vanskelig både å knytte tiltak som påvirker naturens naturlige flomreguleringstjenester direkte til en skadefunksjon, og å forutsi hvordan krisetiltak i en flomsituasjon vil bidra til å redusere skadeomfanget. Siden ingen vassdrag er like og verdien av flomkontroll i stor grad avhenger av lokale avveininger og sammenhenger mellom forskjellige økosystemer og økosystemtjenester, er det generelt vanskelig å aggregere verdianslag for en del av et vassdrag til hele vassdraget eller å overføre verdianslag fra ett vassdrag til et annet (Barton mfl. 2012). Barton mfl. peker også på at studier som fokuserer på endringer i «økologisk status» i forbindelse med EUs vannrammedirektiv er utformet for å være direkte tiltaksrelevante, men at de ikke er anvendbare til beregninger av verdien per hektar for økosystemer i nedbørfeltet. Det siste krever eventuelt avrennings- og forurensningsmodellering. Videre fremheves et behov for flere studier der det benyttes produksjons- og kostnadsbaserte metoder, integrerte modeller og flere primære verdsettingsstudier som kan danne utgangspunkt for overføring av nytteverdier innenfor økosystemtjenesterammeverket. En større base av verdsettingsstudier vil muliggjøre bruk av mer avanserte metoder til å beregne verdiintervaller og standardverdier. Eksemplet i boks 10.2 viser hvordan man i Sverige, basert på et større antall studier, har beregnet standardverdier for enkelte miljøendringer og økosystemtjenester til bruk i økonomiske analyser.

10.4 Hav og kystsone

Med unntak av opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester) som i hovedsak er knyttet til kystsonen, er det i stor grad de samme økosystemtjenestene som produseres i havet og i kystsonen, selv om mengde og kvalitet varierer både over året og mellom ulike geografiske områder. Tilgangen til en del forsynende tjenester som fisk og skalldyr, genetiske ressurser og biokjemikalier vil naturlig nok være ulik fra sted til sted i havet og i kystsonen, mens det for en tjeneste som klimaregulering er irrelevant om karbonlagring foregår i vann langt til havs eller i kystsonen. Verdsettingslitteratur skiller da vanligvis heller ikke mellom hav og kystsone, men benytter marine økosystemtjenester eller andre samlebetegnelser for tjenester fra disse to økosystemene. I denne gjennomgangen ser vi det derfor som hensiktsmessig å behandle tjenester fra de to økosystemene i sammenheng.

Gjennomgangen av litteratur som verdsetter økosystemtjenester fra hav og kystsone viser at det er færre primære verdsettingsstudier tilgjengelige for disse økosystemene enn det er for terrestriske økosystemer i Norge. De senere årene har det imidlertid vært gjort en del arbeid innenfor økosystemtjenesterammeverket med å kartlegge, vurdere og verdsette de verdiene havet og kystsonen bidrar med til samfunnet. Det finnes derfor et knippe studier som er direkte rettet mot å vise betydningen av, og verdsette, økosystemtjenester i havet og i kystsonen (Armstrong mfl. 2008, Magnussen mfl. 2010a og b, Magnussen mfl. 2012a og Armstrong mfl. 2012b). Det finnes også eksempler på at miljøendringer er verdsatt direkte, og verdianslagene inkluderer et knippe med verdier tilhørende en nærmere spesifisert miljøendring, som reduksjon av miljøgifter i vann (Magnussen og Bergland 1996 og Barton mfl. 2010b). Verdsetting av konkrete tiltak for å hindre oljeutslipp (Bergland 1994) eller et oljevernberedskapsprogram for å unngå effekter av oljeuhell (Klethagen 2005) sier noe om verdien av å bevare eksisterende havmiljø og de økosystemtjenestene det leverer. En pilotstudie om velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip ble utgitt i juli 2013 (Lindhjem mfl. 2013). Anslag fra studien vil kunne inngå i Kystverkets samfunnsøkonomiske analyser av fritak for å redusere risiko for utslippshendelser og bedre beredskap langs kysten.

Studier som verdsetter spesifiserte miljøendringer har stort sett benyttet betinget verdsetting som metode. Studiene innefor økosystemtjenesterammeverket legger vekt på å beskrive økosystemtjenestene og aktuelle tilnærminger og metoder for å verdsette disse økonomisk. I disse studiene er imidlertid konkrete verdianslag hovedsakelig beregnet ved hjelp av markedspriser og andre økonomiske data som er lett tilgjengelig, eller ved å overføre verdianslag beregnet for tilsvarende økosystemtjenester i andre sammenhenger.

Det eksisterer også noen studier med hovedfokus på kommersiell utnyttelse av ressursene i havet og de verdiene dette bidrar med, som f.eks. ringvirkninger av sjøfisketurisme (Borch mfl. 2011), verdiskaping og sysselsetting i norsk sjømatnæring (Henriksen mfl. 2012) og muligheter for fremtidig marin verdiskaping (Olafsen mfl. 2012).

10.4.1 Verdianslag fra eksisterende litteratur

Utredninger av verdier som kan knyttes til hav og kystsone kan grovt sett sies å ha tre ulike innretninger. Èn gruppe fokuserer spesielt på konkrete endringer i vannkvalitet eller bevaring av eksisterende havmiljø. Verdianslagene fra disse studiene er stort sett en samleverdi for alle økosystemtjenestene som påvirkes av en endring eller et tiltak. En annen gruppe studier vurderer de viktigste økosystemtjenestene i et avgrenset havområde. Disse studiene foreslår aktuelle tilnærminger til økonomisk verdsetting og illustrerer verdien av tjenester (eller deler av tjenester) i økonomiske termer der det finnes tilgjengelige data. Tilgjengelige økonomiske data finnes i hovedsak for direkte bruksverdier som kan knyttes til eksisterende markeder som turisme og omsetning av matprodukter fra fiske eller oppdrett. For noen tjenester overføres verdianslag for tilsvarende tjenester beregnet i andre sammenhenger. Men det er så langt vi kjenner til ikke foretatt primære verdsettingsstudier med fokus på spesifiserte økosystemtjenester i Norge. En siste gruppe studier er konsentrert om den økonomiske verdien av ressurser fra havet og kystsonen som utnyttes kommersielt. Gjennomgangen av konkrete studier følger tredelingen beskrevet over.

Verdsetting av endringer i vannkvalitet eller bevaring av eksisterende havmiljø

Vi kjenner til to verdsettingsstudier som har forsøkt å finne verdien av å unngå negative effekter av miljøgifter i vann. Begge disse studiene er gjennomført i Grenlandsfjordene i Telemark, og begge undersøkte hvor mye det var verdt for den berørte befolkningen å bli kvitt kostholdsråd og omsetningsforbud for fisk og skalldyr som var innført i fjorden på grunn av forhøyede verdier av miljøgifter i sjømat. Magnussen og Bergland (1996) fant at gjennomsnittlig betalingsvillighet per husstand i kommunene rundt Grenlandsfjordene for total opphevelse av kostholdsråd og omsetningsforbud var på 430 – 1000 kr per husstand per år. Barton mfl. (2010b) gjennomførte en ny betinget verdsettingsundersøkelse i kommunene i området rundt Grenlandsfjordene i 2005, og fant at gjennomsnittlig betalingsvillighet på 750 – 1700 kr per husstand per år for å gjennomføre sedimenttiltak som ville oppheve omsetningsforbud og kostholdsråd for fisk og skalldyr i Grenlandsfjordene. Studien viste også at betalingsvilligheten avtok med respondentenes boavstand fra fjorden. Samlet samfunnsøkonomisk nytte for alle berørte husstander i kommunene rundt Grenlandsfjordene ble beregnet til omtrent 100 mill. kr (2005-kr) per år. Dette er i samme størrelsesorden som de årlige kostnadene forbundet med å skulle rydde opp i hele fjordsystemet. Betalingsvilligheten fra begge disse studiene uttrykker den totale verdien respondentene knyttet til opphevelse av kostholdsråd og omsetningsforbud. Verdien inkluderer derfor både bruksverdier som f.eks. fritidsfiske, og ikke-bruksverdier som bevarings- og eksistensverdi.

En betinget verdsettingsstudie fant at betalingsvilligheten for et oljevernberedskapsprogram for å unngå negativ effekter av et oljeuhell var i størrelsesorden 760 kr per husstand som et engangsbeløp (2005-kr) (Kletthagen 2005). Mange mennesker i Norge har et forhold til havet og kystsonen uavhengig av om de benytter seg av områdene selv, og kan være villige til å betale for å bevare eksisterende havmiljø. Dette verdianslaget inkluderer derfor også både bruksverdier og ikke-bruksverdier.

En annen betinget verdsettingsstudie gjennomført i kommuner med grense til indre Oslofjord fant at gjennomsnittlig betalingsvillighet for tiltak som skal hindre lekkasje fra det sunkne slagskipet Blücher i ti år var omkring 5 300 kr (1994-kr) (Bergland 1994). Resultatene fra denne studien støtter opp under en antakelse om at folk som er aktive brukere av kystsonen kan være villige til å betale mer for å unngå negative effekter enn resten av befolkningen. Betalingsvilligheten i denne studien er betydelig høyere enn anslag både fra Kletthagen (2005) og fra sammenlignbare internasjonale studier der respondentene er fra hele befolkningen og ikke kun fra områder som vil bli direkte berørt av et utslipp (Bull-Berg mfl. 2008).

Armstrong mfl. (2012b) er så langt vi kjenner til det første norske forsøket på å verdsette effektene av endret vannkvalitet innenfor økosystemtjenesterammeverket, og det er effektene av havforsuring som blir analysert. Rapporten gir en oversikt over hvilke økosystemtjenester som kan forventes å bli påvirket av havforsuring, og for å illustrere omfanget av kostnadene dette kan ventes å medføre, anslås forventet økonomiske effekt på utvalgte økosystemtjenester i norske farvann. Resultatene fra denne rapporten viser at havforsuring, i tillegg til forventede negative effekter på skalldyr, også kan ha positive effekter for fiske og oppdrett. Avhengig av om et beste- eller dårligste scenario legges til grunn, anslås økonomiske effekter på forsynende tjenester fra fiskeri og oppdrett å være i størrelsesorden pluss 12 213 mill. kr til minus 475 mill. kr (2010-kr) over en 100-årsperiode. I beste scenario er det en positiv effekt for fisk som bidrar til det positivet tallet, mens effektene på skjell og skalldyr fremdeles er negativ. For den regulerende tjenesten karbonlagring antas de negative effektene å være betydelig høyere enn for de forsynende tjenestene, og økonomiske kostnader i de to scenarioene anslås til henholdsvis 127 og 224 mrd. kr (2010-kr) for 100-årsperiden når det legges til grunn en diskonteringsrate på fire pst. og marginale skadekostnader på 42 USD per tonn karbon (basert på anslag i Tol (2008)).

Foley mfl. (2010) har benyttet produktfunksjonsmetoden til å analysere hvilken betydning grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) fra kaldtvannskoraller har for den kommersielle fiskebestanden uer. Resultatene viser at kaldtvannskoraller har en vesentlig betydning som habitat for uer, og at ødeleggelse av koraller i betydelig grad bidrar til nedgangen i uerbestander. Analysen indikerer at en marginal reduksjon (1 km²) av arealene, for reduksjoner på mellom 30 og 50 pst. av arealene (som er et vitenskapelig anslag for reduksjonen i norske havområder), medfører et tap på mellom 68 og 110 tonn uerfangst per år. I økonomiske termer tilsvarer dette et tap på mellom 445 770 kr og 718 282 kr per år. Gjennomsnittlig prosentvis tap i fangst og inntekt for anslått reduksjon i kaldtvannskoraller er da mellom 11 og 29 pst.

Verdsetting av økosystemtjenester: Havområdene i Lofoten – Vesterålen

Armstrong mfl. (2008) har anslått verdien av en rekke økosystemtjenester fra havet og kystsonen utenfor Lofoten og Vesterålen. Dette havområdet beskrives som et rent, produktivt havområde. Studien identifiserer ingen spesifikke endringer, men søker å anslå verdien av eksisterende økosystemtjenester i et slikt miljø. Gjennomgangen omhandler både direkte bruksverdier knyttet til f.eks. fiske, rekreasjon og turisme, indirekte bruksverdier som habitatområder, sirkulering av næringsstoffer, regulering av gasser og avfallsbehandling, og opsjons- og ikke-bruksverdier.

De mest åpenbare verdiene fra kystsonen og havområdene utenfor Lofoten og Vesterålen er knyttet til fiske, oppdrett og reiseliv. Det finnes mye tilgjengelig data om økonomisk aktivitet innefor disse sektorene. Denne informasjonen er tilgjengelig på forskjellig nivå, og for å kunne sammenligne informasjon for de ulike sektorene benyttes data på fylkesnivå, i dette tilfellet Nordland. Det betyr at studien i tillegg til Lofoten-Vesterålen også inkluderer Helgeland, mens deler av Sør-Troms som det kunne vært aktuelt å inkludere, ikke tas med. Bruttoprodukt er et mål på verdiskapning i en sektor, og det er disse tallene som benyttes som anslag på verdien av økosystemtjenestene som det finnes markeder for.

For å anslå verdien av fiske, fangst og oppdrett benyttes nasjonalregnskapets tall for verdiskapning i disse sektorene i Nordland fylke, som er i overkant av 1,6 mrd. kr (2004-tall omregnet til januar 2008-kr). Det understrekes at disse tallene gjelder havprodukter som er levert i fylket, og at fisk fanget i området kan leveres andre steder, og at fisk fanget i andre farvann kan leveres her. Videre pekes det på at siden Lofoten-Vesterålen er et viktig gyte- og oppvekstområde for flere viktige fiskebestander, bidrar farvannene også positivt til fangst som tas andre steder. Bruk av bruttoprodukt som et anslag på verdien av fiske fra området antas derfor å gi et underestimat på faktisk verdi til tross for at andre farvann også bidrar til fisket i Lofoten-Vesterålen. Fisk som bringes i land i området bidrar også til verdiskapning. Det anslås at tradisjonell fiskeforedling bidrar med omkring 965 mill. kr (2004-tall omregnet til januar 2008-kr), mens foredling av marine biprodukter, til f.eks. fôr til dyr og fisk eller ingredienser til helsekost og farmasøytisk industri, bidrar med i underkant av 26 mill. kr (2004-tall omregnet til januar 2008-kr).

Ved verdsetting av havområdenes bidrag til reiselivet tas det som forutsetning at havområdene (i kombinasjon med fjellene) er selve grunnlaget for reiselivsvirksomhet i området, og at transport samt hotell og restaurant er de viktigste reiselivsnæringene. Basert på denne forutsetningen benyttes bruttoproduktet i de to næringene som anslag for den verdien havområdene bidrar med til samfunnet gjennom reiselivsnæringen. Dette gir et verdianslag på 3,7 mrd. kr (2004-tall omregnet til januar 2008-kr), men anslaget vurderes som usikkert for verdien av de økosystemtjenestene reiselivsnæringen er avhengige av.

For økosystemtjenester som ikke omsettes, eller ikke er nær knyttet til tjenester som omsettes, i eksisterende markeder finnes ikke samme type informasjon om økonomiske verdier som de nevnt over. Derfor anvendes alternative metoder for å anslå verdien til en del identifiserte tjenester av denne typen. Et eksempel på slike tjenester er rekreasjonstjenester som turer i naturen og på havet, fritidsfiske og strandliv som utøves av lokalbefolkningen og dermed ikke inngår i verdianslaget basert på reiselivsnæringens verdiskapning. Som anslag på hvilken verdi slike naturbaserte rekreasjonstjenester har for lokalbefolkningen benyttes differansen mellom lønnsinntekten til den arbeidsføre delen av befolkningen i Nordland, og gjennomsnittsinntekten i resten av landet, korrigert for differanse i levekostnader. Dette gir et verdianslag på 3,2 mrd. kr (2008-kr). Beregningene baserer seg på at det «inntektstapet» befolkningen i Nordland er villige til å ta for å bo nettopp her, kan tilskrives tilgangen på naturbaserte rekreasjonstjenester, men anslaget betegnes som usikkert av forfatterne.

Kilde: Foto: Miljøverndepartementet

Sirkulasjon av næringsstoffer er en annen tjeneste det er vanskelig å finne gode verdianslag for. Oppdrett beskrives som den dominerende kilden til utsipp av nitrogen og fosfor i Nordland, og eksisterende studier av kostnader forbundet med rensing av fosfor dersom oppdrettsanleggene flyttes på land, brukes for å anslå sparte rensekostnader grunnet havets sirkulasjon av næringsstoffer. Selv om anslaget på mellom 253 mill. og 15 mrd. kr årlig (2008-kr) betegnes som spekulativt, gir det en indikasjon på at verdien av tjenesten er betydelig.

Havet har også evne til å håndtere avløpsvann. For avløpsvann som slippes ut i havet der samlet belastning (mengde avløpsvann) er begrenset, stilles det vanligvis kun krav om mekanisk rensing. Dette er tilfellet for hele kysten nordover fra sørvestlandet. Utslipp av avløpsvann til vassdrag, ferskvann og i Skagerrak utløser imidlertid pålegg om kjemisk rensing. Kostnadene forbundet med kjemisk rensing er om lag 3 ganger høyere enn ved mekanisk rensing. Sparte rensekostnader for anslått avløpsmengde i Nordland beregnes til 195 mill. kr årlig (2008-kr), og brukes som anslag på verdien av rensetjenestene i havområdene utenfor fylket.

For å anslå verdien av gass- og klimareguleringstjenesten i Nordlands territoralfarvann multipliseres tall for Norskehavets gjennomsnittlige primærproduksjon med markedspris (i 2008) på utslippskvoter i EUs kvotehandelsystem. Dette gir et verdianslag for karbonlagringstjenesten på 884 mill. 2008-kr, men antas å være et underestimat siden kun primærproduksjonens evne til karbonlagring er tatt med.

Armstrong mfl. (2008) påpeker at selv om Lofoten-Vesterålen betegnes som et spesielt verdifullt og sårbart område, er det kun habitatverdier forbundet med dypvannskorallrevet, Røstrevet, de har klart å kvantifisere. Dette er ansett å være verdens største dypvannskorallrev med en størrelse på ca. 100 km2. For å illustrere verdien av dette revet, justeres og overføres «per hektar»-restaureringskostnader fra verdsettingsstudier av korallrev andre steder i verden. Dette gir verdianslag på henholdsvis 112 og 212 mrd. 2008-kr for Røstrevet. Restaureringskostnader gir, som diskutert i kapittel 8, kun et minimumsanslag for hvilken verdi samfunnet tillegger det å ha velfungerende økosystemer. Overføring av verdianslag fra én kontekst til en annen bidrar også til at verdianslagene betegnes som spekulative.

Lofotenområdet er spesielt viktig for en rekke sjøfuglpopulasjoner. Eksistensverdier knyttet til sjøfugl i Lofoten beregnes ved å overføre et anslag fra en amerikansk studie for betalingsvillighet per fugl for å beskytte fugl mot død forårsaket av oljesøl, og multiplisere dette med et anslag for sjøfuglpopulasjonen i Lofoten. Dette gir en eksistensverdi for sjøfugl på 49,6 mill. 2008-kr.

Eksistensverdier for den sesongmessige tilgjengeligheten av spekkhoggere langs norskekysten anslås ved å overføre et per husholdning-betalingsvillighetsanslag for bevaring av gråhval fra en amerikansk studie til norske forhold. Dette gir en eksistensverdi for spekkhoggere på 302 mill. 2008-kr. Totalt gir dette eksistensverdier på 353 mill. 2008-kr, som beskrives som et underestimat siden det helt sikkert hefter eksistensverdier også ved andre arter.

Som beskrevet over og oppsummert i tabell 10.5 kan verdier fra økosystemtjenester i havmiljø anslås på en rekke forskjellige måter, og verdiene som fremkommer er ikke nødvendigvis sammenlignbare. I hvilken grad de ulike verdimålene er egnet til å illustrere de faktiske verdiene varierer også, og i tabell 10.5 angis også hvordan Armstrong mfl. (2008) har vurdert nøyaktigheten i anslagene. I tabellen oppgis også beregnet nåverdi av de verdsatte økosystemtjenestene for all fremtid, beregnet med en diskonteringsrente på 4 pst. Armstrong mfl. (2008) påpeker videre at de ikke fant relevante verdimål for alle økosystemtjenestene som ble identifisert i studien. Dette gjelder f.eks. kulturelle verdier, resiliens og regulering av forstyrrelse og skade. Det gis noen eksempler som kan bidra til å synliggjøre omfanget av opsjonsverdier og forsknings- og undervisningsverdier, men her vurderes usikkerheten som så stor at det ikke gjøres noe forsøk på å beregne den økonomiske verdien.

Verdsetting av økosystemtjenester: Gyteplassene utenfor Lofoten

Magnussen mfl. (2010a) identifiserer og beskriver en rekke marine økosystemtjenester, og presenterer forslag til metoder for å verdsette de ulike tjenestene. Formålet med denne studien var å legge et grunnlag for videre arbeid med verdsetting av marine økosystemtjenester, ved å systematisere og kategorisere tjenestene og sette dem inn i en samfunnsøkonomisk sammenheng. For å illustrere hvordan verdiene kan beskrives eller verdsettes i praksis, samt hvilke utfordringer som kan dukke opp, er gyteplassene utenfor Lofoten benyttet som eksempel. Disse områdene er spesielt produktive med mye plante- og dyreplankton, som er viktige for små krepsdyr som igjen er viktig mat for fisken. Gyteplassene er derfor naturlig nok viktige for verdien av kommersielle fiskearter, men de er også en viktig forutsetning og grunnlag for en rekke andre tjenester. Med unntak av økonomiske tall som er tilgjenglige for fiske og turisme gjøres det ikke forsøk på å verdsette andre økosystemtjenester fra gyteplassene økonomisk, men det illustreres og beskrives kvalitativt og kvantitativt hvordan gyteplassene og det tilhørende fisket også bidrar med verdi til sportsfiskere, kulturell arv og identitet samt utdannings- og forskningstjenester. Videre påpekes det at det knytter seg store ikke-bruksverdier til havets grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) og regulerende tjenester, og at store opsjonsverdier kan være» skjult» i de marine økosystemene.

Som eksempel på verdien av gyteplassene utenfor Lofoten for kommersielt fiske brukes den nordøstarktiske torsken (skrei). Gytefeltene utenfor Lofoten er hovedgytefelt for skrei. Bestanden er en av flere bestander av atlantisk torsk og deles med russerne. Verdien av gytefeltene for skreifiske illustreres ved hjelp av tall for årets kvote i 2009 og en antatt kilospris for fisk på 20 kr/kg. Dette gir en markedsverdi på omkring 4 mrd. 2009-kr for den norske delen av kvota.

Tall for tilreisendes konsum samt ringvirkninger av dette for Lofoten og Vesterålen illustrerer at reiselivet har stor betydning for mange sektorer. I 2005 ble konsum fra tilreisende i Lofoten beregnet til 631,5 mill. kr og tilsvarende for Vesterålen ca. 425 mill. kr. Ringvirkninger av dette konsumet er beregnet til omkring 158 mill. kr.

Verdsetting av økosystemtjenester: Barentshavet og havområdene utenfor Lofoten (forvaltningsplanområdet Barentshavet – Lofoten)

Magnussen mfl. (2010b) forsøker på å komme et skritt lenger enn Magnussen mfl. (2010a), ved at de starter arbeidet med å beskrive verdien av de økosystemtjenestene som er identifisert i Barentshavet og havområdene utenfor Lofoten (Barentshavet – Lofoten). De fleste økosystemtjenestene verdsettes vanligvis ikke i kroner, og rapporten gjør ingen primære verdsettingsstudier for å forsøke å finne fram til slike verdier for havområdet. Imidlertid diskuterer rapporten ulike verdimål som kan brukes til å illustrere verdien av de forskjellige økosystemtjenestene, både økonomisk og på andre måter. For tjenester hvor det eksisterer lett tilgjengelige data om økonomisk verdi, gjøres det røffe anslag for denne verdien. Disse anslagene på økonomisk verdi er oppsummert i tabell 10.7 under. Tilgjengelige økonomiske data er typisk knyttet til markedspriser eller andre mål på økonomisk aktivitet, men det er også noen eksempler på at betalingsvillighetsanslag beregnet for tilsvarende tjenester andre steder forsøkes overført til Barentshavet – Lofoten-regionen.

Studien understreker at mange av de identifiserte økosystemtjenestene i stor grad representerer mulige fremtidige bruksverdier knyttet til f.eks. genetiske ressurser og ressurser for farmasøytisk, kjemisk og bioteknologisk industri. Dette er områder der det satses betydelige midler i dag, men der verdiene i liten grad har materialisert seg. Studien inkluderer også noen eksempler som illustrerer at det kan være betydelige ikke-bruksverdier knyttet til flere økosystemtjenester og vissheten om at disse bevares, uten at det er gjort noe forsøk på å verdsette dette økonomisk.

Fordi økonomiske verdier for de ulike økosystemtjenestene har forskjellig opphav og kan være delvis overlappende, og fordi en rekke tjenester ikke er gitt noen økonomisk verdi, er det ikke mulig å summere verdiene for å beregne en «total verdi av Barentshavet – Lofoten». Imidlertid viser eksemplene at dersom vi forvalter økosystemene på en måte som gjør at de grunnleggende strukturene forblir intakte, kan de forsyne oss med en strøm av tjenester i en uendelig tidshorisont.

Verdsetting av økosystemtjenester: Nordsjøen og Skagerrak

På samme måte som Magnussen mfl. (2010b) gjorde for Barentshavet – Lofoten, forsøker Magnussen mfl. (2012a) å konkretisere hvilke økosystemtjenester og -verdier som finnes i Nordsjøen og Skagerrak. Samtidig forsøker studien å få fram hvordan noen av de mest synlige og kjente tjenestene som fisk og rekreasjon avhenger av mer ukjente og usynlige grunnleggende strukturer og prosesser. Konkrete økonomiske verdianslag er også i denne studien basert på tilgjengelige data knyttet til markedspriser og omsetning av kommersielle produkter, samt et eksempel på overføring av verdianslag fra en tidligere studie. Verdianslagene er presentert i tabell 10.8 under.

Verdsetting av sentrale omsettbare varer og tjenester

For varer og tjenester som omsettes i eksisterende markeder finnes det som vanlig gode data. Total førstehåndsverdi av fangsten i norske fiskerier i 2011 var i overkant 16 mrd. kr (SSB33 og Fiskeridirektoratet 2012b). Av dette utgjorde pelagisk fisk i overkant av 7,2 mrd. kr, torskefisk 7,1 mrd. kr, flat- og bunnfisk til sammen 700 mill. kr, annen fisk 150 mill. kr og skjell og skalldyr 900 mill. kr. I tillegg oppgis «fangstverdien» av tang og tare til 28 mill. kr. Førstehåndsverdien av fisk og skalldyr fra norsk havbruksnæring var i 2011 i underkant av 30 mrd. kr (SSB). Mesteparten av dette kan knyttes til laks som utgjorde 27 mrd. kr av totalsummen. Videre utgjorde regnbueørret 1,7 mrd. kr, andre fiskearter 470 mill. kr og skalldyr 25 mill. kr.

Kilde: Foto: Magnum Photos

SINTEF har sett på den økonomiske og sysselsettingsmessige betydningen av norsk sjømatnæring i 2010 (Henriksen mfl. 2012). Rapporten viser at sjømatnæringen i 2010 bidro med en total verdiskapning på ca. 46,5 mrd. kr. Rundt 28 mrd. kr stammer fra kjernevirksomheten, som inkluderer fangst-, akvakultur-, fiskeforedlings- og eksport-/handelsleddet, og 18,5 mrd. kr stammer fra ringvirkninger i det øvrige norske næringslivet. I den havbruksbaserte delen av næringen var verdiskapningen 27,2 mrd. kr. 15,3 mrd. kr av dette stammer fra kjernevirksomheten som inkluderer avl, settefisk, matfisk, fiskefordeling (basert på oppdrettet fisk), oppdrett av skjell og skalldyr og eksport-/handelsleddet, mens 11,9 mrd. kr kommer fra ringvirkninger i økonomien. I den fiskeribaserte delen av næringen var verdiskapingen 20,4 mrd. kr. Her kan 12,7 mrd. kr knyttes til kjernevirksomheten, som inkluderer fangstleddet, fiskeforedling (basert på villfisk/skalldyr/skjell) og eksport-/handelsleddet, og 7,6 mrd. kr til ringvirkninger i økonomien. Ringvirkninger omfatter både direkte virkninger hos underleverandører og indirekte virkninger i næringslivet for øvrig.

En arbeidsgruppe oppnevnt av Det Kongelige Norske Videnskabers Selskab og Norges Tekniske Vitenskapsakademi har sett på hvilke muligheter Norge har innen høsting og dyrking av havets biologiske ressurser fram mot 2050. Potensialet for verdiskapning er i Olafsen mfl. (2012) beregnet både for videre utvikling av sjømatnæringens kjerneområder slik vi kjenner dem i dag og for utvikling av gryende og nye industrier. Anslått potensial for verdiskapning inkluderer bl.a. foredling av fiskeprodukter og effekten av teknologiutvikling og markedsforhold, og omfatter dermed mye mer enn økosystemenes bidrag til verdiskapningen. I rapporten antas omsetningspotensialet for marine ressurser å øke fra i overkant av 90 mrd. kr i 2010 til omkring 550 mrd. kr i 2050. Omkring halvparten av denne veksten antas å komme fra videreutvikling av dagens havbruksnæring. Potensialet for vekst i omsetningen av marine ingredienser (oljer, proteiner eller biokjemikalier fra ressurser i havet) og leverandørindustrien (inklusivt fôrproduksjon) antas også å være relativt god, mens veksten i den tradisjonelle fiskerinæringen antas å bli mer beskjeden. I potensialet for vekst ligger også utvikling av nye marine industrier som oppdrett og utnyttelse av nye arter i havbruket, produksjon av marine alger og smartere anvendelse av høyproduktive havområder. Rapporten omtaler også trender og premisser som er avgjørende for om anslått potensial skal bli utløst. En viktig trend er økt behov for matproduksjon og økt etterspørsel etter sjømat spesielt. Av premisser det er mulig å påvirke nasjonalt er utvikling av gunstige rammebetingelser, internasjonalt engasjement og satsing på forskning og utdanning.

Finansiert av programmet Havet og Kysten i Norges Forskningsråd har Norut Tromsø beregnet verdiskapningsbidraget fra sjøfiskturisme i Norge ved hjelp av en ringvirkningsanalyse (Borch mfl. 2011). Beregningene er foretatt basert på informasjon om antall fisketurismebedrifter, kapasitet i disse bedriftene med hensyn på senger og båter, priser på båter og båtutleie, fiskegjestedøgn og informasjon om fisketuristenes forbruk på andre tjenester i fiskedestinasjonen. Landet ble delt inn i fire regioner, og regionale økonomiske ringvirkninger ble beregnet for hver av regionene. Siden regionene er forskjellige i sin næringsstruktur varierer de indirekte effekter av turistenes forbruk. Total økonomisk virkning (dvs inkl. ringvirkninger) av sjøfisketurismen i Norge i 2009 ble beregnet til 913 mill. kr. Av dette er 507,3 mill. kr bidrag til regional verdiskapning i Nord-Norge, 163,3 mill. kr i Midt-Norge, 204,1 mill. kr i Vest-Norge og 38,6 mill. kr i Sør-Norge.

10.4.2 Oppsummering hav og kystsone

Hvilke verdier vurderes og hvordan?

På samme måte som for næringsvirksomhet i skog, presenterer også fiskeriforvaltningen jevnlig informasjon om verdien av fiskeri og andre marine næringer. Dette er systematisk og lett tilgjengelig informasjon som dekker hele landet, og kan derfor brukes til å illustrere betydningen av disse næringene i Norge.

Det har de siste årene vært igangsatt arbeid med å kartlegge, vurdere og verdsette økosystemtjenester fra hav og kystsone i ulike deler av norske farvann. Disse studiene beskriver sentrale økosystemtjenester fra havet og kystsonen og presenterer metoder som kan benyttes til å verdsette forskjellige tjenester. For de tjenestene som omsettes i markeder benyttes verdimål basert på markedspriser, og det er stort sett bruttoverdier som presenteres. Fra fiskeri- og havbruksnæringen er det god tilgang på statistikk, og verdien av matproduksjon i disse næringene er derfor anslått i samtlige studier. Også verdien av fisketurisme og reiseliv som kan knyttes til havet og kystsonen anslås i de fleste studiene basert på offentlig tilgjengelig næringsstatistikk. Markedspriser er også benyttet for å anslå verdien av tare til alginatproduksjon34 (Magnussen mfl. 2012a), og det er gjort forsøk på å fastslå verdien av havområders bidrag til klimaregulering ved hjelp av markedsprisene på CO₂-kvoter og informasjon om primærproduksjon (Armstrong mfl. 2008) eller kunnskap om sedimentering av organisk materiale i havet (Magnussen mfl. 2010b). Det er også eksempler på bruk av kostnadsbaserte tilnærminger som kostnader forbundet med å rydde opp i sedimenter og forurenset sjøbunn (Magnussen mfl. 2010b) og sparte kostnader til rensing av avløpsvann (Armstrong mfl. 2008).

For mange økosystemtjenester finnes det imidlertid ikke priser eller kostnader som kan benyttes til å anslå en verdi. Dette kan f.eks. være rekreasjonstjenester som fritidsfiske eller fuglejakt (ikke-kommersiell), reduksjon av eutrofiering, habitattjenester eller eksistensverdier knyttet til spesielle arter. For denne typen tjenester er betydningen i flere av rapportene illustrert ved å overføre verdianslag fra sammenlignbare tjenester andre steder. Det understrekes imidlertid at disse overføringene er ment som illustrasjoner og eksempler, og at verdiene ikke nødvendigvis er direkte overførbare. Verdsettingsstudien som er gjennomført i alle landene som grenser til Østersjøen (se boks 10.3) viser at det fort kan bli feil å overføre verdianslag fra et sted til et annet, i hvert fall uten å justere for relevante forskjeller mellom landene. I denne verdsettingsstudien var det stor variasjon i betalingsvilligheten mellom ulike land, men mye av denne forskjellen ble visket ut dersom det ble justert for inntektsforskjeller (Magnussen mfl. 2012b).

Litteraturgjennomgangen viser at i likhet med ferskvann og våtmarker er det også for hav og kystsone gjort flere forsøk på å anslå verdien av å forbedre vannkvalitet eller bevare eksisterende kvalitet. I de tilfellene det har vært gjennomført primære verdsettingsstudier ved bruk av betinget verdsetting er det en definert forbedring eller et konkret tiltak som er verdsatt, og verdianslaget inneholder dermed verdier knyttet til en rekke forskjellige tjenester som kan påvirkes av en vannkvalitetsendring.

Hva forteller studiene om verdien av økosystemtjenester fra hav og kystsone i Norge?

Gjennomgåtte studier viser at det norske samfunnet, ved å utnytte forsynende tjenester fra fiskeri og havbruk, tar ut store verdier fra havet og kystsonen til menneskelig konsum. Totalt utgjorde fiske, fangst og havbruk 0,7 pst. av BNP i 201135, og som enkeltstudiene viser varierer verdien fra havområde til havområde. Det finnes mye lett tilgjengelig statistikk om uttak av sjømat, men selv om kunnskapen om markedspriser og fiskeri- og havbruksproduksjon er god er det viktig å være oppmerksom på at norsk politikk når det gjelder fiskeriregulering og regulering av oppdrettskonsesjoner er med å bestemme hvor store verdier som tas ut av havet. En rekke forskjellige forhold og avveininger er med å bestemme denne politikken. Studier som viser de verdiene det potensielt er mulig å hente opp fra havet på bærekraftig vis vil være av interesse for å identifisere alternativkostnadene forbundet med politiske mål. Denne typen studier vil også kunne si noe om avveininger som gjøres mellom ulike aktiviteter og målsettinger (Armstrong mfl. 2008).

Havet og kystsonen trekker også til seg turister som betaler for å oppleve naturmiljøet og delta i aktiviteter som fritidsfiske, båtliv, dykking, bading og fugletitting. Informasjon om omsetning og verdiskapning i reiselivsnæringen er også relativt lett tilgjengelig. Selv om det ikke uten videre er enkelt å skille ut den delen av turistnæringen som kan tilskrives naturen, er det nettopp naturopplevelser som trekke turister mange steder i Norge. Verdiskapning innenfor reiselivsnæringen i kystsonen der reiselivet i stor grad er basert på naturopplevelser kan derfor benyttes til å illustrere økosystemtjenestenes betydning for denne næringen og for samfunnet.

I tillegg til verdiskapingen i reiselivsnæringen som er omtalt over, kommer rekreasjonsverdien (konsumentoverskuddet) av de naturbaserte aktivitetene som turister og fastboende eller andre med tilknytning til kystsonen bedriver. Ingen av studiene vi har sett på har gjennomført primære verdsettingsstudier for å anslå denne typen verdier knyttet til hav og kystsone i Norge, men skjeler man til studier som har verdsatt rekreasjonsverdier i andre sammenhenger, kan man gå ut fra at befolkningen tillegger denne typen tjenester stor verdi.

Litteraturen peker videre på at havet og kystsonen bidrar med viktige regulerende tjenester, f.eks. knyttet til klimaregulering og vannrensing. Disse er vanskelige å tallfeste nøyaktig, men enkle regneeksempler viser at velfungerende økosystemer utfører tjenester som det koster samfunnet mye å løse på alternative måter. Regulerende tjenester bidrar også til å opprettholde rene og produktive hav og kystsoner som igjen øker verdien av både forsynende tjenester og opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester).

Oppsummeringen av verdsettingsstudier viser at det kun er gjort enkelte forsøk på å anslå verdien av økosystemtjenester som ikke omsettes i eksisterende markeder, og rapportene som har prøvd understreker at resultatene må sees som grove anslag og et første forsøk på å verdsette økosystemtjenester fra hav og kystsone i Norge. Som nevnt tidligere er den naturvitenskapelige kunnskapen om hav og kystsone mer begrenset enn kunnskapen om terrestriske økosystemer. Manglende kunnskap om sentrale sammenhenger og avhengighetsforhold vanskeliggjør verdsetting og øker usikkerheten i verdianslagene

Selv om kunnskapsgrunnlaget er mangelfullt er det i dag stor interesse for bioprospektering og forskning på utnyttelse av uutnyttede ressurser i havet. Dette er en indikasjon på at opsjonsverdiene fra hav og kystsone også kan være store. Til tross for denne store og økende interessen for bioprospektering i dyphavet og på dypvannskorallrev slik som Røst-revet utenfor Lofoten, eksisterer det ingen norske studier som anslår slike opsjonsverdier eksplisitt (Armstrong mfl. 2008). Det kan også stilles spørsmål ved hvor store opsjonsverdiene egentlig er, og i følge Olafsen mfl.(2012) kommer størsteparten av den anslåtte veksten i fremtidig marin verdiskapning fram mot 2050 i eksisterende næringer, mens utvikingen i nye marine industrier antas å bli mer beskjeden.

For å øke kunnskapen om verdien av økosystemtjenester fra hav og kystsone er det behov både for økt naturvitenskapelig kunnskap og for flere verdsettingsstudier, og da spesielt studier som fokuserer på ikke-bruksverdier, eksistensverdier og økosystemtjenester som ikke omsettes i eksisterende markeder.

10.5 Fjell

Som beskrevet i kapittel 5 bidrar fjellområder i Norge med en rekke økosystemtjenester. Fjellet er f.eks. en populær arena for rekreasjon. Dette medfører et press på økosystemene både gjennom hyttebygging og ulike former for tilrettelegging for turistnæringen. På tross av dette er det gjort lite for å illustrere betydningen eller beregne verdien av økosystemtjenester i fjellområder. Utover regnskapsmessige verdier av tamreindrift (Økonomisk utvalg for reindrift 2011), er det så vidt utvalget kan se kun økonomiske verdier knyttet til jakt og vilt som er undersøkt spesielt, og da rypejakt som kilde til rekreasjon (Andersen mfl. 2009) og inntektsgrunnlag for grunneiere (Andersen mfl. 2010), og villrein som kilde til verdiskaping (Bråtå mfl. 2010).

10.5.1 Verdianslag fra eksisterende litteratur

SSBs levekårsundersøkelse fra 201136 viser at 56 pst. av befolkningen har vært på fottur og 32 pst. på skitur i fjellet de siste 12 månedene. Dette illustrerer at fjellet er en viktig arena for friluftslivsutøvelse for en stor del av befolkningen. Som nevnt tidligere skiller litteraturen som ser på verdien av naturbasert rekreasjon og friluftsliv i liten grad mellom hvilket økosystem aktiviteten utøves i, og vi vender derfor tilbake til verdien av friluftsliv i kapittel 10.8.

Fordi jaktrettigheter som nevnt tidligere er knyttet til eiendomsretten er salg av jaktrettigheter en potensiell kilde til inntekt for eiere av jaktterreng. På fjellet er det særlig jakt av rype og villrein som er relevant. Fra 2006 – 2011 gjennomførte Statskog og NORSKOG37 i samarbeid med flere forskningsinstitusjoner et stort rypeforvaltningsprosjekt med formål om å utvikle en forvaltning av rype og skogsfugl som er vitenskapelig basert, bærekraftig og økonomisk lønnsom38. Undersøkelser gjennomført blant rypejegere og jaktrettighethavere avdekker informasjon både om inntekter og kostnader forbundet med jakt. Begge disse økonomiske størrelsene sier noe verdien av aktiviteten. Vi har imidlertid ikke funnet noen studier som verdsetter økosystemtjenester eksplisitt.

Både tamrein og villrein er avhengige av fjellets ressurser og andre økosystemtjenester for å produsere tjenester som mennesker verdsetter, i form av kjøtt og/eller opplevelsestjenester. Tall fra Reindriftsforvaltningen gir informasjon om kommersielle verdier av tamreindrift (Økonomisk utvalg for reindrift 2011). Bråtå mfl. (2010) analyserer hvordan villrein og villreinfjellet kan bidra til verdiskapning, og Aas mfl. (2004) har undersøkt hvilke aspekter ved villreinjakta jegerne verdsetter.

Verdsetting av rypejakt

Rypeforvaltningsprosjektets undersøkelse blant jaktrettighetshavere viste bl.a. at det vanligste formålet med å tilby rypejakt var å sikre allmennhetens tilgang til jakt, deretter å sikre inntjening for grunneiere og sikre arbeidsplasser, samt bidra til distriktsutvikling. Den samme undersøkelsen viste videre at størsteparten av jaktrettighetshavernes inntekter forbundet med rypejakt stammer fra salg av jaktrett, men at også utleie av overnattingssted, guide eller hund genererte noe inntekter, samtidig som jaktrettighetshaverne også hadde utgifter bl.a. til kontroller og oppsyn. Gjennomsnittlig overskudd per eiendom i sesongen 2006/2007 var på 151 500 kr. Fordeles dette overskuddet på eiendommenes areal gir det et gjennomsnittlig overskudd på 0,53 kr/daa. Det er imidlertid verdt å merke seg at inntekter og utgifter varierer avhengig av eiendommenes beliggenhet, eiendomsforhold og hvilke viltarter som finnes der, og det ble rapportert overskudd opp til 2,05 kr/daa (Andersen mfl. 2010).

I følge Rypeforvaltningsprosjektet jaktet ca. 54 000 personer etter rype i jaktsesongen 2006 – 07. Om lag 4 pst. av jegerne jaktet bare på fjellrype, 27 pst. bare på lirype og 69 pst. jaktet begge artene. Jaktutbyttet var i gjennomsnitt 8,4 liryper og 3,8 fjellryper for de jegerne som jaktet på de respektive artene. I en spørreundersøkelse etter jaktsesongen ble rypejegere spurt om hvilke kostnader de hadde i forbindelse med jakta. Den største enkeltutgiften var knyttet til kjøp av jaktkort og leie av jaktterreng og utgjorde i gjennomsnitt 1 670 kr per jeger. Årlige utgifter til våpen og ammunisjon var i overkant av 1 000 kr per jeger, og transport hjemmefra til jaktsted pluss overnatting var nesten 1 500 kr i gjennomsnitt. Andre utgifter i forbindelse med jakta er knyttet bl.a. til kjøp av jaktbekledning (som også kan brukes i andre sammenhenger), mat, og leie av hund eller guide. Antallet respondenter som svarte på om de hadde forbruk innen de ulike kostnadsgruppene varierte, så gjennomsnittsverdiene kan ikke uten videre summeres direkte, men resultatene tyder på at gjennomsnittlig forbruk innen de oppgitte kostnadsgruppene er i størrelsesorden 8 500 kr per rypejeger per år (for 12 ryper blir dette 708 kr/rype). Resultatene viste også at enkelte respondenter brukte relativt mye penger på jaktrelaterte utgifter, mens hovedtyngden av jegere brukte mindre enn gjennomsnittet. Rypejegerne oppgir selv at det er mange ulike aspekter de verdsetter ved jakta. Forhold som naturopplevelse, samvær med andre jegere og samarbeidet med hund oppgis å ha stor betydning i tillegg til selve jakta og felling av vilt (Andersen mfl. 2009).

I følge et annet kostnadsoverslag i Steen (2004) bruker hver rypejeger 12 600 kr på jakta hvert år. Dette inkluderer kostnader til hund og våpen, og betyr at jegerne i gjennomsnitt betaler 2 520 kr per felte rype. Når ryper til sammenligning kan kjøpes for mellom 150 – 200 kr i butikken, er det tydelig at jakta har stor verdi for jegerne utover den rene kjøttverdien (Skonhoft og Gudding 2010).

Verdsetting av reindrift og villreinjakt

Totalregnskap for reindriftsnæringen (Økonomisk utvalg for reindrift, 2011) viser at det ble slaktet i overkant av 80 000 tamrein i 2010. Disse gav drøyt 2 000 tonn reinkjøtt med en bruttopris fra slakteri på rundt 140 mill. kr. Gjennomsnittsprisen per kg kjøtt var 67,44 kr. Dette var en reduksjon i totale kjøttinntekter fra året før. Årsaken til nedgangen oppgis å være reduserte priser i markedet samt en reduksjon i gjennomsnittsvektene, noe som i seg selv gir lavere priser per kg kjøtt. Reindriftsnæringen utgjør et viktig grunnlag for samisk kultur og næringsvirksomhet, men det er ikke funnet studier knyttet til slike verdier.

I 2010 var det 8 400 jegere som jaktet villrein i Norge, og av en kvote på i overkant av 10 500 dyr ble omtrent halvparten felt39. Bråtå mfl. (2010) har analysert villrein og villreinfjellet som kilde til verdiskaping og samfunnsutvikling. Rapporten understreker at produksjon av villrein er en fornybar ressurs som vil kunne skape årlige verdistrømmer i «all fremtid «dersom den forvaltes godt. Det oppgis også at den årlige produksjonen av villreinslakt i Norge er beregnet til ca. 174 000 kilo, eller ca. 113 000 kilo kjøtt til en verdi av ca. 12 mill. kr. Det aller meste av villreinkjøtt går til konsum hos jeger eller kjente, og de største inntektene knyttet til villrein stammer fra salg av jaktkort. I statsallmenning er prisen på jaktkort strengt regulert, og det er vanlig med lavere pris for lokalbefolkningen enn for tilreisende jegere. Videre er prisene i privateide områder ofte høyere enn i statsalmenningene, og vi har ikke funnet tall for total omsetning av villreinjaktkort i Norge. I Rondane Nord som har mye statsallmenning er det imidlertid beregnet at det årlig selges villreinjaktkort for litt over en mill. kr brutto. For å finne produsentoverskuddet fra salg av jaktkort, må kostnader til bl.a. oppsyn under jakta og fellingsavgift til staten trekkes fra salgsinntekten. Kvoten i Rondane Nord lå i perioden 2008 – 2010 på rundt 600 dyr, hvorav omkring halvparten ble felt hvert år40. Bråtå mfl. (2010) sammenlignet driftsmarginene ved salg av villreinjaktkort med driftsmarginene ved tamreindrift i Sjåk allmenning. Beregningene viser at inntekter og driftsresultat per jaktkvote er vesentlig høyere enn per slaktet tamrein.

Det selges også jaktpakker i form av jaktkort sammen med tilleggstjenester. Disse jaktpakkene kan deles i grupper der den vanligste er jaktkort og overnatting, og den andre er eksklusiv jakt på storbukk med alt inkludert. Vi har imidlertid ikke funnet totaltall for omsetning av villreinjaktkort eller jaktpakker i Norge. Verdiskaping basert på salg av opplevelse av villrein er lite utviklet. Dette vurderes også å være utfordrende fordi villreinen er «ustabil», sky og sårbar for forstyrrelser. Bråtå mfl. (2010) foreslår derfor heller å satse på utvikling av «naturbasert turisme med villreinkomponent» der historie, kulturminner og kunnskap om villreinen utnyttes.

På samme måte som rypejegere oppgir også villreinjegere at det er en rekke ulike aspekter de verdsetter ved jakta. Rekreasjon og avkobling, naturopplevelse og sosialt samvær med venner oppgis som de viktigste verdiene, men også spenning, høsting av kjøtt og mosjon nevnes som viktige elementer (Aas mfl. 2004). Vi har imidlertid ikke funnet studier som har søkt å verdsette disse dimensjonene økonomisk.

10.5.2 Oppsummering fjell

Hvilke verdier vurderes og hvordan?

Regnskapstall fra reindriftsnæringen gir informasjon om økonomisk aktivitet og verdien av tamreinkjøtt i Norge (Økonomisk utvalg for reindrift, 2011). I andre studier vi har funnet er det verdier knyttet til vilt, og da jakt av ryper og villrein, som er vurdert. Tall fra SSB forteller hvor mange personer som er involvert i denne type jakt og hvor mange dyr som felles. Spørreundersøkelser i regi av Rypeforvaltningsprosjektet har samlet inn data om rettighetshaveres inntekter forbundet med rypejakt og gjennomsnittlig forbruk rypejegere har i forbindelse med jakta. Det finnes også anslag på årlig økonomisk verdi av villreinkjøtt (Bråtå mfl. 2010), og undersøkelser som ser på hvilke aspekter jegerne verdsetter ved villreinjakta (Aas mfl. 2004) uten at disse verdiene er verdsatt økonomisk.

Hva forteller studiene om verdien av økosystemtjenester fra fjell i Norge?

I tillegg til at det er mange personer som er interessert i jakt i Norge er det også sterke interesseorganisasjoner som er opptatt av å sikre de verdiene som gjør at deres medlemmer kan fortsette å dyrke sin jaktinteresse. Derfor er det kanskje ikke så overraskende at det er nettopp verdier knyttet til jakt av vilt som er mest studert.

Studiene viser at de kostnadene jegere har i forbindelse med jakt i mange tilfeller langt overstiger den rene kjøttverdien. Dette indikerer at det er andre aspekter ved jakt som har en verdi for jegerne. Dette understrekes også ved at både rypejegere og villreinjegere oppgir aspekter som rekreasjon, naturopplevelse og samvær med jaktkamerater som viktigere enn selve jaktutbyttet. Beregninger som viser at inntekter fra salg av jaktkort er større per kvote villrein enn per slaktet tamrein viser det samme – jegere tillegger jaktopplevelsen en verdi som går utover den rene kjøttverdien.

10.6 Grøntområder i byer og tettsteder (urbane økosystemer)41

Som diskutert i kapittel 5 gir grøntområder i byer og tettsteder (urbane økosystemer) opphav til en rekke forskjellige økosystemtjenester som bare blir viktigere etter hvert som flere og flere mennesker bor i urbane områder. Betydningen av grøntstruktur og naturlige elementer i urbane områder er et fagområde som får stadig mer oppmerksomhet internasjonalt, uten at det foreløpig er viet samme interesse i Norge. Lindhjem og Sørheim (2012) beskriver og definerer hva man kan forstå med begrepene urbane økosystemer og urbane økosystemtjenester i en norsk kontekst, og presenterer eksempler på hvordan verdien av økosystemtjenester fra grøntområder i byer og tettsteder er dokumentert i eksisterende litteratur. De finner ingen norske studier som har benyttet økosystemtjenestetilnærmingen for å synliggjøre betydningen av urbane økosystemtjenester. Det finnes imidlertid noen få studier som sier noe om verdien av renere luft og mindre støy i norske byer. Disse studiene forsøker riktignok ikke å isolere økosystemenes bidrag til bedret luftkvalitet og støyreduksjon, som strengt tatt er den delen som kan kalles økosystemtjenester. Verdianslagene viser uansett at disse økosystemtjenestene er verdifulle ved at de bidrar til å motvirke problemer som medfører store kostnader for samfunnet.

10.6.1 Verdianslag fra eksisterende litteratur

Antall studier som bidrar til å synliggjøre verdien økosystemtjenester fra grøntområder i norske byer og tettsteder er som nevnt over veldig begrenset. De fleste studiene som presenteres under, verdsetter effektene av forbedret luftkvalitet og/eller støyreduksjon. Dette er tjenester som komponenter i grøntområder er med å bidra til, men de påvirkes også av en rekke andre faktorer. Det presenteres også et eksempel på en studie som verdsetter grøntarealer i Oslo (Strand og Wahl 1997).

Verdsetting av forbedret luftkvalitet og støyreduksjon

Samstad mfl. (2010) har, på oppdrag fra transportetatene i Norge, beregnet økonomisk verdi av forbedret luftkvalitet og støyreduksjon til bruk i nytte-kostnadsanalyser. Verdien av reduserte utslipp av partikler (PM₁₀) og nitrogenoksider (NO_x) beregnes bl.a. ved hjelp av modellering av effektene av forurensning på folks helse og deres oppgitte betalingsvillighet for å redusere disse effektene. Økonomisk verdi av å redusere utslippene av partikler med en kilo er i gjennomsnitt 3600 kr i storbyer (Oslo, Trondheim, Bergen), 1640 kr i andre større byer og 440 kr i tettsteder med mer enn 15 000 innbyggere. Økonomisk verdi av å redusere NO_x-utslipp med en kilo er beregnet til 200 kr i storby, 100 kr i andre større byer og 50 kr i andre områder. Verdien av å redusere støy fra ulike transportmidler er også beregnet hovedsakelig ved hjelp av betinget verdsetting, og anslått til 460 kr per dBA for flytrafikk og 335 kr per dBA for veitrafikk, tog/bane og sjøtransport.

Verdien av støyreduksjon er også forsøkt anslått ved å se på hvordan støy påvirker huspriser. Navrud og Strand (2011) har analysert prisdata for eneboliger og rekkehus i Oslo, og fant en klar negativ sammenheng mellom støynivå (innenfor intervallet 55 – 70 dBA) og huspriser. Prisene synker i gjennomsnitt med 7 pst. dersom trafikkstøyen øker fra 55 dBA til 70dBA. Dette tilsvarer en reduksjon på 0,46 pst. per dBA. De finner ingen effekt av endringer i støynivå under 55 dBA (for liten plage til å være merkbar) eller over 70 dBA (ytterligere økning fra allerede høyt støynivå gir liten ekstra plage).

Grue mfl. (1997) har tidligere benyttet prisdata for leiligheter og hus i Oslo for å anslå verdien av støyreduksjon, og fant at prisene på leiligheter og hus sank med 0,5 pst. ved en økning i trafikkstøy på 1dBA. Denne effekten er i samme størrelsesorden som hos Navrud og Strand (2011). Det understrekes imidlertid at andre miljøeksternaliteter som luftforurensning og visuelle effekter kan ha blitt reflektert i støyvariabelen.

Verdsetting av grøntarealer

Strand og Wahl (1997) har, for park- og idrettsvesenet i Oslo kommune, beregnet den økonomiske verdien av grøntområder i Oslo. Betinget verdsetting ble anvendt som metode, og husholdninger ble spurt direkte om sin betalingsvillighet for å unngå utbygging og bevare grøntarealer. Et konservativt anslag for verdien av et mål grøntområde i Oslo ble i studieåret beregnet til mellom 1,6 mill. kr (ved 7 pst. rente og lavt estimat for betalingsvillighet per mål) og 6 mill. kr (ved 3,5 pst. rente og høyt estimat for betalingsvillighet per mål). Til sammenligning ble tomteprisene (som verdi på alternativ anvendelse) per mål beregnet til kr 1,35 mill. kr som et gjennomsnitt. Studien viste også at betalingsvilligheten for å bevare grøntområdene var høyest i de mest sentrumsnære områdene.

Kilde: Foto: Marianne Gjørv

Verdsetting av bynære områder

Fordi selv de største urbane områdene i Norge er relativt begrenset i utstrekning har befolkningen i byer og tettsteder stort sett god tilgang til naturområder som omkranser de urbane områdene, i Norge er dette stort sett kystsone, skog, fjell eller åpent lavland. Disse økosystemene og økosystemtjenestene som produseres der er derfor av stor betydning for befolkningen i urbane områder, og omtales i mange sammenhenger også som urbane økosystemtjenester. Økosystemtjenestene som sådan er de samme uavhengig av om de produseres i et økosystem som ligger i nærheten av urbane områder, men verdien av en del tjenestene blir høyere fordi de har verdi for flere mennesker. Vi kjenner ikke til studier som har verdsatt økosystemtjenester i bynære områder i Norge eksplisitt, og i denne gjennomgangen er bynære områder derfor behandlet som en del av de økosystemene de er en del av. I boks 10.4 under presenteres et eksempel på en studie som har anslått den samfunnsøkonomiske verdien av strømmen av økosystemtjenester fra det grønne beltet som omgir byen Ontario i Canada. Denne studien kartlegger og beregner hvilke verdier de omkringliggende naturområdene bidrar med til den urbane befolkningen.

Boks 10.4 Eksempel på verdsetting av bynære naturområder i Toronto, Canada

Toronto ligger langs den nordvestlige bredden av Lake Ontario, og er med sine 2,5 mill. innbyggere (5,5 mill. om en regner med mer av de urbane områdene enn kun bykjernen) Canadas største by. Som et belte rundt byen ligger Greater Golden Horseshoe Greenbelt – et sammenhengende område med ulike naturtyper som bl.a. skog, våtmark og jordbrukslandskap. Torontos grønne belte ble opprettet med ett eneste formål: å sikre naturområder som genererer verdifulle økosystemtjenester for de tettbebygde områdene rundt; Golden Horseshoe-området huser til sammen omtrent en fjerdedel av Canadas befolkning. Ontario fylke er i så måte et ledende eksempel på hvordan bevisst arealplanlegging er essensielt for å sikre byer viktige tjenester som ren luft, flomsikring, lokal matproduksjon og økt livskvalitet for innbyggerne.

En studie fra 2008 kartla de økonomiske verdiene av naturtypene i det grønne beltet og de økosystemtjenestene de tilbyr for omkringliggende byer og tettsteder. Det ble kartlagt hvor store verdier de ulike naturtypene og deres økosystemtjenester genererte (se geografisk fordeling av verdier på kart nedenfor). Studien konkluderte med at våtmarker og skogsområder var de mest verdifulle naturtypene, som produserte verdier på henholdsvis 1,3 mrd. og 989 mill. dollar per år. Den samlede verdien av de økonomisk verdsatte økosystemtjenestene i Torontos grønne belte ble anslått å være 2,7 mrd. dollar årlig. Habitattjenester, flomkontroll (myr), klimaregulering (opptak og lagring) og vannhåndtering (avrenningskontroll i skog) ble anslått å være de økonomisk mest verdifulle økosystemtjenestene, med årlige samfunnsøkonomiske bidrag på henholdsvis 548 mill., 380 mill., 377 mill. og 278 mill. årlig (alle tall i kanadiske 2008-dollar).

Forskjellige økosystemtjenester er verdsatt på forskjellige måter, og verdsettingsmetodene som er brukt for noen av de mest sentrale tjenestene er beskrevet under.

Karbonfangst: Beregnet ved mengden karbonopptak multiplisert med gjennomsnittlige skadekostnad fra ett tonn karbon i atmosfæren.

Luftkvalitet: Effekten trær/skog har på luftkvaliteten ble beregnet ved å bruke årlig opptak av CO, NO₂, SO₂ og partikler multiplisert med faktorer for hver av forurensingstypene beregnet på grunnlag av indirekte kostnader, som f.eks. helseutgifter og redusert turisme.

Vannhåndtering: Verdien av skogens evne til å absorbere vann ved store nedbørsmengder ble beregnet ved volumet av ekstra overvann som hadde måtte håndteres på annet vis dersom trærne ikke hadde gjort det. Dette ble så multiplisert med de lokale kostnadene ved å bygge og drifte kunstige konstruksjoner for tilsvarende mengder overvann.

Rekreasjon: Beregningen er basert på en undersøkelse som kartla betalingsvilligheten for naturbaserte rekreasjonsopplevelser blant befolkningen. Det ble så gjort et estimat over hvor mye av aktiviteten denne totalverdien var basert på, som fant sted innenfor det grønne beltet.

Pollinering: Studien beregnet verdien av pollinering for jordbruksland som ligger innenfor og i umiddelbar nærhet til det grønne beltet (som dermed er mindre relevant for urbane pollineringstjenester fra f.eks. hager og parker).

Kilde: Wilson (2008) gjengitt i Lindhjem og Sørheim (2012)

10.6.2 Oppsummering grøntområder i byer og tettsteder (urbane økosystemer)

Hvilke verdier vurderes og hvordan?

I studiene over er det verdier av forbedret luftkvalitet, støyreduksjon og bevaring av grøntarealer som er analysert. Verdien av forbedret luftkvalitet er hovedsakelig anslått ved hjelp av befolkningens oppgitte betalingsvillighet for å redusere negative helseeffekter som følge av luftforurensning. Dersom vi hadde hatt informasjon om økosystemenes bidrag til luftrensing kunne vi ved hjelp av betalingsvilligheten for å redusere negative helseeffekter beregnet verdien av økosystemenes evne til luftrensing. Det vil ventelig også være mulig å anslå verdier av urbane økosystemers bidrag til vann- og avløpshåndtering, f.eks. i tilfeller der kommuner kan bruke naturbaserte løsninger som supplement og/eller alternativ til produsert infrastruktur. Det finnes eksempler på at verdien av støyreduksjon er beregnet både ved bruk av betinget verdsetting på samme måte som for forbedret luftkvalitet, og ved å se på hvilke effekter støy har på huspriser, den såkalte eiendomsprismetoden (som er beskrevet i kapittel 8). Også verdien av å beholde grøntarealer er beregnet ved hjelp av betinget verdsetting.

Det er også klart at bynære områder bidrar med økosystemtjenester av stor verdi for den urbane befolkningen, men denne typen verdier er ennå ikke anslått økonomisk i Norge.

Hva forteller studiene om verdien av økosystemtjenester fra grøntområder i byer og tettsteder i Norge?

Selv om ingen av studiene verdsetter økosystemtjenester direkte illustrerer de at naturlige elementer i urbane områder kan ha stor betydning for befolkningen som bor der. Det er tydelig at både forbedret luftkvalitet og støyreduksjon har en positiv verdi for folk, og selv om vi ikke har kunnskap om hvor stor andel av denne verdien som kan tilskrives økosystemtjenestene er det klart at naturlige elementer som bidrar til disse tjenestene har en positiv verdi for befolkningen i urbane områder.

At verdien av å bevare grøntområder ble anslått å være høyere enn beregnet tomtepris dersom områdene brukes til forskjellige utbyggingsformål indikerer at det er samfunnsøkonomisk lønnsomt å bevare grøntområder og urbane økosystemer (Strand og Wahl 1997) fordi de produserer verdifulle økosystemtjenester for befolkningen i urbane områder. Grøntområder er en viktig komponent for en rekke av de økosystemtjenestene som i kapittel 5 blir beskrevet for urbane områder.

10.7 Kulturlandskap (jordbruksområder og åpent lavland)

Både jordbruksareal og åpent lavland er, som beskrevet i kapittel 4, områder som er avhengig av menneskelig påvirkning for å opprettholde produksjonen av de fleste økosystemtjenestene vi forbinder med disse økosystemene. Naturområder som er påvirket av og avhengig av menneskelige inngrep for å bestå, omtales i en del sammenhenger også som kulturlandskap. For mange mennesker utgjør samspillet mellom natur-, landskaps- og kulturminnekvaliteteri et område en viktig del av grunnlaget for naturopplevelser. Kulturlandskapet har også mye å si for folks identitet og deres følelse av å ha tilknytning til et område. Spor etter tidligere tiders bruk av utmarka, f.eks. i form av stier, nedlagte setre, småbruk, skogsarbeiderkoier, etc. kan ha store opplevelsesverdier selv om de ikke utgjør økosystemtjenester slik vi tidligere har definert begrepet. Opplevelsesverdier, enten de kan knyttes til økosystemtjenester eller andre forhold i jordbruksareal og åpent lavland, er tett knyttet til friluftsliv og rekreasjon og omtales i en egen del om dette der det er relevant (se kapittel 10.8). I denne delen fokuseres det derfor på studier og statistikk som synliggjør verdier av økosystemtjenester fra jordbruksareal og åpent lavland som ikke er relatert til friluftsliv og/eller rekreasjon.

Økosystemtjenestebegrepet er i liten grad tatt i bruk for varer og tjenester som stammer fra jordbruksarealer og åpent lavland, til tross av at mye av produksjonen som foregår i disse økosystemene er basert på å utnytte forsyningstjenester nettopp for å dekke menneskers behov for mat.

Vi har ikke funnet noen studier som anvender økosystemtjenesterammeverket direkte, og med unntak av verdianslag for fôr fra utmarksbeite (Asheim og Hegrenes 2006) har vi ikke funnet studier som verdsetter ikke-omsatte økosystemtjenester fra jordbruksareal og åpent lavland økonomisk.

10.7.1 Verdianslag fra eksisterende litteratur

Som nevnt over er det begrenset kunnskap om verdier av de fleste ikke-omsettbare økosystemtjenester fra jordbruksareal og åpent lavland. For jordbrukssektoren som produserer produkter for salg finnes det imidlertid god kunnskap om inntekter og verdiskapning som sier noe om betydningen av forsynende tjenester. I avsnittene under presenteres derfor hovedsakelig verdianslag for jordbruksprodukter. I et eget avnitt fremheves det også at genetiske ressurser i vill flora har en verdi for jordbruket og for samfunnet, uten at denne verdien er forsøkt kvantifisert for Norge.

Verdier av økosystemtjenester i jordbruket

Totalkalkylen for jordbruket (Budsjettnemnda for jordbruket 2012) viser totalverdiene som skapes i norsk jordbruk ved utnyttelse av jordbrukets produksjonsfaktorer. Inntektene i jordbruket kommer hovedsakelig fra salg av produkter og fra statlige tilskudd. Det at staten betaler tilskudd til produsentene kan sees som en indikasjon på at jordbruksproduksjonen har en høyere verdi for samfunnet enn den som fremkommer av markedsprisene. Det er imidlertid flere grunner for disse tilskuddene, der sikring av produksjon av økosystemtjenester kun er ett element. Foreløpige normaliserte42 regnskapstall viser at inntekter fra jordbruksprodukter i 2011 var i underkant av 26 mrd. kr. Inntektene omfatter verdien av jordbruksprodukter til salg og til bruk i produsentens egen husholdning. Inntekter fra planteprodukter utgjorde drøyt 7 mrd. kr og inntekter fra husdyrprodukter utgjorde nesten 19 mrd. Fordelingen mellom ulike produktgrupper fremkommer i tabell 10.12. Samtidig var summen av direkte tilskudd i 2011 10 mrd. kr. På samme måte som i fiskeriene er politiske føringer og tilskuddsordninger med å påvirke lønnsomhet og inntekter i jordbruket.

Asheim og Hegrenes (2006) har brukt informasjon om antall dyr som beiter i utmark, gjennomsnittlig beitetid for ulike dyreslag og gjennomsnittlig daglig fôropptak i beiteperioden til å beregne verdien av fôr fra utmarksbeite i Norge. De finner at årlig fôropptak fra utmark er omkring 319 mill. forenheter (FEm). Av dette sto sauer og lam for 68 pst. av foropptaket, kyr for 12 pst., andre storfe for 17 pst. og geiter og hester til sammen for 3 pst. Med en forutsetning om at svinnet i produsert fôr vil være større på innmark enn i utmark er verdien av en fôrenhet satt til 2,50 kr. Dette gir en verdi av utmarksfôr på knappe 800 mill. kr i året. Denne verdien omfatter utmarksfôr i alle økosystemer der husdyr beiter, og vil derfor fordele seg mellom åpent lavland, fjell og skog. Beiting er som beskrevet i kapittel 4, med på å opprettholde naturtyper og økosystemer med et rikt artsmangfold, og bidrar derfor til å opprettholde produksjonen av andre økosystemtjenester. Betydningen av dette er det imidlertid ikke gjort noen forsøk på å kvantifisere så langt vi har sett.

Kilde: Foto: Miljøverndepartementet

Verdsetting av pollinering

Det er ikke gjort studier av hvilke økonomiske verdier pollinering representerer i Norge, men basert på nordiske og andre lands studier (se boks 10.5) er det anslått at verdien av birøkt i Norge er på minst 250 mill. kr årlig. Av dette utgjør honningproduksjon en verdi for primærprodusenten på rundt 100 mill. kr og verdien av pollinering av kulturvekster er på rundt 150 mill. kr (Landbruks- og matdepartementet 2012). Biene bidrar til å sikre pollinering i frukt- og bærproduksjonen og for oljevekster, og bienes tilstedeværelse gir større avlinger og bedre kvalitet. Verdien av pollinering av ville planter (herunder flere rødlistearter) kommer i tillegg, men er ikke beregnet.

Verdsetting av plantegenetiske ressurser fra vill flora43

Plantene som dyrkes til mat, fôr og andre formål stammer alle fra vill flora, og de har fortsatt sine mer eller mindre nært beslektede plantearter i vill flora ulike steder i verden. Disse omtales ofte som «crop wild relatives» (CRW). Det er planteartenes iboende genetiske variasjon som har gjort det mulig å utvikle dyrkede jordbruksplanter og kulturvekster fra viltvoksende plantearter, og dermed utvikle landbruk, fast bosetting og sivilisasjon. Fortsatt er det slik at genressurser og genetisk mangfold hos viltvoksende planter er en avgjørende viktig kilde til genetisk materiale når det skal foredles fram nye plantesorter eller man skal finne gode og egnede genotyper av ville nytteplanter til høsting, dyrking eller annen bruk (Asdal 2012). Som eksemplene i boks 10.6 viser er verdien av genressurser fra vill flora vurdert flere ganger i internasjonal litteratur.

Det finnes ingen beregninger tilsvarende de som er presentert i boks 10.6 for den økonomiske verdien av genetisk materiale fra viltvoksende planter i norsk flora. De fleste av våre dyrkede og økonomisk viktige matplanter stammer fra andre regioner, og hittil er gener fra vår flora i liten grad benyttet til forbedring av sorter. Det store unntaket er imidlertid våre fôrplanter. Sorter av gras- og belgvekster, som betyr mye for husdyrhold og dermed for matproduksjon både i Norge og i andre land, stammer for en stor del fra vill flora. Norge har en variert natur og et variert klima, og har dermed store genetiske variasjoner og tilpasninger innenfor arter som ellers kan være ganske vanlige i store deler av landet (Asdal 2012).

Det er gjort innsamlinger av frø av fôrplantearter til den nordiske genbanken NordGen, og dette materialet brukes i foredling av nye sorter. At plantene og deres genetiske mangfold blir tatt vare på in situ og får utvikle seg videre i norsk natur er en forutsetning for videre utvikling av sorter, både for norsk landbruk og for globalt landbruk. I tillegg til den åpenbare verdien av genressurser hos fôrplanter som brukes direkte i norsk og nordlig landbruk i dag er det også knyttet opsjonsverdier til genetisk materiale hos andre planter i vår flora fordi de muligens kan brukes i foredling av bedre sorter av matplantene i fremtiden.

Verdien av plantegenetiske ressurser kan synliggjøres ved å peke på og illustrere deres betydning for utvikling av landbruket slik det er gjort over, men det vil også være interessant å gjøre studier av den økonomiske verdien av genetisk materiale fra viltvoksende planter i norsk flora, på samme måte som i de internasjonale studiene presentert i boks 10.6. Bedre synliggjøring av genressursverdiene i norsk flora kan f.eks. bidra til at det blir lettere å få forståelse for å iverksette vernetiltak som kan sikre bevaring av disse ressursene (Asdal 2012).

10.7.2 Oppsummering kulturlandskap (jordbruksområder og åpent lavland)

Hvilke verdier vurderes og hvordan?

SSB og jordbruksforvaltningen presenterer jevnlig informasjon om produksjon og inntekter fra salg av jordbruksprodukter. Denne informasjonen er tilgjengelig både som løpende verdier og som normaliserte størrelser der effektene av tilfeldige variasjoner som følge av vær eller andre ytre faktorer er jevnet ut. Slik informasjon sier noe om omfang og økonomisk verdi av viktige forsynende tjenester selv om denne type verdier, som diskutert tidligere, ikke skiller ut økosystemenes bidrag til produksjonen. Det finnes litteratur som fremhever betydningen av plantegenetiske ressurser i vill flora for jordbruksproduksjon, men verdien av dette er ikke forsøkt kvantifisert for Norge. Verdien av genetisk materiale i husdyra, ulike arter og raser, som kan ha betydning for robusthet og produksjoneevne i et fremtidig endra klima har vi heller ikke funnet beregninger for.

Gjennomgangen over viser ellers at det er få kilder til informasjon om økonomiske verdier av ikke-omsatte økosystemtjenester fra jordbruksareal og åpent lavland. Verdien av fôr fra utmarksbeite er den eneste ikke-omsatte verdien som er beregnet. Verdien er beregnet ved å se på hvilke kostnader det ville medføre for bønder dersom dyrene alternativt skulle gå på innmarksbeite.

Hva forteller studiene om verdien av økosystemtjenester fra kulturlandskap (jordbruksareal og åpent lavland) i Norge?

Gjennomgangen viser at det finnes detaljert kunnskap om produksjon av plante- og husdyrprodukter i jordbruket. Fordi disse produktene omsettes i eksisterende markeder finnes det også informasjon om priser og inntekter som sier noe om betydningen av disse produktene i Norge. Det pekes også på at plantegenetisk materiale i vill flora er viktig både for dagens og fremtidig jordbruksproduksjon. Tilskudd til jordbruket indikerer at politikerne tillegger innenlandsk produksjon av jordbruksprodukter en verdi utover det som speiles i markedsprisene. Det er imidlertid mange forskjellige begrunnelser for ulike tilskuddsordninger, og tilskuddene kan derfor vanskelig brukes til å si noe konkret om betydningen av økosystemtjenester fra jordbrukslandskap og åpent lavland. På samme måte som for fiskeriene er politiske føringer med på å påvirke inntektene i næringen.

Verdianslaget for fôr fra utmarksbeite viser at tilgang til utmarksbeite har en positiv verdi for husdyrprodusenter, samtidig som det bidrar til å opprettholde naturtyper og økosystemtjenester som ellers vil forsvinne i områder som gror igjen.

10.8 Friluftsliv og rekreasjon

Som beskrevet i kapittel 5 har friluftsliv en sentral plass i norsk kultur, og nordmenn er aktive friluftslivsutøvere. Det er dokumentert at friluftsliv har svært positive virkninger for både psykisk og fysisk folkehelse. Fra et økonomisk perspektiv bidrar friluftsliv overordnet sett med to verdiaspekter. Det ene kan knyttes til den verdien befolkningen opplever ved å bedrive friluftsliv mens det andre kan knyttes til realøkonomiske effekter som reduserte helseutgifter og økt produktivitet i samfunnet.

Mens individuell helse kan være vanskelig å måle i økonomiske termer, kan påvirkning på offentlig budsjetter være en nyttig indikator for økonomisk nytte relatert til natur og helse. Hvis man får stimulert en større andel av befolkningen til å utøve friluftsliv vil man kunne oversette helsegevinstene til økonomiske verdier. En forbedret helsetilstand for en befolkningsgruppe vil kunne innebære lavere behov og utgifter til helsetjenester og sykefraværet vil samtidig kunne bli lavere. Hvis en person som er uføretrygdet kan gå tilbake i jobb vil det henge sammen medl en stor positiv helseeffekt for personen, og det vil i tillegg spare samfunnet for sosiale utgifter og samtidig gi en produksjonsgevinst.

I kapittel 5 viste vi til flere studier som illustrerer betydningen av friluftsliv i Norge, enten gjennom å vise til hvor mange mennesker som driver med ulike friluftslivsaktiviteter eller ved å peke på hvordan aktivitet generelt og utendørsaktivitet spesielt har en rekke positive helseeffekter. Under fokuserer vi på studier som tar for seg økonomiske verdier forbundet med friluftsliv.

10.8.1 Friluftsliv har stor verdi for folkehelsen

SINTEF konkluderte i 2009 med at de samfunnsøkonomiske gevinstene av økt friluftsliv vil være betydelige. Konklusjonen underbygges med å vise til studier som viser en signifikant sammenheng mellom deltagelse i friluftsliv og helsetilstanden (Kurtze mfl. 2009). Stress og stressrelaterte sykdommer er lidelser som rammer mange i moderne samfunn (Grahn og Stigsdotter 2003) og som forårsaker sykefravær og også uføretrygd, førtidspensjonering osv. Et annet viktig helseproblem er fysisk inaktivitet. For å realisere gevinster forbundet med økt friluftsliv forutsetter det imidlertid at man klarer å aktivisere grupper av befolkningen som i dag ikke allerede er aktive. Den samfunnsøkonomiske verdien av dette stammer dels fra økte rekreasjonsverdier og andre positive effekter for den enkelte, og dels fra reduserte kostnader til helsetjenester og sykefravær for samfunnet.

Kilde: Foto: Marianne Gjørv

Det er utfordrende å tallfeste naturens positive verdi for fysisk og psykisk helse. Selv om det kan argumenteres for at økt fysisk aktivitet ikke nødvendigvis trenger å foregå i naturen, har vi tidligere påpekt at mange innaktive oppgir nettopp friluftsliv som den formen for aktivitet de ville foretrukket dersom de skulle vært mer aktive. Derfor er studier som har fokusert på inaktive personer og fordelene med økt fysisk aktivitet likevel meget relevante for å skape et bilde av hvilket potensial friluftslivsaktivitet har for å spare samfunnet for helsekostnader. Vi kjenner ikke til at det er gjennomført denne typen studier i Norge, men Kurtze mfl. (2009) trekker fram flere internasjonale eksempler på slike studier. Disse eksemplene er gjengitt i boks 10.7.

SINTEF antar at selv om Norge bare har halvparten av Sveriges befolkningen, vil gevinsten ved å øke aktivitetsnivået i Norge i 2009 være minst like stor som den ble beregnet til i Sverige i 2002 (se boks 10.7 over), fordi helsekostnadene og syke-, og uførekostnadene i Norge er større enn i Sverige. I et regneeksempel anslår SINTEF gevinsten av at en tidel av Norges befolkning som i dag er inaktive blir moderat aktive og gjennomfører 10 fotturer årlig. Regnestykket antar at ca. 25 pst. av befolkningen er inaktive, slik at en tidel av denne gruppen utgjør 95 000 personer. Den økte aktiviteten vil i følge SINTEF gi en samlet samfunnsøkonomisk gevinst på ca. 400 mill. kr årlig (2009-kr). Av dette er det beregnet at litt mer enn halvparten er innsparinger i bruk av helsetjenester og økt produksjon som følge av lavere sykefravær (Kurtze mfl. 2009). Resten er den verdien befolkningen opplever selv ved å drive friluftsliv. Beregningene illustrerer hvilken enorm effekt stress og andre livsstilssykdommer har på økonomien i samfunnet, og at å sikre og ta vare på eksisterende grønne områder, og å utvikle nye, kan være en billig måte å redusere samfunnets helsekostnader.

10.8.2 Verdsetting av ulike friluftslivsaktiviteter

Som vi har diskutert tidligere er verdien av friluftsliv i Norge ofte synliggjort ved hjelp av statistikk over utøvelse av forskjellige friluftslivsaktiviteter eller ved å vise til positive helseeffekter som kan knyttes til friluftslivsaktiviteter, og dermed være med å redusere helsekostnader. Bortsett fra de verdianslagene som er presentert for friluftslivsrelaterte økosystemtjenester tidligere i kapitlet (som f.eks. rekreasjon, fritidsfiske og jakt) kjenner vi ikke til at ulike friluftslivsaktiviteter er verdsatt økonomisk på en systematisk måte i Norge, men et eksempel fra USA er gjengitt i boks 10.9.

10.9 Utvalgets vurderinger og konklusjoner

10.9.1 Tilfanget av studier og informasjon varierer mellom ulike økosystemer

Som gjennomgangen over viser er det stor variasjon mellom økosystemene både når det gjelder antall studier og type informasjon som er tilgjengelig om verdier av både økosystemer og økosystemtjenester. Det er generelt få eksempler på at økosystemtjenestetilnærmingen er benyttet i verdsettingsstudier. For hav og kystsone er det de siste årene gjennomført en del arbeid innenfor økosystemtjenesterammeverket. Dette arbeidet har vært konsentrert om kartlegging, vurdering og verdsetting av marine økosystemtjenester, men det er i liten grad gjennomført nye, originale verdsettingsstudier. Tilfanget av verdsettingsstudier fra hav og kystsone er mindre enn for terrestriske økosystemer, men det er gjort mer for å skaffe oversikt over økosystemtjenester og verdier, noe som er relevant for å vurdere hvilke verdier økosystemtjenester fra havet og kystsonen bidrar med til samfunnet. Det er imidlertid fortsatt stort behov for nye primære studier som verdsetter økosystemtjenester fra hav og kystsone økonomisk.

For økosystemer der det drives utstrakt næringsvirksomhet, som fiske i havet, oppdrett i kystsonen, tømmerproduksjon i skogen og landbruksprodukter i kulturlandskapet, er tilgangen til statistikk over produserte mengder og verdien av omsettbare produkter gjennomgående god.

Økonomisk verdsetting av fellesgoder som ikke omsettes i markeder er ofte gjennomført i økosystemer der det har vært konflikt mellom næringsvirksomhet og allmennhetens bruk av økosystemet (gjerne til friluftsliv) eller ønske om å bevare naturlige økosystemer. Motstridende interesser har da f.eks. vært knyttet til utbygging versus verning av vassdrag, eller ekstensiv tømmerproduksjon versus skogvern eller mer skånsomme driftsmetoder. Det er også en del eksempler på verdsetting av å forbedre vannkvalitet både i innlandet og i fjorder.

10.9.2 Det finnes mest kunnskap om verdien av forsynende tjenester

Kunnskapen om verdier av økosystemtjenester i Norge er best for forsynende tjenester som omsettes i eksisterende markeder, og det er hovedsakelig informasjon om mengder og markedsverdier som er tilgjengelig (brutto bruksverdier). Dette er informasjon som typisk kan hentes fra statistiske kilder, forvaltningsorganer og/eller næringsorganisasjoner, ikke minst innen primærnæringene. Dette er oversikter som vanligvis utgis jevnlig, ofte årlig, og som gir et godt bilde av samlet verdiskapning innenfor sentrale næringer som baserer seg på biologiske ressurser. Denne type verdsetting og statistikk utgjør også ofte en del av kunnskapsgrunnlaget for forvaltningen av de aktuelle ressursene og økosystemene de tilhører. Det er imidlertid viktig å være bevisst på at denne typen informasjon om uttak av forsynende tjenester ikke sier noe om hvorvidt uttaket er på et bærekraftig nivå, eller om det tærer på naturkapitalen slik at mulighetene for fremtidig uttak av tjenesten (eller andre tjenester) blir redusert.

Det finnes flere studier som viser at allmennheten setter pris på og verdsetter flere opplevelses- og kunnskapstjenester (kulturelle tjenester), hovedsakelig knyttet til rekreasjon og/eller bevaring av naturverdier. Slike studier er særlig knyttet til skog, kyst og ferskvann.

Det finnes også noen eksempler på verdsetting av regulerende tjenester. Eksemplene omfatter noen av de regulerings- og vedlikeholdstjenestene som kanskje er mest kjent for folk flest, som flomkontroll, vannrensing og karbonfangst og lagring. Det er kun en av de gjennomgåtte studiene som fokuserer på verdien av grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) (Foley mfl. 2010). Dette er ikke så overraskende siden økonomer ved verdsetting av økosystemtjenester ofte er opptatt av å unngå dobbelttelling av verdier og derfor fokuserer på å verdsette sluttleveranser av økosystemtjenester. Grunnleggende livsprosesser (støttende tjenester) er også prosesser som det er vanskelig å kvantifisere og hvor marginale endringer kan være vanskelig å måle.

Fordi de fleste verdsettingsstudiene er gjennomført utenfor økosystemtjenesterammeverket, kan flere av verdianslagene være vanskelig å tilskrive spesifikke økosystemtjenester. Ofte er det endringer i miljøtilstand som verdsettes (f.eks. i form av endret vannkvalitet i et vassdrag). Det vil da implisitt være et knippe med forskjellige tjenester som verdsettes fordi det er den totale effekten av et inngrep eller tiltak som analyseres, og slike anslag vil omfatte en rekke ulike tjenester. I mange tilfeller er det heller ikke mulig å avgjøre hvor stor andel av en tjeneste eller verdi som kan tilskrives økosystemene fordi flere innsatsfaktorer inngår i produksjon som utnytter økosystemtjenester (f.eks. arbeidsinnsats og produksjonsutstyr) og mange forskjellige forhold er med på å avgjøre betydningen av ulike tjenester for befolkningen (f.eks. påvirkes verdien av økosystemenes støydempende eller rensende tjenester både av tiltak som begrenser årsakene til støy og forurensning og av avbøtende tiltak). Studiene kan allikevel brukes til å synliggjøre betydningen av norsk natur, og at økosystemtjenester representerer store verdier for samfunnet.

Med unntak av forsynende tjenester der tilgjengelig tallmateriale stort sett er landsomfattende, er mesteparten av kunnskapen om verdier av økosystemtjenester basert på case-studier gjennomført innenfor avgrensede områder. Muligheten for å si noe om verdien av disse tjenestene på nasjonalt nivå er derfor begrenset for tjenester der omfang og/eller verdi i stor grad er avhengig av lokale forhold (i hvert fall uten å gjennomføre egne studier som skalerer opp og overfører verdianslag). For enkelte tjenester vil imidlertid verdien av en tjeneste variere lite med hvor eller hvordan tjenesten ytes, og for denne typen tjenester kan selv enkle regneeksempler gi en idé om verdien av tjenesten på nasjonalt nivå. Karbonbinding er et slikt eksempel da effektene på det globale klimaet, og dermed verdien av tjenesten, er den samme uavhengig av hvor karbonbindingen skjer eller hvilke biologisk prosess som binder karbonet. Boks 10.10 viser et regneeksempel på totalverdien av karbonbinding i hav og skog i Norge.

10.9.3 Markedspriser og betinget verdsetting mest brukt i økonomisk verdsetting

Litteraturgjennomgangen har vist at tilfanget av primære økonomiske verdsettingsstudier har vært relativt begrenset i Norge de siste årene. Gjennomgangen viser også at det er markedspriser og betinget verdsetting som er mest anvendt i forbindelse med økonomisk verdsetting. (Se kapittel 8 for en gjennomgang av forskjellige økonomiske verdsettingsmetoder.) Som nevnt over finnes mye informasjon om mengder og markedsverdier for varer og tjenester som omsettes i tradisjonelle markeder, og der slik informasjon er tilgjengelig er det stort sett markedspriser i en eller annen form som brukes til å illustrere verdier. Dette gjøres f.eks. ved å beregne:

• Omsetningsverdier eller inntekt fra salg av produkter (f.eks. matvarer eller råvarer) basert på forsynende tjenester

• Omsetningsverdier eller inntekt fra omsetning av naturbaserte opplevelser

• Prisen på CO₂-kvoter tilsvarende den mengden CO₂-som bindes ved hjelp av en økologisk prosess

Som beskrevet i kapittel 8 representerer verdianslag som beregnes ved hjelp av markedspriser i utgangspunktet kun en minimumsverdi siden prisen viser hva folk betaler og ikke hvor mye de kunne vært villige til å betale. Samtidig er det som nevnt innledningsvis i dette kapitlet slik at tilgjengelige økonomiske data ofte er bruttoverdier der samfunnsøkonomiske kostnader ved produksjon og bidrag fra andre innsatsfaktorer ikke er trukket fra. Dette betyr at verdien av andre kapitaltypers bidrag undervurderes dersom hele verdien tilskrives økosystemtjenestene. Gjennomgangen av studier viser imidlertid at denne typen informasjon er relativt enkel å få tak i, og at datagrunnlaget dekker hele landet.

Fellesgoder som ikke omsettes i eksisterende markeder er oftest verdsatt ved hjelp av betinget verdsetting der respondenter oppgir sin betalingsvillighet for å oppnå en forbedring eller unngå en forverring av naturmiljøet. I de norske studiene er metoden hovedsakelig benyttet for å verdsette tjenester tilknyttet rekreasjon, bevaring og/eller forbedring av tilstanden i ulike økosystemer. Fordi den endringen som verdsettes beskrives i hver enkelt studie, er det mulig å bruke metoden i praktisk talt alle situasjoner, og alle de verdiene som påvirkes av en endring inkluderes i verdianslaget. Det betyr at både bruks- og ikke-bruksverdier kan inngå i verdianslagene. I studiene som er gjennomgått er det eksempler bl.a. på at:

• Vern eller ulike forvaltningsregimer påvirker både rekreasjonsverdier og ikke-bruksverdier

• Betalingsvillighet for fritidsfiske inkluderer både verdien av fisk, rekreasjonsverdi, og ikke-bruksverdier

• Forbedring av vannkvalitet gir både bruks- og ikke-bruksverdier

Selv om det er markedspriser og betinget verdsetting som er mest brukt til økonomisk verdsetting av økosystemtjenester (eventuelt knipper- eller deler av økosystemtjenester) i Norge, finnes det enkelte eksempler på bruk av de fleste økonomiske verdsettingsmetodene som er presentert i kapittel 8. For eksempel er kostnadsbaserte tilnærminger som tar utgangspunkt i kostnader ved kjemisk rensing og kostnader ved opprydding i forurensede områder benyttet til å anslå henholdsvis verdien av naturens evne til å rense og bryte ned skadelige stoffer i vann og som en indikasjon på hvordan samfunnet verdsetter rene og velfungerende økosystemer. Produktfunksjonsmetoden er benyttet til å anslå økonomiske effekter på fiskeri og havbruk som følge av havforsuring, reisekostnadsmetoden er benyttet til å anslå betalingsvillighet for fritidsfiske og valgeksperimenter er benyttet til å beregne betalingsvillighet for vannkvalitetsforbedringer. Det er også en del eksempler på overføring av verdianslag, både med og uten justering for forskjeller mellom studiested og beslutningssted.

Fordi forskjellige verdsettingsmetoder, som beskrevet i kapittel 8, i varierende grad har mulighet til å fange opp ikke-bruksverdier, er det interessant å merke seg at i en studie der respondentene ble bedt om å fordele egen betalingsvillighet på ulike verdikomponenter, fordelte omkring 20 pst. til «egen bruk», 20 – 30 pst. til «muligheter for senere bruk» og 50 – 60 pst. til «bevaring/eksistens» (Magnussen mfl. 1997). At det er store ikke-bruksverdier relatert til å bevare økosystemer og økosystemtjenester er godt dokumentert i flere av studiene som er gjennomgått, selv om fordelingen mellom ulike verdikomponenter ofte er uklar. Under den kanskje mest omfattende betingete verdsettingsstudien gjennomført til nå, den som var en del av skadeoppgjøret i USA etter oljeskadene som ble forårsaket av Exxon Valdez-ulykken i Alaska i 1989, fant man at ikke-bruksverdiene var betydelige sammenlignet med bruksverdiene (Carson mfl. 2003). Ikke-bruksverdiene ble også vurdert som helt legitime som grunnlag for erstatning. I litteraturen er det ofte ikke-bruksverdiene som dominerer totalverdiene (ikke minst fordi det er en større del av befolkningen som kan ha slike verdier) (Lindhjem og Magnussen 2012).

I tillegg til studier som har benyttet de tradisjonelle økonomiske verdsettingsmetodene som er beskrevet i kapittel 8, har vi i litteraturgjennomgangen også presentert en del studier som illustrerer den økonomiske betydningen av økosystemtjenester på alternative måter, som f.eks. ved å beregne verdiskapning eller ringvirkninger som følger av en aktivitet som er basert på utnyttelse av økosystemtjenester. Økonomisk verdiskapning i en næring eller ringvirkninger av en aktivitet inkluderer som kommentert tidligere mange flere verdier enn de som kan tilskrives økosystemtjenestene. Verdianslagene kan allikevel brukes til å illustrere at økosystemtjenester er viktige for samfunnet, ikke minst lokalt der verdiskapning og ringvirkninger oppstår.

10.9.4 Verdsettingsstudier bidrar ofte til forskning og metodeutvikling

Gjennomførte verdsettingsstudier har ofte et tilsnitt av forskning og metodeutvikling. Dette er det flere grunner til. En åpenbar grunn er kunnskapsmangel og at nye studier automatisk bidrar til å øke kunnskapen både om hvilke effekter endringer i økosystemer har for folks velferd og om hvordan ulike metoder klarer å reflektere verdier av disse effektene. En annen begrunnelse er at flere av studiene er forskningsinitiert i utgangspunktet. Dette gjelder kanskje spesielt for primære verdsettingsstudier. Det ser ut som mange av verdsettingsstudiene springer ut fra forskningsmiljøenes interesse for å demonstrere, teste og utvikle forskjellige metoder og teorier, ofte kombinert med ulike interessegruppers ønske om å synliggjøre betydningen av naturverdier som ikke fremkommer i tradisjonelle økonomiske oversikter eller statistikk. Dette inntrykket støttes bl.a. av Laurans mfl. (2013) som har undersøkt i hvilken grad praktisk bruk av økonomiske verdianslag for økosystemtjenester er beskrevet i publiserte fagartikler om økonomisk verdsetting. De finner at kun 2 pst. av artiklene beskriver hvordan resultatene fra økonomisk verdsetting av økosystemtjenester har vært brukt i en beslutningssammenheng.

Forvaltningens interesse for økonomisk verdsetting av miljøeffekter generelt og økosystemtjenester spesielt har imidlertid også vært økende de siste årene. Dette ser ut til å henge sammen med fremveksten av økosystemtjenestetilnærmingen internasjonalt. Interessen kan knyttes både til et ønske om å identifisere økosystemtjenester som er viktige for oss mennesker, og til et ønske om en mer nyansert fremstilling av aktuelle samfunnsutfordringer der økosystemverdier i mange tilfeller har vært nærmest usynlige. Så langt har forvaltningens initiativ i stor grad vært knyttet til oversikter og oppsummeringsstudier som et ledd i å undersøke i hvilken grad økosystemtjenestetilnærmingen og økonomisk verdsetting kan utgjøre et supplement til eksisterende virkemidler. Det har imidlertid vært lite penger til primære verdsettingsstudier.

Økosystemene hav og kystsone skiller seg ut fra de andre økosystemene. I tillegg til tidligere eksempler på tradisjonell økonomisk verdsetting bl.a. av endringer i vannkvalitet, har norske myndigheter de siste årene undersøkt om økosystemtjenestetilnærmingen kan være en nyttig inngang til helhetlig forvaltning av havområder. Norske forvaltningsmyndigheter har derfor igangsatt flere studier med formål å kartlegge økosystemtjenester i norske havområder og analysere hvilke verdier de ulike tjenestene representerer. Studiene som er gjennomført så langt er tidlige skritt i retning av å forstå betydningen av økosystemtjenester fra hav og kystsone som ikke har noen markedspris. Tilfanget av verdsettingsstudier fra hav og kystsone er fremdeles mindre enn for terrestriske økosystemer, men det er gjort mer for å skaffe oversikt over økosystemtjenester og verdier. Det er imidlertid fortsatt stort behov for nye primære studier knyttet til verdier av økosystemtjenester fra hav og kystsone.

10.9.5 Begrensede mulighetene for overføring av verdianslag

De fleste verdsettingsstudiene er, som kommentert over, gjennomført som case studier innenfor avgrensede områder. Fordi mange økosystemtjenester er knyttet til lokale forhold er det generelt vanskelig å aggregere eller overføre verdianslag fra ett område til et annet på en treffsikker måte. Barton mfl. (2012) peker f.eks. på at det er behov for avrennings- og forurensningsmodellering dersom verdianslag for vannkvalitetsforbedringer i en del av et vassdrag skal aggregeres opp til hele vassdraget eller overføres til andre vassdrag. Tilsvarende utfordringer kan også finnes i andre økosystemer fordi sammensetningen av, og sammenhengene mellom, ulike økosystemtjenester sjelden er like fra et område til et annet. Befolkningen i forskjellige områder kan også verdsette de samme verdiene forskjellig. Eksempelvis viste en studie som verdsatte forbedret vannkvalitet i Østersjøen økonomisk (se boks 10.3) at betalingsvilligheten per person varierte mye mellom de ulike landene som grenser til Østersjøen. Mye av denne forskjellen så ut til å kunne forklares av inntektsforskjeller mellom landene (Athianinen mfl. 2012).

Selv om det kan være utfordrende å overføre verdianslag fra et sted til et annet, kan f.eks. tidligere gjennomførte studier fra områder med flere av de samme egenskapene som det området en ønsker å analysere være nyttige for å identifisere og illustrere aktuelle verdier. Det kan også hende at tilgjengelige verdianslag kan si noe om verdien av ulike tjenester relativt til hverandre. Mange av de norske verdsettingsrapportene peker også på at det er behov for flere primære verdsettingsstudier. Dette begrunnes både med behovet for kunnskap om økosystemtjenester som tidligere ikke er verdsatt, og med mulighetene for bruk av mer avanserte metoder for verdioverføring dersom antallet primære verdsettingsstudier er større. Dersom alle studier og verdianslag samles i databaser som Nordic Environmental Valuation Database (Navrud 2007), som er omtalt i kapittel 8, vil det lette tilgangen til eksisterende kunnskap og muliggjøre flere metastudier, og eventuelt også utarbeiding av standardverdier til bruk i økonomiske analyser, slik boks 10.2 viser eksempel på fra Sverige.

10.9.6 Fortsatt utfordringer og behov for flere økonomiske verdsettingsstudier

Utvalget ser at det kan være problematisk å benytte statistikk over uttak av naturressurser med tilhørende markedspriser til verdsetting av forsynende tjenester. Det er problematisk fordi det ofte ikke fremgår om uttaket er på et bærekraftig nivå eller om det tærer på naturgrunnlaget slik at mulighetene for fremtidig uttak av tjenesten blir redusert og/eller om uttak av en bestemt tjeneste påvirker mulighetene for uttak av andre tjenester.

Utvalget har som nevnt innledningsvis ikke vurdert kvaliteten til studiene som er presentert i dette kapitlet. Vi ser imidlertid at i det omfattende tilfanget av undersøkelser som er gjennomgått, er det også noen studier der vi mener forfatteren med fordel kunne vist et mer kritisk perspektiv på bruk av verdiansalag i nytte-kostnadsanalyse. Utvalget mener at det kan være problemtisk når studier sammenlikner verdier som er så forskjellige at de nærmest er usammenlignbare, eller utelater vestentlige verdier i sammenlikningen. Et eksempel på dette er hvis man i en vurdering av alvorlige skader av klimaendring trekker inn marginal økning i biomasseproduksjon under varmere klima – og ikke kommenterer at effektene er av så forskjellig karakter at de ikke uten videre kan veies mot hverandre. Eller når man vurderer klimaeffekt av skogplanting uten å vurdere graden av karbonbinding som var tilstede i utgangspunktet eller utelater å vurdere avveiningen mellom klimagevinst og tap av biologisk mangfold.

Utvalget mener også at det er behov for å synliggjøre verdier på andre måter enn gjennom økonomisk verdsetting, og ønsker spesielt å trekke fram verdivurderinger av den typen som ble gjort i forbindelse med utarbeidelse av samlet plan for vassdrag (se boks 8.2). Prioriteringen av potensielle vannkraftutbygginger i samlet plan var et implisitt uttrykk for samfunnets, eller politikernes, verdsetting av naturressurser og økosystemtjenester, og reflekterte at mange naturområder er så verdifulle (konfliktnivået med andre brukerinteresser høyt) at de burde vernes på tross av at utbygging kunne gi stor økning i elektrisitetsproduksjonen. Utvalget mener at en slik helhetlig tilnærming til økosystemverdier også i andre naturtyper eller økosystemer vil kunne bidra til at de mest verdifulle naturområdene prioriteres i verneplaner.

Utvalget konkluderte i kapittel 8 med at økonomisk verdsetting kan være hensiktsmessig i flere sammenhenger. Miljøforvaltningen har i liten grad initiert egne verdsettingsstudier for økosystemtjenester, og foreliggende studier er derfor i stor grad forskningsbaserte, eller initiert av andre myndigheter som beslutningsstøtte. Det er derfor behov for flere studier som tar utgangspunkt i den – i norsk sammenheng – ganske nye økosystemtjenestetilnærmingen, og som dermed kan benyttes til støtte for økosystembasert forvaltning.

Utvalget mener at det fremdeles gjenstår flere utfordringer med hensyn til økonomisk verdsetting av økosystemtjenester. Disse problemstillingene kan bl.a. knyttes til at tjenestene kan være lite kjent og/eller forstått rent naturfaglig, til den store variasjonen i måter naturen bidrar med velferd til mennesker, og til tekniske utfordringer ved verdsettingsmetodene. Utfordringene understreker at det er et stort behov for flere studier som både kan forbedre metoder og gi oss resultater som kan brukes i praktisk forvaltning.

10.10 Utvalgets anbefalinger

På bakgrunn av drøftingen i dette kapitlet vil utvalget anbefale følgende:

• Kartlegging av økosystemtjenester, synliggjøring av verdier og eventuell beregning av økonomiske verdianslag, slik det er gjort for norske havområder, bør vurderes også for andre økosystemer. Slik kartlegging kan gjøres f.eks. for økosystemtjenester fra skog, åpent lavland, jordbruksområder og grøntområder rundt og i de store byene, hvor det i dag er et betydelig utbyggingspress. Kartlegging må sees i sammenheng med eventuelle større norske studier om økosystemer og økosystemtjenester (jf. utvalgets anbefaling til kapittel 5).

• Det er behov både for uttesting og utvikling av metoder for å synliggjøre betydningen av økosystemtjenestene, og for å skaffe forvaltningen praktisk erfaring med å anvende resultatene. Utvalget vil spesielt peke på følgende:

  • Økonomiske verdsettingsmetoder, andre tilnærminger og kombinasjoner av metoder og tilnærminger må fortsatt utvikles og testes ut.

  • Det bør testes ut om bruk av økonomiske verdianslag kan bidra til bedre økosystembasert forvaltning og større forståelse for behovet for bevaring av naturlige økosystemer i praktisk forvaltning, f.eks. på kommunenivå.

  • Det er behov for gjennomføring av flere primære verdsettingsstudier av ulike økosystemtjenester i Norge.

• Det bør arbeides videre med metoder og systemer som kan avklare naturens bidrag i økosystemtjenester som er avhengig av menneskeskapte innsatsfaktorer. Eksempler på områder hvor dette er aktuelt er jordbruk, akvakultur og skogbruk.

11 Regnskap og indikatorer for bedre forvaltning

Tidligere i rapporten har vi konkludert med at økosystemene og det biologiske mangfoldet gir et uvurderlig bidrag til velferd og økonomi, og at de er en viktig – men ofte oversett – del av vår naturkapital og nasjonalformue. God forvaltning av formuen er avgjørende for at vi og våre etterkommere skal kunne forstette å nyte godt av det naturen gir – forvaltningen må med andre ord være bærekraftig. Bærekraftig forvaltning forutsetter at samfunnet har kunnskap om bidraget fra økosystemene til velferd og økonomi, om tilstanden i økosystemene og om hvordan vi påvirker dem. Det må finnes statistikk, regnskap og indikatorer som gjør denne kunnskapen tilgjengelig for offentlige beslutningstakere, og kunnskapen må brukes i utformingen av økonomisk, og annen, politikk.

Det er de to siste betingelsene som er tema for dette kapitlet: Hva har vi av statistikk, regnskap og indikatorer som formidler kunnskap om økosystemer og økosystemtjenester til offentlige beslutningstakere? Brukes eksisterende kunnskap i politikkutformingen? Hva slags regnskap og indikatorer bør utvikles for å gi et bedre beslutningsgrunnlag? Hvor viktig er økonomisk verdsetting? Fokus i kapitlet er på forvaltning og politikkutforming på overordnet og nasjonalt nivå, med særlig vekt på regnskap og indikatorer som kan kobles til økonomisk politikk. Sektormyndigheter kan ha behov for andre og svært detaljerte indikatorer, men dette blir ikke diskutert her. Lokale myndigheters kunnskapsbehov er omtalt i kapittel 15.

Nasjonalregnskapet er et viktig grunnlag for politikkutformingen i Norge og internasjonalt, særlig for økonomisk politikk. Mye av arbeidet med å utvikle bærekraftsindikatorer og regnskap som inkluderer tilstanden i, og påvirkning av naturen, tar derfor utgangspunkt i nasjonalregnskapet, og har som mål å utvikle dette videre. Bl.a. TEEB konkluderer med at verdier fra biologisk mangfold og økosystemtjenester må innarbeides i nasjonalregnskapet for å synliggjøres i offentlige beslutningsprosesser. Dette er også reflektert i Aichi-målene under konvensjonen om biologisk mangfold, hvor Norge har forpliktet seg til at verdier fra biologisk mangfold senest innen 2020 er integrert i nasjonale og lokale utviklings- og fattigdomsreduksjonsstrategier og planprosesser, og innarbeidet i nasjonalregnskaper og rapporteringssystemer.

Vi starter derfor diskusjonen med en kort presentasjon av hovedtrekkene i nasjonalregnskapssystemet, og indikatorene bruttonasjonalprodukt (BNP) og nasjonalformue. Fordi naturkapitalen er svært mangelfullt representert i nasjonalregnskapet, har indikatorene derfra klare mangler som indikatorer for velferd generelt, og for bærekraft og tilstanden i økosystemene spesielt. Internasjonalt har denne erkjennelsen gitt opphav til en rekke forsøk på å korrigere nasjonalregnskap og BNP med anslag for verdien av ulike miljøgoder og kostnader ved miljøskader. I Norge har vi lagt større vekt på å supplere nasjonalregnskapstallene med et spekter av bærekraftsindikatorer, bl.a. for biologisk mangfold, men også for sosiale forhold og vårt forhold til omverdenen. Bærekraftsindikatorene for biologisk mangfold brukes også i den overordnede miljøpolitikken, dvs. den Miljøverndepartementet har ansvaret for.

Vi presenterer også arbeidet som pågår i regi av FN med å utvide nasjonalregnskapssystemet til å inkludere økosystemtjenester. Til slutt i kapitlet følger utvalgets vurderinger og anbefalinger for det videre arbeidet.

11.1 Nasjonalregnskap, miljøregnskap og bærekraftsindikatorer

11.1.1 Om nasjonalregnskapet

Formålet med nasjonalregnskapet er å gi en avstemt og helhetlig oversikt over den økonomiske aktiviteten i et land. Nasjonalregnskapet for Norge utarbeides av SSB og publiseres på www.ssb.no. Gjennom EØS-samarbeidet er Norge forpliktet til å følge det europeiske nasjonalregnskapssystemet ESA (European System of national and regional Accounts). ESA følger FNs system for nasjonalregnskap – SNA (System of National Accounts). SNA er grundig dokumentert i United Nations mfl. (2009) og det norske nasjonalregnskapet i SSB (2012d).

Nasjonalregnskapet har en stor og sammensatt brukergruppe – fra Organisasjonen for økonomisk samarbeid og utvikling (OECD), det internasjonale pengefondet (IMF), Verdensbanken, Finansdepartementet og Norges Bank, til forskere, skoleelever, journalister, og «folk flest». Nasjonalregnskapstall brukes i utformingen av den økonomiske politikken. SSBs makroøkonomiske modeller – som også benyttes av bl.a. Finansdepartementet – er basert på data fra nasjonalregnskapet. Øvrige statlige myndigheter, lokale myndigheter, bedrifter og organisasjoner bruker tall fra nasjonalregnskapet i analyser, utredninger og planlegging. Nasjonalregnskapstall inngår i en rekke meldinger til Stortinget.

Nasjonalregnskapet inneholder informasjon om både strømmer og beholdninger. Strømmene beskriver det som finner sted i løpet av et tidsrom (f.eks. realkapitalinvesteringene i en næring i et år), mens beholdningen beskriver situasjonen på et gitt tidspunkt (f.eks. verdien av all realkapitalen i en næring ved begynnelsen – eller slutten – av året).

Nasjonalregnskapet har bedriftene som sin viktigste statistiske enhet og viser vare- og tjenestestrømmene i økonomien, samt inntekter, sysselsetting og beholdningen av realkapital. Kjernen i regnskapet er tilgangen til og anvendelsen av om lag 700 varer og tjenester i Norge i et gitt år. Tilgangen til en vare eller tjeneste er bestemt av innenlandsk produksjon pluss import, mens anvendelsen er enten innenlandsk anvendelse eller eksport. For alle varer og tjenester er samlet tilgang lik samlet anvendelse.

Produksjonsgrensen er et sentralt begrep i nasjonalregnskapet og en betegnelse for den produksjonsvirksomheten som er inkludert i regnskapet. Brutto nasjonalprodukt (BNP) beregnes på grunnlag av nasjonalregnskapet som summen av all produksjonen i et år, fratrukket vareinnsatsen. Produksjonsgrensen setter dermed også grensen for hva som skal inkluderes i BNP.

Alle varer og tjenester som omsettes i markeder er i prinsippet innenfor produksjonsgrensen, enten den er offentlig eller privat, registrert eller uformell, lovlig eller ikke lovlig. For eksempel skal «svart arbeid» inkluderes, og fra 2011 er også prostitusjon og narkotikahandel med i nasjonalregnskapet og BNP, som et første skritt for å synliggjøre den illegale økonomien. Mange varer og tjenester som ikke omsettes i markeder er også inkludert, f.eks. produksjonen i frivillige organisasjoner og all offentlig tjenesteproduksjon (politi, forsvar, helsevesen, offentlig administrasjon etc), tjenester fra egen bolig til eget bruk og produksjon av varer til eget bruk (f.eks. jordbruksproduksjon). Ulønnet husholdsarbeid er derimot utenfor den produksjonsgrensen som nasjonalregnskapet bygger på, og utenfor BNP. Ulønnet husholdsarbeid omfatter husarbeid, vedlikeholdsarbeid og omsorgsarbeid. Men verdien av ulønnet husarbeid er beregnet i satellittregnskap.

Satellittregnskap er betegnelsen på regnskap som i utgangspunktet bygger på nasjonalregnskapets sammenhenger og tall, men der man kan frigjøre seg fra strenge systemkrav og gjøre tilpasninger for å belyse spesielle problemstillinger, gjerne supplert med et større tallmateriale. For Norge finnes det satellittregnskap for turisme, helseutgifter, ideelle og frivillige organisasjoner, ulønnet husholdsarbeid, og for økonomi og miljø, jf. neste avsnitt.

Nasjonalregnskapet gir oss noe informasjon om noen forsynende økosystemtjenester. Jordbruksprodukter, skogbruksprodukter, fiske og fangst er innenfor nasjonalregnskapets produksjonsgrense, fordi de omsettes i markeder. I tillegg er jordbruksprodukter til eget bruk med i nasjonalregnskapet. Slike produkter er bearbeidede forsynende tjenester fra økosystemene, – de skal ikke betraktes som rene økosystemtjenester i det de er avhengige av at det tilføres arbeidskraft, og som regel også maskiner og vareinnsats, jf. boks 5.1. De er også avhengige av grunnleggende livsprosesser (økosystemfunksjoner/støttende tjenester) og av regulerende økosystemtjenester. Mens arbeidskraften, realkapitalen og vareinnsatsen som inngår er synlig i nasjonalregnskapet, er regulerings- og støttetjenestene usynlige.

Naturkapital er en av flere kapitalarter i nasjonalregnskapssystemet. Nasjonalregnskapets naturkapital er definert som ikke-produsert kapital som forekommer i naturen og som det knytter seg eiendomsrett til. Dette omfatter grunn, grunnforekomster (råolje og naturgass mv.), ikke-dyrkede biologiske ressurser og vannressurser. Det betyr at bl.a. skog og fisk, inklusive oppdrett, inngår i naturkapitalen slik den er definert her. Begrepet slik det brukes i nasjonalregnskapet inkluderer altså ikke miljøkapital som det ikke er eller vil kunne fastsettes eiendomsrett til. Åpent hav, ren luft, biologisk mangfold, urørt natur etc., er altså ikke naturkapital i denne sammenhengen. Dyrkede biologiske ressurser, f.eks. frukttrær og husdyr i primærnæringene, er klassifisert som fast realkapital.

Produkter som omsettes i markeder verdsettes til markedspriser, mens produkter som ikke omsettes i markeder, eller som omsettes til priser vesentlig under produksjonskostnadene (f.eks. helsetjenester, offentlig administrasjon, politi, forsvar), verdsettes på grunnlag av produksjonskostnadene. Verdien av andre produkter, bl.a. illegale produkter og produkter til eget bruk, anslås på grunnlag av informasjon om liknende produkter og/eller liknende markeder. Det er et krav i SNA at produktene som inngår skal verdsettes på en ensartet måte. I praksis vil dette si at man må verdsette til markedspriser.

11.1.2 FNs system for miljø- og energiregnskap

For bedre å synliggjøre betydningen av naturressurser og miljø for økonomien, og økonomiens påvirkning på natur og miljø, har FN også utviklet et system for miljø- og økonomiregnskap: System of Environmental – Economic Accounting (SEEA). Arbeidet med SEEA begynte som en oppfølging av Brundtlandkommisjonens rapport og Agenda 21. Den første utgaven kom i 1993, den siste ble godkjent av FNs statistikkenhet i februar 2012. Norge ved SSB har deltatt aktivt i arbeidet med å utvikle SEEA siden oppstarten.

Regnskapssystemet i SEEA korresponderer med SNA, slik at miljøregnskapet og økonomiregnskapet skal kunne integreres. SEEA er dokumentert i European Commission mfl. (2012c).

SEEA beskriver tre regnskapsområder. Det første området dekker systemer og metoder for å beskrive fysiske strømmer av materialer og energi internt i økonomien og mellom økonomien og miljøet. Regnskapet er delvis i fysiske størrelser og delvis i monetære enheter. Norge v/SSB utarbeider jevnlig statistikk for utslipp til luft av en rekke forurensningskomponenter som satelittregnskap til nasjonalregnskapet og etter SEEAs systemer. Videre beregnes utslipp av kjemikalier og utslipp til og forbruk av vann. Det pågår arbeid med å utvikle et avfallsregnskap. Disse regnskapene utarbeides i fysiske enheter, og de er svært viktige for å kunne følge den fysiske påvirkningen av norske økosystemer. Flere av dataene som produseres er med i indikatorsettet for bærekraftig utvikling som presenters i Nasjonalbudsjettet, jf. tabell 11.2.

Det andre hovedområdet beskriver systemer og metoder for å skille ut miljørelevante økonomiske transaksjoner i nasjonalregnskapet. SSB utarbeider regnskap som viser utgifter til miljøtiltak i noen sektorer, og et regnskap for miljøavgifter og miljøsubsidier, inklusive miljøskadelige subsidier, er under utvikling. Dette er viktig for å kunne analysere sammenhengene mellom f.eks. miljøavgifter, utslipp og økonomiske størrelser.

Det tredje hovedområdet beskriver systemer og metoder for å håndtere naturkapitalen og endringer i denne beholdningen. Siden SEEA skal være forenlig med SNA, er bare naturkapital som har en markedspris inkludert i regnskapet. Økosystemtjenester som ikke har en markedsverdi er altså ikke inkludert, men et arbeid med å utvikle økosystemregnskap pågår under overskriften «SEEA – Experimental Ecosystem Accounts». Dette omtales i kapittel 11.2.

11.1.3 BNP som mål på velferd og bærekraft

Endringer i BNP (eller netto nasjonalprodukt, NNP, som er BNP korrigert for kapitalslit) per innbygger (både nivå og endring) oppfattes i mange sammenhenger som et mål for den økonomiske velferden i et land, og de fleste ville nok også velge å bo i et land med høyt og voksende BNP per innbygger fremfor et land med lavt og synkende BNP per innbygger. Men BNP har flere begrensninger som velferdsmål. For det første er økonomisk velferd nærmere knyttet til forbruk enn til produksjon. Befolkningen i et land som eksporterer en stor del av produksjonen for å bygge opp fordringer overfor utlandet har lite forbruk og trolig lav økonomisk velferd. Husholdningenes forbruk eller inntekt ville vært et bedre mål for velferd. For det andre inneholder BNP en rekke produkter som bare bidrar til økt velferd fordi de retter opp en eller annen skade eller feil, og velferden hadde vært høyere dersom ikke dette hadde vært nødvendig. Opprydding etter miljøkatastrofer er et ofte brukt eksempel, – ulykken reduserer velferden, oppryddingen øker både BNP og velferden, men bare fordi ulykken først har skjedd. For det tredje finnes det varer og tjenester som bidrar til velferd som ikke er inkludert, f.eks. ulønnet husholdsarbeid. Når produksjon flytter fra hjemmene til bedriftene – som var tilfellet i den vestlige verden gjennom siste halvdel av forrige århundre, vil BNP øke uten at velferden nødvendigvis øker tilsvarende, heller ikke den økonomiske velferden. For det fjerde sier ikke BNP – og heller ikke BNP per innbygger – noe om hvordan inntektene faktisk er fordelt. BNP sier heller ikke noe om helsetilstand eller utdanningsnivå, kun om hvor mye ressurser det går med til å produsere tjenester innenfor disse sektorene. Sist, men ikke minst – verdien av de tjenestene naturen gir oss som ikke genererer inntekter er ikke inkludert, og heller ikke kostnadene bruken av naturen medfører. NNP korrigerer BNP bare for slitasje på fysisk realkapital, ikke for bruk av natur. Bl.a. derfor er verken BNP eller NNP en god indikator for bærekraft.

11.1.4 Grønt BNP

For å kompensere for svakhetene ved BNP som velferdsmål er det utviklet en rekke svært ulike indikatorer under overskriften «Grønt BNP»44. Nordhaus og Tobin’s Sustainable measure of economic welfare (SMEW) er et felles utgangspunkt for mange indikatorer (Nordhaus og Tobin 1973). (Genuine Progress Indicator (GPI) og Index of Sustainable Economic Welfare (ISEW) er to eksempler på såkalte «grønne BNP». I denne gruppen av indikatorer tar man gjerne utgangspunkt i husholdningenes forbruk slik det fremkommer i nasjonalregnskapet, og legger til beregnede verdier av antatte goder som ikke er inkludert, som verdien av fritid, arbeid i hjemmet, avkastningen av husholdningskapital og offentlig infrastruktur etc. Til fratrekk kommer forbruk man antas ikke å ha glede av, f.eks. kostnader forbundet med arbeidsreiser, trafikkulykker, krig, og kriminalitet. Indikatoren kan korrigeres for anslag for kostnader ved vann-, luft- og støyforurensning, tap av naturkapital og kostnader ved klimagassutslipp, nedbryting av ozonlaget etc. Det utarbeides også anslag for grønt BNP basert på metoder og systemer fra FNs system for miljø- og økonomiregnskap (SEEA) hvor man beregner verdien av forbruket av den naturkapitalen det ikke finnes markedspriser for (se f.eks. Alfsen mfl., 2006 for en oversikt).

Grønt BNP-anslag blir møtt med betydelig skepsis blant økonomer og statistikere, jf. f.eks. Stiglitz mfl. (2009)45, bl.a. på grunn av de indirekte og hypotetiske metodene som ligger bak verdsettingen av de ikke-markedsbaserte naturverdiene, jf. kapittel 8. Sammenblandingen av markedsbaserte og hypotetiske priser korresponderer dårlig med nasjonalregnskapets og BNPs strenge krav til konsistens.

Grønt BNP-tilnærmingen rammes også av de generelle innvendingene som reises mot å slå sammen mye og ulik informasjon i ett tall, se også boks 11.5. Bl.a. kan skade på naturen komme til å bli overskygget av vekst i BNP når de slås sammen, slik at «grønt BNP» gir et dårlig styrings- og beslutningsgrunnlag. Fra et makroøkonomisk synspunkt blir det vist til at det er uheldig å aggregere for mye informasjon i én indikator da dette kan gjøre konjunktursignalene mindre tydelige og svekke beslutningsgrunnlaget.

Kritikere påpeker også det kontrafaktiske i slike beregninger, – hadde naturkapitalen faktisk vært priset slik den verdsettes i grønt BNP-beregningene, hadde alle relative prisforhold, og realøkonomiens volum og sammensetning vært annerledes, og BNP hadde vært et annet. Man kan også stille spørsmålstegn ved praksisen med å korrigere BNP for utgifter forbundet med trafikkulykker, kriminalitet og lignende – all den stund det faktisk skjer ulykker og folk utsettes for kriminalitet.

Et alternativ til «grønt BNP» er å utvikle flerdimensjonale bærekraftsindikatorer bl.a. for biologisk mangfold, økosystemer og andre miljøforhold, som kan supplere økonomiske indikatorer.

11.1.5 Indikatorer for bærekraft

Verdenskommisjonen for miljø og utvikling (Brundtlandkommisjonen) definerte en bærekraftig utvikling som en utvikling som sikrer behovene til dagens generasjon uten å sette fremtidige generasjoners behov i fare (WCED, 1987). Man så for seg tre pilarer som bærekraften skulle hvile på; økonomiske forhold, sosiale forhold og miljøforhold. Uten en tilfredsstillende utvikling innen alle tre pilarer ville ikke samfunnet som helhet kunne få en bærekraftig utvikling ifølge kommisjonen. Denne forståelsen gjelder fortsatt og lå bl.a. til grunn for FNs verdenstoppmøte om bærekraftig utvikling i 2012 (Rio+20).

Blant samfunnsøkonomer er det vanlig å operasjonalisere kommisjonens definisjon og krav til bærekraft som at nasjonalformuen minst skal opprettholdes. At utviklingen i et land er bærekraftig forutsetter da at nasjonalformuen (landets formue) per innbygger øker eller i det minste holder seg uendret over tid. Samtidig stilles krav om at dette ikke går på bekostning av andre lands mulighet for en bærekraftig utvikling.

Nasjonalformuen er definert som nettoformuen til en nasjon og består av landets samlede ressurser. Dette bør inkludere alle ressurser, uavhengig av om de kan måles i penger eller ikke. Brunvoll mfl. (2012) bruker betegnelsen ideell nasjonalformue om dette, faktisk nasjonalformue er en annen betegnelse. Biologisk mangfold og økosystemenes evne til å levere tjenester (økosystemkapitalen) er en åpenbar del av et lands naturressurser og faktiske nasjonalformue. Det samme er velfungerende samfunnsinstitusjoner, at folk stoler på hverandre og andre menneskelige og sosiale ressurser.

Formuestilnærmingen til bærekraftsbegrepet reiser umiddelbart to problemstillinger. For det første er nasjonalformuen ikke uten videre en enkel størrelse å måle. Nasjonalregnskapet inkluderer som nevnt bare ressurser som har en pris, og beregninger av nasjonalformuen på det grunnlaget vil kunne gi feil signaler. F.eks. vil inntektsvekst basert på utarming av gratis naturressurser utelukkende øke nasjonalinntekt og -formuen; at selve inntektsgrunnlaget forsvinner kommer ikke til syne.

For det andre tar formuestilnærmingen utgangspunkt i såkalt «svak bærekraft», som vil si at de ulike komponentene i formuen kan erstatte hverandre. Norges nedbygging av petroleumsressursene og oppbygging av Statens pensjonsfond utland (SPU) er et eksempel på kapitalarter som ifølge denne tilnærmingen kan erstatte hverandre, jf. boks 11.4. Uttak av naturressurser for å investere i befolkningens utdanning er trolig forenlig med bærekraft i mange økonomier, opp til et visst nivå. Men for mange økosystemtjenester og biologisk mangfold er antakelsen om substitusjon mellom naturkapital og annen kapital mer tvilsom, og jo mer intensivt naturkapitalen utnyttes, desto mer tvilsom blir antakelsen. Det finnes økologiske grenser for hvor stort tap av biologisk mangfold som kan erstattes med større finansformue, mer realkapital eller en bedre utdannet befolkning, uten at det «… setter fremtidige generasjoners behov i fare.» Begrepet «sterk bærekraft» brukes om tilnærminger som legger til grunn at det finnes økologiske grenser for substitusjon mellom naturkapital og annen kapital.

For å belyse spørsmålet om bærekraft kreves det derfor indikatorer som viser hvordan ulike deler av den faktiske nasjonalformuen utvikler seg. I 2005 la et regjeringsoppnevnt utvalg fram en utredning – Enkle signaler i en kompleks verden (NOU 2005: 5) – der nettopp slike indikatorer er tema. Utvalget var oppnevnt for å utarbeide forslag til et nasjonalt indikatorsett for å overvåke Norges strategi for bærekraftig utvikling, som ble presentert i Nasjonalbudsjettet 2008 (St.meld. nr. 1 (2007 – 2008))46.

Utvalget tok utgangspunkt i samme definisjon for bærekraft som Verdenskommisjonen for miljø og utvikling, – en utvikling som sikrer behovene til dagens generasjon uten å sette fremtidige generasjoners behov i fare. Det vises også til de tre pilarene: økonomiske forhold, sosiale forhold og miljøforhold. Utvalget la videre til grunn et formuesperspektiv som i prinsippet kunne omfatte alle former for kapital eller verdier, uavhengig av om de kan måles i penger eller ikke, og understreker at ikke alle ressurser i ubegrenset grad kan erstattes eller substitueres med andre. Dagens indikatorsett som presenteres i Nasjonalbudsjettet er en noe revidert versjon av indikatorsettet som ble utviklet og anbefalt i NOU 2005: 5.

Indikatorene utarbeides av SSB i samarbeid med flere institusjoner som leverer datagrunnlag og vurderinger (Brunvoll mfl. 2012). Ifølge Finansdepartementet er Norge det eneste OECD-landet der Finansdepartementet har ansvar for koordinering og rapportering av regjeringens arbeid med bærekraftig utvikling.

Tabell 11.1 viser bærekraftindikatorene slik de er presentert i Nasjonalbudsjettet for 2013, jf. Meld. St. 1 (2012 – 2013).

Symbolene under overskriften «Utvikling» viser i hvilken grad de politiske målene er oppfylt og/eller i hvilken grad utviklingen er positiv (+), uendret (~) eller negativ (÷). I siste kolonne er indikatornivåene sammenliknet med tilsvarende nivåer for EU-27.

I grove trekk vil utslipps- og energibruksindikatorene 3 og 4 (og trolig 8) og 11 gi informasjon om direkte påvirkning på norske økosystemer. Til 3 og 4 er det også knyttet konkrete mål. De sosioøkonomiske indikatorene fra 12 til 17 vil på en indirekte måte representere generelle samfunnsmessige og økonomiske drivkrefter som påvirker natur og miljø. Miljøindikatorene 5, 6, 9 og 10 gir informasjon om tilstanden i og omfanget av økosystemene og deres evne til å levere økosystemtjenester; 5 og 6 er indikatorer for biologisk mangfold mens 9 både er en biomangfoldsindikator og en indikator for forsynende økosystemtjenester fra hav. Arealindikatoren 10 gir informasjon om omfanget av økosystemer knyttet til jordbrukslandskapet. Indikatorene 1 og 2 er ment å si noe om hvordan norsk politikk bidrar til mulighetene for bærekraftig utvikling i fattige land.

Boks 11.4 Nasjonalformuen basert på nasjonalregnskapet

SSBs bærekraftsrapportering (Brunvoll mfl. 2012) inkluderer anslag for nasjonalformuen basert på nasjonalregnskapsdata. Nasjonalformue beregnes som nåverdien av alle fremtidige inntekter målt ved nettonasjonalinntekten, det vil si BNP korrigert for nettoinntekter fra utlandet og kapitalslit. Deretter beregnes bidraget til formuen fra fem ulike kapitaltyper: Finanskapital, dvs. netto fordringer Norge har til utlandet, humankapital (dvs. arbeidskraftens bidrag til verdiskapingen), produsert kapital (maskiner, bygninger, verktøy etc.), fornybare naturressurser (vannkraft, jordbruk, skogbruk, fiske og fangst, jakt, hobbyfiske og sanking samt fiskeoppdrett) og ikke-fornybare naturressurser (i all hovedsak olje og gass).¹

Bidraget fra naturressursene beregnes ved først å finne ressursrenta, som er inntektene som blir igjen etter at alle utgifter – inklusive normal avkastning på kapitalen – er trukket fra, og justert for avgifter og subsidier (se boks 15.9 om grunnrente/ressursrente). Deretter gjør man antakelser om naturressursens levetid og prisutvikling og beregner nåverdien av alle fremtidige inntekter. Bidraget fra den produserte kapitalen er nasjonalregnskapets anslag på kapitalverdien. Den delen av nasjonalformuen som etter dette ikke kan tilskrives verken finanskapitalen, naturressursene eller realkapitalen tilskrives humankapitalen. Beregningene av avkastningen av humankapitalen inkluderer med andre ord alle ikke-inkluderte kilder til inntekt, f.eks. inntekter som stammer fra bruk av ikke-prissatte naturressurser og økosystemtjenester, og inntekter som skyldes måten det norske samfunn og norsk økonomi er organisert på, i tillegg til faktisk humankapital.

Beregningene forutsetter at avkastningen på humankapitalen er fast over tid og lik den observerte avkastningen i beregningsåret. Formuen beregnes som nåverdien av en slik konstant inntektsstrøm. Med en diskonteringssats på eksempelvis 4 pst. vil humankapitalen i et bestemt år bli 20 ganger anslaget på avkastningen på arbeidskraft i det aktuelle året. En slik kapitalisering av humankapitalen gjør det mulig å sammenligne den med betydningen av endelige ressurser som olje og gass som gir inntekter bare i noen tiår.

Kilde: Brunvoll mfl. (2012)

På den andre side, siden humankapitalen er den dominerende komponenten i nasjonalformuen vil formuen som regel vokse i takt med avkastningen på humankapital. Formuen vil i hovedsak vokse så lenge komponenten av NNI som utgjør avkastningen på arbeidskraft vokser, i hovedsak når reallønningene øker. Metoden vil vise om veksten i arbeidsproduktivitet og akkumulering av realkapital er tistrekkelig til å kompensere for at oljeinntektene i fremtiden blir lavere. Men om dagens politikk innebærer mer fundamentale problemer som gjør det vanskelig på lang sikt å opprettholde det høye lønnsnivået i Norge, vil det ikke fremkomme av formuesberegningene, da metoden forutsetter at Norge ikke står overfor slike fremtidige problemer. Som mål på bærekraft vil formuen gi begrenset med ny informasjon utover det en får fra en dekomponering av Nasjonalinntekten eller den informasjon en får ved å følge lønnsoppgjørene.

I henhold til disse beregningene er den økonomiske utviklingen i Norge bærekraftig, i den forstand at nasjonalformuen per innbygger øker gjennom hele perioden. Det er restfaktoren «humankapital» som fremstår som den dominerende andelen av nasjonalformuen. Olje og gass bidrar moderat og bidraget er synkende, mens nettofordringene på utlandet (Statens pensjonsfond-utland i praksis) vokser tilsvarende. Bidraget fra de fornybare naturressursene var lenge negativt, og det er jordbruksproduksjonen som trekker ned. Som Brunvoll mfl. (2012) påpeker skyldes dette forholdet mellom store subsidier og lav direkte målbar verdiskaping i jordbruket. Betydningen av matforsyningssikkerhet og verdien av biologisk mangfold er f.eks. ikke inkludert, heller ikke verdien av regulerende tjenester eller opplevelses- og kunnskapsgivende tjenester. Bl.a. fordi viktige naturressurser, som biologisk mangfold og økosystemtjenester ikke er inkludert, gir beregningene ikke et fullgodt bilde av om utviklingen i Norge er bærekraftig.

¹ I nasjonalformuesberegningene inngår altså fiskeoppdrett og nyttiggjøring av kultiverte naturressurser som blant annet livdyr, frukttrær og dyrket skog som en del av naturkapitalen og ikke som en del av produsert kapital som i nasjonalregnskapet.

11.1.6 Sammensatte indikatorer

Mye av gjennomslagskraften til BNP som velferdsindikator kan tilskrives at den uttrykkes ved ett forståelig tall som er enkelt å kommunisere. Det er gjort mange forsøk på å utvikle indikatorer som kan konkurrere med BNP, men som sier mer om velferd og/eller bærekraft. Grønt BNP, som er omtalt i kapittel 11.1.4, tar utgangspunkt i (deler av) det tradisjonelle BNP og korrigerer dette for ulike forhold målt i penger. Andre indikatorer vekter sammen helt ulike faktorer angitt i helt ulike måleenheter, se boks 11.5. Stiglitz, Sen og Fitoussi-kommisjonen, sombl.a. skulle identifisere og vurdere hvordan BNP bør suppleres for å gjøre det til et bedre velferdsmål, konkluderer med at spørsmålet om velferd og bærekraft er så komplekst og sammensatt at det krever et helt kontrollpanel for å vurdere utviklingen i de enkelte indikatorene:

«The assessment of sustainability is complementary to the question of current well-being or economic performance, and must be examined separately. This may sound trivial and yet it deserves emphasis, because some existing approaches fail to adopt this principle, leading to potentially confusing messages. For instance, confusion may arise when one tries to combine current well-being and sustainability into a single indicator. To take an analogy, when driving a car, a meter that added up into one single number the current speed of the vehicle and the remaining level of gasoline would not be of any help to the driver. Both pieces of information are critical and need to be displayed in distinct, clearly visible areas of the dashboard»

Kilde: Stiglitz mfl. 2009.

Boks 11.5 Sammensatte indikatorer

Kilde: Wikipedia

Det er utviklet mange indikatorer som vekter sammen helt ulike faktorer angitt i helt ulike måleenheter. Et sentralt eksempel er Human Development Index (HDI) som presenteres årlig av FNs utviklingsprogram (UNDP) og som inkluderer forventet levealder, utdanningsnivå, BNP per capita og andre data som sier noe om velferden i et samfunn.¹Happy Planet Index kombinerer forventet levealder ved fødsel, økologisk fotavtrykk og anslag for graden av tilfredshet i befolkningen, basert på spørreundersøkelser.²

Aggregering av mye informasjon i ett tall har imidlertid flere ulemper, jf. f.eks. Stiglitz mfl. (2009). En sammensatt indikator vil bl.a. kunne dekke over eventuelle motstridende utviklingstrekk. Videre kan vektingen av de ulike komponentene som inngår være helt avgjørende for resultatet. Valg av vekter er en indirekte verdsetting, selv om sammensatte indikatorer gjerne utvikles og brukes fordi man ikke kan eller vil sette en pris på elementene som inngår.

Sammensatte indikatorer forutsetter dessuten implisitt at de ulike elementene er perfekte substitutter. Dette er en svakhet også ved indikatorer som Inclusive Wealth Index (IWI), som ble presentert på verdenstoppmøtet i Rio i juni 2012 (UNU-IHDP og UNEP 2012) og Verdensbankens indikator Genuine Savings (World Bank, 2006). Begge indikatorene måler bærekraft gjennom et formuesperspektiv og korrigerer tradisjonelle økonomiske data for henholdsvis formue og sparing for investeringer i utdanning, uttak av naturressurser (kun prissatte) og kostnader ved CO₂-utslipp. Indikatorene forutsetter implisitt at elementene som inngår er perfekte substitutter, altså svak bærekraft, og er blitt møtt med betydelig kritikk.

¹ http://hdr.undp.org/en/

² www.happyplanetindex.org/

Kommisjonens anbefaling korresponderer godt med den norske modellen for bærekraftsrapportering.

11.2 SEEA Eksperimentelle økosystemregnskap

Nasjonalregnskapssystemet er utviklet over mange år for å beskrive tilstanden i økonomien, og for – på en stringent og konsistent måte – holde orden på et enormt antall økonomiske sammenhenger og avhengigheter. Regnskapet synliggjør både hvordan ulike aktiviteter er avhengig av hverandre og hvordan ulike aktiviteter kan gå på bekostning av hverandre, og er et svært viktig grunnlag for å overvåke, analysere og påvirke den økonomiske utviklingen i et land. Et tilsvarende regnskapssystem som beskriver tilstanden og sammenhengene i naturen, og sammenhengene mellom økonomi og natur, ville i prinsippet kunne gitt et godt grunnlag for bedre forvaltning av både økonomi og natur. Dette er bakgrunnen for at både TEEB og CBD trekker fram nasjonalregnskapet spesielt når det er snakk om bedre synliggjøring av verdier av biologisk mangfold og økosystemtjenester.

Nasjonalregnskapets strømmer av varer og tjenester og beholdninger av kapital har paralleller i strømmen av økosystemtjenester og beholdningen av økosystemkapital. Men det er svært mange egenskaper ved økosystemene og økosystemtjenestene som ikkekorresponderer med nasjonalregnskapssystemet. Bl.a. er det et krav i SNA at godene som inngår skal verdsettes i faktiske markedspriser, eller nær faktiske markedspriser (f.eks. faktiske produksjonskostnader) hvis de ikke omsettes på vanlig måte. Verdsetting ved hjelp av indirekte metoder som flere av de som er beskrevet i kapittel 8.2.3, aksepteres i utgangspunktet ikke, uavhengig av hvor sikre eller usikre de måtte være. Videre er det uklart hva som bør være den statistiske enheten i et økosystemregnskap, økosystemene er naturlige kandidater, men hvordan måle dem? Dessuten er sammenhengene i økonomien oversiktlige og velkjente i forhold til sammenhengene i naturen, f.eks. kan kapitalbeholdningen og kapitalslitet i en bedrift beregnes ved kjente og transparente metoder, men det er høyst uklart hvordan man skal anslå beholdningen av naturkapital i et økosystem, og hvordan den påvirkes av at det leveres økosystemtjenester. Videre må man ha klart for seg hvilke økosystemtjenester som allerede er inkludert i nasjonalregnskapet og hvilke som ikke er det, og man må etablere en klassifisering av økosystemtjenestene som fungerer i en nasjonalregnskapssammenheng.

SEEA Eksperimentelle økosystemregnskap (SEEA Experimental Ecosystem Accounts) drøfter disse og liknende problemstillinger. Dette er et pågående arbeid og ikke en gjeldende anbefaling slik som SNA og SEEA, og det utføres i regi av FN i samarbeid med Verdensbanken og EEA, og med deltakelse fra en rekke internasjonale og nasjonale organisasjoner innen miljø, statistikk og økonomi. Et utkast til rammeverk for et økosystemregnskap ble lagt fram for FNs statistikkommisjon i mars 2013 (United Nations Statistics Division 2013).

11.2.1 Grunnleggende begreper og sammenhenger

Målet for arbeidet med et eksperimentelt økosystemregnskap er å supplere regnskapssystemet som er beskrevet i SNA og SEEA med et regnskap som beskriver tilstanden i økosystemene, strømmen av tjenester som økosystemene yter til samfunnet, og hvordan økonomisk aktivitet påvirker omfanget og kvaliteten på disse tjenestene.

I SNA beskrives all aktivitet i penger. SEEA eksperimentelle økosystemregnskap har hovedfokus på fysiske størrelser og hvordan informasjonen om fysiske tilstander og prosesser i naturen bør organiseres, men på en slik måte at de kan knyttes til økonomisk virksomhet og nytte. Dette er en videreføring av tilnærmingen i SEEA, som også er et regnskap i fysiske enheter i tillegg til økonomiske; alle utslipp er f.eks. målt i tonn, kg eller gram og ikke i verdi.

Et fellestrekk ved alle typer regnskap er at de viser beholdninger og strømmer. Beholdningen i økosystemregnskapet er den økosystemkapital som er knyttet til et bestemt område. Økosystemkapitalen har en lang rekke egenskaper – f.eks. arealdekke (dvs. naturtype og vegetasjonstype), biodiversitet, jordart, høyde, helning, nedbør, klima og så videre. Til sammen beskriver disse egenskapene hvordan økosystemet fungerer og dets lokalisering.

Videre beskriver regnskapet to typer hovedstrømmer – de som reflekter de økologiske prosesser som foregår innen et område (intra-økosystemstrømmer) og de som foregår mellom to områder (inter-økosystemstrømmer). Et eksempel på inter-økosystemstrømmer er økosystemtjenester fra våtmarker som er avhengige av vanntilsig fra lenger opp i nedbørfeltet.

En annen type strømmer viser hvordan mennesker direkte og indirekte har fordeler av den mengde av de økosystemprosesser som skapes av økosystemkapitalen i et område. Dette er strømmene vi kaller økosystemtjenester. Figur 11.3 illustrerer modellen og viser viktige strømmer innen og mellom to geografiske områder. Figuren skal illustrere at økosystemkapitalen er grunnlaget for økonomisk og annen menneskelig aktivitet. Økosystemprosessene er grunnlaget for økosystemkapitalen.

Kilde: Oversatt etter United Nations (2013)

Økosystemregnskaper fokuserer på (i) strømmen av økosystemtjenester for å beskrive sammenhengen mellom økosystemer og økonomisk og annen menneskelig aktivitet og (ii) beholdningen av økosystemkapital og endringer i denne beholdningen for å beskrive endringer i selve økosystemene og deres kapasitet til å levere økosystemtjenester i fremtiden.

Figur 11.4 illustrerer hvordan man ser for seg økosystemets kapasitet. Den bestemmes både av hvilke økosystemer som er viktige for oss med dagens bruk – som per definisjon er lik økosystem kapital – men også av hvilke økosystemprosesser som er mest prioritert ved en mer intensiv eller annen bruk av økosystemet enn i dag, dvs. ved en annen sammensetning eller «kurv» av økosystemtjenester. For å klarlegge viktige sider av økosystemets kapasitet må en beskrive både økosystemets tilstand/kvalitet og utstrekning/størrelse. Også i denne tilnærmingen er det en utfordring å holde rede på strømmer som viser sammenhengen innen og mellom ulike økosystemer.

Et annet forhold som blir klart illustrert både i figur 11.3 og figur 11.4 er at geografisk utstrekning av ulike økosystemer blir en viktig egenskap ved økosystemkapital og økosystemkapasitet. For det første er det viktig å få fram de geografiske forskjeller i kvalitet og størrelse for ulike økosystem – som grunnlag for prioritering av bruk og vern – og for det andre vil selve omfanget av menneskelig nytte av naturen ofte være påvirket av fysisk nærhet og tilgjengelighet.

Kilde: Oversatt etter United Nations (2013)

Ofte er økosystemets kapasitet til å levere tjenester større enn den vi bruker i dag. Dette kan dels skyldes at næringer har endret karakter, f.eks. mindre bruk av beite i utmark, mindre uttak av tømmer osv., eller at folk ikke bruker deler av norsk natur så aktivt til friluftsliv som tidligere. I andre tilfeller kan uttaket av økosystemtjenester være større enn kapasiteten. Dette kan gi seg utslag både i redusert kvalitet og i redusert størrelse. Da er dagens bruk av økosystemtjenester ikke bærekraftig og må reguleres.

11.2.2 Geografiske enheter

Fordi økosystemer og bruken av dem varierer i en romlig dimensjon, anbefaler FNs rapport at man anvender geografiske enheter som grunnbegreper. Dette er illustrert i figur 11.5. Den minste byggeklossen utgjøres av en romlig grunnenhet, BSU («Basic Spatial Unit»). Denne er tenkt som et hjelpemiddel for all detaljert kobling av informasjon. Den har faste grenser og kan eksempelvis være et rutenett, og 1*1 km² er en antydet størrelse. Slett ikke all informasjon vil finnes på dette nivået. For derfor å reflektere faktiske strømmer av økosystemtjenester og økosystemtilstand, tenker man seg en fast geografisk enhet, en økosystemregnskapsenhet, EAU («Ecosystem Accounting Unit»), som er illustrert ved hele området i figur 11.5. Det antydes at disse grensene kan være gitt ved naturforhold, som f.eks. nedbørfelt, eller de kan være administrative enheter som f.eks. kommuner. Innenfor denne enheten kan en inkludere ulike funksjonelle hovedøkosystemer (biomer). Antydningsvis har man fra 10 – 20 slike hovedøkosystemer for et land (inklusive marine områder). Disse hovedøkosystemene er oftest karakterisert ved arealdekke eller ved naturgitte funksjonelle egenskaper. Dette er i figur 11.5 kalt arealtyper. Her stilles de enkelte land i prinsippet fritt til å velge sine egne klasser, men det er vist til FAOs «Land Cover Classification System», versjon 3 fra 2009, for å definere økologisk arealdekke enhet LCEU ( land cover ecological unit.) Grensene til hovedøkosystemene vil variere over tid, mens grensene for den romlige grunnenheten (BSU) og økosystemregnskapsenheten (EAU) er faste.

Kilde: Oversatt etter United Nations (2013)

Figur 11.5 viser at det kan være flere ulike arealer av et og samme hovedøkosystem, her illustrert ved arealtype A, som f.eks. kan være skogområder, i en og samme økosystemregnskapsenhet. Ved at økosystemtilstand og omfanget av leveranse av tjenester i prinsippet varierer mellom de ulike økosystemregnskapsenhetene, og oftest refererer seg til ulike biomer får en også informasjon om sammenhenger mellom økosystemtilstand og tjenesteomfang. Dersom de faste geografiske enhetene også kan knyttes til informasjon om produksjon, forbruk og befolkning får man direkte muligheter både til å vurdere årsaker til og konsekvenser av endringer i økosystemtilstand og omfang av økosystemtjenester.

11.2.3 Klassifisering og avgrensning

FNs rapport om forslag til eksperimentelle økosystemregnskaper tar utgangspunkt i Common International Classification of Ecosystem Services (CICES) for å klassifisere økosystemtjenestene, men med følgende justeringer: Abiotiske strømmer inngår ikke, dvs. at tjenester knyttet til f.eks. vannkraft, vindkraft og solenergi ikke regnes som økosystemtjenester. Dernest kommenteres det i FNs rapport at grunnleggende livsprosesser ikke er inkludert i CICES, da dette ville kunne føre til dobbelttellinger. Videre mener FN at jordbruksprodukter ikke er økosystemtjenester, men at det er det naturgitte grunnlaget for jordbruksproduksjonen i form av næring, vann og pollinering med videre, som er økosystemtjenestene fra jordbrukslandskapets økosystem. CICES er presentert og diskutert i kapittel 5.

11.2.4 Økosystemkapital målt i tjenesteomfang og tilstand målt i fysiske enheter

Et av formålene ved et økosystemregnskap er å organisere informasjonen om strømmer av økosystemtjenester etter hvor de skapes og brukes og hvem som bruker dem, og å kunne vurdere uttaket av økosystemtjenester fortløpende i lys av endringer i økologisk tilstand. For å få til dette tenker man seg at det utarbeides statistikk som viser det fysiske omfang av årlig produksjon og bruk av ulike økosystemtjenester for hver arealtype (= hovedøkosystemtype) innen hver av de ulike faste geografiske/statistiske enhetene (EAU), se tabell 11.2. Måleenheten vil variere, men kan være tonn, kubikkmeter, joule osv. Samtidig vil man føre statistikk over økosystemenes tilstand og omfang, og endringer i disse størrelsene for hver arealtype (= hovedøkosystemtype) innen den samme økosystemregnskapsenheten (EAU) (tabell 11.3). Til sammen vil de to oppstillingene utgjøre kjernen i et konsistent arealbasert regnskapssystem som viser hvordan uttak av økosystemtjenester fra ulike arealtyper i et område vil gi seg utslag i endret økologisk kvalitet.De fysiske parametrene som angir økosystemtilstand (f.eks. indikatorer for vegetasjon, biologisk mangfold, jordsmonn, vann og karbon) refereres til en referansetilstand, dvs. et økosystem som er i balanse og som har en høy og variert biologisk produksjon.

En kan også lage egne regnskaper for økologisk tilstand i form av kvalitet og omfang av biodiversitet og endringer i denne. Omfanget begrenses oftest av habitatstørrelse og fragmentering, mens kvaliteten kan utrykkes som artsrikdom. FNs rapport foreslår å se på endringer i populasjonsstørrelse i utvalgte arter for et hovedøkosystem i et geografisk område. Det er valgt ut arter som er representative, arter som er særlig viktige for hvordan det enkelte økosystem fungerer (nøkkelarter), arter som gjør at alle de trofiske nivåer er rimelig representert og arter som er følsomme for menneskelig aktiviteter og inngrep. En kan tenke seg slike regnskap eller databaser for hovedøkosystemer med en viss geografisk oppløsning (en eller flere økosystemregnskapsenheter).

Aggregering av disse ulike fysiske regnskapene er en stor utfordring. Man kan tenke seg en grov kartmessig fremstilling der ulikheter i tilstand og tjenestenivåer fremgår ved hjelp av fargekoder. Dette kan så brukes til å illustrere utviklingen over tid. Eventuell oppfølging av dette i Norge bør så langt som mulig bygge på eksisterende systemer for stedfestet informasjon, herunder arbeidet med Naturtyper i Norge (se bl.a. boks 4.7).

11.2.5 Økonomisk verdsetting og integrering med nasjonalregnskap

Som nevnt er hovedfokuset i FNs rapport å beskrive et økosystemregnskap i fysiske størrelser. Men rapporten diskuterer også ulike økonomiske verdibegreper som er relevante, samt metoder for økonomisk verdsetting og hvilke som eventuelt er best egnet når de skal korrespondere med nasjonalregnskapets markedspriser.

Verdsettingsfokuset i rapporten er på økosystemtjenester og goder som ikke har markedsverdi fordi goder med markedspriser allerede er inkludert i nasjonalregnskapet. Som påpekt tidligere er det et krav i SNA at godene som inngår skal verdsettes i markedspriser eller nær faktiske markedspriser (f.eks. faktiske produksjonskostnader). Prisen er et mål på godets bytteverdi. Verdien av kapital estimeres også så langt som mulig på bakgrunn av markedspriser, eventuelt kostnader ved å erstatte eksisterende kapital, eller som den neddiskonterte verdien av strømmen av all fremtidig nettoverdi produsert fra kapitalen.

Det eksperimentelle økosystemregnskapet legger til grunn at metodene som brukes for verdsetting av økosystemtjenester uten markedspris skal være konsistente med de metodene som allerede brukes til å estimere verdier av goder uten pris i nasjonalregnskapet. Det betyr spesielt at verdsettingsmetodene som skal brukes for økosystemtjenester ikke skal inkludere konsumentoverskuddet (se figur 10.1). Mange av verdsettingsmetodene som er utviklet for økosystemtjenester og goder som ikke omsettes i markeder fokuserer nettopp på endringer i konsumentoverskuddet, og er dermed ikke egnet i denne sammenhengen (se kapittel 8.2.3 for en gjennomgang av de vanligste metodene).

Betinget verdsetting, valgeksperimenter og reisekostnadsmetoden er f.eks. ikke kompatible med prinsippene i SNA fordi de inkluderer konsumentoverskuddet. FNs rapport diskuterer imidlertid muligheten for at verdianslag beregnet med disse metodene potensielt kan brukes til å utlede etterspørselsfunksjoner som igjen kan gi en bytteverdi. Verdsettingsmetoder som tar utgangspunkt i markedspriser (f.eks. produksjonsfunksjonsmetoden, eiendomsprismetoden og erstatningskostnadsmetoder) er i prinsippet kompatible med SNA da de ikke inkluderer konsumentoverskuddet. Grunnrenta (se boks 15.9) nevnes også som et mulig verdimål, og brukes ofte som verdianslag for forsynende tjenester fra landbruk, skog og fiske. For at grunnrenta skal være et godt verdimål er det en forutsetning at ressursene brukes på en bærekraftig måte. FNs rapport diskuterer også en mulig løsning på utfordringen med å finne bytteverdier for ikke-prisede økosystemtjenester – the Simulated Exchange Value Method. Metoden tar utgangspunkt i at flere eksisterende verdsettingsmetoder kan være nyttige for å estimere etterspørselsfunksjoner for økosystemtjenester. Dersom en også kjenner tilbudsfunksjonen til økosystemtjenestene, kan markedsprisen identifiseres som krysningspunktet mellom etterspørselsfunksjonen og tilbudsfunksjonen. Metoden er fremdeles på utviklingsstadiet, men kan muligens bli en av flere metoder for å løse problemet med manglende markedspriser for flere økosystemtjenester.

Gitt at det er mulig å anslå alle relevante verdier, gjenstår aggregering av verdiene. For riktig aggregering må det forutsettes at alle økosystemtjenestene er uavhengige av hverandre – en forutsetning som sjelden er oppfylt fordi økosystemtjenester og økologiske prosesser nettopp kjennetegnes av komplekse sammenhenger. Ifølge rapporten blir uavhengigheten i stor grad ivaretatt ved bruk av bytteverdier, men den understreker at det er en forutsetning at alle økosystemtjenester i et økosystem da er prissatt. Dersom dette ikke er tilfellet, kan godene som har en pris fremstå som mer betydningsfulle enn de som ikke har pris.

Som diskutert i kapittel 8.2.1 er det noen tilleggsutfordringer forbundet med å beregne verdier av økosystemkapital sammenlignet med strømmer av økosystemtjenester. Blant annet fordi økosystemer kan regenerere og dermed har potensial til å tilby økosystemtjenester i all fremtid er de forskjellige fra tradisjonell fast kapital i nasjonalregnskapet. FNs rapport fokuserer på verdsetting av forringelse av økosystemkapital, og peker på to mulige måter å verdsette økosystemforringelse økonomisk. Den ene er fallet i den totale verdien av forventede økosystemtjenester som følge av menneskelig aktivitet. Den andre er den totale kostnaden ved å sette økosystemet tilbake til en referansetilstand. Ved den andre metoden må en være oppmerksom på at restaurering medfører kostnader som allerede rapporteres i nasjonalregnskapet slik at en unngår dobbelttelling.

Som diskutert over er det fremdeles utfordringer forbundet med å verdsette økosystemtjenester og økosystemkapital. Dersom økosystemtjenester, økosystembeholdninger og økosystemdegradering er verdsatt økonomisk på en tilfredsstillende måte, kan de i prinsippet integreres i det tradisjonelle nasjonalregnskapet. FNs rapport diskuterer utfordringene dette ville medføre, men gir ingen klare anbefalinger. Som nevnt er hovedhensikten med det regnskapssystemet som nå foreligger å utarbeide en ramme for et fysisk regnskap. Rapporten beskriver imidlertid tre mulige koblinger mellom nasjonalregnskapet og økosystemregnskapet:

1. Et formueregnskap som sammenstiller verdien av økosystemer med produsert kapital, finansiell kapital og annen økonomisk formue.

2. Et regnskapssystem som viser strømmen av varer og tjenester mellom sektorer i økonomien. Dette regnskapssystemet er forskjellig fra et vanlig nasjonalregnskap i at en har separate poster for forringelse og at det er basert på areal som grunnleggende enhet, men ellers er det i prinsippet ikke særlig store forskjeller fra det tradisjonelle nasjonalregnskapet. Dersom en ville ta i bruk dette regnskapssystemet, må en ta et valg om økosystemer skal være sin egen kvasi-institusjonelle sektor eller om det skal være del av en vid gruppe kapitalgoder. Siden naturen er grunnlaget for all økonomisk virksomhet, mener rapporten det ville gi lite mening å skille ut økosystemer som en egen sektor.

3. Aggregerte mål på økonomisk aktivitet justert for økosystemforringelse, altså et slags «grønt BNP». Rapporten anbefaler imidlertid ikke dette på grunn av for stor usikkerhet.

11.3 Bruk og formidling av indikatorer

Som nevnt legger TEEB og CBD stor vekt på at verdier fra biologisk mangfold og økosystemtjenester skal integreres i nasjonal politikk og planer, og ser integrering i nasjonalregnskap som et virkemiddel for å få til dette. Derfor har vi i dette kapitlet fokusert på nasjonalregnskap og indikatorer i overordnet og premissgivende nasjonal politikk.

11.3.1 Overordnet nasjonal politikk

Som nevnt presenteres bærekraftsindikatorene for biologisk mangfold årlig i Nasjonalbudsjettet, i tillegg til SSBs egen publikasjon Indikatorer for bærekraftig utvikling (Brunvoll mfl. 2012). SSBs utslippstall presenteres i en rekke meldinger og proposisjoner til Stortinget og i mange andre dokumenter. De er også grunnlag for rapportering om internasjonale miljøavtaler.

Innledningsvis stilte vi spørsmål om hvorvidt eksisterende statistikk, regnskap og indikatorer på miljøområdet brukes i politikkutformingen Når det gjelder den overordnede politikken er det vanskelig å se at utviklingen i bærekraftsindikatorene er tillagt særlig vekt i utformingen av Nasjonalbudsjettet. I selve dokumentet er det ingen kobling mellom omtalen av den økonomiske politikken og bærekraftspolitikken, som stort sett presenteres relativt ad hoc. Nøyaktig hva som bestemmer utformingen av politikken er imidlertid et stort og komplekst spørsmål, men både kunnskap om problemene, ressurser til å håndtere dem, hva media er opptatt av, generelle politiske trender og internasjonalt fokus virker sannsynligvis inn.

Klimaproblemet har lykkes med å komme på dagsorden på en annen måte enn andre miljøutfordringer. Nye CO₂- utslippstall refereres i media og får berettiget stor politisk oppmerksomhet. I løpet av de siste årene er det utarbeidet to klimameldinger og inngått to forlik på Stortinget. Konsekvensene av den økonomiske politikken for klimagassutslippene beregnes og presenteres i Nasjonalbudsjettene, og klimapolitikken presenteres som en integrert del av den økonomiske politikken. Bærekraftsindikatorene, og omtalen av bærekraftspolitikken presenters som et eget tema, uten koblinger til økonomisk, eller annen politikk. En økonomisk politikk som gir sterk vekst i klimagassutslippene må i det minste begrunnes, og det kommer relativt klart fram hvilke avveininger som gjøres. Hvis den økonomiske politikken ga tilsvarende utslag i det biologiske mangfold og økosystemkapitalen, vil det neppe komme til syne i Nasjonalbudsjettet. Vi finner det samme i Perspektivmeldingen 2013, som ble lagt fram i februar 2013 (Meld. St. 12 (2012 – 2013)); klimaspørsmålet behandles som en integrert del av den økonomiske utviklingen, mens biologisk mangfold og andre miljøutfordringer presenteres kort og løsrevet fra resten av dokumentet.

Noe av årsaken til at klimagassutslippene får så stor mediemessig og politisk oppmerksomhet kan ligge i at det er enkelt å forholde seg til kun én indikator, som i tillegg er utfyllende for problemstillingen. Biomangfoldsindikatorene er flere og mindre intuitive. En annen mulig årsak er at det er knyttet helt klare og kvantitative målsettinger til indikatorens utvikling. Målene for biologisk mangfold er rundere og mindre klare, og for økosystemtjenestene har vi ingen uttalte målsettinger. I tillegg er det relativt enkelt å beregne og presentere konsekvensene av tiltak og politikk for utslipp av CO₂, og lage prognoser for fremtidig utslipp. Prognoser kan være et kraftfullt virkemiddel, men er ikke mulig for biologisk mangfold med dagens modellverktøy, heller ikke for økosystemtjenestene.

Dessuten har befolkningen sannsynligvis mer kunnskap og engasjement om klimaproblemet enn om verdien av biologisk mangfold og økosystemtjenester. Kunnskap og engasjement i befolkningen er en forutsetning for at tema skal bli tillagt vekt i politikkutformingen. Dette kommer vi tilbake til i kapittel 14.

11.3.2 Miljø- og sektorpolitikk

Nasjonalbudsjettet, miljøregnskapet og indikatorsettet for bærekraft er ment å fortelle noe om de overordnede trendene i utviklingen, det er ikke verktøy for å utvikle politikken innenfor de enkelte samfunnsområder eller økosystem. Til dette finnes det svært mange, og til dels svært detaljerte, indikatorer som beskriver biologisk mangfold og tilstanden i økosystemene, og som i stor grad legges til grunn i utformingen av miljøpolitikk og sektorpolitikk. Flere sektorer og økosystemforvaltere har egne mål for miljøpåvirkning og miljøstatus, og flere har indikatorer knyttet til målene. Vi har brukt mange av indikatorene i gjennomgangen av norske økosystemer (kapittel 4) og økosystemtjenester (kapittel 5).

Forvaltningen av havområdene er et eksempel. Gjennom forvaltningsplanarbeidet er det etablert sett med indikatorer for å kunne si noe om tilstand og utvikling i miljøet47. Gjennom overvåking av indikatorene skal forvaltningen varsles om endringer som medfører behov for tiltak. Fiskeriforvaltningen er også basert på indikatorer, jf. boks 13.1.

Vannforvaltningen er et annet eksempel på indikatorstyrt forvaltning. Vannforskriften setter konkrete miljømål for alt vann, både i elver, innsjøer, kystvann og grunnvann. Forskriften stiller krav om at tilstanden i vannforekomstene skal kartlegges, overvåkes og vurderes, og det er utviklet indikatorer nettopp til dette formålet. Landbruks- og matdepartementet, som forvalter økosystemene skog, jordbruksareal og deler av åpent lavland, har miljømål knyttet til beskyttelse av arealressursene, produksjon av miljøgoder, naturmangfoldet, klimautfordringene og redusert forurensning fra jordbruket. Et arbeid med å utvikle tilhørende indikatorer er i gang.

Det er også etablert politiske målsettinger for samferdselssektorens miljøpåvirkning, bl.a. for utslipp og påvirkning av naturmangfold og dyrket mark (se f.eks. Nasjonal transportplan 2014 – 2023 (Meld. St. 26 (2012 – 2013)). Indikatorene for målene rapporteres i det årlige budskjettforslaget fra Samferdselsdepartementet.

I Miljøverndepartementets budsjettproposisjon, sist i Prop. 1 S (2012 – 2013), presenteres 11 resultatområder for miljøpolitikken med et sett av mål og indikatorer. Resultatområde 1 – 6 gjelder naturmangfold: 1. Levende hav og kyst 2. Livskraftige elver og innsjøer, 3. Frodige våtmarker, 4. Mangfoldige skoger, 5. Storslått fjellandskap, og 6. Verdifulle kulturminner og kulturlandskap. Indikatorene brukes til å si noe om hvordan man beveger seg i forhold til et uttalt, om noe vagt formulert, miljømål. Målene og indikatorene for resultatområdene har fokus på biologisk mangfold og på vern, f.eks. går stans av utrydding av truede arter igjen som mål, og antallet truede arter er indikator. Utviklingen i indikatorene er grunnlag for Miljøverndepartementet for å sette i verk miljøtiltak, og for å synliggjøre effektene av slike tiltak. Tilstanden i økosystemene angis ved naturindeksen.

11.4 Utvalgets vurderinger og konklusjoner

Nasjonalregnskapets avgrensning til varer og tjenester med markedspriser gjør at verken regnskapet som sådan eller indikatorene BNP og nasjonalformuen sier nok om tilstanden i naturen eller hvordan tilstanden utvikler seg, eller om leveransene av økosystemtjenester og hvordan dette påvirker vår økonomi og velferd. Regnskapet sier heller ikke mye om hvordan vi påvirker naturen, bortsett fra å gi tall for utslipp av enkelte forurensningskomponenter. Vi kan derfor bygge ned og bruke opp viktige naturressurser uten at det nødvendigvis vil komme til syne i nasjonalregnskapet eller slå ut i nasjonalformuen.

Litt forenklet kan vi si at det er to komplementære måter for å bøte på dette: man kan jobbe for å integrere naturkapitalen og strømmen av økosystemtjenester i nasjonalregnskapet, og man kan forsøke å supplere nasjonalregnskapstallene med annen informasjon. I Norge har vi hittil lagt vekt på det siste alternativet, og utarbeidet bærekraftsindikatorer, bl.a. for biologisk mangfold, som supplement til BNP og nasjonalformuesberegninger. Utvalget har imidlertid ikke inntrykk av at disse indikatorene benyttes i særlig grad i utformingen av den overordnede politikken, f.eks. økonomisk politikk48. Det er med andre ord behov for å synliggjøre verdiene av velfungerende økosystemer bedre enn man klarer med dagens indikatorer.

Behov for å supplere indikatorsettet for bærekraft og å utvikle økosystemtjenesteindikatorer

Som mange har påpekt før oss, er en bærekraftig forvaltning av naturkapital et så komplekst spørsmål at det er behov for et bredt spekter av indikatorer. Så vidt utvalget kan se, er det særlig behov for indikatorer for økosystemtjenester og tilknyttede indikatorer for påvirkningsfaktorer knyttet til økonomi og arealbruk. I første omgang er det imidlertid behov for en gjennomgang av hva som faktisk finnes av økosystemtjenesteindikatorer og påvirkningsindikatorer, og en sortering og systematisering av disse. Et indikatorsett for økosystemtjenester og påvirkningsfaktorer bør utarbeides, og det bør settes konkrete, kvantitative mål for tjenestene. Et slikt samlet sett av økosystemtjenestemål og -indikatorer vil være et supplement til mål- og indikatorsystemene som miljømyndigheter og sektormyndigheter tar utgangspunkt i i dag, for å synliggjøre verdien av slike tjenester på en bedre måte. Noe av gjennomslagskraften til indikatoren CO₂ kan trolig tilskrives de tydelige utslippsmålene vi har fastsatt for klimagassutslipp.

Nasjonalbudsjettets indikatorsett inkluderer i dag viktige indikatorer for tilstanden i ulike norske økosystemer og noen indikatorer for sentrale påvirkningsfaktorer. Utvalget mener likevel settet med bærekraftsindikatorer på miljøområdet bør gjennomgås og vurderes på nytt. I kapittel 4 slo vi fast at arealendringer og arealbruksendringer til havs og på land er den største trusselen mot biologisk mangfold og tilstanden i økosystemene, og at nedbygging av viktige økosystemer begrenser deres evne til å levere tjenester. Dette vil i noen grad fanges opp av utviklingen i naturindeksen (indikator 6) og avgang av produktivt jordbruksareal (indikator 10), men bærekraftsindikatorene bør suppleres med indikatorer som fanger opp arealbruksendringer, inklusive havbunn og kyst.

Nasjonalbudsjettets indikatorsett inkluderer i dag en indikator knyttet direkte til økosystemtjenester (indikator 9 om norske gytebestander), og denne bør suppleres for å få indikatorer for et bredere sett med økosystemtjenester. Mulige kandidater kan være øvrige forsynende tjenester (f.eks. fra skog) eller viktige regulerende tjenester (f.eks. karbonlagring). Når det gjelder opplevelses- og kunnskapsgivende tjenester har vi påpekt de sannsynlige helse- og trivselseffektene av naturlige rekreasjonsområder rundt byer og tettsteder, dette er målt i levekårsundersøkelsen omtalt i kapittel 5. Tilgangen til by- og tettstedsnære rekreasjonsområder er i så måte en interessant indikator. Det bør settes bærekraftsmål for alle indikatorene.

Selv om et bredt sett av indikatorer er nødvendig for å vise kompleksitetene i naturen og i samspillet mellom mennesker og natur, mener utvalget det også må utvikles én, eller et fåtall, overordnede indikatorer for forhold i naturen som er viktige for Norge. Slike overordnede indikatorer er trolig nødvendig for å synliggjøre koblinger mellom natur, økonomi og politikk, og for at utviklingen i forhold i naturen skal få tilstrekkelig politisk oppmerksomhet. Indikatoren(e) må utarbeides og presenteres i sammenheng med utformingen og presentasjonen av den overordnede politikken.

Vi vil understreke at gode indikatorer ikke nødvendigvis beskriver en økonomisk størrelse. Det finnes flere eksempler på indikatorer og data som får betydelig oppmerksomhet og politiske konsekvenser uten å være knyttet til økonomiske størrelser. Klimagassutslipp er et nærliggende eksempel, de oppgis i tonn.

Naturindeksen som økosystemtjenesteindikator

Biologisk mangfold har stor betydning for tilstanden i økosystemene, og dermed for kapasiteten til å levere økosystemtjenester. Naturindeksen, som er grundig presentert i kapittel 4, kan være en tilnærming som kan bidra til å belyse kapasiteten til å levere kurven av økosystemtjenester, spesielt for de typer tjenester der biologisk mangfold er vesentlig for produksjonen av tjenestene. I denne sammenhengen kan naturindeksens verdi og underliggende påvirkninger og drivkrefter også kunne synliggjøre avveininger («trade-offs») som gjøres mellom uttak av enkelte økosystemtjenester, forringelse av natur knyttet til andre påvirkninger og økosystemets kapasitet til å levere kurven av økosystemtjenester der biologisk mangfold er et vesentlig element for produksjonen av disse tjenestene (se boks 4.6).

Med bakgrunn i naturindeksens rammeverk og omfattende datagrunnlag kan det også være muligheter for videreutvikling knyttet til spesifikke økosystemtjenester. Nedenfor nevnes noen punkter hvor naturindeksens datagrunnlag kan være et utgangspunkt for å belyse ulike elementer av økosystemtjenester:

1. Økosystemets kapasitet til å levere kurven av økosystemtjenester. Naturindeksens verdi kan tolkes som et mål på økosystemets gjenværende kapasitet til å levere en «kurv» av økosystemtjenester for de typer tjenester der det biologiske mangfoldet har stor betydning. Som indikator for biologisk mangfold kan naturindeksens verdi belyse kapasiteten for å opprettholde grunnleggende livsprosesser (støttende økosystemtjenester) som er vanskelig å tallfeste. Datagrunnlaget bør særlig suppleres med flere indikatorer for primærproduksjon og nedbrytning. Behov for utvidet datagrunnlag for å belyse økosystemtjenester samsvarer godt med økte overvåkingsbehov for tilstand og utvikling av biologisk mangfold beskrevet i kapittel 4. Videre bør datagrunnlaget bli så detaljert at man kan beregne naturindeksverdier på regionalt og fylkesnivå, blant annet for å illustrere potensialet for å opprettholde og prioritere mellom økosystemtjenester på mer lokalt nivå.

2. Økosystemenes kapasitet til å levere spesifikke økosystemtjenester der data allerede inngår i kunnskapsgrunnlaget. Naturindeksenes datasett for enkelte indikatorer kan benyttes til å utvikle temaindekser for kapasiteten til å levere spesifikke økosystemtjenester. Her kan ulike datasett kombineres til å illustrere ulike tema, f.eks. bestanden av hønsefugl som illustrerer samlet bestandsutvikling for disse i ulike områder. Temaindekser for humlebestandene kan f.eks. illustrere kapasiteten for pollinering av disse insektene. Også enkeltindikatorer kan benyttes til dette formålet (f.eks. sjøkreps, laks).

3. Økosystemenes kapasitet til å levere spesifikke økosystemtjenester der biologisk mangfold i seg selv er av mindre betydning. Levende organismer er en forutsetning for alle økosystemtjenester, men for noen typer tjenester er selve mangfoldet av mindre betydning. Naturindeksens kunnskapsgrunnlag kan utvides med flere indikatorer som belyser økosystemtjenester der indikatorene som inngår ikke er tilstrekkelig til å belyse disse tjenestene. Indikatorutvalget som inngår i beregning av selve naturindeksen bør gjenspeile formålet om å måle biologisk mangfold, men det fleksible rammeverket kan utvides med et komplementært indikatorsett og vil da trolig være velegnet til å belyse avveiningen mellom sentrale økosystemtjenester. Eksempler på økosystemtjenester der dette kan være relevant er karbonlagring og karbonbinding. De nye indikatorene kan sammen med etablerte indikatorer i naturindeksen inngå i ulike temaindekser for økosystemtjenester. Disse komplementære indikatorene skal ikke inngå i beregning av selve naturindeksen som er et måleverktøy for biologisk mangfold, men presenteres separat.

Nødvendig å videreutvikle nasjonalregnskapet

Det er viktig å bidra i arbeidet med å utvikle nasjonalregnskapet. Som omtalt tidligere er det i regi av FNs statistikkenhet et eksperimentelt økosystemtjenesteregnskap under utvikling, med mål om å utarbeide et regnskapssystem for beholdningen av økosystemkapital og strømmen av økosystemtjenester som er konsistent med den internasjonale standarden for nasjonalregnskap. Foreløpig prioriteres arbeidet med å lage et regnskapssystem i fysiske størrelser. Etter utvalgets vurdering er dette en fornuftig tilnærming. Gitt utfordringene ved å verdsette økosystemtjenester på måter som er konsistente med nasjonalregnskapets prinsipper, er det svært usikkert om et økosystemtjenesteregnskap der strømmer og beholdninger måles i kroner og integreres fullt ut med nasjonalregnskapet er mulig eller fornuftig.

Fordelen med et regnskap sammenliknet med de fleste indikatorer er at det eksplisitt belyser sammenhengene mellom økosystemene, økosystemtjenestene og økonomien, selv om et slikt økosystemtjenesteregnskap altså neppe lar seg integrere fullt ut med nasjonalregnskapet, men fungere som et satellittregnskap. Utvalget mener at dette arbeidet er både interessant og lovende, og Norge bør vurdere å delta mer aktivt enn vi gjør i dag. Å utarbeide et økosystemtjenesteregnskap som er konsistent med nasjonalregnskapet er en tverrfaglig oppgave som krever kompetanse både innen økonomi, statistikk og økologi, og norske miljøer har god erfaring med denne typen tverrfaglig samarbeid.

Et norsk pilotregnskap for ett eller et begrenset antall økosystemer og økosystemtjenester, basert på det teoretiske rammeverket for det eksperimentelle økosystemregnskapet er en mulig tilnærming. Et regnskap som viser sammenheng mellom produksjon i reiselivsnæringen, beholdningen av økosystemkapital og leveransene av økosystemtjenester er en mulig kandidat. Norge v/SSB utarbeider allerede satellittregnskap for reiselivet, og en synliggjøring av sektorens avhengighet av naturen vil på en god måte illustrere én side av verdien av økosystemtjenestene.

11.5 Utvalgets anbefalinger

På bakgrunn av drøftingen i dette kapitlet vil utvalget anbefale følgende:

• Det må utvikles én, eller et fåtall, overordnede indikatorer for forhold i naturen som er viktige for Norge. Indikatorene må utarbeides og presenteres i sammenheng med utformingen og presentasjonen av den overordnede politikken, for å synliggjøre koblinger mellom natur, økonomi og politikk.

• Dagens tilnærming med et bredt sett av indikatorer bør videreføres. Indikatorene kan måles i kroner eller fysiske størrelser, avhengig av hva som er mest relevant i ulike sammenhenger. Det omfattende datasettet som ligger til grunn for naturindeksen kan være et utgangspunkt for å videreutvikle indikatorer knyttet til økosystemtjenester.

• Bærekraftsindikatorene på miljøområdet bør vurderes på nytt, og som et minimum suppleres med indikatorer knyttet til arealbruksendringer og fragmentering. Bybefolkningens tilgang til grøntområder, og arealbruksendringer langs kysten, er også gode kandidater. Indikatorene bør videre koples til hvilken effekt disse har på tilstanden i økosystemene og kapasiteten til å levere økosystemtjenester.

• Naturindeksen bør vurderes som en fysisk indikator for økosystemenes kapasitet til å levere økosystemtjenester for de tjenestene der biologisk mangfold er sentralt. Supplering med komplementære data som belyser viktige økosystemtjenester er nødvendig, og hvordan datasettene skal settes sammen til selvstendige informative indikatorer for økosystemtjenester må gjennomgås.

• For bedre integrering av indikatorer og politikkutforming bør det settes konkrete, kvantifiserte forvaltningsmål både for indikatorene som inngår i settet med bærekraftsindikatorer og indikatorene som inngår i settet med økosystemtjenesteindikatorer. Dette er nødvendig for å kunne måle om igangsatte tiltak er tilstrekkelige. Kvantifiserte mål vil også kunne bidra til større oppmerksomhet om det som måles.

• Norge bør delta mer aktivt i arbeidet i FN med å utvikle økosystemtjenesteregnskap i tilknytning til nasjonalregnskapet, og utarbeide pilot- og satellittregnskap i fysiske størrelser for noen økosystemtjenester, med sikte på å utvikle et mer fullstendig satellittregnskap for økosystemtjenester og økosystemtilstand.

• Det bør arbeides for bedre integrering mellom fagdisipliner ved utarbeidelse av indikatorer, både fysiske og økonomiske, slik at økosystemtjenestetilnærmingen kan bidra til å «bygge bro» mellom fagdisipliner.