Pris på miljøet? Slutdokument og ekspertindlæg fra konsensuskonference den 9. til 12. maj Teknologirådets rapporter 2003/2

Transkript

1

2 Pris på miljøet? Slutdokument og ekspertindlæg fra konsensuskonference den 9. til 12. maj 2003 Teknologirådets rapporter 2003/2

3 Pris på miljøet? Borgerpanelets spørgsmål og slutdokument samt eksperternes skriftlige oplæg fra konsensuskonference på Christiansborg den 9., 10. og 12. maj Projektledelse i Teknologirådets sekretariat: Anne Funch Rohmann Praktikant: Henriette Pedersen Projektsekretær: Vivian Palm Omslag & tryk: Hvidovre Kopi ISBN: ISSN: Rapporten bestilles hos Teknologirådet Antonigade København K Telefon: Fax: tekno@tekno.dk Rapporten findes også på Teknologirådets hjemmeside Her kan du også finde andet materiale fra konferencen. TEKNOLOGIRÅDETS RAPPORTER 2003/2

4 FORORD...2 OM TEKNOLOGIRÅDETS KONSENSUSKONFERENCER...3 PANELERNES SAMMENSÆTNING...5 BORGERPANELETS SPØRGSMÅL...6 BORGERPANELETS SLUTDOKUMENT...11 OPLÆGSHOLDERNES SKRIFTLIGE BIDRAG...21 ANDERS CHRISTIAN HANSEN, ROSKILDE UNIVERSITETSCENTER...21 DORTE VIGSØ, INSTITUT FOR MILJØVURDERING...28 ELSEBETH GERNER NIELSEN, MEDLEM AF FOLKETINGET (RV)...32 GUNVER BENNEKOU, DANMARKS NATURFREDNINGSFORENING...36 HENRIK WENZEL, DANMARKS TEKNISKE UNIVERSITET...39 JØRGEN BIRK MORTENSEN, DET ØKONOMISKE RÅD OG KØBENHAVNS UNIVERSITET...51 JØRGEN SCHOU, MILJØSTYRELSEN...55 KIRSTEN HALSNÆS, RISØ...59 KJELD MØLLER PEDERSEN, SYDDANSK UNIVERSITET...64 MIKAEL SKOU ANDERSEN, DANMARKS MILJØUNDERSØGELSER...72 NIELS BUUS KRISTENSEN, COWI...77 NIELS MEJLGAARD, ANALYSEINSTITUT FOR FORSKNING...83 OLE P. KRISTENSEN, INSTITUT FOR MILJØVURDERING...87 PEDER ANDERSEN, DET ØKONOMISKE RÅD...89 PERNILLE KALTOFT, DANMARKS MILJØUNDERSØGELSER...92 PHILIPPE GRANDJEAN, SYDDANSK UNIVERSITET...95 POUL HARREMOËS, DANMARKS TEKNISKE UNIVERSITET...97 RAGNHILD RIIS, DET ETISKE RÅD STÅLE NAVRUD, NORGES LANDBRUGSUNIVERSITET PRÆSENTATION AF OPLÆGSHOLDERNE PROGRAM FOR KONFERENCEN DELTAGERLISTE TEKNOLOGIRÅDETS UDGIVELSER

5 Forord Miljøøkonomiske analyser er et nyt værktøj i miljøpolitikken herhjemme og bruges i stigende grad som grundlag for at politikerne beslutter en miljøindsats eller beslutter ikke at gøre en indsats. Hvad er styrker og svagheder ved værktøjet? Hvad kan politikere og andre beslutningstagere bruge det til? Hvad kan det ikke bruges til? Hvordan sikrer man de bedst mulige analyser, hvis sådanne værktøjer skal anvendes? Hvad kan vi acceptere ved brugen af disse analyser? Hvad kan vi ikke acceptere? Dette spurgte Teknologirådet et borgerpanel om på konsensuskonferencen "Pris på miljøet?" en konference som Teknologirådet gennemførte den 9. til 12. maj 2003 på Christiansborg. Konsensuskonferencen er en metode med inddragelse af borgere som omdrejningspunkt og det overordnede formål er at bygge bro mellem borgere, eksperter og politikere samt at bidrage til at styrke en åben, offentlig og demokratisk debat i samfundet. Et panel med 14 borgere har på to forberedelsesweekender i henholdsvis februar og marts 2003 forberedt en række spørgsmål om miljøøkonomiske analyser. Panelets spørgsmål blev søgt besvaret på konferencen af 19 indkaldte eksperter. En oversigt over borgerpanelets samlede spørgsmål er listet i denne rapport. På baggrund af eksperternes svar har borgerpanelet indbyrdes debatteret emnet og opnået enighed om en række anbefalinger til politikerne. Borgerne har skrevet deres vurderinger og anbefalinger i konferencens slutdokument, som er indeholdt i denne rapport. I rapporten er også eksperternes skriftlige oplæg. Konferencen blev tilrettelagt i samarbejde med en planlægningsgruppe bestående af: - Bente Aagaard Lomstein, Aarhus Universitet - Jørgen Birk Mortensen, Det Økonomiske Råd og Københavns Universitet - Kirsten Halsnæs, RISØ - Mette Boye, Forbrugerrådet - Mikael Skou Andersen, Danmarks Miljøundersøgelser - Niels Kærgård, Den Kgl. Veterinær- og Landbohøjskole - Per Vagn-Hansen, Embedslægeinstitutionen, Storstrøms Amt - Poul Harremoës, Danmarks Tekniske Universitet Desuden deltog Mette Seier Helms som proceskonsulent og ordstyrer på konferencen. Henriette Pedersen bidrog som praktikant til projektets gennemførelse. Teknologirådet vil gerne benytte lejligheden til at takke alle involverede for samarbejdet og bidragene til en væsentlig debat. Denne rapport og et resumé af konferencen bragt i Teknologirådets nyhedsbrev Fra Rådet til Tinget, samt det materiale der introducerede borgerpanelet i miljøøkonomi m.m., kan ses på Teknologirådets hjemmeside, under Pris på miljøet? Teknologirådet, maj 2003 Anne Funch Rohmann projektleder 2

6 Om Teknologirådets konsensuskonferencer Teknologirådet har gennem en årrække gjort erfaringer med en mødeform, som gør det muligt at inddrage borgerne og deres erfaringer i teknologivurderingen. Det er konsensuskonferencen, som giver "almindelige mennesker" - lægfolk - mulighed for at vurdere en given teknologisk udvikling og tage stilling til dens muligheder og konsekvenser. Konferencen afholdes på Christiansborg og foregår som en dialog mellem eksperter og borgere. Den strækker sig over fire dage (fredag-mandag) og er åben for offentligheden alle dage, på nær søndag. Konferencens slutdokument videregives til Folketingets medlemmer. At bygge bro mellem borgere, eksperter og politikere på denne måde er et af de væsentligste formål med Teknologirådets konsensuskonferencer. Emner som egner sig for en konsensuskonference: har aktuel samfundsrelevans, er ikke for abstrakte og er mulige at afgrænse, rummer konflikter, har behov for holdnings- og målsætningsafklaring, forudsætter ekspertindsats Eksperternes rolle er at informere borgerpanelet om teknologien og dens følger. Derefter udarbejder borgerpanelet i fællesskab et slutdokument, der indeholder en afklaring og stillingtagen til emnet. Konsensuskonferencer har herhjemme betydet, at der er opstået debat om teknologi i offentligheden, og politikerne har på den måde fået en pejling på holdninger, forhåbninger og bekymringer i befolkningen. Flere gange har konsensuskonferencer givet anledning til politisk debat og iværksættelse af ny regulering. Et eksempel er forbud mod anvendelse af gentest i forbindelse med personaleansættelser og forsikringstegning. Borgerpanel Borgerpanelet sammensættes af åbensindede lægfolk med forskellig baggrund. Fælles for dem er, at de er interesserede i at kigge eksperterne i kortene. Borgerne er fundet ved at sende invitation ud til 2000 tilfældigt udvalgte borgere fra 20 år og opefter. Udtrækningen foretages af Indenrigsministeriets cprregister. Blandt de, der ønsker at deltage i konferencen, udvælger en planlægningsgruppe 16 borgere - blandet mest muligt med hensyn til alder, køn, uddannelse, beskæftigelse og hvor i landet de kommer fra. Panelet skal være lægt, hvilket betyder, at det ikke må besidde ekspertise inden for emnet. Borgerne skal sættes grundigt ind i emnet, så de er godt rustet til at stille kvalificerede spørgsmål til eksperterne. Forberedelserne består i informationsmateriale om emnet og i to weekendophold. I weekenderne lærer borgerne hinanden at kende, og de udformer de spørgsmål, som konferencen skal handle om. Konferencens forløb På konsensuskonferencens første dag holder eksperterne oplæg, hvor de kommer rundt om de spørgsmål som Borgerpanelet har stillet i forvejen. Det er et intensivt forløb, hvor de eksperter redegør for f.eks. de økonomiske, biologiske, juridiske, samfundsmæssige og etiske sider af emnet. På konferencens anden dag går formiddagen med at panelet beder de enkelte eksperter om at uddybe og supplere deres oplæg. Resten af dagen holder eksperter og tilhørere pause, mens panelet arbejder med at udforme slutdokumentet. Om søndagen ligger første udkast af slutdokumentet færdig til fælles diskussi- 3

7 on i spørgepanelet. Derefter følger endnu en runde, hvor smågrupper finpudser besvarelserne. Panelet stræber efter at finde formuleringer, som alle kan blive enige om. På konferencens sidste dag læser Borgerpanelet slutdokumentet op for eksperterne, politikere og tilhørerne - herunder pressen. Eksperterne får lejlighed til at rette misforståelser og faktuelle fejl. Men de kan ikke påvirke panelets holdning. Borgerpanelet slutdokument formidles sammen med eksperternes skriftlige indlæg i en rapport til Folketingets medlemmer. Rapporten ligger også på Teknologirådets hjemmeside Planlægningsgruppe En planlægningsgruppe bistår i projektet og fungerer som garant for en sober gennemførelse i overensstemmelse med projektets beskrivelse. Gruppen består af 4-6 personer med sagkundskab indenfor det valgte emne. Medlemmerne er udvalgt ud fra deres personlige kapaciteter, bl.a. fordi de har en bred viden om emnet og et stort netværk på området. Som helhed skal gruppen være holdningsmæssigt afbalanceret og emneområdet skal være dækket ind. Planlægningsgruppens rolle er især at sikre faglig balance i projektet. Gruppens opgaver er bl.a. at udstikke linierne for og godkende det introduktionsmateriale, der skal introducere emnet over for lægfolkene. Materialet præsenterer emnet i generelle vendinger og beskriver status, udviklingstendenser, holdninger, konflikter mv. på området. Formen skal være afbalanceret, markante holdninger føres kun frem på refererende form - der tilstræbes objektivitet. Herudover opstiller planlægningsgruppen et brutto-katalog over mulige oplægsholdere på emneområdet. Det gøres på baggrund af eget netværk. Desuden godkendes Borgerpanelet endelige sammensætning. Og til sidst vælger gruppen, på baggrund af lægfolkenes ønsker, hvilke eksperter, der bør holde oplæg på konferencen. Teknologirådets konsensuskonferencer, udpluk Pris på miljøet?, 2003 Test af vores gener, 2002 Trafik og kørselsafgifter, 2001 Elektronisk overvågning, 2000 Gensplejsede fødevarer, 2000 Støj og teknologi, 2000 Telearbejde/distancearbejde, 1997 Forbrug og miljø, 1997 Genterapi, 1995 Kemiske stoffer i mad og miljø, 1995 Fremtidens fiskeri, 1995 Det lysegrønne landbrug, 1994 Trafikinformatik, 1994 Behandling af barnløshed, 1993 Bedre luft, 1990 Bestråling af madvarer, 1989 Borgeren og farlig produktion,

8 Panelernes sammensætning Borgerpanelet Anne Marie Lund, Ringsted, 39 år, belysningstekniker Birgit Byskov Jensen, Hedensted, 55 år, kordegn Connie Arvedsen, Ullerslev, Fyn, 42 år, importør Ejner Nygård Jensen, Odder, 60 år, taksator Eline Ribergaard Blak, Kastrup, 30 år, leder Erik Bock, Tølløse, 64 år, direktør Inger Buchreitz, Silkeborg, 64 år, pensionist Jens Balslev Sørensen, Suldrup, Nordjylland, 31 år, arbejdsmand Jesper Skou Pedersen, Århus, 30 år, samfundsvidenskabelig kandidat, pt. ledig Jette Anker-Møller, Mors, 52 år, gymnasielærer Jørgen Hyldgaard, Assens, 54 år, selvstændig Line M. Sørensen, Skibby, 34 år, folkeskolelærer Otto Kierkegaard, Amager, 55 år, arkitekt Stig Jessen, Ulfborg, Vestjylland, 36 år, dyrlæge Ekspertpanelet Anders Christian Hansen, Inst. for Samfundsvidenskab og Erhvervsøkonomi, Roskilde Universitetscenter Dorte Vigsø, Institut for Miljøvurdering Elsebeth Gerner Nielsen, miljøpolitisk ordfører (RV) Gunver Bennekou, Danmarks Naturfredningsforening Henrik Wenzel, Innovation og Bæredygtighed, Danmarks Tekniske Universitet Jørgen Birk Mortensen, Københavns Universitet & Det Økonomiske Råd Jørgen Schou, Miljøstyrelsen Kirsten Halsnæs, Risø Kjeld Møller Pedersen, Institut for sundhedstjenesteforskning, Syddansk Universitet Odense Mikael Skou Andersen, Afdeling for Systemanalyse, Danmarks Miljøundersøgelser Niels Buus Kristensen, COWI Niels Mejlgaard, Analyseinstitut for Forskning Ole P. Kristensen, Institut for Miljøvurdering Peder Andersen, Det Økonomiske Råds Sekretariat Pernille Kaltoft, Afdelingen for Systemanalyse, Danmarks Miljøundersøgelser Philippe Grandjean, Forskningsenheden for Miljømedicin, Syddansk Universitet Odense Poul Harremoës, Miljø & Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet Ragnhild Riis, Etisk Råd Ståle Navrud, Institut for økonomi og socialvidenskab, Norges Landbrugsuniversitet Politikerpanelet Eyvind Vesselbo (V), formand for Miljø- og Planlægningsudvalget Pernille Blach Hansen (S) Jørn Dohrmann (DF) Jørn Jespersen (SF) 5

9 Borgerpanelets spørgsmål 1. Anvendelsesområder for miljøøkonomiske analyser 1.1. Hvor går grænserne for den miljøøkonomiske analyses anvendelighed? a) Giv en oversigt over hvilke metoder, der bruges i miljøøkonomisk analyse, herunder cost-benefit og cost-effectiveness og deres fordele og ulemper, styrker og svagheder b) Beskriv hvad miljøøkonomer, miljøforskere og beslutningstagere er enige om at værktøjet kan anvendes til og ikke kan anvendes til? Og redegør for uenigheder. c) Hvorfor er det overhovedet blevet populært at anvende miljøøkonomiske analyser? hvad gjorde man før? 1.2. Hvilke erfaringer har man fra Danmark og fra udlandet med anvendelse af miljøøkonomiske analyser? a) Giv en oversigt over de områder, hvor man allerede har lavet/anvendt miljøøkonomiske analyser. b) Hvordan er det blevet brugt? Positive/negative erfaringer? c) Hvordan bruges erfaringer fra udlandet/eu? d) Hvordan samarbejdes der blandt miljøøkonomer nationalt og internationalt? 1.3. Foreligger der undersøgelser over den generelle accept i befolkningen af de miljøøkonomiske analyser, og hvis der gør, hvad er da resultatet? 1.4. Hvilke kriterier lægges til grund for valg af områder (fx vandmiljø, luftforurening, genanvendelse mv.), hvor der foretages miljøøkonomiske analyser i de forskellige forskningsinstitutioner og - organisationer? a) Sker der en fælles koordinering? b) Hvordan besluttes hvilken analysemetode, der skal anvendes? c) Hvem har indflydelse på valget af område og hvordan styres det? Vi tænker fx på at medierne kunne have stor indflydelse på valget af område!? 1.5. Er der foretaget evalueringer af tidligere gennemførte projekter på baggrund af miljøøkonomiske analyser? (værktøjerne værdifastsættelse af parametre efterkalkulation af projektet) a) I hvilket omfang? Og giv eksempler herpå helst danske. b) Hvem har foretaget sådanne evalueringer? c) Samles og benyttes evalueringerne? d) Er der overensstemmelse mellem de oprindelige miljøøkonomiske beregninger og det konstaterbare resultat? 1.6. Er der gennemført økonomiske analyser af om det kan betale sig af forske i/udføre miljøøkonomi, dvs. opstille regnestykkerne? a) I givet fald, hvad blev resultatet? b) Hvis der ikke er gennemført sådanne analyser ønskes det belyst hvorvidt det er muligt eller ønskeligt at lave. c) Har samfundet fået mere miljø for pengene siden man er begyndt at bruge miljøøkonomiske analyser? 6

10 1.7. Hvilken indflydelse har brugen af miljøøkonomiske analyser og resultatet heraf på prioriteringen af forskningsindsatsen på miljøområdet? Kan det antages at indsatsen på miljøområdet (forebyggelse/genopretning) vil blive prioriteret efter hvor let det er at udføre miljøøkonomiske analyser? Tilsvarende gælder for den generelle forskningsindsats i forebyggelse og teknologiforbedring, som man kan frygte vil blive styret af hvor brugbart resultatet må forventes at være for miljøøkonomiske analyser. Vi tænker fx at det vil være lettere at lave miljøøkonomiske analyser på forbrænding kontra deponering/genanvendelse af øldåser end beregninger på naturgenopretninger fx Skjern Å eller beregninger på værdien af en forebyggende forskningsindsats fx alternative brændstoffer. a) Hvorledes kan man sikre at dette ikke bliver tilfældet? b) Kunne man forestille sig at politikerne ved udpræget brug af miljøøkonomiske analyser bevidst eller ubevidst vil prioritere områder med lille usikkerhed på forudsætninger og faktorer, højere end områder med stor usikkerhed på samme? c) Hvorledes kan man sikre at dette ikke bliver tilfældet? 1.8. Hvorledes kan det sikres at sund fornuft tildeles en passende vægtning i forhold til miljøøkonomiske analyser i såvel valg af analyseområde som i den efterfølgende formidling af undersøgelsens resultater? 2. Elementer i miljøøkonomiske analyser 2.1. Hvorledes bestemmer/vælger miljøøkonomerne, hvilke parametre, der skal indgå i regnestykkerne? a) Hvordan sikres at alle relevante parametre er med i en beregning, således at analysen giver et retvisende resultat? Vi tænker i den forbindelse på om de indirekte og afledte omkostninger eller gevinster indgår? For eksempel har vi forstået at man vedr. håndtering af affaldspapir kommer til vidt forskellige resultater (afbrænding/genbrug) afhængig af hvilke parametre, man inddrager i beregningen b) Hvorledes fastlægges og afgrænses geografisk område og tidsmæssig udstrækning? (Det er vores opfattelse at der foreligger eksempler på at valg af afgrænsning er afgørende for resultatet.) c) Hvilke økonomiske og/eller politiske faktorer har indflydelse på valget af parametre? Giv nogle eksempler Hvordan prissættes et statistisk liv? a) De forskellige metoder til opgørelse af et statistisk liv ønskes belyst. Det ønskes oplyst hvor de forskellige prissætninger for statistisk liv benyttes, og med hvilke konsekvenser for resultatet. Giv eksempler. b) Hvilke elementer bør indgå i beregningen af et statistisk liv? c) Hvilke etiske overvejelser skal indgå i prissætningen af et menneskeliv, skal prisen være ens på hele jorden, skal den være ens for ung og gammel, rask eller syg? 7

11 2.3. Hvilke elementer kan værdisættes og hvilke kan ikke værdisættes? a) Såvidt vi har forstået indgår livskvalitet ikke i beregningerne. Hvorfor gør den ikke det? Hvilke konsekvenser giver det for det politiske beslutningsgrundlag? b) Hvilket niveau for velfærd bruger man som standard i miljøøkonomiske analyser? Tager beregningerne hensyn til befolkningens ønske om en høj materiel levestandard? c) Hvordan indgår principperne for bæredygtig udvikling i beregningerne? Hvilke konsekvenser har det for det politiske beslutningsgrundlag, hvis ikke de indgår? d) Hvordan indgår forsigtighedsprincippet i de miljøøkonomiske analyser? Giv eksempler. e) Hvordan prissættes herlighedsværdi, biologisk mangfoldighed, rekreative værdier, dyrevelfærd osv.? 2.4. Hvad betragtes som basale livskrav i en miljøøkonomisk analyse? a) Hvorledes tages der hensyn til ressourcernes tilgængelighed i fremtiden (f.eks. rent vand, ren luft, ren jord )? 2.5. Hvilket scenario/billede for samfundsudviklingen ser miljøøkonomerne for fremtiden? (50 år) 2.6. Hvorledes forklares begrebet diskonteringsrate? a) Hvilken indflydelse på beregningsresultater vil forskellige valg af diskonteringsrate få? b) Forklar de forskellige anbefalinger for diskonteringsrate? c) Hvad taler for/imod brugen af disse? 2.7. Forurening: Kan udgifterne til forebyggelse af en forurening indregnes som et element på omkostningssiden i en miljøøkonomisk analyse? a) Giv eksempler herpå. b) Hvorledes indkalkuleres langtidseffekter af en forurening på f.eks. folkesundheden og dyreliv? 2.8. Hvordan inddrages udgifter til forskning i miljøteknologi i miljøøkonomiske analyser? 3. Miljøøkonomiske analysers videnskabelighed 3.1. Hvor stor en usikkerhed i beregningerne kan miljøøkonomerne acceptere? a) Vi har det indtryk at miljøøkonomerne ofte står i det dilemma at en parameter har stor vigtighed, men til gengæld er vanskelig at prissætte. Hvorledes afvejes usikkerheden med vigtigheden af en given parameter? b) Vi har forstået at der er en generel tendens til en overvurdering af omkostningerne, hvad er konsekvenserne heraf? 3.2. Hvordan sikrer man sig at brugerne politikerne - af miljøøkonomiske analyser, er opmærksomme på usikkerheder og forudsætninger ved det anvendte regnestykke? a) Hvordan kan/bliver usikkerhederne udtrykt i resultaterne? b) Hvordan kan/bliver udeladelserne udtrykt i resultaterne? c) Hvor stor en usikkerhed i beregningerne kan politikerne acceptere? 8

12 3.3. Hvordan kvalitetssikres/vurderes videnskabeligheden i metoderne? a) Hvilken lovgivning eller anerkendte standarder, findes der, for videnskabeligheden i miljøøkonomiske analyser? b) Med hvilken sikkerhed og/eller relevans kan man bruge data fra andre tidligere undersøgelser (udenlandske/danske)? c) Hvad er de videnskabelige konsekvenser af, at der overføres prissætning indhentet i én sammenhæng til brug i en anden sammenhæng? (fx er værdien af statistisk liv i trafikberegninger brugt i miljøberegninger) d) Hvad er de videnskabelige konsekvenser af at værdifastsættelsen af samme parameter afviger i forskellige beregninger? (fx. værdien af statistisk liv i trafikforskning vs. miljøforskning) 3.4. Hvordan sikrer miljøøkonomer at den nyeste faglige viden, i tilstødende fagområder indbygges i beregningerne? 3.5. Vi har det indtryk, at der indbygges flere diskutable skøn i miljøøkonomiske analyser end inden for de klassiske videnskaber. Vi ønsker derfor belyst hvordan forskernes personlige anskuelse, verdensbillede og teoretiske ståsted kan påvirke resultatet i en miljøøkonomisk analyse? a) Giv eksempler på mulige konsekvenser. 4. Det lokale miljø overfor det globale 4.1. Hvordan kan miljøøkonomiske analyser anvendes til at vurdere hvor på jordkloden en indsats skal lægges for at give mest miljøeffekt? a) Er det f.eks. muligt at vurdere hvorvidt det bedre kan betale sig at begrænse udryddelse af regnskoven end at få nedsat forureningen fra skorstene eller bilos i den vestlige verden? 4.2. Hvordan håndterer miljøøkonomiske analyser de helt store linjer over større geografiske områder og længere tid: a) F.eks. miljøindsatsen over flere lande med forskellig økonomisk udvikling, møntfod, lovgivning og levestandard. b) F.eks. vurdere hvorvidt det bedre kan betale sig at sætte ind mod luftforurening i Østeuropa end i Danmark. c) Hvilke resultater foreligger der, hvis der er lavet sådanne beregninger? d) Hvis ikke, hvilke problemer og hvilket udbytte vil du kunne forudse? 4.3. Hvordan indgår handel med kvoter (f.eks. CO 2 -kvoter i henhold til Kyoto-aftalen) eller hvordan kan disse indgå - i miljøøkonomiske analyser? 4.4. Det er vort indtryk at miljøøkonomiske analyser begrænser sig til lokale/nationale geografiske områder og forudsætninger. (fx iltsvind i Kattegat.) Er dette korrekt? a) Hvilke konsekvenser har dette for anvendelighed af disse miljøøkonomiske analyser og deres resultater? b) Hvordan kan miljøøkonomer sikre at de nationale beregninger kan sammenlignes med de internationale? Her tænker vi f.eks. på ensartede målemetoder, definition af enheder, valg af parametre og afgrænsning. c) Hvordan kan man tage højde for forskellige samfundsværdier og mål? 9

13 5. Etik og kultur 5.1. Hvorledes indgår etiske hensyn, for eksempel respekten for det enkelte menneske, kommende generationer og vores fælles ansvar for menneskehedens overlevelse, i beslutningsprocessen på miljøområdet? a) Hvordan prioriterer man fordelene for samfundet i forhold til fordelene for den enkelte? b) Hvilke konsekvenser kan det have hvis man vælger eller fravælger miljøindsatsområder udelukkende på baggrund af regnestykker (fx et priskatalog med cost-benefit analyser af forskellige, mulige miljøindsatser). c) Kan politikerne tænkes at fralægge sig deres etiske ansvar, hvis de udelukkende bruger et regnestykke til at tage miljørelaterede beslutninger? d) Kan man forlange etisk ansvarlighed af miljøøkonomer? e) Hvorfor/ hvorfor ikke? f) Er det etisk forsvarligt at benytte gennemsnitsværdier som beslutningsgrundlag, når de kan dække over store forskelle mellem forskellige befolkningsgrupper, områder eller enkelte mennesker? 5.2. Hvorledes indgår etiske hensyn i forudsætningerne for de miljøøkonomiske beregninger? 5.3. Er det rimeligt ud fra en etisk betragtning at tale om et statistisk liv? Og hvilken effekt vil forskelle mellem rig/fattig, ung/gammel og syg/rask have på værdien af et statistisk liv? a) Giv eksempler herpå b) Kan man forvente at det enkelte menneske er i stand til at værdisætte en evt. dødsrisiko eller livsvarig/invaliderende sygdom (som det fx forventes i spørgeskemaundersøgelser)? c) Hvordan er værdisætning af statistisk liv i overensstemmelse med menneske-rettighederne? 5.4. Hvad gør det ved os som mennesker og som samfund, at vi på miljøområdet taler om kroner og ører, økonomisk gevinst og/eller omkostninger i stedet for om følelser, det som vi oplever og det som betyder noget for os (vores værdier) samt ikke mindst etik og moral, sund fornuft (bløde værdier, humanistiske betragtninger)? 5.5. Hvordan kan det tænkes at miljøøkonomiske analyser og prissætning af miljøet vil påvirke vores opfattelse af naturen? 5.6. Hvilke konsekvenser er der for demokratiet ved at så få mennesker/forskere/eksperter forstår emnet miljøøkonomiske analyser? 10

14 Borgerpanelets slutdokument Indledende betragtninger Miljøøkonomiske analyser er et stort og komplekst område, der kræver megen omtanke i anvendelsen. Borgerpanelet har oplevet det som en spændende, men til tider uoverskuelig opgave at få overblik over de mange aspekter. Vi er i fællesskab nået frem til den vurdering, at metoden kan være berettiget som et praktisk anvendeligt redskab - især på enkle, afgrænsede felter, forudsat at visse grundlæggende betingelser er opfyldt. Det er vigtigt, at håndværket laves ordentligt og samvittighedsfuldt med skyldig hensyntagen til eventuelle utilstrækkelige data fra forskellige forskningsområder. Analyser må udarbejdes i et tværfagligt samarbejde mellem økonomer og forskere, der indbyrdes lytter til hinanden. Det kan være relevant ikke kun at inddrage naturvidenskabsfolk, men også for eksempel sociologer, etikere, psykologer og læger, så analyserne ikke kun repræsenterer et snævert rationelt menneskesyn og verdensbillede. Regeringen og Folketinget bør opstille en målsætning for miljøpolitikken med værdier og visioner, der er uafhængige af tekniske økonomiske hensyn. Politikerne må være bevidste om, hvordan de bruger tallene fra miljøøkonomiske analyser, og undgå at misbruge dem til politisk manipulation. Det er afgørende, at forsigtighedsprincippet og de såkaldte følsomhedsanalyser bruges til at kvalificere beslutningerne. Økonomiske beregninger kan aldrig fritage beslutningstagerne for ansvar og politisk debat. Der bør være en klar erkendelse af stærke og svage sider ved metoden. Der må forventes ærlighed om manglerne, og begrænsningerne må ikke undervurderes. Ved fremlæggelse af resultaterne af de miljøøkonomiske regnestykkerne bør der stilles krav om overholdelse af følgende punkter: Gennemskuelighed Åbenhed om usikkerheder og udeladelser Tydelighed i formidlingen til offentligheden I forbindelse med formidlingen vil vi gerne udtrykke en vis betænkelighed ved mediernes håndtering af miljøøkonomiske analyser. Der er en tendens til at fremhæve kontroversielle og sensationelle konklusioner frem for saglige argumenter. Vi mener, at de formidlingskyndige har en moralsk forpligtelse til også at fremstille forudsætningerne for beregningerne. Vi vil gerne understrege vigtigheden af, at grundlæggende værdier fastholdes om menneskelivet som ukrænkeligt og naturværdier som enestående også for fremtidige generationer. Miljøøkonomi er ikke bare ren logik og sund fornuft, der kan sammenlignes med et husholdningsregnskab, sådan som miljøministeren gav udtryk for. Metoden er et supplement til det hele billede, og det må aldrig blive et mantra for politikerne ved nye miljøforslag kun at spørge: Kan det betale sig? For os i borgerpanelet er det vigtigt at give udtryk for, at pris på miljøet handler om at tænke med både hoved og hjerte: Penge er ikke alt vores miljø er dyrebart! 11

15 Anvendelsesområder Problemstillinger Politikerne er stærkt interesserede i at anvende miljøøkonomiske beregninger som basis for beslutninger på miljøområdet med begrundelsen at få mest miljø for pengene. Det kan medføre, at de miljøøkonomiske analyser kommer til at stå alene som grundlag for politikernes beslutningsproces og dermed udelukke andre hensyn. Borgerpanelet er blevet præsenteret for en række eksempler på områder, hvor man har gennemført miljøøkonomiske analyser, både på ret enkle og på meget komplekse systemer eksempelvis genanvendelse af husholdningsaffald og genslyngningen af Skjern Å. Fordele/styrker og ulemper/svagheder er blevet fremlagt og en styrke er fremhævet som prioriteringsværktøj for en mulig indsats. Der synes ikke blandt miljøøkonomerne at være enighed om, hvilke områder analyserne med fordel kan anvendes på. Vurderinger Vi mener, at politikerne har et ansvar for at fastlægge visioner og målsætninger for miljøpolitikken samt præcisere forudsætninger for de miljøøkonomiske analyser før miljøøkonomerne sættes i gang med at lave regnestykkerne. Regnestykkerne kan være et godt supplement i beslutningsprocessen og kan være med til at skabe overblik, men må aldrig stå alene. Vi mener, at miljøøkonomiske analyser kan anvendes til at sætte værdi på miljøgevinster og omkostninger og gøre flerdimensionelle størrelser sammenlignelige. På den anden side mener vi at metoden ved især mere komplekse problemstillinger er meget følsom og åben for subjektive metodemæssige valg. Anbefalinger Vi anbefaler, at politikerne kun anvender de miljøøkonomiske analyser som et supplement i deres beslutning af, om den ene eller den anden miljøindsats skal gennemføres - for eksempel kompostering, afbrænding eller bioforgasning af det organiske husholdningsaffald. Politikerne bør altid overveje, om den billigste løsning i alle tilfælde er den bedste, ud fra etiske grundholdninger. De bør inddrage forsigtigheds- og bæredygtighedsprincippet i deres beslutningsgrundlag. Politikerne bør fastsætte de forudsætninger, der skal anvendes i de miljøøkonomiske analyser. Vi opfordrer til, at politikerne formulerer politiske visioner og målsætninger for miljøpolitikken, og at disse politiske visioner og målsætninger for miljøpolitikken bør afspejles i forudsætningerne for de miljøøkonomiske analyser. 12

16 Elementer i miljøøkonomiske analyser Problemstillinger Udvælgelse af data Blandt økonomerne er der stort set enighed om, at alle elementer/parametre skal være med i en miljøøkonomisk analyse, for at give et pålideligt resultat. Hensynet til tid og økonomi gør dog, at miljøøkonomerne ofte begrænser dataudvælgelsen. Hertil kommer at mangel på direkte relevante data medfører, at der overføres data fra et emneområde til et andet, og fra undersøgelser i andre lande. Nogle miljøøkonomer mener, at de så vidt mulig kan og skal prissætte alle parametre, som indgår i emneområdet. Andre mener derimod, at der er parametre som ikke kan prissættes, og som derfor skal behandles ved at beskrive deres udeladelses mulige indflydelse på analysens resultater. Det kan for eksempel være, at man ikke mener at kunne prissætte biologisk mangfoldighed. I analysen skal der beskrives hvilke ikke-økonomiske konsekvenser, der kan opstå ved at ofre biologisk mangfoldighed. Værdisætning Der er uenighed i ekspertpanelet om, hvorvidt det overhovedet er muligt at prissætte kontroversielle elementer, som for eksempel et statistisk liv, biologisk mangfoldighed, rekreative værdier m.v. Blandt miljøøkonomer er der enighed om, at det er nødvendigt at anvende statistisk liv som parameter i miljøøkonomiske analyser. Der er imidlertid ikke enighed om en prisfastsættelse. Prisfastsættelse af statistisk liv baseres først og fremmest på betalingsvillighedsundersøgelser, som skal afdække, hvad man er villig til at betale for at reducere en given skadesrisiko. Undersøgelser har imidlertid vist, at betalingsvillighedsundersøgelser er behæftet med mange usikkerheder, bl.a. fordi folk har vanskeligt ved at forholde sig til hypotetiske spørgsmål om meget små sandsynligheder. Resultaterne vil også være påvirket af folks betalingsevne, tilfældige hændelser i tiden og om man udtaler sig som borger eller forbruger. Diskonteringsraten For at gøre udgifter og indtægter, der forfalder på forskellige tidspunkter sammenlignelige, benyttes en diskonteringsrate for at henføre prisfastsættelsen til samme tid. Blandt eksperterne er der stor uenighed om, hvorvidt der kan anvendes en fast/fælles diskonteringsrate. Der er også uenighed om diskonteringsratens størrelse. En række miljøøkonomer mener, at den af Finansministeriet fastlagte diskonteringsrate er for høj. Valg af diskonteringsrate har stor betydning for resultatet. Hvis man således benytter en positiv diskonteringsrate vil udgifter, der forfalder i fremtiden, modsvares af en mindre nutidsværdi. På denne måde nedprioriteres hensynet til fremtidige generationer. Nogle kritikere af miljøøkonomi taler for at diskonteringsraten i visse tilfælde skal være 0 for ikke at stille fremtiden ringere end nutiden. Gennem valg af diskonteringsrate kan resultatet af miljøøkonomiske analyser påvirkes markant. 13

17 Vurderinger Udvælgelse af data Det er vores opfattelse at ethvert system, som gøres til genstand for en miljøøkonomisk analyse, skal betragtes i sin helhed, også selv om det går ud over landets grænser og ind på andre områder, som for eksempel sundhedsområdet. Vi mener ikke, det er muligt eller hensigtsmæssigt at prissætte alle parametre, fordi nogle prissætninger hviler på et alt for diskutabelt grundlag, eksempelvis på grund af manglende forskning eller viden. Det er dog altid nødvendigt at medtage alle parametre i den samlede vurdering. Udeladelser vil efter vores vurdering påvirke beslutningsgrundlaget, fordi resultatet bliver misvisende. Udeladelser vil endvidere give mistanke om, at miljøøkonomen fra start af har søgt at opnå et bestemt resultat. Værdisætning Prissætning af det statistiske liv er efter vor opfattelse problematisk, fordi: - der kan være områder som for eksempel kogalskab, hvor borgerne ikke kan acceptere en risiko (uanset hvor lille), der opstår ved, at man fodrer drøvtyggere med døde dyr. - Eller der kan være tilfælde, hvor man bare overfører et tal udregnet fra helt andre områder og som dermed medfører forkerte forudsætninger ( benefit transfer ). De betalingsvillighedsundersøgelser, som vi har fået kendskab til, er efter vores vurdering behæftet med stor usikkerhed. De metoder der indtil videre har været benyttet til at prisfastsætte statistisk liv er for problematiske til at resultatet umiddelbart kan anvendes i miljøøkonomiske analyser. Det er vores opfattelse at frit valg af diskonteringsrate kan misbruges til at opnå politisk ønskværdige resultater. Alene mistanken om at et sådant misbrug kan finde sted, begrunder ønsket om, at der fastlægges fælles retningslinjer for valg af diskonteringsrate. De norske retningslinier tager udgangspunkt i en vejledende middelværdi for diskonteringsraten. De enkelte analyser tager så hensyn til analyseområdets følsomhed, i forhold til kommende generationer, ved at ændre denne diskonteringsrate i positiv eller negativ retning inden for en foruddefineret margen. Anbefalinger Udvælgelse af data Vi anbefaler, at alle analyser skal følge de foreliggende vejledninger om kvalitetssikring og at disse vejledninger løbende og i takt med udviklingen på området evalueres og justeres. Grundlaget for en miljøøkonomisk analyse bør være en identificering af alle årsagssammenhænge for at definere omfanget af det system, der analyseres på. Det er vigtigt at alle parametre indgår i analysens konklusion. Eventuelle udeladelser skal begrundes og tydeliggøres i konklusionen, således at beslutningstagere ikke forledes til at se bort fra dem. Vi anbefaler, at da miljøøkonomer anvender statistisk liv i miljøøkonomiske analyser, er der behov for grundlæggende forskning i metoder til at fastsætte beløb, vi som borgere kan acceptere (værdifastsættelsesstudier) samt en vurdering af værdifastsættelsens egnethed til anvendelse på forskellige områder. Vi anbefaler, at der i hver eneste miljøøkonomiske analyse redegøres for, hvordan befolkningens præferencer kan påvirke, om der i den aktuelle analyse, er grund til at forvente højere eller lavere værdi af et statistisk liv. Vi anbefaler, at der gennemføres forskningsprojekter som beslutningsgrundlag for valg af diskonteringsrate. Det er vores opfattelse at vi i Danmark, bl.a. i Finansministeriet, med fordel kan se på de i Norge benyttede diskonteringsrater, fordi man der har flere års erfaring med en anden praksis omkring diskontering. 14

18 Videnskabelighed Problemstillinger Der er en vis uenighed i ekspertpanelet om, hvorvidt de eksisterende retningslinier (bl.a. den fra Miljøstyrelsen) er tilstrækkelige som kvalitetssikring af analyserne. På den ene side må de ikke forhindre, at miljøøkonomi kan udvikle sig og blive bedre som disciplin. På den anden side lever nogle i øjeblikket ikke op til de kvalitetskrav, der eksisterer på tilstødende fagområder. Der gøres blandt miljøøkonomer almindeligvis brug af tværfaglig viden, men der er ikke på området en fast præcedens for at udnytte andre faggruppers viden. Vi har erfaret, at der kun i ringe grad er udført opfølgende målinger, og efterkalkulationer (om det gik som beregnet, om de anvendte tal var de rigtige), som kan vise om resultaterne af de miljøøkonomiske analyser var retvisende. Efterkalkulationer fra udlandet har vist, at effekten af miljøindsatsen har været væsentligt afvigende fra de resultater, som de miljøøkonomiske analyser forudsagde. Ved en økonomisk miljøanalyse er værdisættelsen af de enkelte parametre ofte behæftet med store usikkerheder, og mange parametre er meget svære, om overhovedet mulige at værdisætte. Det fremgår ikke klart i alle analyser, hvilke usikkerheder, de enkelte parametre er behæftet med og om enkelte parametre er udeladt af beregningerne. Det er muligt ved komplicerede modeller, at belyse betydningen af usikkerhederne på de enkelte parametre for slutresultatet; men det er tidskrævende og dermed kostbart. Der er ikke en klar vejledning på området, der beskriver vurderingen af usikkerheder. Der er i miljøøkonomien en stor afhængighed af andre videnskabers resultater. Miljøøkonomiske analyser kan kun udføres troværdigt, når der foreligger tilstrækkelig med viden fra grundlæggende samfunds- og naturvidenskabelig forskning Vurderinger Det er vores vurdering, at man kan gøre en yderligere indsats for at sikre at miljøøkonomiske analyser har en høj kvalitet. Vi mener, at andre faggrupper bør inddrages i planlægningen, design og resultattolkning. Det er vores vurdering, at debatten med andre faglige discipliner med fordel kunne øges. På baggrund af ekspertpanelets udsagn er kollegial kontrol (peer review) en god måde at sikre kvaliteten på. Der er dog uenighed blandt eksperterne om, hvilke andre eksperter, der skal have lov til at deltage i denne kollegiale kontrol. Det er vores vurdering, at efterkalkulationen vil kunne afsløre systemfejl og eventuelle andre betydende fejl i analysemetoder, valg af parametre og prissætningen af disse. Denne kontrol bliver dermed et væsentligt element i udviklingen af de miljøøkonomiske værktøjers anvendelighed. Vi mener, der er risiko for fejlfortolkning af resultaterne af de miljøøkonomiske analyser, hvis usikkerhederne på parametrene ikke fremgår tydeligt. Det stiller store krav til miljøøkonomernes resultatformidling, når parametrene i en analyse er behæftet med stor usikkerhed. 15

19 Vi mener, der er en risiko for at politikere kan udsætte en ømtålelig beslutning med begrundelsen, at de afventer miljøøkonomiske analyser på området. Men når den samfunds- eller naturvidenskabelige forskning, der skal danne grundlag for analyserne ikke er til stede, kan det medføre at vigtige miljøindsatsområder nedprioriteres. Det miljøøkonomiske værktøj kan desuden inddrages til at afsløre, hvor vi mangler viden til at gennemføre totalvurderinger. Igennem en vel udført systemanalyse af den konkrete opgave, vil det tydeligt fremgå, hvor der mangler solide data til gennemførelse af den miljøøkonomiske beregning. Hvor der mangler data vil der formodentlig også være mangler i vores samfunds forsknings- og overvågningsberedskab. Anbefalinger Politikerne bør sikre, at der er rammer for tværfaglig debat, således at de medvirker til, at kvaliteten af de miljøøkonomiske analyser bliver højnet. Det kunne for eksempel ske ved oprettelsen af et tværfagligt, selvstændigt forum til debat om miljøøkonomi, et statsstøttet tidsskrift for miljøøkonomi, årligt tilbagevendende tværfaglige konferencer eller noget tilsvarende. Der bør være et politisk krav om en løbende udvikling og forbedring af retningslinierne efterhånden som disciplinerne fortsat udvikler sig. Det ville være bedst, hvis denne opdatering skete gennem ovennævnte tværfaglige fora. Retningslinierne for miljøøkonomi bør som udgangspunkt give mulighed for at disciplinen kan udvikle sig, men den bør også stille krav til: Grundig redegørelse for systemernes afgrænsning Følsomhedsanalyser baseret på tværfaglige vurderinger Krav til præsentation af usikkerhedsmargener og disses implikationer Krav til at analysen underkastes kollegial kontrol (peer review) inden publicering, så fejl kan rettes inden analysen skal bruges som beslutningsgrundlag Krav om et sobert og bredt tværfagligt samarbejde, der tager hensyn til emnets komplekse naturvidenskabelige, samfundsmæssige og etiske natur Følgegrupper skal sikre at interessenter bliver hørt før, under og efter analysens udarbejdelse Geografisk afgrænsning bør ske med meget stor forsigtighed Den kollegial kontrols (peer reviews) væsentligste forbehold bør medtages i publikation / præsentation Det bør tilstræbes at analyser skal kunne offentliggøres i internationalt anerkendte tidsskrifter. Data, der inddrages i en miljøøkonomisk analyse, bør offentliggøres for at sikre at den kollegiale kontrol kan ske fyldestgørende. Der skal udføres målinger og efterkalkulationer af økonomiske miljøanalyser, der indgår i prioriteringer på miljøområdet. Sådanne krav bør endvidere indbygges i de generelle vejledninger. En plan for kontrolmålinger og efterkalkulation kan med fordel indbygges i de miljøøkonomiske analysers konklusioner, hvor man bør angive de relevante måleemner samt målingernes placering i tid og sted. Vi mener at alle miljøøkonomer skal forpligtes af politikerne til at oplyse og beregne alle usikkerheder i deres analyser og at disse beregninger skal offentliggøres i klar og overskuelig form. Samtidig er politikerne forpligtet til at afsætte midler og tid til økonomerne, til denne grundige usikkerhedsvurdering. 16

20 For parametre, der er svære at værdisætte, bør der laves beregninger på, ved hvilken værdi de vil få det endelige resultat til at tippe fra plus til minus, den såkaldte break-even værdi. På områder, hvor der på grund af videnskabelig usikkerhed ikke kan laves miljøøkonomiske analyser, må politikerne ikke undlade at træffe nødvendige beslutninger. Politikerne må prioritere samfunds- og naturvidenskabelig forskning højt, og samtidig tildele de miljøøkonomiske områder midler til at lave forskning/analyser af god kvalitet. Når vi har et godt datagrundlag og stor viden fra de natur- og samfundsvidenskabelige forskningsområder, har miljøøkonomer et godt grundlag til udarbejdelse af gode og præcise miljøøkonomiske analyser. Hermed får politikerne gode vilkår for at give befolkningen mest miljø for pengene, eller eventuelt mest natur for pengene. 17

21 Det lokale miljø overfor det globale Problemstillinger Det er de færreste miljøproblemer, der begrænser sig til en nation eller en region. Det er vores indtryk, at miljøøkonomerne i deres beregninger og analyser ikke altid samarbejder på tværs af landegrænser eller anvender de nyeste internationale resultater. I de miljøøkonomiske beregninger undlades ofte globale hensyn, fordi det vil give en for stor usikkerhed eller fordi det er for ressourcekrævende at skaffe de relevante data. Man vælger derfor kun at lave miljøanalyserne lokalt og altså se bort fra den globale effekt. Der tages ikke altid hensyn til at udenlandske effekter påvirker dansk økonomi, for eksempel at indenlandske løsninger kan have udenlandske konsekvenser, der igen påvirker danske forhold. Eksempelvis er der i en miljøøkonomisk analyse udført beregninger, der viser, at det kan betale sig at afbrænde genbrugspapir i Danmark. I beregningerne er der ikke taget hensyn til, at papirproduktionen i Sverige derved muligvis forøges. En forøget papirproduktion i Sverige kan gøre, at der skal købes mere strøm i Danmark, der så får en forøget CO 2 -udledning, der ikke kom med i beregningerne. Vurderinger Vi mener, at nogle miljøøkonomer i deres beregninger tænker mere lokalt end globalt. Derfor frygter vi, at man overser de virkninger, som Danmark kan påføre - eller blive påført - fra udlandet. Vi kan også være bange for, at politikerne vælger kun at tage hensyn til nationale forhold af økonomiske grunde eller af mangel på bedre beslutningsgrundlag. Anbefalinger Vi anbefaler, at miljøøkonomiske analyser altid vurderes for globale sammenhænge. For eksempel med hensyn til CO 2 -emission, og at der i slutresultatet redegøres for dette. Miljøøkonomiske analyser, der omfatter internationale miljøpåvirkninger, bør så vidt muligt udføres i samarbejde med miljøøkonomer og forskere fra de berørte lande. I modsat fald er der risiko for at drage fejlagtige konklusioner, fordi der er risiko for at forudsætningerne og effekterne kan være helt afvigende fra, hvad analysen viser. Danmark kan fremme dette samarbejde ved at stille sådanne krav til vores miljøøkonomer, og på den måde fremme det internationale samarbejde om miljøforbedringer. 18

22 Etik og kultur Problemstillinger Som indledning til dette tema finder vi det relevant, at påpege følgende: Den øgede forurening og det øgede ressourceforbrug vanskeliggør for eksempel sikringen af vores velfærd med hensyn til mad og drikkevand, samt forøger kraftigt risikoen for sygdomme og lidelser, som giver sig udslag i forskellige kræftformer, luftvejslidelser og hudsygdomme m.v. Følgerne af forureningen kan på lang sigt få betydning for menneskets forplantningsevne, risiko for medfødte deformiteter hos mennesker og dyr, resistens overfor behandlingsmidler samt alvorlige forstyrrelser i hele det økologiske kredsløb. Miljøøkonomiske analyser tilgodeser fortrinsvis kun nytteetik og kan ikke erstatte etik som helhed, idet miljøøkonomien tilsidesætter andre etiske værdier, som for eksempel fællesskab, omsorg, respekt for det enkelte menneske og eventuelt for dyr. Det er et problem, at miljøpolitikken og etiske tilgange ikke afstikker rammer for økonomisk vurdering/prioritering af miljøet, herunder sikring af irreversible ressourcer, således at politiske beslutninger bliver truffet uden om det politiske system. Skal biologisk mangfoldighed værdisættes og til hvilket beløb? Kan befolkningen acceptere en værdiansættelse på værdien af et menneskeliv? Mange miljøtiltag med væsentlig rækkevidde vil være omkostningstunge og række langt ud over de fleste politikeres valgperiode. Holdninger med hensyn til succesopnåelse kan være en hindring for igangsætning af netop tiltag med lang rækkevidde. Der er hos politikere et stærkt øget ønske om, at få gennemført og anvendt miljøøkonomiske beregninger i et betydeligt større omfang for at få mere miljø for pengene, hvilket giver en risiko for tilsidesættelse af etiske hensyn. Vurderinger Vi har den opfattelse, at politikerne i nogle tilfælde går nedefra og op imod grænsen, for hvad man tror, der ikke skader, fordi der tit er usikkerhed om skadevirkninger - det kan for eksempel være tilsætningsstoffer i fødevarer. Derved bruges befolkningen som forsøgsdyr, hvilket i sig selv er forringende for vores livskvalitet. Det er vores indtryk, at de miljøøkonomiske analyser i for høj grad anskuer mennesket som forbruger og ikke som borger, og derfor er det vores vurdering, at der mangler en principdiskussion om menneskesynet i miljøøkonomien. Vi mener, at både politikere, miljøøkonomer og andre forskere, der leverer data til miljøøkonomiske analyser, må være opmærksomme på de etiske begrænsninger i anvendelsen af de miljøøkonomiske værktøjer. Det betyder, at de miljøøkonomiske værktøjer bedst egner sig til beregning af materielle elementer som for eksempel ressourcer og natur, og de immaterielle henvises til etisk, og politisk debat. 19

23 Det er vores vurdering, at nogle projekter bliver igangsat eller ikke igangsat på et ufuldstændigt grundlag på grund af forhastede beslutninger, og det kan give mulighed for alvorlige eller helt uoprettelige skader på vores miljø og sundhed. For eksempel vandmiljøplanen, huller i ozonlaget, global opvarmning m.m. Anbefalinger Det er vigtigt, at anvende miljøøkonomiske beregninger med respekt og omhyggelighed, idet der kun i mindre omfang findes relevante data om sammenhængen mellem miljøpåvirkning og sygdom på grund af manglende forskning inden for folkesundhed og natur. De naturvidenskabelige forskere og miljøøkonomers tradition for godt håndværk bør inddrages på lige fod med god økonomisk praksis. For eksempel bør god toksikologisk praksis for at indbygge sikkerhedsfaktorer, hvor der kun eksisterer mangelfulde undersøgelser, fastholdes. En indkalkulation af sikkerhedsfaktorer skal garantere, at man ikke udsætter mennesker for miljømæssige påvirkninger, som muligvis senere kunne føre til alvorlige skader. Specielt bør der etableres en sikkerhedsmargin i beregningerne, der hvor det drejer sig om mulige irreversible processer såsom påvirkninger på arveanlæg og slægtens videreførelse. Forsigtighedsprincippet bør også her vægtes højt. Fra politisk side bør der afstikkes rammer for miljøøkonomiens afgrænsninger og muligheder. Vi anbefaler, at politikerne tager initiativ til debat om etiske holdninger, og inddrager befolkningen i denne debat. Vi finder det vigtigt, at befolkningen får kendskab til problemstillinger i forbindelse med brugen af miljøøkonomiske værktøjer, dets muligheder og begrænsninger, samt de etiske konsekvenser ved for eksempel anvendelsen af statistisk liv. Politikerne er befolkningens repræsentanter, og de bør igangsætte debat om mulig stillingtagen til vores grundlæggende værdier, såsom velfærd, livskvalitet, liv og natursyn. Vi mener derved, at etiske overvejelser ikke skal overlades til miljøøkonomerne alene. Den slags overvejelser bør ligge i et demokratisk forum. 20

24 Oplægsholdernes skriftlige bidrag Anders Christian Hansen 4.2. Hvordan håndterer miljøøkonomiske analyser de helt store linjer over større geografiske områder og længere tid: a. F.eks. miljøindsatsen over flere lande med forskellig økonomisk udvikling, møntfod, lovgivning og levestandard. Valuta Forskelle i møntfod giver ikke de store vanskeligheder ved opgørelse af omkostninger og fordele ved international regulering. Når man omregner dem til en fælles valuta er det dog ikke helt tilstrækkeligt bare at bruge valutakurserne. På valutamarkedet kunne man for eksempel i 2001 få 49 polske zloty for 100 danske kroner. Men tog man sine 49 polske zloty med til Polen, kunne man købe lige så meget som 221 kr. i gennemsnit kunne købe i Danmark. 1 Det skyldes at mange polske og danske markeder, især dem for arbejdskraft og tjenesteydelser, ikke står i forbindelse med hinanden. Ofte er det nødvendigt at tage højde for at 100 kr. i Danmark ikke er det samme som 49 zloty i Polen. Så omregner man ved hjælp af de såkaldte købekraftspariteter, som er internationale standarder for hvad man kan få for den nationale valuta i de enkelte lande. Selv om det i dag er ret let at korrigere beregningerne for forskelle i købekraft, bliver der dog stadig udarbejdet adskillige økonomiske analyser, der undlader at gøre det i tilfælde hvor de burde gøre det. Nytten af et større forbrug Forskelle i økonomisk udvikling og levestandard betyder desuden at den samme mængde varer kan vurderes forskelligt fra land til land. Intuitivt er der nok ingen tvivl om at en fattig risbonde i Vietnam vil have meget større glæde af en indkøbsvogn fyldt med typiske forbrugsvarer (et varebundt ) end en parcelhusejer i Ballerup. I nogle tilfælde kan det være interessant at anvende et af de mange bud på matematiske metoder til at korrigere for denne forskel. Præferencer som forbrugere eller som borgere Når de helt store linier reduceres til sammenlignelige dollars kan man dog også få resultater, der ikke skal tages alt for bogstaveligt. Selv om der er behørigt korrigeret for købekraft- og indkomstforskelle. For eksempel opgjorde et par amerikanske forskere fordelene og ulemperne ved den globale opvarmning 2. Til ulemperne regnedes blandt andet de store problemer, som kystområder vil få på grund af stigningen i havoverfladen. Til fordelene regnedes det forhold at et varmere klima giver flere dage, hvor man dyrke 1 OECD (2003): National Accounts of OECD Countries. Main Aggregates Volume I, Paris. (p. 359). 2 Se web-versionen af Warming the World: Economics Models of Global Warming på 21

25 friluftsinteresser som golf og svømning. Når man lagde det hele sammen (og forudsatte at resten af verden ser ud nogenlunde som USA) gav det resultatet at fordelene ved mere friluftsaktivitet var 0,3% af verdens samlede nationalprodukt mens ulemperne i form af oversvømmelser, storme og ødelagte grundvandsressourcer var lige så store, nemlig 0,3% af verdens BNP. Disse tal afspejler den pris amerikanerne gennemsnitlige er villige til at betale for dels friluftsaktiviteter og dels ejendomme, der har øget risiko for oversvømmelses- og stormskader. De er så blevet generaliseret til hele verden. Hvis man derimod satte spørgsmålet til afstemning om det er vigtigst at få mulighed for at nå 18 huller ekstra i en golfsæson eller at undgå en stigning i havoverfladen, ville langt de fleste nok sætte kryds ved havoverfladen. Også golfspillere, der ellers er villige til at betale en god pris for en time på golfbanen. Vi har altså både præferencer som forbrugere og præferencer som borgere, og de er ikke nødvendigvis ens. Der er gode grunde til at antage at forskellene imellem præferencerne som forbrugere og præferencerne som borgere er særligt stor i miljøspørgsmål, der har global rækkevidde og som tager mange årtier at løse. En af metoderne til at indfange disse forskelle er netop at supplere de økonomiske analyser med borgerpaneler, konsensuskonferencer og lignende. Diskontering Når der er tale om økonomiske analyser over længere tid, bliver diskonteringsmetoderne afgørende for resultatet. Meget af miljøreguleringen er gennemført med henvisningen til fremtidige generationers velfærd. Men de diskonteringsmetoder, der normalt anvendes, er udviklet til analyse af investeringsprojekter med et meget kortere tidsperspektiv end for eksempel klimapolitikken. Diskonteringen betyder at fremtidige værdier bliver mindre og mindre værd for nutiden, jo længere ude i fremtiden, de ligger. Hvor meget mindre de bliver værd, afhænger af diskonteringsrenten. Anvendes 7%, som tidligere anbefalet af Finansministeriet, er værdier, der efter 34 år er 100 kr. værd kun 10 kr. værd for nutiden. Værdier derefter bliver mindre og mindre værd, jo længere ud i fremtiden, de ligger. Anvendes en diskonteringsrente på 3% er nutidsværdien af fremtidige 100 krone-sedler kun mere end 10 kr. værd i de første 78 år. De fremtidige generationers velfærd diskonteres væk. Det kan forsvares med at de midler, vi ikke bruger på fx miljø, i stedet bliver investeret i noget andet, der gennemsnitligt vil blive forrentet med 7%. Den diskonterede værdi, nutidsværdien, er således et udtryk for forskellen imellem den forrentning en alternativ anvendelse af midlerne ville give og de langsigtede miljøfordele. Modargumentet er, at der er meget stor usikkerhed om den fremtidige vækst og dermed om den alternative forrentning. På denne baggrund anbefales ofte at anvende en meget lavere diskonteringsrente (ned til ½%) på det meget lange sigt. Et af de nyere bidrag fra universitetsøkonomerne peger på at den store usikkerhed om den fremtidige økonomiske udvikling medfører at man bør anvende en diskonteringsrente, der i sig selv er faldende over tiden. 3 Hermed forsøges det at gøre antagelser om tidspræferencerne, der både er realistiske for den nære fremtid og for den fjerne fremtid. Det vil dog føre for vidt at gå nærmere ind i den diskussion her. Danske eller EU-tilskud I nogle tilfælde er markedsprisen ikke en særlig god målestok for velfærdsændringerne. Det skyldes at statslige afgifter og tilskud forvrider dem, så de ikke afspejler den velfærd samfundet går glip af, ved at anvende dem. Her spiller det også ind om lægger et nationalt eller internationalt perpektiv på analysen. 3 Weitzman, M.L. (2001): Gamma Discounting, The American Economic Review 91 (1), pp Advarsel: At forstå denne artikel kræver nok en økonom-uddannelse. 22

26 Introduktionsmaterialet indeholder et eksempel om skovrejsning på landbrugsjord. Der er knyttet arealtilskud til de arealer, der anvendes i landbruget og også offentlige (EU) udgifter til at holde priserne kunstigt oppe på EU-markedet og til at sænke dem på eksportmarkederne. Det betyder at arealer, der egentlig er uegnede til landbrugsdrift fordi der ikke kommer mere ud af dem end man putter i dem, alligevel har en meget høj markedspris. Det afspejles i eksemplet som en jordrente. Denne er imidlertid ikke større end det tilskud, der gives til landbruget. Med andre ord er selve indsatsen af arbejde, maskiner, såsæd, gødning mindst lige så meget værd som de afgrøder, der kommer ud af det. Man kunne altså med fordel bruge denne indsats til at producere andre forbrugsgoder. Hverken danskerne eller resten af EU-borgerne ville gå glip af noget hvis disse arealer blev taget ud af landbrugsdriften. På den anden side kan man anlægge en meget national og finansmæssig betragtning idet landbrugstilskuddene er betalt af alle EU's skatteydere, ikke kun de danske. Danske skatteyderes bidrag er blandt de største, men da de kanaliseres omkring Bruxelles, hvor de blandes op med skatten fra andre lande, kan man ikke sige at landbrugstilskuddene i Danmark er betalt direkte af danske skatteydere. Med andre ord, ville besparelsen på landbrugsstøtten gå i andre EU-borgeres lommer. Hvis man skal udarbejde en cost-benefit analyse af en omlægning af marginal landbrugsjord til skov, er det derfor afgørende om man anlægger et nationalt perspektiv eller et internationalt (EU) perspektiv. Det kan i mange tilfælde være det spørgsmål, der afgør om fordelene er større end omkostningerne eller det omvendte. I dette tilfælde spilder tidsaspektet også ind. Skovrejsning er en meget langsigtet affære. Nogle af de danske løvtræer skal vokse i fra 70 til over 100 år før de er hugstmodne. De fleste vil nok finde det meget pessimistisk at forudsætte at skatteyderne stadig om 100 år skal betale landmænd for at dyrke afgrøder, der ikke er brug for og som ellers ville give økonomisk underskud. b. F.eks. vurdere hvorvidt det bedre kan betale sig at sætte ind mod luftforurening i Østeuropa end i Danmark. Analyser af dette spørgsmål er blevet udført for luftforureningen med drivhusgasser, som CO2. Denne luftforurening har nemlig præcis samme virkning, uanset hvor i verden den kommer fra. Danske investeringer i udviklingslandes og overgangsøkonomiers energisektor, hvor CO2-kvoter indgår i betalingen, kan være fordelagtige for begge parter. Det skyldes blandt andet at den teknik, der anvendes i Danmark er langt mere energieffektiv end den teknik, der hidtil er blevet anvendt i disse lande. Når man skal vurdere effekten af denne type investeringer, er det store problem, hvilken produktionsteknik, man skal sammenligne med, den såkaldte baseline. Man kan forudsætte at der var blevet kørt videre med den hidtidige produktionsteknik. På den anden side kunne man også forudsætte at anlægget under alle omstændigheder var blevet skiftet ud med et mere tidssvarende. c. Hvilke resultater foreligger der, hvis der er lavet sådanne beregninger? Regeringens økonomer har regnet på det og anslår at der er næsten ubegrænsede muligheder for at finansiere CO2-begrænsende projekter i øst- og centraleuropa for kr. per ton CO2. Holland har gennemført pilotprojekter af denne type med omkostninger på fra 7 til over 1000 kr. per ton CO2. De regner dog med på baggrund af de indhøstede erfaringer at kunne gennemføre fremtidige projekter for i omeg- 23

27 nen af 70 kr. per ton CO2. 4 Der er dog stadig mange usikkerhedsmomenter i det fremtidige marked for både CO2-kvoter og projekter i udlandet, så de økonomiske skøn kan hurtigt ændre sig. d. Hvis ikke, hvilke problemer og hvilket udbytte vil du kunne forudse? [svar fra en miljøøkonom og en EU-politiker] Det er en stor fordel at have et pålideligt beslutningsgrundlag om de økonomiske konsekvenser af forskellige måder at opfylde Kyoto-forpligtelsen på. Det samme gælder forskellige måder at gøre vandtilførslen til Østersøen renere på og andre internationale miljøproblemer. Analyser af omkostningseffektivitet kan afsløre hvor man kan bruge en million kroner med størst mulig virkning. Det kan man som hovedregel i lande, der er fattigere end Danmark, eller i lande, som USA, der ganske vist er rigere, men som har haft lave energipriser som målsætning og dermed har givet husholdninger og virksomheder incitament til ikke at spare så meget på energien som tilfældet er i Danmark. I denne type beregninger er det uanset hvor investeringen finder sted de danske borgere, der skal undvære for eksempel en million kroner. Derfor er det ikke nødvendigt at omregne ved hjælp af købekraftspariteter eller at korrigere for værdien af et varebundt Det er vort indtryk at miljøøkonomiske analyser begrænser sig til lokale/nationale geografiske områder og forudsætninger (fx iltsvind i Kattegat). Er dette korrekt? Økonomiske analyser af vandmiljøet Nej, der er udarbejdet adskillige miljøøkonomiske analyser af internationale miljøproblemer og forskellige måder at håndtere dem på. I den danske offentlighed fokuserer man dog mere på den miljøindsats, som danske skatteydere finansierer. Der er der dog ikke lavet nogen økonomiske vurderinger af iltsvindet i Kattegat, som egentlig er et internationalt problem. Ikke engang af iltsvindet i de indre danske farvande som for eksempel Mariager fjord. Iltsvindet er et alvorligt problem for fiskerierhvervet. Når opinionsundersøgelser siden 80erne har vist at vælgerne finder det vigtigt at få løst problemet, afspejler det dog formentlig snarere eksistensværdien og den testamentariske værdi af et sundt dyre- og planteliv på bunden af have, indre farvande, søer og åer end bekymringer for fiskernes økonomi. Derimod er der lavet nogle vurderinger af nogle af indsatserne i vandmiljøplanerne, for at finde ud af hvilke, der har været dyre og hvilke, der har været billige i forhold til deres effekter på vandmiljøet. Miljøeffekter i udlandet For at kunne anvendes som beslutningsgrundlag må de økonomiske analyser medregne alle miljøeffekter også de, der påvirker udlandet. Hvis alle lande baserer deres regulering af grænseoverskridende forurening på analyser, der systematisk udelukker den forurening, der havner i udlandet, vil en stor del af forureningen ikke blive reguleret. Det forekommer ofte at man ikke kender de mønstre, som de forurenende stoffer følger når de spreder sig i miljøet. I denne slags tilfælde kan man gøre som i den i introduktionsmaterialet omtalte analyse af dioxinudslippet ved affaldsforbrænding, nemlig antage at hele dioxinudslippet lander i Danmark. Man ved at antagelsen ikke holder, men man ved også at det, der lander i udlandet har tilsvarende konsekvenser som det, der lander i Danmark. På den måde kan man få et groft skøn for de udenlandske skadevirkninger med i analysen selv om man ikke kender dem. Fordeling af gevinster og tab mellem lande Der er som nævnt udarbejdet adskillige miljøøkonomiske analyser af internationale miljøproblemer. Herunder også cost-benefit analyser, men de er ofte vanskelige at anvende som grundlag for internatio- 4 Energistyrelsens bidrag til udenrigsministerens besvarelse af spørgsmål 139 vedr. Danmarks og Hollands investeringer på miljøområdetaf spørgsmål. 4. april

28 nal regulering, blandt andet fordi der ikke findes omfordelende systemer på internationalt plan på samme måde som de findes på nationalt plan. 5 Hvis et projekt i Danmark har både vindere og tabere, men hvor gevinsterne er større end tabene vil det være muligt at kompensere taberne med en del af vindernes gevinst. Ellers vil de omfordelende skatter og overførselsindkomster i sidste ende sørge for at gevinster og tab i nogen grad jævnes ud. De samme mekanismer findes ikke på internationalt plan. Hvis der derfor er nogle, der vinder stort og andre der taber stort ved en international regulering, handler det mere om hvilke typer af aftaler, begge kan have en økonomisk interesse i. a. Hvilke konsekvenser har dette for anvendelighed af disse miljøøkonomiske analyser og deres resultater? Forudsætningernes realisme Anvendeligheden af en økonomisk analyse afhænger af realismen af dens forudsætninger. Forudsætningerne beskrives i intromaterialet med henvisning til Det Økonomiske Råds 6 trin i en cost-benefitanalyse. På hvert enkelt af disse trin skal der gøres forudsætninger om de helt store linier. Disse forudsætninger er afgørende for resultaternes anvendelighed som grundlag for politiske beslutninger, der vedrører disse helt store linier. 1. Hvis velfærd? Skal analysen kun fokusere på velfærdsvirkningerne for Danmark eller skal den opgøre velfærdsvirkninger for et større internationalt område, eventuelt de globale? Skal analysen tage hensyn til fremtidige generationer eller begrænse sig til de nulevende generationers tidshorisont? 2. De fysiske virkninger Det får konsekvenser for den tabel over projektets eller planens fysiske virkninger og deres fordeling på befolkningsgrupper, som er det nødvendige grundlag for den økonomiske analyse. Dette trin af analysen må også indeholde overvejelser over hvilke effekter, der kan skønnes med en vis grad af sandsynlighed og hvilke effekter, vi har utilstrækkelig viden til at opgøre. I analysen af store globale miljøproblemer som drivhuseffekten, er der en del af denne type effekter. De effekter, der således er præget af videnskabelig usikkerhed (egentlig uvidenhed) skal vurderes på en anden måde end de effekter, der er præget af en vis usikkerhed, som dog kan vurderes. Ligeledes vil man på dette trin skulle identificere hvilke effekter, der er acceptable og hvilke, der er uacceptable, som for eksempel uigenkaldelige miljøkatastrofer. I nogle analyser kaldes det en afgrænsning af et vindue af tolerable eller acceptable effekter. Indenfor dette vindue kan økonomiske afvejninger foretages. I de fleste analyser overlades dette spørgsmål dog til andre. Det er især hvis analysen udføres udelukkende af økonomer, der savner ekspertise indenfor for eksempel medicinske eller naturvidenskabelige discipliner til at afgøre hvad der er uacceptable helbredsrisici, kritisk naturkapital, økosystemers tålegrænser eller lignende. 3. Værdisætning Værdisætningen af omkostninger og fordele kan i nogen grad findes ved hjælp af de bogførte markedspriser, men ofte må en eller flere af de i intromaterialet nævnte metoder tages i anvendelse. De forskellige metoder er alle videnskabeligt anerkendte, men de giver ofte forskellige resultater. Forskellige analyse-hold kan endda nå frem til forskellige resultater selv om de anvender samme metode, hvis de 5 Se for eksempel Robert C. Lind and Richard E. Schuler: Equity and Discounting in Climate-Change Decisions. I William D. Nordhaus (red.) (1998): Economics and Policy Issues in Climate Change. (p ) 25

29 anvender forskellige forudsætninger, formulerer spørgsmålene i spørgeskemaer forskelligt osv. Disse problemer bliver endnu større, hvis flere lande (endsige alle lande) er involveret. Dels bliver det ofte uoverstigeligt dyrt og dels er det endnu vanskeligere at sammenligne data fra forskellige undersøgelser i forskellige lande. I nogle analyser hvor der allerede foreligger et undersøgelsesresultat fra et enkelt land antager man i stedet at alle andre lande ligner dette land på netop dette punkt. Jo mere urealistisk denne antagelse er, jo mindre anvendeligt bliver resultatet. 4. Diskontering Valget af diskonteringsrente og diskonteringsmetode er som nævnt helt afgørende for analysens resultat og desto mere afgørende, jo længere periode, analysen strækker sig over. Anvendeligheden afhænger af hvor realistiske disse forudsætninger er. I nogle analyser kan man for eksempel have realistiske forudsætninger for den nære fremtid, men urealistiske forudsætninger for den fjerne fremtid eller omvendt. 5. Følsomhed Følsomhedsanalysen opsamler usikkerheden omkring samtlige de valg af forudsætninger og metoder, der er truffet undervejs. Den giver således et overordnet interval, som velfærdsvirkningerne vil ligge indenfor med nogenlunde sikkerhed. Et solidt vidensgrundlag, som ikke kan drages i tvivl på afgørende punkter er meget vigtigt i spørgsmål hvor flere lande skal samarbejde og i politikker som forudsætter at fremtidige generationer af politikere fortsætter den indsats som de nuværende politikere har påbegyndt. 6. De samlede velfærdsvirkninger Afslutningsvis kan de mulige velfærdsvirkninger for de i trin 1 identificerede befolkningsgrupper opgøres og spørgsmålet om hvorvidt og hvordan vindernes gevinster og tabernes tab skal fordeles mere ligeligt kan analyseres. Det er dog ofte et spørgsmål, der overlades til politikerne. Navnlig i international sammenhæng. b. Hvordan kan miljøøkonomer sikre at de nationale beregninger kan sammenlignes med de internationale? Her tænker vi f.eks. på ensartede målemetoder, definition af enheder, valg af parametre og afgrænsning. Fysiske effekter Selv om de fysiske effekter er strengt videnskabeligt defineret kan der alligevel være betydelige forskelle i den måde de beregnes på. Derfor har man i tilknytning til international miljøregulering ofte udarbejdet manualer, der præciserer nøjagtigt hvordan man skal gøre. Eksempelvis har det internationale klimapanel udarbejdet en detaljeret manual, der foreskriver hvordan de enkelte landes udslip af drivhusgasser skal opgøres. Bruger man samme manuals forudsætninger ved opgørelse af de fysiske effekter af et projekt eller en plan, får man direkte sammenlignelige tal for de fysiske effekter. Værdisætning Der foregår en videnskabelig debat på konferencer og i tidsskrifter om hvad man kan og ikke kan med økonomiske værdisætningsmetoder. Metoderne er dog langt fra så udviklede at der kan vedtages en international standard for hvordan man skal udføre dem. Der er simpelthen så mange forudsætninger, der kan gøres, som er lige sandsynlige at der ikke er videnskabelig enighed om et bestemt sæt af parametre. Der er også så mange analysemetoder, der kan anvendes og som alle er lige videnskabelige, at der ikke kan fastsættes en enkelt standard. EU og OECD har støttet et forsøg herpå med projektet ExternE, men resultaterne af dette projekt har ikke overbevist det internationale videnskabelige samfund om at det er netop sådan, man bør gøre. Finansministeriet har også igennem mange år arbejdet på at standardisere de metoder, der anvendes til analyser af projekter, der finansieres med danske skatteyderes penge. Blandt andet har man udgivet en 26

30 vejledning om samfundsøkonomisk konsekvensvurdering. Selv hvis man følger denne er der dog et betydeligt spillerum for valg af forudsætninger. c. Hvordan kan man tage højde for forskellige samfundsværdier og mål? Forskellige prioriteringer af store samfundsproblemer Internationale sammenligninger kompliceres af at landene har forskellige historiske udgangspunkter og forskellige naturgivne vilkår og derfor forskellige samfundsværdier og mål. Eksempelvis har Indien en stor fattig befolkning, men kun CO2-udslip på 0,9 tons per indbygger. Danmark har næsten ingen fattige, men et CO2-udslip på 11 tons per indbygger. Der ville være noget galt hvis Indien og Danmark prioriterede klimapolitik og fattigdomsbekæmpelse på nøjagtigt samme måde. Alligevel hænger det sammen. Det er umuligt at udrydde fattigdommen uden en massiv økonomisk vækst og vi ved fra de rige landes historie at denne vækst vil hænge sammen med en tilsvarende stigning energiforbruget. Til forskel fra Danmark har Indien muligheden for på forhånd at gøre dette energiforbrug mindre baseret på olie og kul end tilfældet har været i Danmark. Med andre ord kan vi forudse at en løsning af det ene problem kan skærpe den andet problem, men også at der findes muligheder for at undgå det. Cost-benefit-analysen er ikke velegnet til at belyse hvordan Indien bør prioritere fattigdomsbekæmpelse og klimapolitik langs disse helt store linier. Men der findes en stribe andre økonomiske analysemetoder. Blandt andet kan man anvende modeller af hele økonomien til at analysere hvilke scenarier, der er teknisk og økonomisk mulige og hvilke, der giver de bedste resultater, både på økonomisk præstation og miljøkvalitet. Overordnet prioritering af vækst overfor miljø og fattigdom Samfundsøkonomiske analyser kan ikke fortælle om miljø eller fattigdom er vigtigst for Danmarks internationale indsats. Derimod kan de sige noget om, hvor meget der er tilbage til os selv når vi har gjort vores internationale indsats. For eksempel har Danmark i de 10 år fra 1992 til 2002 både nedbragt sine CO2-udslip med 15% og forøget bistanden til udviklingslandene til over 1% af nationalindkomsten. Samtidigt har der været plads til en solid fremgang i danskernes forbrug. Danskernes private forbrug rundede i kr. pr. indbygger. Det er kr. mere end i Det offentlige forbrug er i samme periode vokset med små kr. per indbygger (alle tal er i 2002-priser). I samme periode har danskerne præsteret en nettoopsparing på i alt kr. per indbygger (herfra skal dog trækkes de kr. per indbygger, som vi har brugt af Nordsøformuen). I gennemsnit har Danmarks indbyggere altså forøget nationalformuen med kr. om året i de ti år. Disse økonomiske resultater kunne have været endnu større hvis Danmark havde gjort en mindre international indsats. Om Danmark skulle have gjort mindre for de globale spørgsmål er imidlertid en helt igennem politisk vurdering. 27

31 Dorte Vigsø 3.3 Hvordan kvalitetssikres/vurderes videnskabeligheden i metoderne? 3.3c Hvad er de videnskabelige konsekvenser af, at der overføres prissætning indhentet i én sammenhæng til brug i en anden sammenhæng? (fx er værdien af statistisk liv i trafikberegninger brugt i miljøberegninger) I cost-benefit vurderinger ser man ofte værdiestimater 6 fra tidligere undersøgelser genanvendes. Metoden benævnes benefit transfer og er et alternativ til de direkte værdisætningsundersøgelser. Benefit transfer kan ifølge Boyel & Bergstrom (1992) beskrives som overførsel af eksisterende værdier fra et undersøgelsesområde til et projektområde. Formålet med benefit transfer er at konstruere et pålideligt og plausibelt værdiestimat for nytteændringer forårsaget af et givent projekt, på baggrund af eksisterende værdiestimater fra undersøgelser andre steder. Der er to hovedmetoder til overførsel af nytteværdier, som hver inkluderer to underkategorier (Bateman et al. 2000): Overførsel af enhedsværdier/punktestimater (Unit Value Transfer) 1.1 Simpel overførsel af enhedsværdi/punktestimat. 1.2 Punktestimat-/ enhedsværdi overførsel med indkomsttilpasning. 2 Overførsel af funktioner 2.1 Overførsel af benefitfunktion 2.2 Meta-analyse Da der rent praktisk i forbindelse med politik-forberedende eller evaluerende analyser langt oftest bruges overførsel af enhedsværdier tager dette notat dette fokus. Et gennemsnitligt monetært værdiestimat, f.eks. gennemsnitlige betalingsvilje (WTP) pr. år pr. husholdning, overføres derfor direkte fra undersøgelses- til projektområdet (Navrud & Bergland, 2001). Svarene og overvejelserne om andre typer pris-estimater og metoder til overførsel er ikke væsentlig forskellige. Fordele og problemer med overførsel af værdier er således stort set de samme, så afgrænsningen af notatet her er blot for at undgå eventuel begrebsforvirring. Et afgørende element i benefit overførsler er udvælgelsen og selekteringen af tidligere undersøgelser. For at imødekomme behovet for en systematisk tilgang til vurdering af undersøgelsers anvendelighed i benefit transfer sammenhæng, har Desvousges et al. (1992) opstillet 5 kriterier. 1. Der bør anvendes undersøgelser, der er baseret på fyldestgørende, pålidelige metoder og korrekt empirisk teknik Undersøgelser skal beskrive betalingsviljen som funktion af socioøkonomiske karakteristika. Det gælder bl.a. indkomst- og uddannelsesniveau, aldersfordeling m.m. 3. De værdisatte ændringer i undersøgelsesområdet skal være af samme art som de ændringer der forventes i projektområdet. 4. Undersøgelses- og projektområdet skal i videst muligt omfang indeholde sammenfaldende karakteristika mht. såvel naturforhold som anvendelsesmønster. 5. De substitutionsmuligheder, som brugerne har mellem forskellige miljøgoder i undersøgelsesområdet, skal svare til de substitutionsmuligheder, der findes i projektområdet. De naturforhold og ændringer i miljøgodet, der forekommer i undersøgelsesområdet, skal være sammenfaldende med projektområdet. 6 For det første må der skelnes mellem overførte prissætning baseret på omkostningsberegninger eller interviewbaseret betalingsvillighed. Da der ikke er de store problemer med overførsel af førstnævnte, er dette svar skrevet med udgangspunkt i overførsel af estimater baseret på interviewbaseret værdisætning. 7 Her kan NOAA-panelets anbefalinger eksempelvis anvendes som kriterium. 28

32 De første 2 kriterier vedrører en overordnet korrekt metodemæssig udførelse af værdisætningsundersøgelser, hvor hensyn til respondenternes sociale og økonomiske forhold inkorporeres. Ifølge Desvousges et al. (1998) kan socioøkonomiske parametre påvirke befolkningens adfærd og præferencer, hvorfor sammenfald mellem disse parametre i undersøgelses- og projektområdet er en forudsætning ved benefit transfer. Kriterierne 3-5 angiver specifikke krav til sammenligneligheden mellem undersøgelses- og projektområdet. Det kan være vanskeligt at vurdere om der er meget stor usikkerhed i de originale værdisætningsundersøgelser, hvilket generelt giver anledning til usikkerhed ved benefit overførsler. Ifølge Atkinson et al. (1992) er beslutningstagere derfor tvunget til at foretage en afvejning mellem de potentielle fejlkilder og usikkerheder, der er forbundet med en hurtig estimering, og det øgede ressourceforbrug der sikrer mere pålidelige estimater. For at reducere usikkerheden omkring værdiestimaterne kan der anvendes flere sammenlignelige undersøgelser (se f.eks. Desvousges et al., 1998). Her vil overensstemmelse mellem værdiestimaterne i tidligere værdisætnings-undersøgelser være af afgørende betydning, da usikkerheden omkring den sande værdi derved mindskes. Ved anvendelse af flere undersøgelser er det ifølge Finkel (1990) muligt at afdække spændvidden i betalingsviljen i et projektområde. Således kan undersøgelsen med det laveste estimat angive værdiens nedre grænse, mens det højeste estimat i en anden undersøgelse angiver den maksimale værdi. Når der overføres værdier af fx. statistisk liv fra én sammenhæng til en anden - fx overførsel fra trafik til miljø - skal det først belyses hvilke forhold der er fælles og hvilke der er uoverensstemmende. Indenfor trafik dræbes og skades trafikanter afhængig af de(t) implicerede køretøj(er) i højere grad end fx. alder. Men trafikmæssige forhold spiller også en rolle. I miljømæssig sammenhæng er der oftest tale om en akkumulerende effekt af de skadelige stoffer. Det er derfor alder spiller en rolle for skader, således at ældre mennesker oftere rammes af kroniske skader af ultrafine partikler end yngre mennesker. På den anden side er børn, især små børn, særligt følsomme for akut påvirkning af luftforurening. Endelig er der den forskel, at risikoen for at komme til skade i trafikken så at sige er en frivillig risiko, mens øget risiko for at dø af luftforurening er en ufrivillig risiko, man ikke selv er herre over. Alt i alt er overførsel af prissætning en metode, der skal bruges med omhu, men er en fuldt gyldig, videnskabelig metode. Værdisætningsstudier er som nævnt meget ressourcekrævende og der er stor efterspørgsel efter miljøøkonomiske vurderinger. Ved at tilpasse og benytte allerede fundne værdier, kan flere konkurrerende miljøtiltag analyseres. Når metoden benyttes på en rimelig måde, har det den videnskabelige konsekvens, at det er muligt at nå frem til en mere komplet beskrivelse af de miljømæssige fordele ved en politisk beslutning. 3.3d Hvad er de videnskabelige konsekvenser af at værdifastsættelsen af samme parameter afviger i forskellige beregninger? (fx værdien af statistisk liv i trafikforskning vs. miljøforskning) De videnskabelige konsekvenser vedrører først og fremmest, at der i overførsel af værdisætning af skaderne tages højde for forskellene i den måde skaderne virker. Dette belyses ved besvarelse af det foregående spørgsmål. At værdien for samme effekt - eksempelvis værdien af mindsket risiko for sygdom eller død ikke er den samme, er oftest et udslag af, at en værdi ikke bevidstløst er blevet overført, men at der er foretaget en videnskabelig stillingtagen til anvendeligheden af estimatet. Nedenstående er uddrag fra to rapporter fra Institut for Miljøvurdering, der inddrager overførsel af værdisætning af folkesundhed. I rapporten om partikelfiltre blev usikkerheden lagt frem ved at både en omkostningsbaseret værdi (lavt skøn) og en interviewbaseret værdi (højt skøn) blev lagt til grund for 29

33 beregninger af mulige fordele. I rapporten om knallerter fandt vi, at overførsel af prissætning ikke var mulig, da dette miljøproblem var for anderledes i effekt end de prissætningsstudier, der findes. Uddrag fra Institut for Miljøvurderings rapport om partikelfiltre Et helt centralt element i Cost/Benefit analysen er at få værdisat de sundhedsmæssige omkostninger. En sådan værdisætning er behæftet med stor usikkerhed. Samtidig kan det konstateres, at der kun findes få anvendelige værdisætningsstudier af sundhedseffekter forbundet med luftforureningsområdet. Dette skyldes til dels problemets store kompleksitet, dels at der er en følelsesmæssig barriere forbundet med at skulle prissætte f.eks. et dødsfald. Overordnet findes der to prissætningsmetoder: Omkostningsbaseret værdisætning og værdisætning baseret på betalingsvillighed.(.). Begge metoder er benyttet i denne rapport, hvilket indebærer at benefit-beregningerne gøres op i en 2 x 2 matrix, hvor elementerne udgøres af intervallet for størrelsen af de sundhedsmæssige konsekvenser samt de to værdisætningsopgørelser. Omkostningsbaseret værdisætning Metoden estimerer den direkte omkostning for samfundet for hver helbredseffekt. F.eks. værdisættes en sygedag som tabt arbejdsfortjeneste. Det er en god metode til direkte at opgøre, hvor meget partikelforureningen koster samfundet, hvis man kan få værdisat alle effekter. Samtidig er konceptet let gennemskueligt, og dermed generelt mere acceptabelt for folk uden grundig indsigt i økonomiske metoder. Det er dog vanskeligt at få alle direkte og indirekte omkostninger med, og derfor vil metoden ofte underestimere de sande omkostninger. Betalingsvillighed Princippet bag metoden er, at et repræsentativt udvalg af befolkningen bliver spurgt om, hvor meget de vil betale for at undgå en given sundhedsmæssig effekt8. Sammenlignet med den omkostningsbaserede metode giver betalingsvillighed et mere bredtfavnende resultat. F.eks. tages der højde for svie og smerte, samt ændringerne i relationer mellem mennesker og livskvalitet. Med andre ord søger man, at få værdisat hele tabet af velfærd når man udsættes for partikelforurening. Den vigtigste ulempe må siges at være, at metoden er kompliceret. Se hele rapporten på Uddrag fra Institut for Miljøvurderings rapport om partikelfiltre Hvad angår værdisætning af følgerne af knallerters luftforurening for menneskers helbred finder vi, at der mangler data, for at kunne gennemføre en god analyse. I afsnit 3 konstateres det at knallerter, foruden kulbrinter, må formodes at bidrage med ret store mængder partikler, og heriblandt ultrafine partikler. Men der er stor usikkerhed omkring partiklernes giftighed i forhold til partikler fra andre kilder, samt i hvor høj grad VOC er farligt sammenlignet med partikler. Kombineret med giftige stoffer fra forbrændt smøreolie tilsat benzinen er det en mulighed, at partikler fra knallerter er mere skadelige end partikler fra andre kilder. Hvis knallerters forurening med partikler svarer til 4% af de tunge køretøjers bidrag i byerne (men formentlig er det mere størrelsen det kommer an på, se afsnit 3), så giver en analog betragtning til tidligere undersøgelser (Raaschou-Nielsen et al. 2002) knallerter ansvar for 1 50 sparede dødsfald pr. år alene forårsaget af partikulær luftforurening.9 I analogi med den samfundsøkonomiske vurdering af udgifterne forbundet med luftforurening fra trafikken i Østrig, Schweiz og Frankrig (Sommer et al. 2000) og ved antagelse af, at man finder tilsvarende skader i Danmark (Raaschou-Nielsen et al. 2002), kan man illustrativt prissætte tilsvarende udgifter forbundet med knallerter. Når vi regner med at knallerter er ansvarlige for godt 4% af de tunge køretøjers bidrag i byerne, og at partikler er hovedansvarlige for 8 For en mere detaljeret gennemgang af metoden henvises til WHO rapporten (Seethaler 1999). 9 Forudsat der er liniær sammenhæng mellem partikelkoncentration og sparede dødsfald. 30

34 helbredsmæssige skader forårsaget af trafikkens luftforurening, kan man skønsmæssigt sætte udgiften til ca. 1% af 28 mia. kroner årligt, eller 280 mio. kroner årligt (1.750 kr./år/knallert). Dette tal kan dog blive højere, hvis også kulbrinteemissionen er afgørende for sundhed (fordi knallerter forårsager ca. 7%), hvis partikler i knallerters emission er mindre end de øvrige partikler i luften, og det deraf følgende større overfladeareal adsorberer flere toksiske stoffer, eller hvis de af andre grunde er mere giftige end de øvrige partikler i luften. Tallet kan også blive højere hvis det viser sig at akutte eksponeringer til luftforurening er vigtigere end eksponering til bybaggrunden. Omvendt vil tallet være mindre, hvis antallet partikler i knallerters emission er færre end antaget, større end gennemsnittet, eller mindre giftige, hvis kulbrinterne er relativt uskadelige, og hvis anden trafikemission (fx NOx) er af væsentlig betydning for helbredet. Det spinkle datagrundlag betyder, at der endnu ikke kan udføres en tilstrækkelig sikker miljøøkonomisk analyse af, hvad knallerters luftforurening betyder for samfundsøkonomien. Men de tilgængelige data antyder samtidig, at en sådan er væsentlig at få gennemført. Se hele rapporten på Dette notat er forberedt af Dorte Vigsø, Mads Lyngby Petersen, Henrik Saxe og Betina Højgaard, Institut for Miljøvurdering 31

35 Elsebeth Gerner Nielsen Lad det være sagt med det samme: Det er nødvendigt at sætte pris på miljøet, hvis politikerne skal kunne foretage en så rationel prioritering af de begrænsede ressourcer som mulig. Dermed har jeg allerede sagt det, som jeg finder mest afgørende i denne sag: Økonomien er et redskab, som politikerne kan bruge i deres prioriteringsproces. Økonomien er ikke et mål i sig selv. Derfor er det vigtigt at huske at holde tingene adskilt. Den økonomiske analyse laves af økonomer. Den skal politikerne ikke blande sig i. Omvendt bør økonomerne ikke blande sig i den politiske proces, som nødvendigvis må have et bredere fundament end den rent økonomiske analyse. Det er her samfundets grundlæggende værdier, vores historie og f.eks. etiske hensyn skal komme ind. Svar på de enkelte spørgsmål Jeg er blevet bedt om at svare på 4 overordnede spørgsmål, som jeg vil gennemgå et ad gangen. Hvorledes kan det sikres at sund fornuft tildeles en passende vægtning i forhold til miljøøkonomiske analyser i såvel valg af analyseområde som i den efterfølgende formidling af undersøgelsens resultater? Hvorledes indgår etiske hensyn, for eksempel respekten for det enkelte menneske, kommende generationer og vores fælles ansvar for menneskehedens overlevelse, i beslutningsprocessen på miljøområdet? a. Hvordan prioriterer man fordelene for samfundet i forhold til fordelene for den enkelte? b. Hvilke konsekvenser kan det have hvis man vælger eller fravælger miljøindsatsområder udelukkende på baggrund af regnestykker (fx et priskatalog med cost-benefit analyser af forskellige, mulige miljøindsatser). c. Kan politikerne tænkes at fralægge sig deres etiske ansvar, hvis de udelukkende bruger et regnestykke til at tage miljørelaterede beslutninger? d. Kan man forlange etisk ansvarlighed af miljøøkonomer? e. Hvorfor/ hvorfor ikke? f. Er det etisk forsvarligt at benytte gennemsnitsværdier som beslutningsgrundlag, når de kan dække over store forskelle mellem forskellige befolkningsgrupper, områder eller enkelte mennesker? Hvilke konsekvenser er der for demokratiet ved at så få mennesker/forskere/eksperter forstår emnet miljøøkonomiske analyser? Hvordan håndterer miljøøkonomiske analyser de helt store linjer over større geografiske områder og længere tid: Hvis ikke, hvilke problemer og hvilket udbytte vil du kunne forudse? Ad. 1. Sund fornuft og miljøøkonomiske analyser (valg af analyseområde og formidling af resultater) Sund fornuft lever af sunde informationer. Sund fornuft lever ikke i et tomrum. Som sådan ser jeg intet modsætningsforhold mellem sund fornuft og miljøøkonomiske analyser tværtimod kan man sige at miljøøkonomiske analyser er sund fornuft. Jeg mener således ikke at man kan vælge usunde analyseområder men man kan behandle analyseområder på en usund måde. Det er vigtigt at man tydeliggør sin metode, det er vigtigt at man diskuterer forudsætningerne og begrænsningerne ved den valgte metode. Når man fortæller hvad man har fundet ud af bør man altid huske at fortælle hvad man har undersøgt, hvad man ikke har undersøgt, hvordan man har undersøgt det og hvad man ikke kunne finde ud af. Hvis man tager højde for dette i formidlingen også, så ser jeg ingen problemer. 32

36 Ad 2. Hvorledes indgår etiske hensyn, for eksempel respekten for det enkelte menneske, kommende generationer og vores fælles ansvar for menneskehedens overlevelse, i beslutningsprocessen på miljøområdet? a) Hvordan prioriterer man fordelene for samfundet i forhold til fordelene for den enkelte? Det kan man gøre på forskellig vis: - Hvis det er sådan, at det, der er en fordel for den enkelte, automatisk også er en fordel for fællesskabet herunder fremtidens generationer, så er der ikke brug for regulering. Så kan vi bare lade markedsmekanismen råde. Kun i de tilfælde, hvor der er en konflikt mellem den enkeltes interesse og fællesskabets interesser, bør staten blande sig med henblik på at sikre almenvellet. I de tilfælde bliver er det ideologisk spørgsmål hvordan man vil vægte den enkeltes interesse over for fællesskabets interesse. Problemet er, at i et demokrati har fremtidens generationer ikke stemmeret. Derfor kan det være meget svært for politikerne at tage de langsigtede hensyn. Hensyn, som ikke kommer de nulevende generationer og vælgere til gode. Man kan sige, at jo mere individualistisk et samfund er, jo vanskeligere vil det være at tage beslutninger, som går stik imod den enkeltes interesse. Drivhuseffekten er et meget godt eksempel. Den vil først og fremmest ramme fremtidens generationer. Ikke os, der er her og nu. Det vil kræve meget modige politikere at komme med et forslag, som dramatisk ændrer på vores energimønster. Som går ud over den individuelle frihed til f.eks. at transportere os selv som vi har lyst til. Derfor har regeringen netop på dette område da også valgt en løsning, som indebærer at vi fortsat kan gøre som det passer os. Man undlader f.eks. at lave en grøn omlægning af bilskatterne, selv om en økonomisk analyse har vist, at man ved en omlægning kunne tilgodese fællesskabets interesse i at begrænse energiforbruget. I stedet køber vi nogle billige CO2 kvoter i udlandet. Anderledes vil det sandsynligvis være i spørgsmålet om rent vand. Her er det ikke svært for vælgerne at overskue konsekvenserne for dem selv, hvis vi pludselig ikke har rent drikkevand og skal til at købe vand på flaske. Derfor er miljøministeren i et sådant spørgsmål hurtigt på banen. Men også her vil han få et problem. Afskaffelse af pesticider vil få alvorlige konsekvenser for landbruget og måske for dansk eksport. I den sammenhæng kan det være meget nyttig at lave en miljøøkonomisk analyse af, hvilke økonomiske konsekvenser en given beslutning kan have. På den måde får man mulighed for at inddrage de langsigtede økonomiske konsekvenser, ligesom der kan sættes tal på de såkaldt eksterne omkostninger f.eks. omkostningerne ved at vi skal til at rense drikkevandet. Økonomerne kan foretage en beregning af, hvad vore børn og børnebørn så at sige vil betale for at vi efterlader dem et rent miljø. Deres betalingsvilje kommer så til at tælle med på indtægtssiden i det samlede samfundsøkonomiske regnestykke. Dermed får vi så at sige sat tal på, hvad det koster fremtidens generationer at vi opfører os generationsegoistisk. Og det er i grunden ikke så tosset. b) Hvilke konsekvenser kan det have hvis man vælger eller fravælger miljøindsatsområder udelukkende på baggrund af regnestykker (fx et priskatalog med cost-benefit analyser af forskellige, mulige miljøindsatser). At man ikke får de etiske aspekter med. At man fornægter samfundets historie og værdigrundlag. Måske også internationale konventioner... osv. Der er her en alvorlig fare for at man erstatter biologer med økonomer. Det er fint at vi har debatten om økonomien i forhold til miljøet. Det er svært at blive for velinformeret. Men økonomisk viden kan ikke erstatte naturvidenskabelig viden. En af de pointer der har været rejst i debatten i Danmark, er at der 33

37 (angiveligt) er usikkerhed omkring den naturvidenskabelige viden. Men hvis biologerne, kemikerne, geograferne og lægerne ikke kan blive helt enige, eller ikke siger det som økonomerne (eller politikerne) synes de skal sige, må løsningen aldrig blive at de erstattes med økonomer der siger det politikerne gerne vil høre. Tværtimod. For den miljøøkonomiske analyse kan aldrig blive mere værd end den naturvidenskabelige forskning den baserer sig på. c) Kan politikerne tænkes at fralægge sig deres etiske ansvar, hvis de udelukkende bruger et regnestykke til at tage miljørelaterede beslutninger? Der er altid en fare for at politikere vil forsøge at fralægge sig deres ansvar ved at henvise til økonomier eller specialister, eller andet som får det til at se ud som om at der ikke eksisterer noget valg. Det er derfor vigtigt at vi diskuterer forholdet mellem politikere og deres rådgivere. Vi har i Danmark en tradition for et u-politisk embedsværk. Dette netop for at det skal være tydeligt at det er politikeren der har ansvaret. Dette ansvar kan ikke fralægges. Det betyder imidlertid ikke at politikere ikke har behov for specialister, økonomer og mange andre typer rådgivere i deres arbejde. Især indenfor miljø-området, som er et meget komplekst område. Det er imidlertid vigtigt altid at understrege at politikeren har ansvaret for ikke kun den endelige beslutning, men også for hvem hun vælger at rådføre sig hos, hvilke specialister hun vælger at ansætte/lønne/støtte og for at stille (alle) de relevante spørgsmål. d) og e) Kan man forlange etisk ansvarlighed af miljøøkonomer? Hvorfor/ hvorfor ikke? Det kommer an på, hvad man forstår herved. Økonomerne har blandt andet en forpligtelse til klart at redegøre for deres forudsætninger for et givet regnestykke - herunder det, der indgår i ceteris paribus. Det betyder også, at de skal gøre klart rede for, at det resultat, de kommer frem til alene er rigtigt i økonomisk forstand. Dette rigtigt kan ikke uden videre konverteres til rigtigt for samfundet. Man kan også sige det på den måde at miljøøkonomerne, som alle andre der bedriver videnskabeligt arbejde, er forpligtet af en videnskabelig etik. Det er vigtigt at man tydeliggør forudsætningerne og forbeholdene for et givent stykke videnskabeligt arbejde. Det er vigtigt at man tydeliggør hvornår det er tale om personlige debatindlæg, og hvornår der er tale om videnskabelige publikationer. Det er vigtigt at man tydeliggør hvilken metode man har brugt, hvilke valg man har truffet og hvilke konsekvenser dette uvægerligt har for de resultater man fremlægger. f) Er det etisk forsvarligt at benytte gennemsnitsværdier som beslutningsgrundlag, når de kan dække over store forskelle mellem forskellige befolkningsgrupper, områder eller enkelte mennesker? Ja, dette kan sagtens være etisk forsvarligt Så længe økonomerne, som nævnt flere gange, tydeligt gør rede for konsekvenserne af denne forenkling. Ad 3. Hvilke konsekvenser er der for demokratiet ved at så få mennesker/forskere/eksperter forstår emnet miljøøkonomiske analyser? I den demokratiske debat bliver mange ting forsimplet. Uanset hvor mange videnskabelige (også videnskabelige økonomiske) analyser vi omgiver os med, så vil der altid være en kerne, som omhandler værdier, følelser, moral - kort sagt: politik. Her er tale om et samspil hvor det er vigtigt at vi kan stole på vores eksperter, og stole på at de kan formidle og forsimple komplekse budskaber uden at det fordrejer sandheden. Konsekvenserne af manglende eller utilstrækkelig viden kan være horrible for et demokrati, men også for os som mennesker. Et eksempel kan være at henvise til de mange eksperter (købt af tobaksindustrien) som i al for lang tid fortiede konsekvenserne af rygning. Dette er ikke nogen dårlig sammenligning i forhold til miljøet. Hvis vi skal vælge om vi skal forpeste vores luft (uanset om det er ved hjælp af cigaretter eller skorstene) er det vigtigt vi har en idé om hvad konsekvenserne er. Vi kender imidlertid alle en ryger, som nyder sin tobak så meget at han/hun vælger ikke at tro på at rygning kan være så farligt, som henviser til en bedstemor der levede uendeligt trods sine 40 cigaretter om dagen. Spørgsmålet er 34

38 om vi ikke kan se samme tendenser på andre områder: Vi elsker at køre bil, vi elsker at forbruge og de store virksomheder elsker ja behøver at vi kører og forbruger. Hvem skal så træffe beslutningerne? Hvem kan man stole på? Her kan de miljøøkonomiske analyser hjælpe os et stykke af vejen, men det sidste stykke må vi gå selv. Og det kræver at vi alle politikere, borgere, embedsmænd, videnskabsmænd, økonomer er parate til at stille de ubehagelige spørgsmål og er parate til at lytte til faresignalerne, også når de er ubelejlige. Ad 4. Hvordan håndterer miljøøkonomiske analyser de helt store linjer over større geografiske områder og længere tid: Hvis ikke, hvilke problemer og hvilket udbytte vil du kunne forudse? Fordelen ved gode økonomiske analyser er netop, at de i modsætning til det, vi normalt kalder sund fornuft rent faktisk kan medtænke hensynet til fremtidens generationer og til andre nationer, og kan kvantificere disse hensyn. I en god cost benefit analyse bliver der sat tal på både eksterne costs og eksterne benefits. Hvis Danmark f.eks. ønskede at undersøge, om det kunne betale sig at fjerne filtrene for de kulfyrede kraftværker så skulle der sættes tal på de omkostninger, vi dermed ville påføre Sverige (og andre lande), f.eks. i form af forsurede søer. Det bør imidlertid nævnes, at der efter min mening er store problemer med den måde, man normalt opgør fremtidens generationers betalingsvilje. Man tager nemlig udgangspunkt i hvad hr. og fru Jensen vil betale i dag for en given vare. Det kan man selvfølgelig ikke. For fremtidens generationer, som sandsynligvis er i en langt vanskeligere miljømæssig situation er, vil der være større betalingsvilje end der er i dag for f.eks. energi eller rent drikkevand). Økonomiske analyser på miljøområdet som er rent nationalistiske er intet værd. Miljø kender ingen politisk-geografiske grænser. Efter min opfattelse var det et af problemerne ved den undersøgelse, som Institut for Miljøvurdering lavede omkring afbrænding af papir. Man medtog ikke i sin analyse de miljømæssige omkostninger, som en øget produktion af nyt papir, ville få uden for Sveriges grænser. Opsummering Økonomiske analyser er en forudsætning for at vi kan træffe gode politiske beslutninger. Men de kan aldrig stå alene. De kan ikke erstatte politikken. 35

39 Gunver Bennekou 1.6.c. Har samfundet fået mere miljø for pengene siden man er begyndt at bruge miljøøkonomiske analyser Et fler-delt spørgsmål, som jeg nedenfor skal forklare, hvorfor jeg synes er svært at svare på generelt. Indenfor den danske miljøregulering som blev samlet i starten af 1970erne fremgik det klart af Forureningsrådets rapporter at omkostningerne ved miljøbeskyttelsen blev vurderet. Ligeledes er der i Forslaget til den første miljøbeskyttelseslov fra 1972 også opgjort hvad omkostningerne til loven forventedes at være. En procedure som er og har været fast procedure ved fremsættelse af lovforslag. I starten af 1980erne blev der på det daværende ferskvandslaboratorium under Miljøstyrelsen lavet et forsøg på at fastsætte en pris på rene vandløb ved at undersøge folks betalingsvillighed for at få rene vandløb. Indenfor spildevandsrensning er der lavet mange økonomiske beregninger af de forskellige former for rensning herunder af centrale/decentrale løsninger. Gennem 1980erne og 1990erne er der også anvendt miljøøkonomiske analyser af forskellig slags, fx i 1990 hvor Miljøministeriet udgav publikationen Miljø og økonomi. Forordet var af miljøministeren i den borgerlige regering, Lone Dybkær. Det jeg ønsker at illustrere med ovenstående er, at miljøøkonomiske analyser ikke er nyt og at der ikke kan fastsættes en dato på hvornår man er begyndt at anvende analyserne. Den anden del af spørgsmålet handler om miljø. Igen et kompliceret spørgsmål. Generelt kan man sige at på nogle områder har vi i Danmark de sidste 30 år fået et bedre miljø: Vi har undgået af forsure hele landskabet, et problem der på et tidspunkt med højt svovl-indhold i olie var centralt i forureningsdebatten Bly-belastningen af natur og mennesker er blevet mindsket pga. lavere bly-indhold i benzin Stinkende vandløb pga. udledning af urenset spildevand er stort set en saga blot På andre områder har vi de sidste 30 år fået større miljøproblemer: Affaldsdyngerne fortsætter med at vokse Udledningen af CO2 fra trafikken fortsætter med at stige I det smukke forårsvejr kan det næsten være umuligt at gå en tur i landskabet på grund af stank fra gylle Den biologiske mangfoldighed har aldrig været ringere end den er nu Man kan spørge sig selv om det er miljøøkonomiske analyser der ligger til grund for at vi på nogle områder har fået et bedre miljø, på andre et værre. I nogle tilfælde er det klart, at der hvor det har været relativt billigt eller teknologisk muligt er der sket forbedringer. I mange af de situationer hvor der er sket forværringer, ligger der efter min opfattelse andre forklaringer til grund. Nemlig at det er områder hvor politikerne meget nødigt vil gøre sig upopulære. I Danmark gælder det i hvert fald to områder. Nemlig indgreb overfor vores livsstil og indgreb overfor landbruget. Affald og CO2 fra trafik er resultat af vores livsstil. Gyllestank og den ringe biologiske mangfoldighed et resultat af landbrugets udvikling. De danske vandmiljøplaner blev skabt for at sikre det danske vandmiljø. I den første plan blev der især stillet krav til industrien og husholdningernes spildevand, kravene til den store kvælstofudleder - landbruget - var hovedsageligt forskellige frivillige foranstaltninger. Ikke fordi man ikke vidste hvad der var billigst, men fordi man ikke ønskede at gribe ind overfor landbruget. 36

40 Jeg mener, det kan være en god ide at anvende miljøøkonomiske analyser, og at cost effectiveness analyser (CEA) kan være et redskab til at sikre at vi får mere miljø for pengene. Men det er blot et redskab blandt mange andre redskaber. Løsning af miljøproblemer skal baseres på visioner om hvilke omgivelser og velfærd man ønsker. Disse visioner skal helst udvikles i en demokratisk proces. Derfor meget bekymrende at man især fra Venstres side ikke ønskede at diskutere natur og miljø i valgkampen i Ud fra visionerne er det naturligt at prioritere hvad man synes er vigtigst. I den prioritering vil indgå overvejelser over omkostninger til at nå de forskellige visioner, og en politiker vil selvfølgelig forsøge at vurdere hvad befolkningen helst vil have. Med den standard som cost benefit analyserne (CBA) hidtil har haft, vil jeg fraråde politikerne at lade det indgå som en væsentlig del af den miljøpolitiske beslutningsproces. Også her er dialog og debat dog nok en bedre måde. Når man skal beslutte hvordan man skal nå de miljøpolitiske mål er det logisk at anvende cost effectiveness analyser (CEA). Det er dog ikke det samme som at politikere altid vil beslutte sig for den økonomisk billigste måde. Politikere kan have et ønske om ikke at genere bestemte befolkningsgrupper, eller det kan skyldes at beslutningen også har andre effekter på samfundet, fx en social slagside. Det er vigtigt at miljøbeslutningerne er gennemskuelige Hvordan kan det tænkes at miljøøkonomiske analyser og prissætninger af miljøet vil påvirke vores opfattelse af naturen Regeringen udgav her i april en rapport Grøn Markedsøkonomi mere miljø for pengene. I afsnittet om skov og natur står bl.a. En model for markedsbaseret regulering på naturområdet kunne være at indføre en ret for ejere til at opkræve betaling for adgang til hede, skov og strand. Der tilføjes dog at modellen ikke umiddelbart er realistisk. Eksemplet viser en af de mest skræmmende effekter som miljøøkonomien kan få for vores natur. Nemlig at naturen bliver en vare, som nogle har ejendomsretten til og andre kun kan få del i ved at være kunder og betale. Naturen bliver ikke mere vores natur men deres natur. Hvis man som ejer af natur har mulighed for at tjene penge på folks lyst til at komme i netop ens natur, vil man jo sikkert gøre sig nogle overvejelser over hvorledes man kan tjene mest på sit stykke natur. Der vil være en risiko for at naturen bliver udviklet til kæmpemæssige zoologiske og botaniske haver, der først og fremmest er til, for at de besøgende og betalende kan få flest mulige naturoplevelser for pengene. Der vil fra de besøgendes side blive stillet krav til at netop det man forventer at finde også skal være der. Har man betalt for at komme ind i et kongeørn område har kongeørnen også bare at være der. De fleste danskere bruger naturen til at gå en tur, nyde stilheden og slappe af. Ture i naturen er for mange en af de vigtigste og hyppigste fritidsglæder. Vi kommer der ikke alle dagligt, men i gennemsnit månedligt. Det at vi kommer der så tit betyder også at vi føler os fortrolige med naturen, at vi kender naturen og at vi holder af den. Det betyder også at vi vil være med til at passe på naturen, både i vores egen adfærd, men også i en samfundsmæssig sammenhæng. Der er en af forudsætningerne for at vi kan få en bæredygtig udvikling i samfundet. Når det nu ikke mere er vores natur, vil det betyde at vi ikke kommer der så tit, men det vil selvfølgelig også betyde at vi ikke får den samme mulighed for at have indflydelse på den udvikling der sker med naturen. De diskussioner mange har om naturen vil ændres. Vi vil blive fremmedgjorte overfor naturen. 37

41 Hvis miljøøkonomiske analyser giver den udvikling, som regeringen peger på i sin rapport, kan det betyde at vores opfattelse af naturen bliver meget ændret. Vi kan risikere at opfatte naturen: som en vare, som andre har ansvaret for, som vi stiller store forventninger til fordi vi har betalt for den som er til for at tilfredsstille os som liggende udenfor vores liv 38

42 Henrik Wenzel 1.1 Hvor går grænserne for den miljøøkonomiske analyses anvendelighed? 1.1.a Miljøøkonomiske metoders fordele og ulemper, styrker og svagheder? Den miljøøkonomiske analyse er en metode til sammenligning af alternative løsninger af fx samfundsmæssige opgaver, og et af dens væsentligste formål er at udtrykke miljøpåvirkninger i kroner og ører. Miljømæssige gevinster og omkostninger udtrykkes derved i samme enhed som de rent økonomiske gevinster og omkostninger, og alternativerne kan bedre sammenlignes direkte. Et andet formål med metoderne er, at de skal være helhedsorienterede og medtage alle væsentlige gevinster og omkostninger. Metodernes fordele og styrker ligger netop i disse tilstræbte egenskaber. Ideelt set kan de: medtage alle betydende poster, sætte proportioner på miljøgevinster og omkostninger, gøre ikke-sammenlignelige størrelser sammenlignelige og dermed støtte en prioritering og bidrage til at få mest miljø for pengene. Metodernes ulemper og svagheder ligger i de samme tilstræbte egenskaber. Det er nemlig et højt ambitionsniveau, og virkeligheden er ikke så ideel, som metoderne principielt forudsætter. Sådan forholder det sig ofte, også for andre typer analysemetoder. Metodernes svagheder ligger derfor i, hvordan denne afvigelse fra idealiteten, videnmanglerne og usikkerhederne, håndteres i metoden og af dem, der anvender metoden. Håndteres de forkert, kan de føre til vildledende og forkerte resultater og prioriteringer. De miljøøkonomiske metoder kræver stor indsigt i de systemer, der analyseres. Netop fordi de skal understøtte en helhedsvurdering skal de omfatte alle berørte dele af systemer, der ofte er komplekse. Brænder vi engangsdåser og -flasker i stedet for at genvinde materialerne, påvirkes mange forskellige dele af samfundet. Vi får bl.a.: øget indsamling af husholdningsaffald, mindre indsamling fra butikkerne, øget forbrænding på affaldsforbrændingsanlæggene, mindre energiproduktion på kraftvarmeværkerne, mindre fremstilling af genbrugsmetaller og øget fremstilling af nyt metal for at nævne nogle af de væsentligste ændringer ved en sådan omlægning af systemet for engangsemballage. Det kræver stor teknisk indsigt og systemforståelse og samtidig stor økonomisk forståelse at få stillet de rigtige forudsætninger op og afgrænse systemerne og beregningen rigtigt. Det er ikke umuligt, og det kan gøres rigtigt, men meget ofte har den/de, der udfører analysen, ikke den fornødne viden, og det sker ikke sjældent, at det bliver gjort forkert. Netop fordi analysen skal være en helhedsvurdering, og systemet derfor er stort og komplekst, er den meget følsom for fejl i afgrænsningen af systemet, og fejl kan føre til helt forkerte resultater. Cost/benefit analysen tilstræber at sætte værdi på miljøgevinster og -omkostninger, men mange er vanskelige på grænsen til umulige at sætte værdi på, fx de meget holdningsbaserede værdier. Hvad er værdien af en truet dyre- eller planteart? Hvad er værdien af ikke at skulle se på dåser og anden engangsemballage i naturen? I praksis udelades oftest miljøgevinster og -omkostninger, som der ikke findes værdisætning for i tilgængelig litteratur, hvilket for den udledte konklusion af analysen betyder, at sådanne værdier sættes til nul. Dette er et problem, for de kan meget vel have større værdi end dem, der af en eller anden grund kan findes tal for. Analysens skær af faglighed og facit kan bidrage til at skjule, at der reelt ligger holdninger og ikke andet bag væsentlige af de værdier, analysen har regnet på. Politikeren/beslutningstageren fratages derved det ansvar, der reelt er hendes/hans, og som ikke bør unddrages den demokratiske, politiske beslutningsproces. Især når der kun regnes på et meget snævert sæt af forudsætninger valgt af teknikeren, der udfører analysen, kan analysen bidrage til at skjule andre værdier, valg og forudsætninger og konsekvenserne af 39

43 disse. Derved bliver den ikke en neutral støtte til en politisk beslutning, tværtimod kan den overtage og dermed eliminere vigtige elementer af den politiske beslutning. Miljøøkonomi er stadig en ung disciplin, som ikke er fagligt velkonsolideret, og der er ikke samme konsensus og standardisering af metoderne, som for andre analysemetoder, fx rene økonomiske eller miljømæssige analysemetoder. Det betyder, at metoderne er åbne for subjektive valg og dermed følsomme for politiske interesser i resultatet. Det er et væsentligt problem, som også er kendt fra andre metoder, fx den miljømæssige livscyklusvurdering. Denne metode var genstand for kraftig kritik op gennem 80 erne og starten af 90 erne, og dens troværdighed lav, fordi principper for afgrænsning og andre beregningsforudsætninger ikke var fastlagt. Der kunne opnås forskellige resultater for miljøvurdering af samme produkt, og virksomheder og andre, der ønskede at markedsføre deres produkter som miljøvenlige, kunne manipulere resultatet til fordel for deres produkt. Den videnskabelige forskning og udvikling af livscyklusvurderingsmetoder har siden været intensiv, og der er nu opnået international konsensus og standardisering af væsentlige metodeelementer, der i nogen udstrækning har løst dette problem. De miljøøkonomiske metoder ville vinde ved at gennemgå en tilsvarende udvikling. Opsummering: Den miljøøkonomiske analyse er karakteriseret ved, at den: Fordele/styrker Er en helhedsvurdering - kan medtage alle betydende poster - hjælper til at undgå sub-optimering Støtter sammenligning (cost/benefit analysen) - kan værdisætte ikke monetære poster - kan derved gøre ikke-sammenlignelige størrelser sammenlignelige - kan sætte proportioner på omkostn. og gevinster Støtter prioritering - kan bidrage til at få mest miljø for pengene Ulemper/svagheder Er følsom for fejl - kræver systemforståelse og omhu i afgrænsning - følsom for forkerte afgrænsninger og andre fejl Har svært ved at håndtere poster, der er vanskelige/umulige at værdisætte - herunder rent holdningsbaserede poster, fx værdien af eksistensen af en dyreart - udelader i praksis oftest poster, der ikke kan findes værdisat i litteraturen Kan give falsk tryghed og ansvarsforflytning - kan indeholde rent holdningsbaserede værdier - kan skjule, at værdisætning er holdningsbaseret - kan føre det politiske ansvar over på teknikeren Er ikke metodemæssigt velkonsolideret og mangler konsensus og standardisering - er for åben for subjektive metodemæssige valg og bliver dermed følsom for politiske interesser i resultatet 40

44 1.1.b Hvad er miljøøkonomer, miljøforskere og beslutningstagere enige om at værktøjet kan anvendes til og ikke anvendes til og redegør for uenigheder? Der er overvejende enighed om, at miljøøkonomiske analyser, rigtigt afgrænset og udført, i hvert fald i visse typer beslutninger på miljøområdet kan bidrage til at give overblik og eliminere dele af uvidenheden/usikkerheden i grundlaget for en beslutning. Der er formentlig også enighed om, at de i så tilfælde bør bidrage til at understøtte beslutninger, ikke til at træffe dem på vegne af beslutningstageren. Der er uenighed om, hvilke typer af beslutninger analyserne kan understøtte. Dele af befolkningen anser visse værdier som absolutte, dvs. ikke genstand for nytteoptimering. Menneskerettigheder, dyrevelfærd og fødevarekvalitet er eksempler på områder, hvor mange mener, at der bør være absolutte krav og normer, dvs. de indgår ikke som åbne optimeringsparametre med en vis værdi i handlen med gynger og karruseller. Tilsvarende er der uenighed mellem eksperter og beslutningstagere om, hvor grænsen går for, hvad der kan gøres til genstand for ren nytteoptimering. Den politiske debat om kogalskab er et godt eksempel på dette. Cost/benefit analysen værdisætter menneskeliv som en del af værdisætningen, og den kunne rent metodemæssigt godt anvendes til at vurdere, om der var balance mellem cost og benefits ved de mange nedslagtninger af kvæg og andre omkostningstunge forholdsregler, der blev truffet for at undgå smittefare. Men mange mente, at visse værdier omkring sikkerhed og tryghed ved fødevarer er umistelige/urokkelige, og cost/benefit analysen kom ikke ind i billedet her. Tilsvarende har dele af befolkningen absolutte krav på andre dele af miljøområdet. Nogle har det med drikkevand som med fødevarer: det skal være rent. Der skal ikke være risiko for indhold af sprøjtemidler, der kan medføre ukendte negative virkninger på længere sigt også selv om en nytteoptimering, som den miljøøkonomiske analyse kunne finde frem til, ville vise, at det økonomiske optimum lå ved et bestemt antal dødsfald forårsaget af drikkevand om året. Andre har det på samme måde med adgang til naturen, vandsalamanderens overlevelse etc. Det er forskelligt, hvad man oplever som umistelige rettigheder, eller hvad der netop gør livet værd at leve. Der er blandt eksperter og beslutningstagere formentlig enighed om, at det ikke er ekspertens eller beslutningstagerens opgave uafhængigt af den almene mening at afgøre, hvor grænsen for anvendeligheden af miljøøkonomien til nytteoptimering går. Men som mennesker er eksperter og beslutningstagere sikkert lige så forskellige som andre borgere, og derfor er det sikkert meget forskelligt, hvor man som person ville trække grænsen. 1.1.c Hvorfor er det overhovedet blevet populært at anvende miljøøkonomiske analyser hvad gjorde man før? Cost/benefit tankegangen ikke en ny opfindelse, den har i bred forstand været brugt i industri og samfund i menneskealdre. Der er imidlertid kommet øget interesse for at finde måder til at kvantificere miljøgevinster og omkostninger i monetære enheder. Årsagen til den øgede fokus på dette er formentlig, at stigende udgifter til miljøbeskyttelse har øget interessen for at afklare, om indsatsen er pengene værd. Tidligere er denne stillingtagen til værdien af indsatsen sket i den demokratiske, politiske proces, hvor flertallets politiske holdning har afspejlet den værdi den tilstræbte miljøforbedring er tillagt. Nogle miljøpåvirkninger kan lettere værdisættes end andre, fordi de indebærer skader på naturen, som det er muligt at tilskrive et økonomisk tab. Sådanne kvantificerbare tab er ikke nødvendigvis dækkende for den samlede omkostning ved miljøpåvirkningen, men det er et skridt på vejen. Andre værdier er rent holdningsbaserede og svære at kvantificere. 41

45 De holdningsbetonede værdier: Cost/benefit analysens (CBA ens) rolle i forbindelse med værdisætning af de rent holdningsbetonede værdier bør drøftes særskilt. Der ligger en hønen-og-ægget problematik heri. Hvad kom først: CBA en eller den demokratiske, politiske proces og beslutning? Identificeres og kvantificeres de holdningsbetonede værdier først via den demokratiske, politiske proces, hvorefter disse værdier kan indgå i CBA en eller skal eksperten egenhændigt kvantificere dem i CBA en, der derefter indgår i den politiske beslutning? Der findes en mellemvare i form af interview-metoder og andet, hvor eksperten søger at afklare den almene borgers holdninger og værdier for på den måde at kvantificere dem og udtrykke dem i monetære enheder. Spørgsmålet er, om disse metoder er gode nok og kan erstatte den åbne politiske diskussion og den eksponering af holdninger og værdier, den medfører. 2.1 Hvorledes bestemmer/vælger miljøøkonomerne, hvilke parametre der skal indgå i regnestykkerne? 2.1.a Hvordan sikres, at alle relevante parametre er med i en beregning, således at analysen giver et retvisende resultat? En miljøøkonomisk analyse indbefatter en analyse af tekniske systemer i samfundet, og et grundlag for den miljøøkonomiske analyse er derfor en såkaldt systemanalyse af disse systemer. Systemanalyse er en fagdisciplin med mange år på bagen, som der har været forsket og undervist i og udviklet metoder til bl.a. på universiteter verden over i mere end 30 år. Systemanalysen viser, hvilke fysiske strømme i samfundet, der påvirkes og ændres, hvis der træffes beslutning om at gøre ét i stedet for noget andet. Et eksempel er en analyse af de fysiske strømme, der påvirkes, hvis vi beslutter at brænde papir frem for at genbruge det som i dag. Det vil medføre: mindre forbrug af kul, mindre produktion af genbrugspapir, øget produktion af nyt papir og øget forbrug af træ for at nævne nogle af de væsentligste ændringer. Ændringerne i de fysiske strømme af produkter, materialer, stoffer og energi bestemmer både de miljømæssige og de økonomiske konsekvenser. En grundlæggende forudsætning for at udføre en miljøøkonomisk analyse er derfor, at der foreligger en korrekt systemanalyse af de fysiske strømme. Grundregel for systemanalysen: En systemanalyse indgår som en del af baggrunden for en beslutning, og denne beslutning får en konsekvens: System Alternativer Systemanalyse? Konklusion Beslutning Ændring/forskel 42

46 Grundregelen for systemanalysen er, at den ændring/forskel, som systemet reelt kommer til at opleve som konsekvens af beslutningen, skal være den, der analyseres Det kan virke banalt, men det går ofte galt netop her. Når det kommer til stykket, er den konsekvens, der opstår som følge af den politiske beslutning, noget helt andet end det, der er analyseret i systemanalysen. Et af problemerne er, at konsekvensen er noget, der opstår i fremtiden, ofte mange år ud i fremtiden, mens systemanalysen mange gange blot udføres på historiske data uden forsøg på at fremskrive forudsætningerne. Et andet problem er, at systemerne er komplekse og hænger sammen. Det, der ved første øjekast ser ud til at blive konsekvensen af en given beslutning, kan let vise sig at blive noget andet, pga. systemernes kompleksitet og sammenhæng. Hvis vi sender aluminiumsdåser til forbrænding og dermed tager dem ud af kredsløbet, skal vi producere nyt aluminium til at erstatte det tabte. Det fremstilles fx i Norge, hvor aluminiumsværkerne bruger norsk el fra vandkraft. Med tilstrækkelig indsigt i energisystemerne ved man imidlertid godt, at vandkraften i Norge er attraktiv og begrænset den vil altid blive brugt uanset hvad. I den sidste ende vil det forøgede forbrug af norsk el fra den aktuelle produktion af aluminium derfor betyde en tilsvarende øget produktion af dansk el solgt til Norge. Fordi det danske og norske elsystem hænger sammen. En del af konsekvensen af at brænde aluminiumsdåser er derfor ikke øget produktion af aluminium ud fra vandkraft, som en analytiker uden tilstrækkelig systemindsigt ville tro ved første øjekast, men øget aluminiumsproduktion med et resulterende træk på dansk el baseret på kul eller naturgas. Anerkendte retningslinier og standardisering: Der findes imidlertid nogle grundlæggende retningslinier for, hvordan en systemanalyse udføres korrekt, og der er i nogen grad international konsensus om disse. Denne konsensus har for systemanalysen bag den miljømæssige livscyklusvurdering bl.a. har udmøntet sig i international standardisering under ISO, den internationale standardiseringsorganisation. Følges disse retningslinier, er de vigtigste forudsætninger for et retvisende resultat på plads. Samarbejde mellem fagdiscipliner: En anden forudsætning for, at alle relevante parametre er med i beregningen, er, at den fornødne indsigt er repræsenteret hos den/de eksperter, der udfører analysen. Der er enighed om, at både procesteknisk, systemteknisk og økonomisk indsigt er en forudsætning og samtidig naturligvis indsigt i metoderne til systemanalyse og miljøøkonomisk analyse. Samarbejde, lydhørhed og modtagelighed for hinandens viden er påkrævet. Kvalitetssikring ved review af eksterne, uafhængige eksperter: En procedure til at sikre kvaliteten og dermed retvisende resultater er velkendt fra andre fagområder, nemlig det eksterne review. Den eller de eksterne reviewere, der varetager opgaven, skal være fagligt velrenommerede og uafhængige af den udførte analyse og af særinteresser i resultatet. Med den kompleksitet og tværfaglighed, der ligger i den miljøøkonomiske analyse, bør det sikres at både procesteknisk, systemteknisk og økonomisk ekspertise er repræsenteret hos revieweren/reviewerne. Realistisk set er det nok nødvendigt med to personer, en teknisk og en økonomisk ekspert. Endvidere skal den kodeks følges, der har etableret sig for sådanne eksterne reviews. Det indbefatter, at reviewernes kommentarer behandles seriøst i en konstruktiv dialog. Kommentarerne indarbejdes i det omfang, forfatterne til analysen er enige, og den resterende del af reviewernes kommentarer medtages derefter i rapporten, hvor forfatterne så har mulighed for at kommentere på dem og redegøre for, hvorfor de ikke er taget til efterretning. På den måde sikres, at beslutningstageren præsenteres for de eksterne eksperters syn på analysen. Det er 43

47 erfaringen fra mange andre fagområder, bl.a. livscyklusvurderingen, at en sådan procedure virker meget kvalitetsfremmende. 2.1.b Hvorledes fastlægges og afgrænses geografisk område og tidsmæssig udstrækning? Den geografiske og tidsmæssige afgrænsning er en del af den samlede afgrænsning af det system, der analyseres. Nedenstående er opstillet en oversigt over nogle af de vigtigste retningslinier for afgrænsningen af systemet. Systemafgrænsning generelt 1 Inkluder alle væsentlige ændringer/forskelle, som beslutningen medfører 2 Inkluder alle væsentlige berørte aktører 3 Retfærdiggør udeladelser Geografisk afgrænsning 4 Inkluder og analyser som udgangspunkt hele systemet også uden for landets grænser 5 Analyser derefter den nationale samfundsøkonomi. Husk, at væsentlige effekter i udlandet kan have afledte effekter indenlands. Husk herunder potentielle prisændringer. Analyser om national optimering er en forværring eller sub-optimering i forhold til hele systemet. Diskuter i givet fald konsekvenserne heraf og gør dem gennemskuelige for beslutningstageren 6 Analyser derefter økonomien for væsentlige aktører separat. Diskuter konsekvenserne af forskelle mellem optimum for den enkelte aktør, nationen og hele systemet Teknologisk afgrænsning 7 Medtag de systemer, der påvirkes af beslutningen 8 Vær herunder opmærksom på fortrængninger via forbundne kar, fx mellem energisystemer: vandkraft biobrændsler fossile brændsler, og inkludér det, der resulterende påvirkes Afgrænsning i tid 9 Se frem beslutninger påvirker fremtiden, ikke fortiden. Søg at fremskrive data og gør det ensartet for alle berørte systemer 10 Se som minimum frem til investeringen er betalt Afgrænsning af vurderingsparametre 11 Medtag alle for beslutningen væsentlige vurderingsparametre Håndtering af videnmangler og usikkerheder 12 Vær bevidst og transparent om videnmangler og usikkerheder herunder betydningen af ikke inkluderede miljøpåvirkninger Hidtil har miljøøkonomer i praksis oftest anvendt en national afgrænsning i den miljøøkonomiske analyse. Miljøøkonomer anbefaler principielt at anvende en global afgrænsning, men det siges samtidig at være vanskeligt pga. problemer med at få information om økonomiske konsekvenser af ændringer i udlandet. Det er ikke erfaringen fra systemanalysen, at det er radikalt vanskeligere at få data for de dele af systemet, der ligger i udlandet. Databaser findes efterhånden for de mest almindelige tekniske systemer, og selv om data kan være af ældre dato, er det meget bedre at inkludere væsentlige systemer, der påvirkes i udlandet, end at udelade dem. Det er afgørende for analysens kvalitet, at hele det berørte system inkluderes som udgangspunkt. Derefter kan den miljøøkonomiske konsekvens for nationen analyseres, men kun ved at have analyseret hele systemet først, er man opmærksom på konsekvenser i det samlede system, som bliver afgørende også for nationen, i form af feed-backs, mulige ændringer i skala, prisdannelser mm. Er der afgørende forskel på, hvad der er fordelagtigt for hele systemet (som kan være hele verden, EU eller andre geografiske afgrænsninger) og for nationen, er der grund til at overveje, ud fra hvilke hensyn, 44

48 der skal optimeres. Hvis man optimerer ud fra nationale interesser alene, men derved skader det samlede system, er der grund til at overveje politiske konsekvenser heraf. Sådanne konsekvenser kan muligvis give økonomisk bagslag, der i givet fald skulle være indregnet. Et eksempel er fiskeripolitik. En rent national afgrænsning og nytteoptimering ville vise, at vi skulle lade fiskerflåden gå på havet uden begrænsninger, for danske fangster alene kan ikke ødelægge bestanden. Men vi er ikke ene om at høste gevinsten fra havet, og hvis alle gjorde det samme, ville alle tabe. Derfor er en analyse og optimering af hele systemet og solidarisk handling på baggrund heraf den rigtige optimering for alle. Det samme kan gøre sig gældende for andre begrænsede ressourcer, og problematikken er relevant for bl.a. brugen af træ og papir. Begynder vi at brænde returpapir i stedet for at genbruge det, skal der i hele systemet bruges væsentligt mere brændsel i form af træ til at fremstille nyt papir, end vi får ud af at brænde returpapiret. Hele systemet taber derfor på det, og det giver fx feed-back i form øgede priser og kan afføde politisk ønske om en solidarisk handling til bedste for alle. Mange analyser ser kun på historiske data, mens den reelle ændring i systemerne, som burde være analyseret, ligger i årene fremover. Analysen skal som minimum gælde den tid det tager at afskrive eventuelle investeringer, og data skal så vidt muligt afspejle denne periode. Især for systemer, hvor der kan opstå væsentlige ændringer over tid, er det vigtigt at se frem og inddrage disse. Aktuelt gælder det for miljøøkonomiske analyser, at Kyotoaftalen i fremtiden vil føre til radikalt ændrede omkostninger og priser for systemer og varer, der giver anledning til CO2 udledning, fordi CO2 får en handelspris pga. handlen med CO2 kvoter, og denne pris lægges på de aktuelle varer. Bl.a. bliver el og anden energi dyrere, og CO2 neutrale brændsler bliver tilsvarende mere værd. Det er ikke ligetil at sætte kroner og ører på miljøpåvirkninger, men kræver en stor indsigt i de påvirkede økosystemer. Kun for få typer miljøpåvirkninger er vi i nærheden af at kunne gennemskue årsager og virkninger så godt, at vi meningsfuldt kan udtale os om økonomiske konsekvenser. Af denne årsag er litteraturen også fortsat sparsom på data for værdisatte miljøomkostninger. Desværre er der i praksis en tendens til, at det kun er miljøpåvirkninger, der kan findes tal for i litteraturen, der reelt inkluderes i analysen. Der mangler i høj grad en kodeks og konsensus for, hvordan miljøpåvirkninger, der ikke umiddelbart kan værdisættes, håndteres i analysen. Eksempler på miljøøkonomiske analyser, hvor afgrænsningen har været et afgørende problem: Nogle af de problemer, der kan opstå med afgrænsningen i praksis, belyses vha. to eksempler på miljøøkonomiske analyser, begge udført for nylig af Institut for Miljøvurdering, IMV. Den ene er cost/benefit analysen af returpapir, der analyserer miljø og samfundsøkonomi ved at afbrænde en delmængde (5%) af det indsamlede returpapir i Danmark. Den anden er cost/benefit analysen af pantsystemet for engangsemballage til drikkevarer, der analyserer om pantsystemet miljømæssigt og samfundsøkonomisk kan svare sig. 1. IMV s cost/benefit analyse af returpapir De beregningsforudsætninger og afgrænsninger, der er anvendt i denne analyse, har været diskuteret ved flere lejligheder. En nærmere redegørelse er udarbejdet i en særskilt rapport herom. I det følgende er udvalgt nogle få problemer, der relaterer sig til den geografiske og tidsmæssige afgrænsning. I figuren på næste side er det forsøgt at illustrere disse problemer. 45

49 IMV s cost/benefit analyse for afbrænding af returpapir Investeringsomkostning - undervurderet, kun periodevis afbr. Værdi af fortrængt kul Værdi af returpapir - undervurderet, brugt 5 år gl. pris CO2 værdi af kulfortrængning CO2 værdi af returpapir SO2 og NOx værdi af kulfortrængning SO2 og NOx værdi af returpapir afbrænding Inkluderede poster er vist med mørk farve og fed streg. Miljøomkostninger ved fremstilling af nyt papir Øvrige poster er ikke inkluderet Blå = alm. økonomi Grøn = miljøpåvirkninger Costs 46 Benefits

50 Analysen har beregnet nogle benefits ved at brænde returpapir og dermed spare en afbrænding af kul svarede til den pågældende papirmængdes brændværdi. Gevinstsiden er ikke den mest problematiske. Der er regnet med i alt 2 poster: værdien af sparet kul og værdien af de sparede miljøpåvirkninger fra fyring med kul. Den beregnede værdi af sparet kul er OK. De sparede miljøpåvirkninger er i figuren opdelt i to, nemlig sparet CO2 udledning og sparet udledning af svovldioxid (SO2) og kvælstofilter (NOx). Den sparede CO2 er i figuren vist som almindelige økonomi og ikke som værdisat miljøpåvirkning. Det er gjort fordi CO2 fremover får en almindelig markedspris pga. handelen med CO2 kvoter som følge af Kyotoaftalen. Den beregnede værdi af den sparede CO2 er nok sat for højt, sandsynligvis dobbelt så højt som prisen bliver. Som figuren indikerer, er CO2 besparelsen den afgørende økonomiske faktor, så det betyder naturligvis meget for regnestykket. Det er væsentligt, men det er ikke den væsentligste pointe, figuren skal vise. Beregningen af de øvrige sparede miljøomkostninger fra kulafbrændingen betyder ikke så meget i regnestykket. Vi siger derfor her, at gevinstsiden er OK, bortset fra den for høje CO2 værdi. Omkostningssiden er mere problematisk. Beregningen af investeringsomkostningen indeholder nogle tekniske fejl. For det første er det forudsat, at eksisterende udstyr til at håndtere biobrændsler på kraftværkerne har fri kapacitet til rådighed, som kan benyttes til returpapiret. En fri kapacitet af den størrelse er der imidlertid ifølge ELSAM ikke til rådighed, og derfor skal investeringen sættes så højt, at der kan etableres udstyr til at håndtere returpapiret fra grunden. For det andet er det forudsat, at returpapiret kun skal afbrændes, når prisen er lav nok. Det vil den sandsynligvis være i en mindre del af tiden om overhovedet. Det er som sådan OK, men problemet her er, at investeringen i beregningen er afskrevet over hele perioden, også perioder hvor der ikke brændes papir, og derfor ingen gevinst er. Investeringsomkostningen for den del af tiden, hvor gevinsten findes er derfor alt i alt mere end dobbelt så høj. Disse fejl tages frem for at vise, at der også kan opstå fejl i de rent økonomiske regnestykker. En væsentlig driftsomkostning ved at afbrænde returpapiret er naturligvis papiret selv. Til at repræsentere denne samfundsmæssige omkostning er i analysen anvendt prisen på returpapir i perioden , altså en ca. 5 år gammel pris på returpapir, og returpapirets fremtidige CO2 værdi inkluderes ikke. Pointen er imidlertid, at returpapiret kan fortrænge nyt papir det er jo situationen i dag, før vi begynder at overveje at brænde returpapiret. Ved at fortrænge nyt papir spares 2-3 gange så meget energi i form af biobrændsel, som hvis returpapiret anvendes til at fortrænge kul. Men når CO2 prisen slår igennem på markedet, stiger prisen på biobrændsel tilsvarende, fordi den som CO2 neutralt brændsel får en markedsværdi, der afspejler at den kan fortrænge kul og kuls CO2 omkostning. Økonomer estimerer allerede nu en pris for biobrændsler, der ligger over 30 kr./gj brændsel pga. af CO2 værdien. Anvendes denne pris, fremgår det, at CO2 værdien af returpapiret, fordi det kan fortrænge nyt papir, er 2-3 gange så høj som CO2 værdien af det kul, returpapiret kan fortrænge. På gevinstsiden medtages altså en CO2-værdi af den sparede kulafbrænding, en gevinst der først bliver en realitet i fremtiden, når CO2 kvoterne manifesterer sig i markedspriserne. På omkostningssiden, derimod anvendes en 5 år gammel værdi af returpapiret, og returpapirets fremtidige CO2 værdi inkluderes ikke. Men den er 2-3 gange større end værdien af den CO2, der kan spares ved at brænde det og fortrænge kul. Simpelt hen fordi returpapir er raffineret træmasse, og samfundet sparer 2-3 gange så meget energi ved at bruge det til at fortrænge nyt papir, som ved at brænde det. Havde man været bevidst om, at afgrænsningen altid skal søge at se frem og afspejle de forudsætninger, der gælder fremover, og om en ligeværdig afgrænsning i tid for gevinster og omkostninger, ville denne fejl ikke være opstået. Der har været meget tale om geografisk afgrænsning i cost/benefit analyser, også for den aktuelle analyse af returpapir. Det har været kritiseret, at omkostningen til fremstilling af nyt papir ikke er inkluderet i regnestykket. Systemet påtrykkes jo denne omkostning, når returpapiret tages ud af kredsløb og brændes 47

51 af. Argumentet for udeladelsen er, at fremstillingen af nyt papir ligger i udlandet, og at cost/benefit analysens opgave er at se på nationaløkonomien. Selv om vi i den sidste ende godt må være nationaløkonomiske, bør hele systemet analyseres først, så konsekvenserne for dette er kendte. Kun derved kan vi gennemskue konsekvenserne af at optimere nationaløkonomisk. For papirsystemet er den afgørende forskel mellem fremstilling af nyt papir og genbrugspapir imidlertid forbruget af energi i form af biobrændsel, og CO2 værdien af dette er den afgørende parameter. Som lige vist vil denne værdi afsætte sig i priserne på papir, og så bliver det ikke så afgørende om afgrænsningen er national eller større. For de øvrige miljøpåvirkninger ved fremstilling af nyt papir, der ikke internaliseres i priserne på samme måde som CO2 omkostningen, er det imidlertid afgørende om der afgrænses nationalt eller globalt. 2. IMV s miljøøkonomiske analyse af pantsystemet for engangsemballage til drikkevarer Cost/benefit analysen af pantsystemet for engangsemballage har samme problem for den geografiske afgrænsning og tidslige udstrækning som returpapir analysen. Den produktion af nyt aluminium, der forårsages når aluminiumsdåserne tages ud af kredsløb, er ikke medregnet i basisscenariet, fordi den ligger i udlandet. men aluminiummets fremtidige CO2 værdi er heller ikke medregnet. Det koster 20 gange så meget energi at lave nyt aluminium som at omsmelte aluminium, så det er en stor post. CO2 værdien af denne energi vil øge værdien af dåsernes aluminiums-indhold, og dette er ikke indregnet. Analysen indeholder mange fejl i afgrænsningen af de rent økonomiske poster. På gevinstsiden mangler gevinsten for genbrugsaluminiumsindustrien i Danmark fabrikken i Kolding er glade for at have fået ordren på omsmeltning af dåserne, fordi det er en god kvalitet aluminium, som man ellers ikke har adgang til i Danmark. Den ekstrafortjeneste, der ligger heri, er ikke medregnet. Forbrænding af dåser giver problemer på affaldsforbrændingsanlæggene. Enten skal de ombygges og vedligeholdes eller også skal de køre med væsentligt flere omkostningstunge driftsstop. Omkostningerne hertil er meget store, og de er ikke medregnet. På pantsystemets omkostningsside er investeringsomkostningen sat for højt. Hvor der i returpapiranalysen er regnet med 20 års afskrivning af investeringen i afbrænding af papir, er der regnet med kun 6 års afskrivning af investeringen i udstyr til håndtering af dåserne ved indsamlingen til genbrug. I samfundsøkonomiske analyser regnes ellers altid med afskrivning over udstyrets levetid. Driftsomkostningen er tilsvarende sat for højt, idet der er regnet med transport af ukomprimerede dåser selv om der allerede i år vil blive installeret komprimatorer, der væsentligt reducerer transportomkostningerne. Endelig er der regnet med for høj gevinst ved forbrænding, idet der er regnet med en brændværdi for dåserne, som imidlertid ikke brænder ved de gældende betingelser i anlæggene. Ellers er analysen et godt eksempel på, hvad det betyder at der i litteraturen kun findes tal for værdien af et fåtal af miljøpåvirkningerne. Værdien af tungmetaludledninger er bl.a. ikke medregnet, men tilfældet vil at en tilsvarende norsk undersøgelse har værdisat disse, og dette har vist, at de under de norske betingelser bar op mod 90% af omkostningerne. Endvidere er værdien af at undgå emballageaffald i naturen ikke søgt fastlagt på trods af, at dette er hovedformålet med pantsystemet. Figuren på næste side illustrerer analysen. 48

52 IMV s cost/benefit analyse af pantsystemet for engangsemballage Sparede skader fra CO2 Driftsomkostning -overvurderet, forudsat ukompr. dåser Sparede skader fra SO2, NOx, VOC og CO på mennesker og plantevækst Investeringsomkostning -overvurderet, afskrevet over kun 6 år Sparede skader fra SO2 og NOx på vandmiljø Brændværdi af emballageaffaldet -overvurderet, medregnet for dåserne Sparede skader fra tungmetaller på mennesker og dyr Sparet emballageaffald i naturen Salgsværdi af aluminium i dåser CO2 værdi af aluminium i dåser Øget gevinst ved fremstilling af genbrugsaluminium Sparede udgifter til driftsstop eller ombygning af forbrændingsanlæg Inkluderede poster er vist med mørk farve og fed streg. Øvrige poster er ikke inkluderet Blå = alm. økonomi Grøn = miljøpåvirkninger Benefits Costs 49

53 Hvad angår miljøomkostningerne er pointen ikke, at man skal finde og inkludere tal for miljøomkostninger for alle stoffer og miljøpåvirkninger, før man kan færdiggøre en analyse. Pointen er, at de ikke værdisatte miljøpåvirkninger, selv om man ikke har fundet tal for dem, godt kan repræsentere den største gevinst, hvad angår sparede miljøomkostninger hvilket de norske tal for værdisætningen af tungmetaller i dette tilfælde rent faktisk peger på. Derfor må man finde en kodeks for, hvordan man håndterer det faktum, at de værdisatte miljøpåvirkninger efter al sandsynlighed kun udgør en mindre procentdel af omkostningerne ved de samlede miljøpåvirkninger. 2.1.c Hvilke økonomiske og/eller politiske faktorer har indflydelse på valget af parametre? Giv nogle eksempler. Det er hurtigere at lave en snævert afgrænset cost/benefit analyse, der kun ser på den nationale afgrænsning, end en dækkende analyse, der inkluderer hele systemet såvel som nationen og de vigtigste aktører, og som inkluderer flere scenarier og variationer i forudsætningerne. Det tager længere tid og er dyrere at lave en god analyse. Derudover kan der være politiske interesser i resultatet, som bevidst eller ubevidst influerer på, hvilke parametre, der inkluderes. Det er særdeles velkendt fra livscyklusanalysernes start, hvor den politiske og økonomiske interesse i resultatet fra opdragsgiverens side var tilbøjelig til at trække analysen skævt til fordel for denne interesse. Oftest fordi de analyserede systemer var komplekse, og der ikke fandtes entydigt rigtige måder at udføre analysen på i sådanne situationer betyder det meget, hvilken indfaldsvinkel den, der udfører analysen, har, uden at der heri ligger bevidst vilje til at snyde med beregningerne. For miljøøkonomiske analyser er der ikke i dag entydige retningslinier for, hvordan afgrænsning og beregninger foretages. I sådant åbent videnskabeligt farvand er det særligt vigtigt at være påpasselig med at medtage flere sæt af forudsætninger og få belyst tingene fra alle relevante sider, så beslutningstagerne ikke forholdes væsentlige måder at se tingene på og dermed reelt by-passes i beslutningen. Pointen kan belyses yderligere med de to eksempler på cost/benefit analyser fra IMV: Det er velkendt, at der fra øverste politiske hold har været udtrykt en vis skepsis overfor fagligheden af den danske miljøekspertise, og det er antydet at miljøområdet er præget af for mange politiske sandheder med for lidt hold i realiteterne. Ordet smagsdommere blev brugt til at beskrive dele af ekspertisen. Endvidere har oprettelsen af IMV og udnævnelsen af instituttets direktør fra mange sider været kædet sammen med dette. Direktøren for IMV er kendt for også i sit tidligere virke at gøre op med, hvad han betegner som myter på miljøområdet, og han er kendt for at lægge stor energi i dette opgør. Endvidere har IMV s bestyrelsesformand, direktør og medarbejdere ved stort set alle offentlige optrædender i TV, radio og på seminarer og konferencer nævnt det som en del af IMVs formål at gøre op med myter og for fastgroede politiske sandheder på miljøområdet. Samlet set er det ikke for meget at sige, at IMV som institution har formuleret en hypotese om, at der hersker myter på miljøområdet, og vist en interesse i at gøre op med disse. I det lys er det et uheldigt sammenfald af omstændigheder, at de udførte cost/benefit analyser i deres valg af afgrænsninger og beregningsforudsætninger udviser fejl og mangler, der ensidigt favoriserer en konklusion, der gør op med den hidtidige opfattelse. De miljøøkonomiske analyser vinder ikke troværdighed før de får samme metodemæssige disciplin og stringens som de rent miljømæssige livscyklusvurderinger har opnået samt gennemgår en konsensusproces og standardisering på niveau med den livscyklusvurderingerne har gennemgået. 50

54 Jørgen Birk Mortensen Hvor går grænserne for den miljøøkonomiske analyses anvendelighed? Hvad er miljøøkonomi? Økonomisk disciplin som anvender en række økonomiske teorier og metoder, som specielt er udviklet og tilpasset til at undersøge samspillet mellem miljø/natur og økonomi. Det økonomiske system ses som en del af et større system end det økonomer sædvanligvis betragter. Natur og miljø er grundlaget for al menneskelig aktivitet herunder økonomisk aktivitet i form af produktion og forbrug. Ved produktion og forbrug reduceres beholdninger af udtømmelige ressourcer og der frembringes en række affaldsstoffer med skadelige virkninger for levevilkår, økosystemer og fremtidige produktionsforhold. En række miljøproblemer kan forklares ved manglende fastsættelse og specifikation af ejendoms- og bruger- rettigheder, som medfører overudnyttelse af naturressourcer som fiskebestande, skove og grundvandsbeholdninger. Forurenende affaldsprodukter passerer ikke noget marked, som medfører at forureneren kommer til at betale for skadevirkningerne og der tages derfor ikke passende hensyn hertil. Endvidere har miljøgoder har ofte karakter af offentlige goder, som er kendetegnet ved at enkeltes forbrug ikke reducerer andres forbrug. Sådanne goder håndteres ikke hensigtsmæssigt i et ikke-reguleret markedssystem. Tilsvarende tages der i det politiske system en række beslutninger, som ikke har taget tilstrækkeligt hensyn til miljøvirkningerne. Miljøøkonomi undersøger bl.a. hvordan man kan at ændre rammerne for beslutningstagerne i et økonomisk system, således at de økonomiske aktører tager hensyn til miljøkonsekvenserne af deres handlinger. Udgangspunktet for miljøøkonomen er ofte fejl i markedssystemet, som gør korrektion af dette ønskelig. Samtidig kan indsigt i markedssystemet inspirere design af reguleringen. Miljøøkonomiske analyser kan bidrage til et bedre beslutningsgrundlag, når miljømål skal fastlægges ved at belyse fordele og ulemper. En væsentlig del af nyere miljøøkonomi behandler præcisering og realisering af ønskerne om bæredygtig udvikling. Miljøøkonomi er således en væsentlig bredere disciplin end det konsensuskonferencen fokuserer på. Pris på miljøet som konsekvens af miljøpolitik Miljøpolitik forsøger at ændre rammerne omkring producenter og forbrugere i det økonomiske system, således at disse hensyn til miljøkonsekvenserne af deres adfærd. Dette kan ske ved brug af forskellige typer regulering, f.eks. miljøafgifter, der afspejler omkostningerne for samfundet ved skadelige udledninger, krav om mængdemæssige begrænsninger på udledning eller bestemmelse om teknologi, som skal anvendes. Via miljøpolitik ændres priserne i det økonomiske system, idet omkostninger ved forurening forsøges indbygget i priserne. Derved skabes der tilskyndelse til at begrænse forurenende produktion, udvikle mere miljøvenlige teknologier og ændre forbrugssammensætningen. Pris på miljøet bliver derved en konsekvens af miljøpolitik uanset vanskeligheder ved at fastsætte korrekte priser på forureningens skadevirkninger. Pris på miljøet eller miljøeffekter er i denne forstand påkrævet for at sikre hensigtsmæssige beslutninger i et decentralt økonomisk system. 51

55 Oversigt over metoder, der bruges i miljøøkonomisk analyse, herunder specielt cost-benefit og costeffectiveness analyser. Nogle hovedtyper af metoder i miljøøkonomiske analyser: Konstruktion af modeller for samspillet mellem miljø og økonomi. F. eks. udbygning af traditionelle makroøkonomiske modeller med beskrivelse af forbrug og ændring af beholdning af naturressourcer, samt udledning og ophobning af skadelige stoffer. Modeller for producent- og forbrugeradfærd, der beskriver hvordan denne adfærd er bestemt af teknologiske, økonomiske og reguleringsmæssige forhold. Indsigt fra sådanne modeller kan anvendes til bestemme konsekvenser af forskellige typer af regulering. Dermed belyses hvilke reguleringsinstrumenter, der er mest hensigtsmæssige for et givet problem og område. Samfundsøkonomiske projektvurderingsmetoder - specielt cost-benefit og cost-effectiveness analyser. Disse metoder er ikke specielle for miljøøkonomien, men anvendes inden for en række andre økonomiske discipliner, der behandler valg og prioriteringsproblemer. Der er i international sammenhæng en stærk dansk tradition for vejledninger i hvordan man gennemfører samfundsøkonomisk projektvurdering (Finansministeriet og Miljø- og Energiministeriet). Et specielt problem på miljøområdet er de manglende markedspriser for en række miljøgoder og miljøeffekter. Et ønske om at kunne skabe overblik og sammenlignelighed fører til et behov for værdisætning af miljøgoder uden markedspris. Vurdering af et miljøprojekt kræver ofte svar på spørgsmålet om hvad vi vil opgive af markedsomsatte goder for at opnå nogle ikke prissatte miljøfordele. Prioritering og rangordning afspejler direkte eller indirekte præferencer og dermed en form for værdisætning. Argumenter for at anvende samfundsøkonomiske vurderingsmetoder. Beskrivelsen af konsekvenser, valgte beregningsforudsætninger og beregninger herunder følsomhedsanalyser lægges frem og kan diskuteres og bedømmes af beslutningstagerne. Systematisk tilgang der muliggør sammenligning og skaber overblik. Faglig/videnskabelig udvikling hvor metoder forbedres og hvor holdbarhed og svagheder hele tiden diskuteres blandt disciplinens udøvere. Kritik af metoder har ført til betydelig viden om fejlkilder, og om hvordan sådanne kan reduceres. Alternativerne til samfundsøkonomiske vurderingsmetoder er ofte uklart beskrevet og mangelfuldt udviklet. Særlige problemer i forbindelse med cost-benefit analyser på miljøområdet ( i et vist omfang optræder disse problemer også for Cost-effectiveness analyser). Kompleksiteten i natur- og økosystemer - manglende naturvidenskabelig viden. Økonomisk projektvurdering kan kun gennemføres, hvis det er muligt fysisk/biologisk at beskrive og forudsige konsekvenser af projekt/indgreb i form af ændringer i natur- og økosystemer. Vurdering af goder uden markedspris. Særligt påtrængende problem på miljøområdet, hvor sådanne goder forekommer særdeles ofte. Stiller spørgsmålet om pålideligheden af de anvendte metoderne til værdisætning. Har givet anledning til omfattende debat blandt økonomer. Diskontering og diskonteringsrate. Virkninger som foreligger på forskellige tidspunkter skal gøres sammenlignelige. Dette kræver en diskonteringsrate eller nogle vægte for sammenvejning. Lang tradition for uenighed blandt økonomer om den rette størrelse af diskonteringsraten, specielt når virkninger optræder lang ude i fremtiden. 52

56 Kan man fordreje eller påvirke udførelsen af cost-benefitanalyse, således at man når det resultat man ønsker? Betydningen af uafhængig og faglig kritik Sikrer brug af cost-benefit analyser bæredygtig udvikling? Ikke tilstrækkelig til at sikre bæredygtig udvikling, men kan yde et vigtigt bidrag ved at reducere samfundsmæssigt spild. Beskriv hvad miljøøkonomer, miljøforskere og beslutningstagere er enige om at værktøjet kan anvendes til og ikke kan anvendes til? Og redegør for uenigheder. Vanskeligt spørgsmål at besvare. Følgende anbefalinger findes dog både i den nuværende og tidligere regerings planer for bæredygtig udvikling og i Wilhjelm-udvalgets rapport: som led i beslutninger om at prioritere indsatsen udarbejdes konkrete beslutningsgrundlag for så vidt muligt at kunne vurdere forholdet mellem direkte og indirekte omkostninger og gevinster. Dette er desuden forudsætningen for at indsatsen til beskyttelse skal være effektiv Hvorfor er det overhovedet blevet populært at anvende miljøøkonomiske analyser? - hvad gjorde man før? Lang tradition for at anvende miljøøkonomiske analyser både internationalt og i Danmark Samfundsøkonomiske projektvurderingsmetoder er blevet anvendt inden for en række sektorer, f.eks. transportområdet og i forbindelse energiinvesteringer i 1970'erne. Stigningen i udgifter til at bevare eller forbedre miljøtilstanden er steget væsentlig i de senere årtier. Det er derfor også blevet en mere påtrængende opgave at sikre, at pengene anvendes bedst muligt. Udfordring fra OECD s vurdering af dansk miljøpolitik: Indsatsen i Danmark er i international sammenhæng over middel med resultaterne er under middel Hvorledes forklares begrebet diskonteringsrate? Indsætter man et beløb i et pengeinstitut med given rente, kan man ved hjælp af rentesregning beregne, hvor stort det indestående beløb er blevet på et fremtidigt tidspunkt. Et beløb føres frem i tid. Hvis man ønsker at hæve et bestemt beløb på et fremtidigt tidspunkt, kan man spørge, hvor stort et beløb man skal indsætte i dag for at dette kan lade sig gøre. Beregningen af dette beløb findes ved diskontering - et beløb føres tilbage i tid. I en cost benefit analyse forsøger man at sammenligne gevinster og omkostninger, som optræder på forskellige tidspunkter og sammenfatte disse størrelser i et enkelt mål eller tal.. Denne sammenlignelighed mellem perioder frembringes ved hjælp af diskontering. Diskontering kan betragtes et vægtsystem, som bestemmer vægte for gevinster og omkostninger i hver periode. Vægtsystemet afspejler den betydning som tidspunktet, hvor en effekt foreligger, skal have for vurderingen af effekten. Hvis vurderingen er uafhængig af tidspunkt, benytter man samme vægt for alle perioder, svarende til at diskonteringsraten er nul. Normalt er det vægtsystem, der anvendes, kendetegnet ved at vægten og dermed betydningen for det samlede resultat bliver mindre jo længere ud i fremtiden effekten indtræder. Dette svarer til at man anvender en positiv diskonteringsrate. Jo højere diskonteringsrate der anvendes, desto lavere vægt tillægges fremtiden. Valg af diskonteringsrate har indflydelse på beregningsresultaterne. Både for om et givet projekt kommer til at fremstå som fordelagtigt, og for den indbyrdes rangordning, hvis der skal vælges mellem flere projekter. Eksempel: En miljøskade forventes at indtræde på et fremtidigt tidspunkt. Omkostninger ved denne skade tænkes opgjort ved omkostningerne ved at udbedre skaden på det fremtidige tidspunkt. Dette fremtidige beløb føres så tilbage til starttidspunktet ved brug af diskonteringsraten. Derved kan det 53

57 sammenlignes med omkostningerne ved at gøre en indsats nu, således at skaden undgås. Denne sammenligning vil afhænge af den valgte diskonteringsrate. Jo højere diskonteringsrate der anvendes, desto mindre bliver det fremtidige omkostningsbeløb. Jo højere diskonteringsrate jo lavere vægt på fremtiden. Beløb der vedrører den fjerne fremtid reduceres markant - svinder ind til næsten ingen ting - når man anvender en høj diskonteringsrate. Det er dog vigtigt at notere sig, at en høj diskonteringsrate samtidig afspejler følgende: Hvis man i dag kan investere og få et afkast svarende til den høje diskonteringsrate, så er det beløb, der i dag skal hensættes, for at dække de fremtidige skadesomkostninger meget beskedent. Når forhold det vedrører forskellige fremtidige perioder skal sammenlignes kommer man ikke uden om at anvende en diskonteringsrate. Uenighed er knyttet til størrelsen af den rate, som skal anvendes og denne uenighed har en lang tradition i økonomi.. Forskellige anbefalinger for diskonteringsrate. 1. Forbrugsdiskonteringsraten. Udgangspunktet er en sammenligning af forbrug i forskellige perioder. Hvor meget forlanger samfundet eller en personen ekstra i forbrug på et senere tidspunkt for at det kan kompenserede et forbrugstab nu. Diskonteringsraten bør afspejle befolkningens tidspræferencer, dvs. hvor meget større vægt tillægger befolkningen et givet forbrug i år i forhold til det samme forbrug til næste år. Denne rate afspejler utålmodighed og usikkerhed. En forventet vækst i fremtidige forbrugsmulighederne gør det attraktivt at opnå en forbrugsforøgelse nu frem engang i fremtiden. Diskonteringsraten gøres derfor afhængig af den forventede vækst i forbruget. 2. Kapitalens alternative afkastrate. Ved at investere i et bestemt projekt mister samfundet det afkast, som alternative investeringer kunne have givet, da der er begrænsede investeringsressourcer. Ethvert projektet bør derfor mindst give en afkastrate, som svarer til hvad man kunne have opnået ved alternative investeringer. Denne alternative afkastrate for kapital bør anvendes som diskonteringsrate. I den internationale økonomiske litteratur har der været relativ bred enighed om at anvende kapitalens alternative afkastrate som diskonteringsrate. Diskussionen omkring meget langsigtede miljøproblemer, specielt i relation til de langsigtede klimaproblemer, har dog ført til anbefalinger om brug af en lavere diskonteringsrater (f.eks. 3%) eller brug af en diskonteringsrate, der er faldende over tid og således ikke konstant (kaldet hyperbolsk diskontering). I praksis er diskonteringsraten politisk fastsat i de enkelte lande med baggrund i ovenstående principper. 54

58 Jørgen Schou Besvarelse af spørgsmål 1.5. og 3.1.a og 3.1.b. Spørgsmål 1.5 Er der foretaget evalueringer af tidligere gennemførte projekter på baggrund af miljøøkonomiske analyser? (værktøjerne - værdifastsættelse af parametre efterkalkulation af projektet) a. I hvilket omfang? Og giv eksempler herpå helst danske. b. Hvem har foretaget sådanne evalueringer? c. Samles og benyttes evalueringerne? d. Er der overensstemmelse mellem de oprindelige miljøøkonomiske beregninger og det konstaterbare resultat? Svar på spørgsmål 1.5 (5 min.) Ad a) Eksempler på evalueringer Der kan skelnes mellem evalueringer af selve miljøprojektet og af evalueringer af en samfundsøkonomisk analyse af et projekt. Miljøstyrelsen har kun kendskab til få eksempler indenfor disse to kategorier. Svaret omhandler ikke evalueringer af grønne afgifter. Brede Å projektet Et eksempel på en evaluering af et miljøprojekt er en samfundsøkonomisk analyse af Brede Å projektet (genslyngning af et vandløb, der var udrettet som en kanal). Dette er en såkaldt expost analyse, dvs. udført efter projektets gennemførelse. Restaureringen af Brede Å blev udført i perioden Den samfundsøkonomiske analyse blev udført i 1999 og offentliggjort i Miljøministeriets vejledning i udførelse af samfundsøkonomiske analyser, Samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter, Den samfundsøkonomiske analyse af Brede Å indgår som et eksempel i vejledningen til at illustrere metoden for sådanne analyser. Brede Å blev valgt, fordi der forelå gode data for projektet. Skjern Å projektet Et andet eksempel er samfundsøkonomisk analyse af genslyngningen af Skjern Å, som blev udarbejdet i 1998, før projektet var afsluttet. I forbindelse med Wilhjelmudvalgets arbejde blev der i 2001 lavet en samfundsøkonomisk analyse af genslyngningen af Skjern Å, dvs. efter at projektet var færdigt. Dette er et eksempel på en evaluering af en samfundsøkonomisk analyse. Ved den seneste samfundsøkonomiske analyse søgte man i endnu højere grad at værdisætte miljøeffekterne. Bortskaffelse af plastflaske- og -dunkeaffald fra husholdninger Et tredje eksempel er en samfundsøkonomisk analyse af bortskaffelse af plastflaske- og dunkeaffald fra husholdninger, som blev udført i Analysen sammenligner den nuværende behandling forbrænding med genanvendelse af plastaffaldet. Der er planlagt en opdatering af analysen ultimo 2003, da der er fremkommet nye oplysninger om bl.a. omkostninger for sortering af affaldet samt eksportpriser. Det vil blive undersøgt, hvorledes disse ændringer påvirker resultatet. Genanvendelse af organisk husholdningsaffald. Der er også udført to (samfunds)økonomiske analyser af genanvendelse af organisk dagrenovation, hhv. i 1998 og i I 2003 er der udarbejdet en ny mere omfattende analyse, idet der siden 1999 er sket en væsentlig forbedring af metoden til udførelse af samfundsøkonomiske analyser, ligesom der er fremkommet et langt bedre datagrundlag, bl.a. fra praktiske erfaringer fra forsøg i tre kommuner. Man er også 55

59 kommet længere med værdisætning, dvs. priser på miljøeffekter. Desuden er der fremkommet bedre data for miljøeffekterne fra en svensk livscyklusmodel tilpasset danske forhold. Den nyeste analyse vil således indgå i beslutningsgrundlaget omkring genanvendelse af organisk dagrenovation. Vandmiljøplan II Ved udformningen af Vandmiljøplan II blev der foretaget en økonomiske vurdering. Vandmiljøplan II blev evalueret ved den såkaldte økonomiske midtvejsevaluering i Ved midtvejsevalueringen blev både de økonomiske omkostninger og kvælstofreduktionerne revurderet. Den samlede vurdering var, at omkostningerne ved Vandmiljøplan II blev reduceret til 719 mill.kr. årligt. Samtidig var kvælstofreduktionerne tilsvarende mindre, hvorfor effektiviteten var uændret 29 kr. pr. kg kvælstof. Midtvejsevalueringen indgik i det politiske beslutningsgrundlag under forhandlingerne i Folketinget. Generelt Det kan således konkluderes, at der udfra Miljøstyrelsens kendskab er udført nogle, men ikke mange evalueringer af allerede gennemførte projekter samt tidligere samfundsøkonomiske analyser. Ad b) Udførere af analyserne Analyserne er dels udført af Miljøstyrelsen (Brede Å, plastflaskeaffald, den nyeste analyse af organisk husholdningsaffald,), dels af private konsulentfirmaer på foranledning af Skov- og Naturstyrelsen (Skjern Å) eller på foranledning af Miljøstyrelsen (de to ældre analyser af organisk affald), dels af Statens Jordbrugs- og Fiskeriøkonomiske Institut. (Vandmiljøplan II). Ad c) Brug af analyserne Generelt er de gennemførte analyser blevet anvendt og har /vil indgå i det politiske beslutningsgrundlag. Analyserne er typisk igangsat af ministerier med henblik på at opdatere beslutningsgrundlaget. Derfor er analyserne så vidt muligt anvendt i beslutningsprocessen. Ad d) sammenligning med de faktiske resultater Sammenligninger med de faktiske resultater kræver, at der er udført en samfundsøkonomisk analyse før projektets gennemførelse (en såkaldt ex-ante analyse). Denne analyse kan da efterfølgende sammenlignes med projektets faktiske resultater. Miljøstyrelsen er ikke bekendt med, at der findes eksempler på sådanne sammenligninger. Spørgsmål 3.1 Hvor stor en usikkerhed i beregningerne kan miljøøkonomerne acceptere? a. Vi har det indtryk, at miljøøkonomerne ofte står i det dilemma, at en parameter har stor vigtighed, men til gengæld er vanskelig at prissætte. Hvorledes afvejes usikkerheden med vigtigheden af en given parameter? Svar på spørgsmål 3.1 a Spørgsmålet drejer sig om, hvad man gør, hvis en vigtig parameter er behæftet med stor usikkerhed og dermed vanskelig at prissætte. Man kan teste betydningen af en enkelt parameter for analysens konklusioner ved at udføre såkaldte følsomhedsanalyser. Derved belyses, hvorledes ændringer i analysens forudsætninger influerer på analysens konklusioner. Følsomhedsanalyser bør være en naturlig del af en analyse og lægges åbent frem. 56

60 Miljøstyrelsen har udført en række følsomhedsanalyser i sine samfundsøkonomiske analyser. Et eksempel er følsomhedsanalyserne i den samfundsøkonomiske analyse af bortskaffelse af plastflaskeog dunkeaffald fra husholdninger. Analysen sammenligner forbrænding af plastaffaldet med genanvendelse. I følsomhedsanalyserne ændres på forudsætninger vedr. rente, priser på plast, priser på miljøeffekter m.m. Et andet eksempel er den samfundsøkonomiske analyse af genanvendelse af organisk husholdningsaffald, der sammenligner forbrænding af affaldet med genanvendelse. I følsomhedsanalyserne undersøges betydningen af en ændret rente, højere indsamlet mængde, lavere indsamlingsomkostninger, højere og lavere priser på miljøeffekter osv. For begge analysers vedkommende viser følsomhedsanalyserne, at analysernes resultater er robuste overfor ændrede forudsætninger. Men det behøver langt fra altid at være tilfældet. Man kan også beregne de såkaldte break-even priser. Det vil sige, at man beregner hvor stor værdien af en parameter skal være, for at resultatet rykker sig, forudsat at alle andre forudsætninger holdes uændret. Der kan fx være tale om break-even for en miljøeffekt, der ikke er prissat, men kun opgjort i fysiske mængder. I dette tilfælde kan man regne baglæns og finde ud af, hvor meget værdien af miljøeffekten skal være for at ændre analysens konklusion, altså hvornår resultatet skifter. Et eksempel er en samfundsøkonomiske analyse af bortskaffelse af borespåner behæftet med oliebaseret boremudder fra olieplatforme. Borespånerne er et affaldsprodukt, der fremkommer ved boring efter olie. Analysen sammenligner bortskaffelse til havs og bortskaffelse på land (genanvendelse). Ved bortskaffelse til havs er miljøeffekterne i form af olierester og tungmetaller i havet ikke værdisat pga. manglende data. I analysen er beregnet, hvad meromkostningen for samfundet er ved at bortskaffe på land frem for til havs, altså minimumsværdien af de ikke-prissatte miljøeffekter for at genanvendelse bliver bedst. Man kan komme et langt stykke ad vejen ved at værdisætte så mange miljøeffekter, man kan, og derefter vurdere om de ikke-værdisatte miljøeffekter er i stand til realistisk set at forrykke resultatet. Et andet eksempel er break-even for størrelsen af indsamlingsomkostninger i analysen af organisk husholdningsaffald. Her beregnes, hvor meget indsamlingsomkostningerne skal ned for at gøre genanvendelse mere attraktiv end forbrænding. Man kan således forholde sig til disse break-even priser og vurdere, om de er realistiske. En anden mulighed vil være et angive to værdier for de mest usikre parametre, eller et spænd. Et godt eksempel er en rapport om partikelfiltre fra Rapporten analyserer, om det kan betale sig at udstyre tunge køretøjer med partikelfiltre. Her blev anvendt to værdier for prisen på partikler, idet der er stor usikkerhed knyttet til denne pris. De to priser er baseret på to forskellige metoder til værdisætning af partikeludledning. Ulempen ved denne fremgangsmåde er, at det kan give svært tolkelige resultater, og det er vanskeligt at formidle resultaterne til beslutningstagerne. Derfor er det som oftest valgt at præsentere ét tal, men samtidig vise usikkerheden forbundet hermed i form af følsomhedsanalyser. Endelig kan man angive den mest sandsynlige værdi af en parameter i form af en kurve. Hermed menes en kurve, der viser den mest sandsynlige fordeling af værdierne for en parameter. Dette er metodisk en meget god løsning. Men den kræver overordentlig gode data. Det kan således konkluderes, at man bør lægge analysernes konklusioner og dens usikkerhed åbent frem. Man bør tydeligt kortlægge, hvilke parametre der betyder noget for at forrykke resultatet. 57

61 Spørgsmål 3.1b. b) Vi har forstået, at der er en generel tendens til en overvurdering af omkostningerne, hvad er konsekvenserne heraf? Svar på spørgsmål 3.1 b I de fleste tilfælde kan det lade sig gøre at foretage et skøn over, hvilke udgifter samfundet har i forbindelse med konkrete miljøindgreb. Hvor meget arbejdskraft, energiforbrug, investeringer, vedligeholdelse osv., der kræves. Der kan dog stadig være problemer med at fastsætte langsigtede priser på input, der svinger meget i pris (fx olie), eller input, hvor man forventer store teknologiske fremskridt og derfor faldende priser over tid. De teknologiske fremskridt må imidlertid variere meget fra branche til branche. En anden årsag er, at konstruktionen af baseline/reference kan være overordentlig vanskelig. Her skal man kunne forudsige, hvad ville være sket uden det pågældende miljøtiltag. Det kræver ofte en model for at forudsige udviklingen under forskellige alternative scenarier. Ved evalueringen af de grønne afgifter for erhverv udført af Finansministeriet m.fl. blev der anvendt den makroøkonomiske model ADAM (med EMMA-modellen for energiområdet) til at sige, hvad der ville være sket, hvis de grønne afgifter på energiområdet for erhverv (CO 2 - og SO 2 -afgift) ikke var blevet indført. Der er ikke udviklet mange sådanne modeller på miljøområdet. Det skyldes mangelen på data. Generelt er trafik, energi og landbrug de områder, der er bedst modelleret. Finansministeriet kritiserede i rapporten Miljøpolitikkens økonomiske fordele og omkostninger, 2001, at der kun i begrænset omfang - bortset fra trafik, energi og luftområdet - er foretaget systematiske kvantitative opgørelser af effekterne af miljøpolitikken og opfordrede til en øget indsats på området Et andet problem kan være, at man ofte er afhængig af data fra erhverv. Disse har måske ikke formået at afsætte tilstrækkelige ressourcer til at vurdere, hvor meget et tiltag, som vil berøre deres produktion, vil koste. Hertil kommer, at erhvervene, som den part der bliver reguleret, kan have en strategisk interesse i at overvurdere omkostningerne ved et miljøindgreb. En generel overestimering af omkostninger kan bevirke, at miljøreguleringen ikke kan betale sig ifølge de samfundsøkonomiske analyser 58

62 Kirsten Halsnæs 4.1 Hvordan kan miljøøkonomiske analyser anvendes til at vurdere hvor på jordkloden en indsats skal lægges for at give mest miljøeffekt a) Er det f.eks. muligt at vurdere hvorvidt det bedre kan betale sig at begrænse udryddelse af regnskoven end at få nedsat forureningen fra skorstene eller bilos i den vestlige verden. Indledningsvis vil jeg lige foretage en lille præcisering af, hvordan jeg har valgt at opfatte spørgsmålet. Jeg vil i mit svar opfatte spørgsmålet om mest mulig miljøeffekt som mest mulig effekt på et givet miljøområde. Et eksempel på et sådant miljøområde kan være drivhuseffekten. Sammenligning af midler med samme miljøeffekt Drivhuseffekten er et globalt miljøproblem, hvor menneskelige udslip af drivhusgasser fra energisektoren, transport, industri, landbrug, skovbrug og affaldshåndtering medfører forøget drivhusgaskoncentration i atmosfæren og deraf følgende klimaændringer. Afskovning og anden ændring i naturens binding af kuldioxid kan også medvirke til forøget drivhusgaskoncentration. Drivhuseffekten hænger sammen med den samlede atmosfæriske drivhusgaskoncentration, og det er her lige meget, hvor drivhusgasserne kommer fra. Det vil sige, at et tons drivhusgasudslip fra Danmark på et givet tidspunkt har samme skadevirkning som et tilsvarende udslip fra Brasilien, USA, Kina eller hvilket som helst land i verden. På den måde får man altså lige stor fordele i form af formindskede menneskeskabte klimaændringer ud af at gennemføre reducerede udslip uanset, hvor reduktionen finder sted. Set ud fra et miljøøkonomisk tankgang kan det dermed være en god ide at gennemføre reduktionen af drivhusgasudslip, hvor det er billigst muligt. Rent konkret kan det altså set ud fra en international økonomisk synsvinkel betale sig at set hele verdens reduktionsindsats under et og sætte ind på de billigste områder. Hvis verden f.eks. samlet skal reducere 100 mill. tons CO 2 kan det betale sig at have en bred vifte af lande med, der både omfatter højtudviklede OECD lande, Østeuropa, Rusland, Kina, Indien, afrikanske lande, latin amerikanske lande osv. Dette er tilfældet, fordi en mindre indsats fra en bred gruppe af lande vil være billigere end en relativt større indsats fra færre lande som f.eks. USA og Vesteuropa. Verden sparer altså samlet set penge ved, at mange lande er inddraget i reduktionen af drivhusgasser. Det betyder dog ikke, at regningen for drivhusgasreduktion skal betales af de lande, hvor indsatsen kommer til at foregå. FN s Kyoto protokol slår fast, at de højtudviklede industrialiserede lande foreløbigt indtil år 2012 skal betale for den globale drivhusgasreduktion, fordi disse lande gennem de sidste 100 års udvikling har været hovedansvarlige for udledningerne og dermed for klimaeffekten. Kyotoprotokollen åbner op for, at reduktionsindsatsen kan gennemføres i forskellige dele af verden efter princippet om, at de industrialiserede lande har ret til at gennemføre sine forpligtigelser, hvor de finder det billigst muligt. De skal dog selv betale regningen uanset om indsatsen ligger hjemme eller i udlandet. Forureningskilder med flere forskellige miljøeffekter Jeg vil herefter vende tilbage til anden del af spørgsmålet, som peger på, hvorvidt det er muligt at vurdere, hvorvidt det bedre kan betale sig at begrænse udryddelse af regnskoven end at få nedsat forureningen fra skorstene eller bilos i den vestlige verden. Både udryddelse af regnskov, forurening fra skorstene (f.eks. røg fra kul, olie eller gasfyrede energikilder) og bilos kan medføre drivhusgasudslip, og set udfra et globalt klimasynspunkt vil det som allerede sagt 59

63 give lige stor gevinst at reducere uanset, hvor det foregår. Det giver altså mening at sammenligne omkostningerne ved bevarelse af regnskov og mindsket lokal luftforurening set udfra et klimasynspunkt. Regnestykket ender dog desværre med at være lidt mere indviklet i praksis, fordi bevarelse af regnskov og mindsket lokal luftforurening har andre virkninger end mindsket drivhusgasudslip, som også skal tages med i et cost-benefit regnestykke. Bevarelse af regnskoven vil have en række positive virkninger bl.a. på biodiversitet (artsmangfoldighed), men kan også på kort sigt være i modsætning til den lokale befolknings ønske om mere landbrugsland eller om anlæg af nye vejsystemer. Mindsket forurening fra skorstene vil ligesom mindsket bilos betyder forbedret luftmiljø, der især vil have en fordel i form af mindskede sundhedseffekter i byerne og mindsket forsuring. Hvis vi sammenligner bevarelse af regnskov i Brasilien med en nedsat lokal luftforurening i Danmark bliver der tale om et regnestykke med mange forskellige delelementer og fordelingsspørgsmål. På den ene side medfører regnskovsbevarelse formindsket klimapåvirkning og forøget biodiversitet, men måske også kortsigtede begrænsninger på anden anvendelse af jorden til landbrug og veje i Brasilien. På den anden side medfører mindsket luftforurening i Danmark udover reduceret klimapåvirkning sundere bymiljø i Danmark og mindre påvirkning af naturen hjemme og især i vores naboland Sverige. Det er rent faktisk muligt at sætte økonomiske værdier på en stor del af disse påvirkninger. Især virkningerne af formindsket lokal luftforurening er ret godt dækket i internationale undersøgelser som f.eks. EU s ExterneE projekt. Det kan også lade sig gøre at vurdere de mere kortsigtede økonomiske effekter af et regnskovsprojekt i Brasilien set i forhold til den lokale befolknings levevilkår. Biodiversiteten er dog et område, som ikke egner sig til økonomiske opgørelser. Sidst, men ikke mindst, er det vigtigt at slå fast, at det ligger udenfor den økonomiske ekspertise at give et samlet skøn over, hvad den økonomiske værdi af formindsket klimaeffekt er. Det giver dermed ikke mening at opgøre den samlede økonomiske gevinst i et enkelt pengebeløb ved at gennemføre miljøpolitik, som både påvirker drivhuseffekten og andre miljøområder. De særlige problemer i opgørelse af økonomiske gevinster ved mindskede klimaændringer er gennemgået nærmere i Boks 1. 60

64 Boks 1 Opgørelse af økonomiske gevinster ved reduceret drivhusgasudslip Gevinsterne ved reducerede drivhusgasudslip og dermed klimaændringer har først og fremmest karakter af en virkning på naturressourcer, biodiversitet, plantevækstzoner, sundhed, storme og andre ekstreme hændelser, som kun til en vis grad er direkte knyttet til markedsmæssige aktiviteter, som f.eks. landbrugsproduktion, der uden videre kan opgøres i økonomiske analyser. Samtidig er tidshorisonten over 100 år, hvilket ligger udenfor Cost-benefit analysens gyldighedsområde. Fordelingen af de globale klimaændringer giver også anledning til opgørelsesproblemer, da udviklingslandene er særligt sårbare, samtidig med at udslippene hovedsageligt stammer fra industrialiserede lande. IPCC s anden videnskabelige vurderingsrapport, som udkom i 1996, løb ind i en række meget kontroversielle faglige problemer, da rapporten prøvede at fastsætte økonomiske størrelsesordener over klimaeffekten i forskellige dele af verden. Rapporten konkluderede, at en fordobling at atmosfærens drivhusgaskoncentration i forhold til præindustrielt niveau ville betyde et tab på i størrelsesordenen 9% af bruttonationalproduktet i udviklingslandene, mens tabet ville være 1-2% af bruttonationalproduktet i industrialiserede lande. Så langt så godt, men et nærmere eftersyn af detaljerne i disse beregninger viste, at den måske alvorligste del af klimaeffekten ville være øget dødelighed og sygelighed i udviklingslandene, og den slags effekter er det svært at sætte kroner og ører på. Skønnet over tabet i udviklingslandene var her baseret på, at prisen på et menneskeliv var sat til at være meget lavere end i industrialiserede lande som følge af forskelle i velfærd mellem u- og i-lande. Denne forudsætning er en noget absurd konsekvens af en række vurderingsmæssige principper, som var indbygget i cost-benefit analysen. Et andet problem ved opgørelserne var, at der kun var sat økonomiske værdier på en meget lille del af klimaeffekterne. Efterfølgende diskussioner blandt miljøøkonomer og også IPCC s efterfølgende tredje videnskabelige vurderingsrapport har konkluderet, at det ikke giver meget mening at prøve at vurdere klimaændringer som samlede økonomiske tabsopgørelser. Der er da heller ikke rapporteret nogle nye samlede økonomiske tabsopgørelser i den økonomiske litteratur af, hvad klimaændringer betyder. 61

65 4.3 Hvordan indgår handel med kvoter (f.eks. CO 2 -kvoter i henhold til Kyoto-aftalen) eller hvordan kan disse indgå i miljøøkonomiske analyser Formålet med Kyoto-aftalen er at reducere de globale drivhusgasudslip fra energisektoren, transport, industri, landbrug, skovbrug og affaldshåndtering, samt at nedsætte afskovning og andre aktiviteter, der mindsker den naturlige binding af kuldioxid kan også medvirke til forøget drivhusgaskoncentration. Målet er, at de industrialiserede lande i år 2012 i gennemsnit skal ligge 5,2% under deres samlede udslip af drivhusgasser i år Landene har hver især et særlig mål, som de skal holde sig indenfor, og målet er for Danmark, at vores udslip i år 2012 højst må være 79% af udslippene i 1990 svarende til 55 mill. tons CO 2 enheder 10 Som anført i spørgsmål 4.2 fører alle globale reduktioner i drivhusgasudslip til samme miljøeffekt i form af reducerede menneskeskabte klimaændringer uanset, hvor reduktionsindsatsen finder sted. Kyotoaftalen har på baggrund heraf muliggjort, at de industrialiserede lande kan gennemføre en indsats for reduktion af drivhusgasudslip, hvor det er billigst muligt. Helt konkret indeholder Kyoto-aftalen tre forskellige såkaldte mekanismer for internationalt samarbejde om reduktion af drivhusgasudslip. Mekanismerne er: Handel med udslipskvoter. Industrialiserede lande kan handle indbyrdes med de udslipskvoter, som Kyoto-aftalen giver dem ret til. Hvis et land som England f.eks. ifølge aftalen højst må udslippe 100 mill. tons CO 2 enheder i år 2012, men ret billigt kan holde sig under 95 mill. tons CO 2 enheder, så har det ret til at sælge de overskydende 5 mill. tons CO 2 til et andet land med reduktionsforpligtigelse. Handlen kan her betale sig, hvis Englands omkostning ved denne 5 mill. tons CO 2 reduktion er lavere end, hvad kvoten kan sælges for. Projektsamarbejde mellem industrialiserede lande. Industrialiserede lande kan købe udslipsreduktioner hos hinanden på basis af samarbejde om projekter (kaldet JI). Et eksempel herpå er, at Danmark medfinansierer et vindmølleprojekt i Polen, og til gengæld får ret til de deraf følgende reducerede drivhusgasudslip, fordi vindmøllerne erstatter kulbaseret elektricitet. Projektsamarbejdet kan betale sig for Danmark, hvis vindmøllerne i Polen er billigere end, hvad det ellers ville koste at gennemføre reduktionen i Danmark. Projektsamarbejde mellem industrialiserede lande og udviklingslande. Industrialiserede lande kan købe udslipsreduktioner i udviklingslande på basis at et samarbejde om projekter (kaldet CDM). Samarbejdet ligner meget projektsamarbejde mellem industrialiserede lande, JI med den forskel, at CDM kræver noget mere kontrol udefra end JI, fordi udviklingslandene ikke har nogen reduktionsforpligtigelse i Kyoto-aftalen. Et andet vigtigt træk ved CDM er, at Kyotoaftalen kræver, at projekterne skal understøtte bæredygtig udvikling i udviklingslandene. Det betyder, at CDM skal tilrettelægges, så de støtter lokal økonomisk udvikling og beskæftigelse, lokal miljøkvalitet, og social udvikling. Miljøøkonomiske analyser kan inddrage mulighederne for samarbejde om reduktion af drivhusgasser ved at opgøre omkostningerne ved alternative muligheder for reduktion i en bred vifte af lande. En dansk analyse af omkostningerne ved drivhusgasreduktion bør på den måde sammenligne omkostningerne ved reduktion i Danmark med omkostningerne ved reduktion i andre industrialiserede lande og udviklingslande set i forhold til, hvordan kvotehandel eller projektsamarbejde eventuelt kunne etableres. 10 CO 2 enheder beregnes som et samlet indeks af de forskellige drivhusgasser, hvor der tages højde for hvor kraftig en drivhuseffekt, som de forskellige gasse har 62

66 Det skal her bemærkes, at analyser af omkostninger ved udslips reduktion i Danmark og i resten af verden bør tage højde for, at de forskellige reduktionsmuligheder vil have en række positive og negative side-virkninger, som skal tages med i betragtning. Lad os sammenligne udbygning af hav vindmøller i Danmark med varmebesparelser i Polen og elbesparelser i Kina, som vist i tabel 1. Tabel 1 Oversigt over direkte og indirekte virkninger af CO 2 reduktion i Danmark, Polen og Kina Hav vindmøller i Varmebesparelser i Elbesparelser i Danmark Polen Kina Projektbeskrivelse Etablering af vindmøllepark Bygningsisolering, der reducerer varmeproduktion på kulfyret værk Installation af lavenergipærer i husholdninger Direkte virkning Elproduktion CO 2 reduktion Mindsket varmeproduktion CO 2 reduktion Mindsket elproduktion CO 2 produktion virk- Indirekte ning Mindre luftforurening fra elproduktion Beskæftigelse Indtjening for vindmølleindustrien Mindre luftforurening Beskæftigelse Indtjening i byggesektoren Mindre luftforurening Indtjening til leverandør af pærer Som det er vist i tabel 1 har projekterne i Danmark, Polen og Kina en lang række forskellige virkninger, som skal medtages i en analyse af reduktionsomkostninger. En vindmøllepark i Danmark giver udover drivhusgasreduktion en række andre miljøfordele og økonomisk vækst og beskæftigelse i Danmark, mens projekter i andre lande som f.eks. Polen og Kina giver lokale fordele i disse lande. Der vil i praksis ofte være tale om, at projekter i udviklingslande som Kina kan være meget økonomisk attraktive. Projekterne kan være billige at gennemføre, fordi Kinas nuværende energisystem er forældet og ineffektivt, og samtidig er den lokale luftforurening i tæt befolkede områder som Beijing så alvorlig, at de sundhedsmæssige fordelene ved et bedre luftmiljø er meget store. Dermed har et land som Danmark muligheder for at gennemføre en del af sine Kyoto forpligtigelser ved at samarbejde med udviklingslande om projekter, der både reducerer drivhusgasser og har lokale side-gevinster på bæredygtig udvikling. 63

67 Kjeld Møller Pedersen De stillede spørgsmål: 1. De forskellige metoder til opgørelse af et statistisk liv Hvor kan de benyttes Med hvilke konsekvenser 2. Hvad betyder rig/fattig, ung/gammel og syg/rask for værdien af et statistisk liv 3. Hvilke elementer bør indgå i beregningen af et statistisk liv 4. Hvilke etiske overvejelser skal indgå ved prissætningen Skal prisen være ens på hele jorden Skal prisen være ens for ung/gammel eller rask/syg 5. Foreligger der analyser af den generelle accept i befolkningen af de miljø/sundhedsøkonomiske analyser og i givet fald med hvilket resultat Spørgsmålene er ikke lige velegnede til at blive besvaret kronologisk, fordi de i et vist omfang er overlappende. Fremstillingen nedenfor følger dog rækkefølgen af spørgsmålene. I det omfang to eller flere spørgsmål besvares under ét, vil det fremgå. Alternativt vil et spørgsmål blive besvaret kort med henvisning til tidligere svar. Der er ikke total enighed blandt forskere om de korrekte svar på spørgsmålene. Når der er betydelig uenighed, vil det det blive fremhævet, ligesom min egen stillingstagen vil fremgå, når der bruges jegform. Man hører undertiden: ja, men det er absurd at sætte pris på liv. Liv er uvurderlige. Udsagnet kan enten referere til identificerede liv og er i den sammenhæng forståeligt (og i en vis forstand teoretisk korrekt), men henvises der i stedet til statistiske liv kan det - bortset fra en etisk begrundet total afvisning af problemstillingen - noteres, at der i praksis hver dag bliver taget stilling til spørgsmålet, der bliver i hverdagen løbende sat pris på statistiske liv uanset om vi kan lide det eller erkender det. Dette er afsættet for økonomers tilgang til problemet: hvordan kan værdisætning af statiske liv begrundes teoretisk, og hvordan man beregne sådanne værdier. Forskningsmæssigt har man beskæftiget sig med disse problemstillinger siden 1960erne. I. Spørgsmål 1: De forskellige metoder til opgørelse af et statistisk liv Indledningsvis er det vigtigt at fastslå, at der er tale om et statistisk liv, dvs. der er ikke tale om en identificeret person eller en gruppe med få navngivne personer. Ved statistisk person forstås, at man ikke på forhånd kender den eller de personer, som i givet fald kunne komme til at nyde godt af en fremtidig foranstaltning, fx mindsket forurening fra bilers udstødning eller mindre eksponering til kræftfremkaldende stoffer. Det hindrer selvsagt ikke, at man i bred forstand kan identificere grupper, som i fremtiden ville komme til at nyde godt af en foranstaltning, fx isoleringsarbejdere, hvis brugen af asbestholdige materialer mindskes. Kernen er, at man ikke præcist ved, hvilken eller hvilke (navngivne) personer, der bliver tale om. De er anonyme og ukendte de er statistiske liv. Så godt som alt, hvad der beskrives nedenfor er uholdbart, hvis der er tale om en navngiven person, dvs. når der er tale om et identificeret liv i modsætning til det statistiske liv. 64

68 Der er to metoder til beregning af værdien af et statistisk liv: Human kapital-metoden (omtalt som HC-metoden i det følgende) (værdisætning af en) Risikoændring Beregningsmæssigt er HC-metoden ret simpel at bruge, men opfattes af de fleste forskere som teoretisk uholdbar. Det omvendte gælder for risiko-ændringsmetoden: beregningsmæssig (ret) svær at bruge i praksis, men teoretisk velfunderet og i overensstemmelse med grundlæggende økonomisk tænkning. I.2. HC-metoden Human-kapital-metoden er baseret på en parallelisering mellem maskiner, dvs. fysisk kapital, og mennesker, dvs. menneskelig kapital. Med afsæt i fysisk kapital kan man spørge: hvad er en maskine værd? Svaret er: produktionsværdien af, hvad maskinen kan producere samt vedligeholdelsen af maskinen. Ifølge denne tænkning beregnes værdien af et statistisk liv ved at se på de direkte omkostninger, fx behandling, medicin eller rehabilitering de indirekte omkostninger, dvs. værdien af den produktion, der mistes som følge af for tidlig død eller på grund af invaliditet (mistet erhvervsevne). Hvis man fx skulle beregne værdien af reddede statistiske liv eller færre invaliderede personer som følge af en bedre indsats i forbindelse med trafiksikkerheden, ville man ved beregningen af HC-værdien af et statistisk liv gå frem på følgende måde. A) for de direkte omkostninger findes tal for omkostningerne ved behandling m.m. af trafikofre, inkl. varigheden af indsatsen, fx fysioterapi i flere år i forbindelse med genoptræning og evt. vedligeholdelsestræning og B) de indirekte omkostninger findes ved at beregne, hvad den mistede arbejdsindkomst ville være for fx en 45-årige mand (som altså tænkes at miste livet som 45-årig eller blive varig invalideret), dvs. hvad ville den pågældende have haft i arbejdsindkomst i sin erhvervsmæssige restlevetid, dvs. til omkring en alder på 61 år. Sådanne oplysninger kan man finde i den foreliggende lønstatistik. Da et beløb, der først teoretisk udbetales om fx 15 år, er mindre værd i dag end det samme beløb udbetalt i dag, bruges der en omvendt rentes rente beregning, kendt som diskontering eller nutidsværdi. Arbejdsindkomsten benyttes som et tilnærmet udtryk for produktionsværdien af denne 45-årige mands indsats. I dansk sammenhæng har denne metode med modifikationer været anvendt på trafikområdet og indenfor arbejdsmiljø. I praksis bruges den i dag i forbindelse med prioritering af visse anlægsarbejder på større hovedlandeveje samt ved prioriteringen af sorte pletter, dvs. strækninger med mange uheld. Vejdirektoratet udgiver med mellemrum sæt»trafikøkonomiske enhedspriser«. Enhedspriserne benyttes ved værdisætning af direkte kørsels-, tids-, trafikuhelds- og miljøomkostninger, tabel 1. 65

69 Tabel 1: Vejedirektoratets enhedspriser for trafikuheld Omkostningskategori Pr. rapporteret dræbt kr. Pr. rapporteret alvorligt tilskadekommen kr. Pr. rapporteret lettere tilskadekommen kr. Personrelaterede omkostninger (HC-metoden) Velfærdstab (2 gange HCværdien) (1/3 af HCværdien) (1/15 af HCværdien) Personrel. omk. inkl. velfærdstab Kilde: Kopier fra Vejdirektoratets hjemmeside på internettet d ( Trafikøkonomiske enhedspriser. Fede-typer indsat af KMP Det fremgår, at et statistisk liv (= pr. rapporteret dræbt) i år 2000 svarede til omkring 2,6 mio. kroner. Beregningerne opdateres ikke fra bunden af hver gang, men fremskrives typisk med løn-og prisudviklingen. På grund af de mange mangler ved HC-metoden, jfr. svaret på spørgsmål 2, har Vejdirektoratet indført et tillæg i form af et såkaldt velfærdstab. Det siges at være et politisk fastlagt beløb, men på trods af gentagne forsøg fra nærværende forfatters side, er det aldrig lykkedes at få fat på hverken en systematisk begrundelse for tillægget eller identificeret de politiske beslutningstagere, som angivelig oprindeligt skulle have fastlagt beløbet (den anførte praksis går tilbage til sidst i 70erne og beregningen af tillægget har været uændret i perioden). Personlig opfatter jeg derfor de konkrete beløb som nogle ret vilkårligt valgte talstørrelser. I.3. Risikoændrings-metoden Grundtænkningen er her fundamental anderledes end ved HC-metoden. Man interesserer sig for, hvor meget man vil betale for en risiko-ændring, fx sandsynligheden for at død eller invalideres på grund af en mindsket risiko for trafikulykker eller mindre risiko for at blive eksponeret til bestemte stoffer. Mere præcist: hvad er betalingsviljen for en risikoændring. Selve formuleringen fokuserer umiddelbart på statistisk liv ( risiko ) hvortil kommer, at betalingsvilje er en central del af økonomisk tænkning, hvorved denne metode forankres i accepteret økonomisk teori. Et centralt spørgsmål er hvis betalingsvilje, der er tale om: den almindelige borgers, den potentielle målgruppe for risikoreduktionen eller de politiske beslutningstagere. Normalt er der tale om den almindelige ( gennemsnitlige ) borger. Beregningsmæssigt kan man benytte sig af to metoder: direkte observation eller hypotetisk betalingsvilje. Ved direkte observation af betalingsvilje (eller kompensation for at acceptere en bestemt risiko) tænkes fx på at observere, hvor meget højere lønnen er for arbejdere, som udsætter sig for øget risiko sammenlignet med (identiske) andre, som ikke har den samme risiko. Der findes en enkel dansk undersøgelse heraf fra 66

70 først i firserne (gennemført af nærværende forfatter). Man kan naturligvis også beregne, hvor stor en betalingsvilje bestemte beslutninger er udtryk, fx tage afsæt i beslutningen om at sanere asbestholdige loftbeklædninger. Ved hypotetisk betalingsvilje stiller man direkte et tilfældigt antal personer en række spørgsmål. Som eksempel kan betragtes følgende fra en dansk undersøgelse først i 90erne (og hvor eksemplet i dag er lettere forældet): Nu skal De prøve at forestille Dem, at de modtager et brev fra Rådet for Større Færdselssikkerhed, som oplyser, at De har mulighed for at få monteret en såkaldt air-bag i Deres bil. En air-bag er nærmest en slags oppustelig badebold, som sidder i rattet eller i bilens paneler, og som bliver pustet op i samme sekund, man kører ind i noget. Hvis denne airbag bliver monteret foran deres sæde i Deres bil, vil risikoen for at blive dræbt i en trafikulykke med bilen blive reduceret med 20%. Når de tager i betragtning, hvor meget De har råd til at betale: hvor meget vil de højest betale for denne air-bag? En sådan undersøgelse blev gennemført på Syddansk Universitet i Undersøgelsens titel er sigende: Estimation af betalingsvilje for forebyggelse af personskader ved trafikulykker. Baseret på interviews med omkring 1000 danskere over 18 år fandt man frem til, at befolkningens værdisætning af et undgået statistisk trafikdrab lå mellem 13,6 15,2 for risikoreduktioner på 30% og 13,6 og 18,4 for risikoreduktioner på 20%. Det karakteristiske er, at disse tal ligger markant over værdier fra HC-studier selv når der er velfærdstillæg, jfr. tabel 1. Tabel 2 indeholder eksempler fra udenlandske undersøgelser. De skal fortolkes med meget stor forsigtighed, ja nærmest kun som en illustration. Det skyldes dels, at de er udført med forskellige metoder, dels at valutaomregningen er forbundet med betydelige problemer. Hertil kommer, at man ikke umiddelbart kan forvente at værdisætning af risikoreduktioner er ens på tværs af landegrænser. Tabel 2 og det foregående kan imidlertid bruges til et delvis svar på spørgsmål 4 (om prisen skal være ens på hele jorden). Svaret er a) at værdisætningen varierer på tværs af lande og b) at man derfor heller ikke bør anvende ens værdisætning for alle lande med mindre, man står som en international organisation, fx Verdensbanken eller for den sags skyld Danida, der skal afgøre, om der skal iværksættes projekter i land A eller B. I appendix I er medtaget en yderligere, hel aktuel illustration med amerikanske data. 67

71 Tabel 2. Værdisætning af et statistisk liv ved hjælp af risikoreduktions-metoden forskelle mellem metodiske opgørelser (1999 priser) Land Risiko-metoden USA Sverige New Zealand England HC-metoden Tyskland Danmark Belgien Frankrig Holland Portugal 19,7 10,6 9,9 9,5 7,0 6,3 3,1 2,6 1,0 0,1 Mill.kr. Kilde: Jørgen Lotz Retfærdighed eller økonomi i den offentlige sektor, Danmarks forvaltningshøjskole, Bind 1, 1998, s I.4 Hvordan benyttes beregnede værdier af statistiske liv? Anvendelsen er allerede antydet: beregningerne indgår som en del af cost-benefit analyse af påtænkte investeringer eller reguleringer, fx nye standarder/niveauer for emission, på et område, fx miljø, vejinvesteringer og nye behandlinger i sundhedsvæsenet. Beregningerne er en vigtig del af gevinst-siden i en cost-benefit-analyse. Det skal forstås på den måde, at man typisk reducerer antallet af forventede dødsfald eller tilfælde af invaliditet som følge af fx en ændret reguleringspraksis. Dette betyder med andre ord, at man sparer det, der svarer til værdien af et statistisk liv multipliceret med det forventede antal. Denne besparelse bliver til en del af gevinstsiden. Anvendelsen af værdien af statistiske liv er også baseret på en antagelse om, at individuel betalingsvilje og individuelle præferencer bør være en del af samfundsmæssige beslutninger på de nævnte områder. I Danmark benyttes værdien af statistisk liv fx på vej-området og har også spillet en vis rolle ved regulering af arbejdsmiljøet. Hertil kommer, at de har været benyttet i rene akademiske sammenhænge, dvs. uden at være tiltænkt brug i forbindelse med konkrete og virkelige beslutninger. II. Spørgsmål 2. Hvad betyder rig/fattig, ung/gammel og syg/rask for værdien af et statistisk liv Dette spørgsmål kan i realiteten besvares ved at se på svaghederne ved de to metoder til værdisætning af et statistisk liv. I HC-beregninger spiller erhvervsindkomsten en stor rolle, fordi den indgår som de indirekte omkostninger. Dette betyder at indkomstfordelingen spiller en rolle ( rig og fattig ). Hvis der fx er tale om ulykker, som primært medfører død og invaliditet for ikke-erhvervsaktive ældre, betyder det, at der ikke ville ind- 68

72 gå indirekte omkostninger ved beregningen, dvs. værdien af et statistisk liv for ikke-erhvervsaktive er per definition mindre end for erhvervsaktive. Dette vil de fleste næppe acceptere som præmis i beregningen. I praksis foretages beregningen som en sammenvejning af alle grupper, som berøres og denne gennemsnitsværdi bruges så ved beregningen, dvs. også ældre vil ved denne fremgangsmåde blive tillagt en værdi, men det afgørende er, at alders- og kønsmæssige sammensætning af ulykkesbilledet påvirker beregningen: den 40-årige højttjenende erhvervsleder vejer mere end den 75-årige pensionist. Sagt på en anden måde: HC-beregningerne er følsomme overfor rig/fattig og ung/gammel hvortil kan føjes mand/kvinde. Hertil kommer det mere generelt spørgsmål om der er eller bør være sammenhæng mellem erhvervsindkomst og værdien af et statistisk liv. Økonomer er uenige, personligt mener jeg nej. En række forsøg på teoretisk at etablere en sammenhæng mellem HC-metoden og risikoændrings-metoden viser, at HCberegninger udgør en undergrænse for beregninger baseret på risikoændringsmetoden svarende til, at de viste tal i tabel 1 er lavere end i tabel 2s risiko-beregninger. For risiko-ændringsmetoden er grundproblemet, at betalingsvilje intuitivt (også) afhænger af betalingsevne, dvs. indkomst og dermed også er påvirket af rig/fattig. I eksemplet på et spørgsmål ovenfor blev dette fremhævet: når de tager i betragtning, hvor meget De har råd til at betale. Med andre ord må man forvente, at sådanne beregninger i et vist omfang er følsomme overfor indkomstfordelingen blandt de adspurgte, men betalingsvilje og præferencer for risikoreduktioner er naturligvis også påvirket af andre forhold. Der er to hovedproblemer med risikoændringsmetoden: dels at den er som oftest er hypotetisk, dels at mange mennesker har meget svært ved at forholde sig til sandsynligheder i almindelighed og i særdeleshed især små sandsynligheder, som der normalt er tale om, når man fx ser på miljøområdet. Sammenlagt gør disse forhold, at man skal tolke resultaterne med forsigtighed. Med hensyn til sandsynligheder er der også forskel på, om det er frivillige sandsynligheder, fx at man kører for stærkt på motorvejen, eller ufrivillige sandsynligheder, dvs. hvor man ikke selv vælger at udsætte sig for risikoen, men bliver på grund af sit arbejde eller hvor man opholder sig, fx passiv rygning. Med andre ord er ét af helt springende punkter ved metoden hele problemkomplekset omkring sandsynligheder. Fx er der eksempler, hvor der er forskelle på betalingsvilje afhængig af, om der er tale om øjeblikkelig død, fx et trafikuheld, eller langvarig og pinefuld død, fx kræft induceret af at have været eksponeret til carciogener. Den sidste sandsynlighedsreduktion værdisættes højere end den første. En del af denne kompleks problemstilling er, at de svar, som fremkommer i interviewundersøgelser, er meget påvirkelige af spørgeformen, fx noget så elementært om man spørger om sandsynligheden for at død eller overleve (som man jo vil erkende blot er to sider af samme sag men i spørgesammenhæng reagerer man mere positiv for en forøgelse af overlevelsen end en mindskelse af dødeligheden!) Der er endnu ikke udviklet definitive metoder, og det er et område, hvor der pågår en livlig udviklingsaktivitet. Hele problemstillingen omkring afdækning af hypotetisk betalingsvilje i almindelighed er stærkt omdiskuteret fra næsten total afvisning på grund af spørgetekniske problemer til næsten total accept fordi man tillægger den individuelle betalingsvilje så stor vægt, at man vælger at se bort fra metodiske problemer. 69

73 III. Spørgsmål 3. Hvilke elementer bør indgå i beregningen af et statistisk liv Spørgsmålet er for praktiske formål besvaret i det foregående. IV. Spørgsmål 4. Hvilke etiske overvejelser skal indgå ved prissætningen Dette spørgsmål kan ikke besvares med rigtigt eller forkert og faktisk bør eksperter være meget forsigtige med at besvare det, fordi de utilsigtet kan komme til at præsentere deres egne etisk overvejelser, som mere generelle end de faktisk er. Personligt mener jeg, at det er vigtigt, at metoderne ikke direkte eller indirekte er alders- eller kønsdiskriminerende. Dette er som nævnt ovenfor en del af problemet med HC-metoden. Da der er tale om samfundsmæssige beslutninger, kan det også diskuteres, om beregningerne (i for høj grad) må afspejle den herskende indkomstfordeling. En række foranstaltninger har ofte til formål af skabe bedre vilkår for dårligere stillede, fx arbejdsmiljø. I det omfang dette tillægges vægt kan der sættes spørgsmålstegn ved risikometoden. Afgørelsen af, om der skal tages etiske hensyn, er politisk. Den forskningsmæssige opgave er at redegøre for, om konkrete metoder i større eller mindre grad evt. har bestemte etiske antagelser indbygget. V. Spørgsmål 5: Foreligger der analyser der viser befolkningens accept af denne form for analyser? Det umiddelbare svar er nej. Der er enkelte undersøgelser, der viser, om relevante beslutningstagere bruger og accepterer analyser, hvori indgår værdien af statistiske undersøgelser. Resultaterne herfra er blandede, dvs. ja sommetider/undertiden. Ét af problemerne er, at man kan være i tvivl om beslutningstagerne gennemskuer de anvendte metoder og det er sjældent, at der i de sammenfatninger, der skrives til beslutningstagere, redegøres for kritiske antagelser og metodeproblemer. 70

74 Appendix I Illustration af beregnede værdier af statistiske liv baseret på direkte observation, typisk ud fra arbejdsmarkedsdata. Kilde: Viscusi, KW og Aldy JE The value of a statistical life: a critical review of market estimates throughout the world NBER Working Paper 9487, Cambridge, Mass., januar

75 Mikael Skou Andersen 1.4. Hvilke kriterier lægges til grund for valg af områder (fx vandmiljø, luftforurening, genanvendelse mv.), hvor der foretages miljøøkonomiske analyser i de forskellige forskningsinstitutioner og - organisationer? a. Sker der en fælles koordinering? b. Hvordan besluttes hvilken analysemetode, der skal anvendes c. Hvem har indflydelse på valget af område og hvordan styres det? Vi tænker fx på at medierne kunne have stor indflydelse på valget af område!? Besvarelse: Ad a) Miljøøkonomiske analyser udføres i Danmark ved en række forskellige institutioner, hvoraf de fleste vil være repræsenteret på konsensuskonferencen. Miljøøkonomiske analyser kan både være de meget omtalte cost-benefit analyser, men det kan også være mere overordnede såkaldte makro-økonomiske analyser, hvor man vurderer effekten af et indgreb på den økonomiske vækst, beskæftigelse m.v. Jeg vælger at forstå spørgsmålet sådan, at det drejer sig om de konkrete analyser, ikke om den miljøøkonomiske forskning, der i et vist omfang leverer data og metoder til brug for analyserne. Det Økonomiske Råd fremkom i begyndelsen af 90 erne med nogle af de første analyser, som var konkrete og empiriske, dette i modsætning til den overvejende teoretiske tilgang der prægede 1980 ernes diskussion om miljøøkonomi. Det daværende Miljø- og Energiministerium finansierede gennem forskellige puljer også analyser, f.eks. af vindmøllers samfundsøkonomi og af genanvendelse af papir, dette var i midten af 1990 erne. Analyserne blev udført ved bl.a. Amternes og Kommunernes Forskningsinstitut samt ved Danmarks Miljøundersøgelser. I de senere år er aktiviteten med at gennemføre miljøøkonomiske analyser udvidet betragteligt og en række konsulentfirmaer og vidensinstitutioner har kompetence på forskellige felter indenfor miljøøkonomien. Jeg vil ikke her give en udtømmende oversigt over de relevante institutioner, idet spørgsmålet går på hvordan og af hvem det besluttes at igangsætte en miljøøkonomisk analyse. Regeringen har tilkendegivet, at alle nye initiativer på miljøområdet skal underkastes en økonomisk analyse, så vidt muligt i form af en cost-benefit analyse. Det er bl.a. Miljøministeriets opgave at sikre, at sådanne analyser gennemføres, men andre ministerier er også involveret. Det gælder bl.a. Trafikministeriet og Fødevareministeriet, idet der også er miljøpolitiske initiativer indenfor deres ressortområder (aktuelt partikelfiltre samt forberedelse af Vandmiljøplan-III). Miljøstyrelsen er ved at gennemføre analyser især indenfor affald og genanvendelse. Disse analyser gennemføres i betydeligt omgang ved at opgaverne sendes i udbud, hvorefter konsulenter og vidensinstitutioner kan afgive tilbud på udførelse af opgaverne. Af myndigheder er det hidtil kun Miljøstyrelsen der i visse tilfælde selv har forestået miljøøkonomiske analyser. Finansministeriet har dog også gennemført en mere overordnet analyse af fordele og omkostninger ved miljøpolitikken. På myndighedssiden sker der altså en koordinering af analyseaktiviteten ved at de enkelte ministerier er ansvarlige for forskellige udredningsopgaver, og for at igangsætte de hertil hørende miljøøkonomiske analyser. 72

76 Da ExternE alene omhandlede luftforureningens skader er der imidlertid mangel på gode data til at belyse andre dele af miljøpolitikken, fx vandmiljøet. Et nyt EU-forskningsprojekt er nu ved at anvende ExternE s metode på vandmiljøproblematikken, men der vil gå nogle år før resultater foreligger. Når det gælder analyser af genanvendelse vil alternativet ofte være affaldsforbrænding. Da der til affaldsforbrænding er knyttet emissioner til luften kan man basere sig på ExternE s tal. Der mangler dog i ExternE tal for emissioner af tungmetaller og dioxiner. Til selve genanvendelsen vil der også være knyttet forskellige emissioner, men ikke kun til luften, således at det kan være vanskeligt at få hæftet priser på alle de relevante emissioner (afhængig af hvilken affaldsfraktion der er på tale). Man må ikke glemme at ExternE s tal er lavet som del af et metodeudviklingsprojekt. En simpel opdate- af ExternE s tal er sket i form af BeTa, som blev offentliggjort i Selvom der præsenteres ring resulta- Foruden myndighederne kan råd og vidensinstitutioner med den fornødne kapacitet og for egen regning vælge at udføre miljøøkonomiske analyser. Det Økonomiske Råd har løbende fremlagt miljøøkonomiske analyser i forbindelse med deres halvårsrapporter. Regeringen har etableret Institut for Miljøvurdering for at få gennemført uafhængige analyser bl.a. på et miljøøkonomisk grundlag. Fra universiteter og læreanstalter fremkommer lejlighedsvis miljøøkonomiske analyser, men aktiviteten her er overvejende teoretisk orienteret, og egentlige analysearbejder vil ofte være med en rekvirent der finansierer. På KVL er f.eks. gennemført en analyse af Skjern Å finansieret af Skov- og Naturstyrelsen. De uafhængige institutioner skal i sagens natur ikke koordinere deres analysearbejde med andre. I praksis vil man ved valg af analysespørgsmål formentlig vælge emner der kunne tænkes at blive inte- eller felter som man mener trænger til at blive ressante, belyst. b) Valg af analysemetode. I spørgsmålet om valg af analysemetode er det muligvis nødvendigt at sondre mellem på den ene side de statslige institutioner og på den anden side de uafhængige institutioner. Alligevel er der nok en større grad af enighed om analysemetoderne end det umiddelbart fremstår. Uenighederne går muligvis mere på de konkrete tal og data, end på selve metoden. For så vidt angår Miljøministeriet er der udarbejdet en omfattende vejledning i gennemførelse af sam- fundsøkonomiske analyser, som lægges til grund for alle de analyser der udføres eller igangsættes i regi af Miljøministeriet. Vejledningen er udarbejdet på et højt fagligt niveau og fortsætter dermed den linie som dens hovedforfatter lagde allerede ved udarbejdelsen af Finansministeriets budgetvejledning i Vejledningen er baseret på en velfærdsøkonomisk metode, som er i overensstemmelse med den grundlæggende teori på området. Vejledningen har lagt en norm for de miljøøkonomiske analyser, og må forventes også at få afsmitning på de analyser der gennemføres af andre sektorministerier. Vejledningen er imidlertid i hovedsagen begrænset til opgørelsen af omkostningssiden, mens metoderne til opgørelsen af miljøpolitikkens fordele (de såkaldte benefits) alene er omtalt i mere generelle vendin- ger. Det er i det hele taget i spørgsmålet om tal og data for opgørelse af miljøpolitikkens gevinster, at de største metodemæssige udfordringer henstår. De fleste analyser baserer sig på data fra det fælleseuropæiske forskningsprojekt ExternE når det gælder opgørelsen af fordele. ExternE, der blev koordineret af Universitetet i Stuttgart, anvendte en avanceret model- og computerkraft krævende metode til at beregne og opgøre skaderne ved luftforureningen. 73

77 ter for alle 15 EU-lande, så er tallene for Danmark imidlertid beregnet på et grundlag der er forholdsvis spinkelt, og behøver at blive konsolideret. Ad c): De områder hvor der igangsættes miljøøkonomiske analyser er fra de offentlige myndigheders synspunkt de områder, hvor der påtænkes nye initiativer. Nye initiativer vil ofte være emner der er affødt af en debat, og medierne kan naturligvis have haft en rolle i en sådan debat. Muligvis vil medierne dog blot være en slags megafon enten for nye forskningsre- eller for krav fra NGO erne. Partikler kom på dagsordenen gennem medierne, men fordi nye sultater forskningsresultater fra især USA dokumenterede deres sundhedsfarlige egenskaber. Dette blev omsat i krav om partikelfiltre fra bl.a. Det Økologiske Råd. EU har vedtaget nye skærpede normer for partikler i udstødningen, men herhjemme opstod en debat om man evt. skulle fremskynde EU-kravene Forurening: Kan udgifterne til forebyggelse af en forurening indregnes som et element på omkostningssiden i en miljøøkonomisk analyse? a. Giv eksempler herpå. b. Hvorledes indkalkuleres langtidseffekter af en forurening på f.eks. folkesundheden og dyreliv? 2.8. Hvordan inddrages udgifter til forskning i miljøteknologi i miljøøkonomiske analyser? Besvarelse: Ad 2.7) Jeg vælger at besvare spørgsmålet ud fra stikordene forebyggelse og langtidseffekter, som ikke kun berører omkostningssiden, men også den side der angår gevinsterne ved miljøpolitikken de sparede omkostninger. Omkostninger: Ved opstilling af de velfærdsøkonomiske omkostninger ved et projekt vil man medtage alle de omkostninger, som følger af tiltagene. Tiltag der har en rent forebyggende karakter vil næsten altid medføre en udgift, og den vil naturligt også blive medtaget i opstillingen. Tiltag der fx skal forebyg- ge forurening af grundvand koster penge og vil blive medtaget i omkostningsopgørelsen. Fordele: spørgsmålet er derimod hvordan rent forebyggende tiltag vil påvirke den miljøøkonomiske vur- af gevinsterne ved et dering miljøtiltag. For at gevinsterne kan opgøres vil det normalt være nødvendigt med en nærmere beregning af forholdet mellem indgrebet og indgrebets virkning en vurdering af den såkaldte dosis-respons fu nktion. Altså, hvad betyder en given dosis forurening for sundheds- og miljøskader. Og afledt heraf: hvis vi nedsætter dosis med så og så mange procent, hvor meget falder så sundheds- og miljøskaderne. Forudsætningen for at vi kan vurdere sådanne sammenhænge med nogenlunde præcision er god dokumentation for årsags-virknings-sammenhængene. Hvis man ikke kan dokumentere de helt præcise sammenhænge mellem årsag og effekt er det vanskeligt for den miljøøkonomiske analyse at opgøre fordelene i kroner og øre. Vi kan da sige at indgrebet har en forebyggende effekt, men vi kan ikke præcis opgøre hvad der forebygges. Der kan så ikke opgøres noget 74

78 præcist tal til benefit siden i den miljøøkonomiske analyse, men man kan beskrive i ord hvilken forebyggelse der forventes. Ad 2.7 a) Eksempel 1: grundvand. Forebyggelse af forureningen af grundvand med sprøjtemidler sprøjteforbud omkring grundvandsmagasiner. Forebyggende beskyttelse af grundvandsmagasinerne gennem sprøjtefri zoner kan berøre procent af landbrugsarealet. Omkostninger: ved forbud mod sprøjtning på landbrugsarealer påføres landbruget og samfundet alt andet lige et økonomisk tab, fordi dyrkningsudbyttet må forventes at falde. Størrelsen af tabet afhænger af hvilke afgrøder der er tale om se Bichel-udvalgets arbejde for en nærmere vurdering. Konklusionerne her var groft sagt, at mere nænsom sprøjtning kan give miljøeffekter for moderate omkostninger, mens et totalt sprøjteforbud vil medføre et betydeligt økonomisk tab. Fordele/sparede omkostninger: det er nødvendigt at beregne hvad et sprøjteforbud vil betyde for nedsivningen til og forureningen af grundvandsmagasinerne. Da en sprøjtefront fra fortidens synder allerede er p å vej mod magasinerne vil et forbud nu have begrænset effekt, selv på mellemlang sigt. Den beregnede dosis fra sprøjtemidlerne skal omregnes i scenarier for forurening af grundvandsmagasiner og hertil knyttede omkostninger. Størrelsen af omkostningerne vil bl.a. afhænge af om magasinerne aktuelt an- til drikkevand samt hvilken værdi man tillægger eksistensen af uforurenet vendes grundvand. Forenklet sagt: det er nødvendigt at opgøre hvor meget mindre grundvandsforurening vil man få som resultat af en sprøjtereduktion og at opgøre værdien af denne sparede grundvandsressource. Vi kender værdien af drikkevand men hvad værdien af grundvand i sig selv er vil vi først kunne svare på om nogle år, når et værdisætningsstudie er gennemført. Eksempel 2: partikler. Omkostninger: forurening med små og fine partikler kan forebygges gennem anvendelse af partikelfiltre, bl.a. på tunge køretøjer. Filtrenes omkostning vil blive opgjort i en miljøøkonomisk analyse. Fordele/sparede omkostninger. Vi kender og kan angive dosis-respons funktionen for forureningen med visse partikler (PM10 og PM2,5), mens vidensgrundlaget for de ultrafine partikler indtil fornyligt har væ- partikler forebyggelse men indtil man kan beskrive ret meget spinkelt. Ud fra den generelle viden om partiklers skadelige effekter på sundheden har der været et ønske om også at begrænse de ultrafine gevinsten gennem en dosis-respons funktion kan den ikke opgøres i en miljøøkonomisk analyse. Hvis ikke vi med videnskabelig sikkerhed kan sige nogenlunde hvor mange der dør som følge af eksponering for ultrafine partikler, vil gevinsten ikke kunne opgøres i sparede statistiske liv. Den miljøøkonomiske analyse vil derfor kun kunne beskrive den mulige gevinst med ord. Myndighederne vurderer dog for tiden om nye amerikanske forskningsresultater giver mulighed for at kvantificere sundhedseffekterne af de ultrafine partikler. Ad 2.7 b) Langtidseffekter af forureningen kan være vanskelige at opgøre, både i rent fysiske effekter og i kroner. I tilfældet med partikler har man på EU-plan både beregnet den akutte dødelighed ved forhøjet partikeleksponering og den kroniske overdødelighed som følge af langtidseksponering for partikler begge ele- 75

79 menter indgår i de beregningspriser som Kommissionen har fået udarbejdet for partiklers skadelige effekter. Partikler er imidlertid et af de bedst dokumenterede problem-områder. På andre områder hvor videns- eller mangelfuldt kan det være vanskeligt at foretage en systematisk vurde- grundlaget er mere sparsomt ring af kort- og langtidseffekter. Langtidseffekterne skal i en miljøøkonomisk analyse tilbagediskonteres til nutidsværdi. Det betyder, at skader der optræder på længere sigt en 30 år normalt vil blive tillagt meget begrænset værdi. Der henvi- til besvarelsen vedr. ses diskontering. Ad 2.8) Udgifter til forskning i miljøteknologi Ved et projekt eller et tiltag på miljøområdet vil der ofte være behov for at anvende ny teknologi. Da Vandmiljøplanen blev vedtaget i 1987 var eksempelvis kvælstoffjernelse på renseanlæg en ny teknologi, ligesom partikelfiltre til tunge køretøjer aktuelt er en ny teknologi der ikke hidtil har været markedsført. En række nye teknologier er baseret på et forsknings- og udviklingsarbejde, som producenten vil søge at få finansieret gennem markedsføringen. Et højt forsknings- og udviklingsniveau i produkterne vil påvir- prisen og dermed omkostningen ved at gennemføre tiltaget. Udgifter til forskning i miljøteknologi er ke dermed repræsenteret i analysen som en integreret omkostning ved de nye teknologier. Den optræder meget sjældent selvstændigt. Nye teknologier bliver efterhånden modne, og med tiden må priserne forventes at falde. Hvor hurtigt dette sker afhænger fra sag til sag, og er vanskeligt at forudsige. Hvis man i en miljøøkonomisk analyse på omkostningssiden tager udgangspunkt i styk-prisen for en helt ny teknologi der endnu ikke er markedsført eller sat i serieproduktion er der risiko for, at omkostningerne bliver overvurderet. I en omfattende analyse af den amerikanske miljøstyrelses cost-benefit analyser finder Morgenstern (1999), at omkostningssiden i gennemsnit er overvurderet med ca. 25 procent. Dette ses når man sammenligner de forudsete omkostninger med de faktiske omkostninger, som de kan opgøres nogle år efter et tiltag er iværksat. En af forklaringerne på, at omkostningerne næsten systematisk overvurderes synes at være, at det er vanskeligt at give en realistisk vurdering af prisen for nye teknologier. 76

80 Niels Buus Kristensen Valg af emneområder og medtagne faktorer samt håndtering af usikkerhed Baggrund Teknologirådet har bedt mig bidrage til konsensuskonferencen "Pris på miljøet" i Folketingets Lands- mv.), hvor der foretages miljøøkonomiske analyser i de forskellige forskningsinstitutioner og - tingssal d maj-03, hvor man har bedt mig besvare følgende tre spørgsmål: 1.4 Hvilke kriterier lægges til grund for valg af områder (fx vandmiljø, luftforurening, genanvendelse organisationer? 2.1 Hvorledes bestemmer/vælger miljøøkonomerne hvilke parametre, der skal indgå i regnestykkerne? 3.2 Hvor stor en usikkerhed i beregningerne kan miljøøkonomerne acceptere? Notat sammenfatter mine tre mundtlige indlæg under disse overskrifter på konferencen. 1.4 Hvilke kriterier lægges til grund for valg af områder (fx vandmiljø, luftforurening, genanvendelse mv.), hvor der foretages miljøøkonomiske analyser i de forskellige forskningsinstitutioner og - organisationer? a. Sker der en fælles koordinering? b. Hvordan besluttes hvilken analysemetode, der skal anvendes? c. Hvem har indflydelse på valget af område og hvordan styres det? Vi tænker fx på at medierne kunne have stor indflydelse på valget af område!? At sætte "Pris på miljøet" giver ikke megen mening i sig selv forstået som at opgøre af værdien af for eksempel ren luft eller af fuglelivet i naturreservatet Tipperne. Værdisætning er et værktøj i de miljøøko- analyser, hvis formål er at bidrage til grundlaget for beslutninger i valgsituationer, der giver nomiske anledning til ændringer i miljøtilstanden. I praksis drejer dette valg sig ofte om politisk prioritering af samfundets knappe ressourcer: Opvejer gevinsterne for befolkningens helbred omkostningerne ved at nedsætte dieselbilernes luftforurening med partikelfiltre, eller er det bedre at bruge pengene på støj- langs vejene? Der kan også være tale om prioritering på tværs af sektorerne: Gavner det befolk- skærme ningen mest at bruge flere penge på at nedsætte ventetiden på hofteoperationer eller på at forbedre luftkvaliteten ved at give afgiftsrabat til biler med partikelfiltre? De konkrete miljøøkonomiske analyser udspringer meget ofte af aktuelle politiske spørgsmål. Mange cost-benefit analyser har hidtil været foretaget af eller for ministerierne i forbindelse med udarbejdelse af handlingsplaner eller lovforberedende arbejde, hvor tidshorisonten for arbejdet er relativt kort. Udvik- af robuste værdisætninger af generelle miljøforhold som støj, luftforurening, grundvandsressour- lingen cer osv. er imidlertid store selvstændige forskningsområder, som kræver en meget mere langsigtet forskningsindsats. Praktiserende miljøøkonomer er derfor afhængige af, at den miljøøkonomiske forskning løbende udvikler og forbedre generelle værdisætninger af de relevante miljøparametre, som man ved såkaldt benefit transfer kan benytte som basis for beregningspriserne i miljøøkonomiske analyser af konkrete politiske virkemidler. Økonomer er i store træk enige, om de grundlæggende principper for de miljøøkonomiske analyser. Vanskelighederne er knyttet til den praktiske anvendelse i en verden med meget ufuldstændig viden, både om de fysiske årsagssammenhænge og værdisætningen af miljøeffekterne. I praksis har denne mangel på viden end langt større betydning for resultaterne end eventuelle metodeforskelle. Derfor støder sammenligning af resultaterne fra forskellige miljøøkonomiske analyser ofte på den barriere, at der anvendes vidt forskellige beregningspriser for miljøeffekterne. Der foregår naturligvis en vis uformel koordinering 77

81 på tværs af forskningsmiljøerne gennem den faglige dialog. Men der er et stort behov for et fælles fun- klart forankret "nationalt katalog med anbefalede beregningspriser", dament i form af et organisatorisk der opdateres regelmæssigt. Det vil skabe væsentlig større gennemskuelighed i analyserne og dermed et klarere grundlag for at diskutere analyserne som del af beslutningsgrundlaget. Medierne har indirekte en vis indflydelse på hvilke områder der forskes i gennem deres påvirkning af den offentlige debat. Ny forskningsbaseret viden om miljøsammenhænge og statistik, der dokumenterer miljøproblemer, kommer ofte til politikernes kendskab via medierne, som også kan optræde som talerør for forskellige befolkningsgruppers prioritering af miljøproblemerne. Denne påvirkning kan således indiforskningsinstitutioner og konsulenter. Det kan snarere være et problem, hvis en ophedet mediedebat rekte bidrage til at aktualisere de miljøøkonomiske analyser, som beslutningstagerne efterspørger hos om et miljøproblem fremtvinger en bestemt politisk regulering, før et fornuftigt beslutningsgrundlag har kunnet tilvejebringes. 2.1 Hvorledes bestemmer/vælger miljøøkonomerne hvilke parametre, der skal indgå i regnestykkerne? a. Hvordan sikres at alle relevante parametre er med i en beregning, således at analysen giver et retvisende resultat? Vi tænker i den forbindelse på om de indirekte og afledte omkostninger eller gevinster indgår? For eksempel har vi forstået at man vedr. håndtering af affaldspapir kommer til vidt forskellige resultater (afbrænding/genbrug) afhængig af hvilke parametre, man inddrager i beregningen b. Hvorledes fastlægges og afgrænses geografisk område og tidsmæssig udstrækning? (Det er vores opfattelse at der foreligger eksempler på at valg af afgrænsning er afgørende for resultatet.) c. Hvilke økonomiske og/eller politiske faktorer har indflydelse på valget af parametre? Giv nogle eksempler. Formålet med miljøøkonomiske analyser er at bidrage til, at træffe politiske beslutninger, der er til størst mulig gavn for samfundet. Beregningerne bør derfor principielt medregne alle væsentlige konsekvenser, der påvirker nogle af samfundets borgere direkte eller indirekte. Det rejser to problemstillinger: 1) Identifikationen af væsentlige konsekvenser; og 2) Afgrænsningen af samfundets borgere. Det første punkt indebærer, at afledte miljøeffekter fra alle led i produktionskæden også skal medtages. Er gevinsten ved et tiltag for eksempel at begrænse CO 2 -udslippet gennem sparet forbrug af benzin og diesel i transportsektoren, skal CO 2 -besparelsen fra det medgåede energiforbrug til produktion og distribution af brændstofferne også medregnes. I livscyklus tilgangen (LCA) har man udviklet komplekse metoder til at redegøre for massestrømme, miljøeffekter og energiforbrug. Der er et åbenlyst potentiale for at integrere LCA-resultaterne i de miljøøkonomiske analyser. I praksis sætter tid og ressourcer grænser for hvor mange parametre, der kan medtages, og på hvilket detaljeringsniveau de kan kortlægges. I prioriteringen af de relevante parametre må økonomerne i høj grad støtte sig til miljøtekniske, natur- og lægevidenskabelige fagfolks vurderinger af de relative miljørisici. Ofte går striden om samfundsøkonomiske analyser er rimelige eller ej på, om alle væsentlige parametre er medregnet. Inden for transportsektoren har man traditionelt fokuseret på uheld, luftforurening og støj ud fra en væsentlighedsvurdering. Gennem mange år har disse parametre været inkluderet i costbenefit analyser af infrastrukturprojekter. Luftforurening fra afbrænding af fossile brændsler generelt har længe været betragtet som en af de mest alvorlige miljøproblemer. Det fælles europæiske projekt ExternE bidraget med et omfattende arbejde op gennem 1990'erne for at værdisætte skaderne fra luftforurening fra energiproduktionen og trafikken. Motorteknikere, meteorologer, epidemiologer, økonomer og andre videnskabsfolk fra mere end 30 organisationer har samarbejdet om at udvikle den såkaldte Impact Pathway Approach, der kan oversættes som "effekt årsagskæde metoden". Projektet har udviklet detaljerede beregningsmodeller, der kvantificerer årsagssammenhængene fra emissioner til en række parametre: øget dødelighed, helbredsskader, nedsat skov- og høstudbytte og tilsmudsning og korrosion af bygningsværker. Når skaderne værdisættes 78

82 med de opstillede beregningspriser, viser det sig at helbredseffekter og øget dødelighed tegner sig for mindst 95% af skadesomkostningerne fra luftforureningen 11, hovedsagligt fra fine partikler og NO x. På andre områder, som for eksempel herlighedsværdien af naturområder, er økonomerne mindre afhængige af kortlægningen af tekniske og naturvidenskabelige sammenhænge i opstillingen af beregningspriser, da det her er nemmere for borgerne at forholde sig mere direkte til værdien. Her har man udviklet forskellige interviewteknikker og statistiske metoder til at afsløre interviewpersonernes betalingsvillighed for at bo tæt ved og benytte rekreative områder. Disse metoder har dannet grundlag for miljøøkonomiske analyser af forskellige naturgenopretningsprojekter og skovrejsning. Endelig er der en lang række miljøparametre, hvor man (endnu) ikke har været i stand til at udvikle metoder, der kan give et bud på beregningspriser. Ofte er denne begrænsning den afgørende for hvilke parametre, der i praksis medtages i de miljøøkonomiske beregninger. Det andet spørgsmål er, hvordan man geografisk afgrænser "samfundet", og dermed hvilke borgeres for- en given afgrænsning. Det må afgøres i de konkrete tilfælde, og er i sidste instans et spørgs- dele og ulemper, der medregnes. Det må her understreges, at miljøøkonomiske analyser ikke i sig selv forudsætter mål om hvilken befolkning man ønsker at tage hensyn til, dvs. en politisk problemstilling. Det klassiske område for samfundsøkonomiske cost-benefit analyser er større nationale infrastrukturprojekter, f.eks. en bro, som typisk har været finansieret af staten, dvs. af skatteborgerne. Det er her naturligt at benytte en national afgrænsning, så spørgsmålet bliver, om landets borgere får tilstrækkelig værdi i form af sparet rejsetid for de skattekroner, som staten påtænker at investere i projektet. Miljøøkonomiske analyser benytter også ofte denne nationale afgrænsning, selv om der i miljøpolitikken ofte tales om (globale) bæredygtighedsbegreber, som netop betoner helhedsbetragtningerne. Endvidere har Danmark indgået en række internationale forpligtelser på miljøområdet som har konsekvenser. Før Kyoto ville miljøøkonomiske analyser af CO2-reduktioner ikke give meget mening med udgangspunkt i en national afgrænsning af de medtagne skader. Den internationale forpligtelse bevirker, at forøget CO2 - udslip på et område har nationale omkostninger svarende til de marginale reduktionsomkostninger på et andet for at overholde forpligtelsen. Tilsvarende sker en ikke ubetydelig del af luftforureningens skader på tværs af landegrænserne, både fra energiproduktionen og trafikken. I de nuværende beregningspriser for luftforureningen medtages både de indenlandske og udenlandske skader fra danske emissioner. Den nationale afgrænsning er derfor i praksis snarere knyttet til, hvor miljøeffekterne opstår, end hvem de rammer, men på mange områder vil være sammenfald. Derimod medregner den nationalt afgrænsede miljøøkonomiske analyse ikke miljøeffekter, der skyldes produktion i udlandet. Ser vi for eksempel på afbrænding af returpapir som alternativ til genanvendelse, ses der bort fra øget fossilt energiforbrug fra papirproduktion i Sverige. Argumentet er, at det må være de svenske politikere, der har ansvaret for at vurdere om den samfundsøkonomiske gevinst for Sverige ved 12 den øgede papireksport opvejer miljøgenerne. Hvis dette ikke er tilfældet bør svenskerne skærpe miljøkravene til papirproduktionen. Den geografiske afgrænsning er imidlertid grundlæggende et politisk valg og ikke som sådan karakteristisk for den miljøøkonomiske analyse på trods af, at det er et ofte fremført kritikpunkt. Selv med en national afgrænsning vil det dog være relevant at vurdere, hvorvidt de ikke-medtagne miljøeffekter fra udenlandsk produktion ville være væsentlige, hvis man havde valgt en globalt afgrænsning, jf. livcyklustilgangen. Endelig kritiseres miljøøkonomiske analyser ofte for, at diskonteringen af fremtidige miljøeffekter gør, at langsigtede effekter ikke tillægges tilstrækkelig vægt: Hvis man benytter en kalkulationsrente på 3% som anbefalet i Miljøstyrelsens "Samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter" tillægges en miljøomkostning på 100 kroner om 60 år samme vægt som 17 kroner i dag, og kun 3 kroner hvis kalkulationsrenten 11 Eksklusiv CO Sverige (og andre EU-lande) er også underlagt Kyoto-aftalen for reduktion af det nationale klimagas-udslip. Derfor må den øgede papirproduktion forventes at give anledning til tilsvarende reduktioner andre steder i Sverige. Der kan være et problem med denne betragtning hvis den øgede produktion finder sted i u-lande, der ikke har forpligtet sig til at reducere klimagas-udslippet., eller hvor miljøreguleringen ikke betragtes som forsvarlig. 79

83 sættes til 6%, som anbefalet i Finansministeriets "Vejledning i udarbejdelse af samfundsøkonomiske konsekvensvurderinger". Igen er det til en vis grad op til en politisk afvejning, i dette tilfælde af fordelingen af velfærd mellem generationerne, men der er intet til hinder for at lægge sig fast på en lavere diskonteringsfaktor for at tilgodese de langsigtede effekter. Det er dog meget vigtigt, at det er den samme diskonteringsfaktor som anvendes fra gang til gang, da det elles ikke giver mening at sammenligne resultaterne. Tilsvarende er stærkt problematisk at anvende en særlig lav kalkulationsrente for miljøprojekter, med mindre man mener, at befolkningen i fremtiden vil tillægge miljøgoder større værdi i forhold til andre goder end i dag. Argumenterne for dette bør så fald fremføres eksplicit for de pågældende goder, og ikke pakkes ind i en lavere kalkulationsrente. 3.2 Hvor stor en usikkerhed i beregningerne kan miljøøkonomerne acceptere? a. Vi har det indtryk at miljøøkonomerne ofte står i det dilemma at en parameter har stor vigtighed, men til gengæld er vanskelig at prissætte. Hvorledes afvejes usikkerheden med vigtigheden af en given parameter? b. Vi har forstået at der er en generel tendens til en overvurdering af omkostningerne, hvad er konsekvenserne heraf? Miljøøkonomiske analyser er og vil fortsat være forbundet med store usikkerheder på værdisætningen af miljøparametrene. Fra et økonom-synspunkt er det dog fristende at bemærke, at vanskelighederne med at tilvejebringe præcise resultater ikke kun beror på usikre beregningspriser for skaderne. Det hænger i mindst lige så høj grad på manglende mængdeopgørelser af skadesvirkningerne for miljøparametrene, hvilket bunder i ufuldstændig miljøteknisk, naturvidenskabelig eller lægevidenskabelig viden om årsagsvirkningerne, f.eks. af i hvilket omfang emission af en given mængde dioxin fra forbrændingsanlæg påvirker befolkningens helbred og dødelighed. Den betydelige usikkerhed gør, at den tendentiøse miljøøkonom med lidt behændighed i mange tilfælde kan nå frem til netop det resultat, som understøtter vedkommendes forudfattede mening. For den hæderlige miljøøkonomiske analyse indebærer dette forhold, at konklusionernes gyldighed afhænger af, at resultaterne af beregningerne underkastes fyldestgørende følsomhedsanalyser med henblik på at identificere de kritiske forudsætninger, som kan få resultaterne til at "tippe". Dette gøres mest effektivt ved såkaldte "break-even" analyser, hvor man undersøger, hvor meget en usikker parameter skal ændres, for at bundlinien i den miljøøkonomiske beregning balancerer. Stor usikkerhed på værdisætningen er ikke generelt et argument mod at inddrage en parameter i analyserne, - snarere tværtimod 13. Pointen er, at man først kan vide, hvor stor betydning usikkerheden har, når man har medtaget den i beregningerne og de tilhørende følsomhedsanalyser. For eksempel kan følsomhedsanalyserne for et konkret eksempel vise, at enhedspriserne for luftforureningen skal være mere end 10 gange højere end forudsat for at påvirke konklusionerne. Hvis man samti- regneeksempler søger at belyse denne pointe i form af cost-benefit analyser for to trafik- dig vurderer, at usikkerheden højst er en faktor 5 i forhold til den benyttede værdi, er konklusionerne således robuste over for denne usikkerhed. Det ville man ikke have været i stand til at konkludere, hvis luftforurening var udeladt med den forhånds-begrundelse, at værdisætningen var for usikker til at indgå i analysen. Nedenstående investeringer, hhv. en fast forbindelse over Femer Bælt og opgradering af hovedvejen mellem Odense og Svendborg til motorvej. 13 Men det kan være problematisk at inddrage en parameter, hvis man slet ikke ved, hvor stor usikkerheden er, dvs. hvis man ikke kan opstille et meningsfuldt bud på usikkerheden omkring den værdi, man anvender. 80

84 Omkostninger & fordele Femer Bælt (mia. DKK) Odense - Svendborg (mill. DKK) Anlægsinvestering Vedligehold Kørselsomkostninger Rejsetid, m.v Miljøforhold Luftforurening 3-66 Støj 0 72 Ulykker Total Note: De konkrete talværdier er blot regneeksempler til illustration af problemstillingen. I det første tilfælde er miljøeffekterne samlet set små sammenlignet med de øvrige effekter. Selv hvis miljøeffekterne reelt burde sættes 5 gange højere, ville det i sig selv ikke rokke ved konklusionen. Omvendt har værdisætningen af miljømæssige forhold og trafikuheld stor indflydelse på Odense-Svendborg eksemplet. Selve arbejdsprocessen, hvor man tester beregningsresultaterne ved hjælp af følsomhedsanalyserne, giver en dybere indsigt i hvilke parametre, der er de væsentligste, og hvad der er de kritiske forudsætnin- vanskeligt at argumentere for, at ger. Den miljøøkonomiske vurderings værdi som beslutningsstøtteværktøj afhænger af, at denne forståelse bliver formidlet til beslutningstagerne. Man bør derfor værdisætte så mange relevante effekter som muligt, også selv om det er forbundet med meget stor usikkerhed 14. Der vil dog altid være relevante parametre, som man ikke er i stand til at inkludere i den samlede beregning, og disse parametre kan man naturligvis ikke teste ved følsomhedsanalyser. Og netop fordi man ikke kan omsætte disse til kroner og øre, er det selvfølgelig principielt de udeladte parametre ikke ville have haft væsentlig i forhold til det samlede resultat. Det er fristende at nå frem til den slutsats, at vejen frem er mere forskning for at opnå mere præcise resultater. Det er uden tvivl også delvist rigtigt, og forskningen vil givetvis også fremover kunne levere værdisætninger af nye parametre og reducere usikkerheden på de eksisterende. Som vi har set for luftforurening kræver det et intensivt samarbejde på tværs af faggrænserne for at afdække hele årsagskæden fra menneskelig aktivitet via emissioner, spredning og eksponering til skaderne og værdisætningen heraf på en sammenhængende måde. Men man må gøre sig klart, at miljøøkonomiske analyser er en faglig disciplin uden naturvidenskabens nøjagtighed, og at selve cost-benefit beregningen altid vil være partiel, dvs. ikke kunne dække alle rele- miljøøkonomiske vurdering, at de udeladte effekter beskrives (og helst vante aspekter for beslutningstagerne. Derfor bør man skelne nøje mellem den miljøøkonomiske beregning, dvs. selve bundlinien af cost-benefit analysen, og den miljøøkonomiske vurdering. Det er en helt væsentlig del af den samlede kvantificeres) og benyttes i en perspektivering af beregningsresultaterne, når analysens konklusioner skal uddrages. 14 Hvis man ikke har en analysemetode til at frembringe et bud på værdien af den centrale miljøparameter udelukker det naturligvis at inddrage den direkte i beregningerne. Hvis den pågældende miljøparameter er hovedfokus for politiktiltaget, kan "break-even" analyser benyttes til at beregne en skyggepris pr. enhed. Skyggepriser kan anvendes til at sammenligne den samfundsøkonomiske omkostningseffektivitet af alternative virkemidler med henblik på at opnå en given miljømålsætning billigst muligt. Denne tilgang har for eksempel været anvendt i flere omgange på Danmarks Kyoto-forpligtelse for drivhusgas-udslippet. 81

85 Miljøøkonomiske analyser giver aldrig det fulde svar, blandt andet fordi man i praksis aldrig kan værdisætte alle forhold. I stedet må vi fagfolk, der praktiserer disciplinen, blive bedre til at formidle klarere, og nuancere betydningen af usikkerhed, kritiske forudsætninger og udeladte parametre. Resultatet heraf vil forhåbentlig være en forståelse for at økonomerne ikke prøver at give det endelige svar, og dermed forsøger at overtage den politiske beslutningsproces, ved at præsentere en positiv eller negativ bundlinie i beregningerne. Men at miljøøkonomiske analyser ikke kan stå alene er ikke et argument for ikke at gennemføre dem eller at se bort fra dem som en del af beslutningsgrundlaget. Tværtimod, gode miljøøkonomiske analyser bør være tungtvejende argumenter i beslutningsprocessen på en lang række vigtige miljøpolitiske områder. 82

86 Niels Mejlgaard Spørgsmål 1.7. Kriterier for politisk legitimitet. I et velfungerende demokrati står politikerne til regnskab for deres beslutninger overfor borgerne. Politiske beslutningsprocesser skal kunne betragtes som legitime i den brede offentlighed, men kriterierne for, hvad der opfattes som legitimt, ændrer sig over tid. Der er aktuelt et europæisk forskningsprojekt under gennemførelse, der forsøger at belyse, hvilke kriterier der i forskellige lande er afgørende for, hvorvidt politiske processer og beslutninger betragtes som legitime af borgerne 15. De første resultater viser, at vi i Danmark fra begyndelsen af dette årti - og særligt omkring regeringsskiftet - oplever et 'regime-skift' i normerne for, hvilke krav der skal gælde for demokratisk legitim politik. Igennem 70'erne og 80'erne blev det betragtet som afgørende for den politiske legitimitet, at beslutningsprocesser sikrede dels bred deltagelse i det forberedende arbejde og dels bred enighed omkring de endelige beslutninger. I denne periode kan man tale om et 'konsensus-regime' for legitime politiske beslutningsprocesser. Igennem 90'erne blev der lagt vægt på at fastholde konsensus-traditionen, men samtidig blev det i stigende grad betragtet som centralt, at miljøhensyn og -konsekvenser blev synliggjort og indlejret i politiske beslutninger. Miljøvurdering af finansloven, grønne afgifter og opmærksomhed på miljøvenlige teknologier og produktion er eksempler på tiltag, der havde til hensigt at understrege, at politik ikke blot skal imødekomme krav om bred repræsentation i processer og bred tilslutning omkring beslutninger, men samtidig skal have en 'grøn' orientering. 90'ernes 'grønne regime' for politisk legitimitet er imidlertid under aktuelt pres. Mod slutningen af 90'erne stod emner som sundhedsvæsen og immigration højt på den politiske dagsorden, og med regeringsskiftet i 2002 kan man tale om, at normerne for politisk legitimitet har flyttet sig. Den nye regering betoner gennemsigtighed og mådehold omkring offentlige udgifter og succes i.f.t. at indfri de politiske mål som afgørende kriterier for, at politiske beslutninger kan betragtes som legitime. Dette nye 'fiskale regime' gør i nogen grad op med konsensustraditionen såvel som den grønne orientering. Konsekvenser for forskningspolitiske prioriteringer. Normerne for legitim politisk praksis har bl.a. betydning for forskningspolitiske prioriteringer. Figur 1 viser omfanget af de offentlige udgifter til miljøforskning som andel af de samlede offentlige udgifter til forskning. Figuren viser, hvordan det 'grønne regime' for politik i 90'erne afspejler sig i en opprioritering af miljøforskning i samme periode. 15 Der refereres her til det EU-finansierede forskningsprojekt 'Analysing Public Accountability Procedures in Europe'. Se f.eks. Jamison, A. & Møhl, T 'Public Accountability Procedures in Denmark: Initial Profile'. 83

87 Figur 1. Offentlige udgifter til forskning i forureningsbekæmpelse og miljøbeskyttelse; pct. af samlede offentlige udgifter til forskning % 4.6% 4.4% 4.2% 4.0% 3.8% 3.6% 3.4% 3.2% 3.0% 2.8% 2.6% 2.4% 2.2% 2.0% 1.8% 1.6% 1.4% 1.2% 1.0% 0.8% 0.6% 0.4% 0.2% 0.0% Denmark Figuren kan give en indikation af, hvordan den politiske dagsorden og værdinormerne for politisk praksis har betydning for politikernes vilje til at prioritere den generelle forskningsindsats på miljøområdet. Tallene siger imidlertid ikke noget om, hvorvidt 'miljøøkonomiske analyser' opprioriteres på bekostning af andre metoder i miljøforskningen. I forhold til dette spørgsmål er det dog relevant at pege på, at miljøøkonomiske analyser tilbyder sig som en attraktiv metode i forhold til det 'fiskale regime' for legitim politisk praksis. Styrken ved de miljøøko- analyser ligger netop i, at de kan danne baggrund for politiske beslutninger, der fremstår gen- nomiske nemskuelige og effektive m.h.t. omkostninger og formål. I forbindelse med den aktuelle udvikling fra et 'grønt regime' i retning af et 'fiskalt regime', kan man således forvente, at miljøøkonomiske analyser vil blive centrale for miljøpolitiske beslutninger. Hvornår - og hvordan - bruger politikerne forskningsbaseret viden? Ved årsskiftet 1999/2000 gennemførte Analyseinstitut for Forskning en spørgeskemaundersøgelse blandt de danske folketingspolitikere, med henblik på at få indblik i politikernes brug af forskningsbaseret viden. Undersøgelsen viste, at forskningsresultater finder vej ind i lovgivningsprocessen, som grundlag for politiske initiativer og i det lovforberedende arbejde. 16 Kilde: OECD. Refereret i Siune K. & Helm-Petersen, N Trends in science policy: Governments priority setting. Analyseinstitut for Forskning. 84

88 Figur 2. Hvor er forskningens indflydelse størst; pct. 17 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% Økonomisk politik og finanspolitik 17% Arbejdsmarkedspolitik 12% Erhvervspolitik 4% Socialpolitik 14% Sundhedspolitik 60% Boligpolitik 0% Miljø- og energipolitik 63% Kulturpolitik 0% Uddannelsespolitik 8% Forskningspolitik 16% Fødevare-, landbrugs- og fiskeripolitik 51% Trafik- og planlægningspolitik 6% Skattepolitik 2% Udenrigs- og forsvarspolitik 1% Retspolitik 2% Figur 2 viser, at miljø- og energipolitik er det politikområde, hvor forskningsresultater har størst indfly- på den politiske beslutningsproces. Det betyder, at miljøøkonomiske analyser potentielt kan få en delse afgørende betydning for den danske miljøpolitik. Det er imidlertid vigtigt at understrege, at der ikke er en systematisk sammenhæng mellem forskningsformål. Forskningsresultater anvendes også strategisk til at sætte en bestemt politisk dagsorden resultater og politiske beslutninger. Forskningsbaseret viden medvirker sagligt-oplysende til at skabe grundlag for fornuftige beslutninger. Men politikerne anvender ikke blot forskningsbaseret viden til dette eller til at legitimere bestemte politiske beslutninger. 17 Kilde: Kindtler, K. & Kallehauge, P Politikere og forskning. Analyseinstitut for Forskning. 85

89 Som en del af Analyseinstituttets undersøgelse, blev der gennemført personlige interviews med formændene for Folketingets stående udvalg. En af formændene sagde bl.a. følgende om anvendelsen af forsk- ningsbaseret viden:...så vi havde alle sammen vores egen dagsorden. Og så... blev eksperterne brugt, ja, og sådan vil jeg tro de sidder og tænker for sig selv i dag - 'til hvad'? 18 Citatet giver et godt indtryk af, at forskning ikke blot har en oplysende, saglig funktion i den politiske debat og lovgivningsarbejdet; men afhængigt af den politiske kontekst (mediebevågenhed, parlamentarisk konfliktniveau m.v.) også kan fungere som politisk ammunition, der gør argumenter vægtigere, og dermed kan støtte bestemte holdninger. Konklusion Sammenfattende kan man sige, at miljøøkonomiske analyser rammer den tone, der er slået an i den aktuelle politisk-demokratiske situation, hvor legitime politiske beslutninger skal være omkostningsbevidste og effektive. Når man samtidig er opmærksom på, at miljøpolitik er det område, hvor forskningsresultater har den største indflydelse på de politiske beslutningsprocesser, er det rimeligt at forvente, at miljøøkonomiske analyser vil få en vigtig rolle i miljøpolitikken i de kommende år. Det er dog væsentligt at understrege, at politikerne ikke blot anvender forskning for at øge sagligheden i de politiske beslutninger. Forskningsresultater udvælges og anvendes også strategisk, for at støtte en holdningsbaseret politisk dagsorden. Det er således rimeligt at forvente, at miljøøkonomiske analyser - som forskningsmetode og politisk værktøj - i lighed med andre metoder og analyser vil blive anvendt for at fremme bestemte politiske mål. 18 Kilde: Kindtler, K. & Kallehauge, P Politikere og forskning. Analyseinstitut for Forskning. 86

90 Ole P. Kristensen Besvarer spørgsmål 1.6., 1.7. og Er der gennemført økonomiske analyser af om det kan betale sig at forske i/udføre miljøøkonomi? Mig bekendt er der ikke gennemført sådanne analyser. Formålet med forskning er at skaffe ny indsigt, forståelse og viden. Ny viden og indsigt har en værdi i sig selv. Det vil efter min mening være forkert kun at forske i emner, der kan betale sig. Det er ikke muligt at forudsige om forskning i bestemte emner kan medføre resultater, der kan betale sig. Økonomi og miljøøkonomi kan generelt bidrage til at sikre en optimal anvendelse af samfundets knappe ressourcer og til at maksimere mængden af knappe ressourcer. Økonomiske analyser kan således bidrage til at sikre at præferencerne i befolkningen afspejles i de enkelte politiske beslutninger. Økonomiske analyser kan i høj grad også bidrage med et samfundsmæssigt helhedssyn, så der sker en samlet afvejning og prioritering på tværs af sektorer, herunder få belyst de virkninger en beslutning inden for et bestemt område har for hele samfundet. Andre faglige tilgange indebærer ofte en snæver tilgang til problemerne, hvor hensynet til helheden spiller en mindre rolle. Hvad betyder optimal anvendelse? Det betyder for økonomer bl.a. anvendelse af ressourcerne i over- ensstemmelse med de præferencer dvs. ønsker, der findes i befolkningen. Økonomiske analyser kan bidrage til at afdække ønskerne og styrken af ønskerne i befolkningen. Økonomiske analyser bidrager på miljøområdet og på andre områder for den sags skyld således til at muliggøre beslutninger der: - afspejler præferencerne i befolkningen herunder styrken af disse præferencer - anlægger et helhedsperspektiv på tværs af alle sektorer og hensyn Det tror jeg alle vil anerkende er fornuftige formål selvom, der ikke findes analyser af om det kan betale sig. Jeg vil gerne fremhæve tre eksempler på, at miljøøkonomiske analyser og betragtninger formentlig har gjort en forskel : 1. Vandmiljøplan II, som var væsentligt mere fornuftig i henseende til at få effekt af indgrebene end vandmiljøplan I. Miljøokonomiske overvejelser blev ikke inddraget ved udformningen af vandmiljøplan I, men det blev de ved udformningen af vandmiljøplan II 2. Det såkaldte Bicheludvalg, der beskæftigede sig med landbrugets anvendelse af pesticider, havde stor gavn af at inddrage miljøøkonomer i et tæt samspil med naturvidenskabsfolk. 3. Kyotoprotokollen vedr. begrænsning af udslippet af drivhusgasser indeholder en bestemmelse om, at man mellem landene kan handle CO2-kvoter. Det er udtryk for en rigtig miljøøkonomisk tankegang, der indebærer, at det bliver langt mindre omkostningskrævende at nå Kyotomålsætningerne end det ellers ville have været. 87

91 1.7. Hvilken indflydelse h ar brugen af miljøøkonomiske analyser og resultatet heraf på prioriteringen af forskningsindsatsen på miljøområdet? Spørgsmålet afspejler en frygt for, at politikerne kun løser de problemer, hvor man kan lave økonomiske analyser og eller har sikker viden. Det er formentlig en ubegrundet frygt. I faget statskundskab er der forsket meget i, hvilke sager der kommer på den politiske dagsorden, og hvilke faktorer der påvirker indholdet af politiske beslutninger. Essensen af denne forskning er bl.a.: - Forskning og forskningsresultater har en helt marginal betydning for, hvad der bliver til politiske sager - Hvis et spørgsmål først er blevet politiseret, så bliver der under alle omstændigheder truffet beslutninger, også selv om man har ringe eller usikker viden på området - Der er ingen klar sammenhæng mellem den viden, man har, og indholdet af de politiske beslutninger Eksempler på, at der ikke er en klar sammenhæng mellem viden og poliske beslutninger: Eksperter har i årtier kunnet påvise det fornuftige i at liberalisere markedet for lejeboliger, uden at det er sket. Rent principielt må man imidlertid hævde, at det er bedre at have stor viden end beskeden viden, når der træffes beslutninger. Det forhold, at det er besværligt at skaffe sig viden på visse områder, bør naturligvis ikke afholde os for at skaffe os viden på områder, hvor det er lettere Hvordan sikrer miljøøkonomerne, at den nyeste faglige viden i tilstødende fagområder indbygges i beregningerne? Det korte svar er via tværvidenskabeligt samarbejde. På mit eget institut Fødevareøkonomisk Institut har vi mangeårige gode erfaringer med samarbejde mellem økonomer og naturvidenskabsfolk. Det tidli- omtalte Bichel-udvalg er et godt eksempel på et sådant gere samarbejde. Set med økonomøjne er problemet ikke så meget at skaffe den nyeste faglige viden fra tilstødende fag- men at den relevante viden ofte er usikker eller områder, mangelfuld. Eksempler fra miljøområdet på usikker eller mangelfuld naturvidenskabelig viden: - Iltsvindsproblemer i de danske farvande - Den globale opvarmning 88

92 Peder Andersen Indledning Idet jeg i det følgende snævert vil relatere mine kommentarer til de stillede spørgsmål, vil jeg kort præcisere, at brugen af miljøøkonomiske analyser og tilknyttede cost-benefit-analyser kan give beslutningsta- mere information og forbedre beslutningsgrundlaget. Analyserne har som udgangspunkt, at det er gere ønskværdigt at udnytte samfundets ressourcer bedst muligt, at befolkningens ønsker og betalingsvillig- er central for analyserne, at mange miljøgoder ikke omsættes på et egentligt marked, og at miljøet hed ikke har egne rettigheder. I analyserne kan inddrages mange former for værdikategorier (brugsværdi, optionsværdi, eksistens og testamentarisk værdi og symbolværdier og kritisk naturkapital), men at me- til værdisætning med forskellig grad egner sig til at værdifastsætte disse goder. Oftest vil ud- toderne gangspunktet være en accept af den eksisterende indkomstfordeling, men politisk fastsatte rammer for fordelingsmæssig e forhold kan indarbejdes, herunder også generationsmæssige forhold. Miljøøkonomi- erstatte politiske beslutninger, men give politikere et bedre beslutningsgrundlag. ske analyser kan ikke Om dette bruges eller ej, er og bliver politikernes afgørelse. Der findes ganske klare regler for god praksis inden for udarbejdelse af miljøøkonomiske analyser og cost-benefit-analys er. Fagområderne har eksisteret i mange år. I Danmark har fagområderne ikke stor udbredelse på universiteterne, hvilket selvfølgelig er af betydning for både omfanget af forskningen og uddannelsen af kandidater og ph.d. er. Vurderinger og synspunkter i besvarelsen af de stillede spørgsmål er alene forfatterens ansvar. Det er vigtigt i den forbindelse af være opmærksom på, at forfatteren ikke finder det muligt inden for de givne rammer at give tilnærmelsesvis fyldestgørende svar på spørgsmålene, der alle er fagligt omfangsrige. Spørgsmål 1.2. Hvilke erfaringer har man fra Danmark og fra udlandet med anvendelse af miljøøkonomiske analyser? Svar: Generelt er miljøøkonomer enige om, at principperne for og metoderne til at gennemføre analyser er gode. Teorien er veludviklet, og metodernes styrker og svagheder er kendte. Overordnet er opfattelsen også den, at der på mange områder kan være problemer med at gennemføre empiriske analyser og dermed gennemføre konkrete beregninger. Problemerne er ikke primært knyttet til de økonomiske værktøjers begrænsninger, men til det forhold, at data og sammenhænge af naturvidenskabelig karakter ofte er ufuldstændige. Som eksemplet kan nævnes udviklingen i grundvandskvalitet og konsekvenserne for sundhed. Men selv om der findes solide data, vil der altid, også inden for økonomi, være usikkerhed om resultaterne. Dette kan belyses ved følsomhedsanalyser. Det er rimeligt at konkludere, at der generelt ikke er gennemført mange analyser i Danmark sammenlignet med f.eks. Norge, Sverige og USA. a. Giv en oversigt over de områder, hvor man allerede har lavet/anvendt miljøøkonomiske analyser. Svar: Alle område r inden for miljø i bred forstand har været genstand for analyser. Analyserne er publiceret i tidsskrifter som f.eks. Journal of Environmental Economics and Management, Land Economics og Environmental and Ressource Economics. Ligeledes er der publiceret en række bøger. Som eksempel på en bog med eksempler på analyser fra flere land kan nævnes Pricing the European Environment (Ståle Navrud, Ed.) I de senere år har hele global opvarmning og rekreative områder været i centrum, men også f.eks. konsekvenser af olieudslip har været genstand for analyser. I Det Økonomiske Råd er der i 2002 gennemført en vurdering af dansk miljø- og energipolitik. b. Hvordan er det blevet brugt? Positive/negative erfaringer? Svar: I Danmark har miljøøkonomiske analyser kun i begrænset omfang været brugt. Dog har udvalgsarbejder i de senere år klart inddraget miljøøkonomiske analyser, ligesom f.eks. Finansministeriet og Det 89

93 Økonomiske Råd i en årrække har brugt metoderne. I de senere år er dette også sket i Miljøministeriet. I USA er der en lang tradition for at bruge analyserne også i direkte politiksammenhæng. c. Hvordan bruges erfaringerne fra udlandet/eu? Svar: I danske analyser bruges udenlandske resultater, hvis der ikke findes relevante danske data. Dette er sket i eksempelvis flere af analyserne fra Det Økonomiske Råd. Brug af EU-analyser er sket f.eks. i forbindelse med trafikpolitiske analyser. d. Hvordan samarbejdes der blandt miljøøkonomer nationalt og internationalt. Svar: Her adskiller miljøøkonomi sig ikke fra andre fagområder. Samarbejdet sker gennem konkrete forskningsprojekter, ved udveksling af resultater og ideer, ved konferencedeltagelse og ved international publicering. Et særligt forhold har indtil 2002 været gældende for samarbejdet i Danmark, idet der igennem flere år var tre centre (SØM, CESAM og AMOR) med samfundsvidenskabeligt miljøforskning som kerne, finansieret af Det Strategiske Miljøforskningsprogram (SMP). Disse centre prioriterede såvel teoretisk som anvendelsesorienteret miljøøkonomisk forskning, og har medvirket til at udbrede brugen af og kendskabet til miljø- og ressourceøkonomi Hvilke elementer kan værdisættes, og hvilke kan ikke værdisættes. Svar: Overordnet kan alle former for miljøgoder værdisættes, men usikkerheden kan være forskellig for de forskellige typer af goder, ligesom nogle metoder kun kan bruges til visse typer af goder. Brugsværdi (værdi i produktion, forbrug, rekreative værdier mv.) er det mest simple, og med stigende vanskelighed kommer derefter optionsværdi (værdien af muligheden for at benytte et gode), eksistensværdi og testa- mentarisk værdi og vanskeligst kritisk naturkapital. De indirekte metoder (rejseomkostningsmetoder og husprismetoden) kan bruges til måling af brugsværdi, medens den betingede værdisætning i princippet kan bruges til alle, selv om der selvfølgelig kan sættes spørgsmål ved brugen til værdifastsættelse af kri- naturkapital, hvis der her skal forstås natur med uendelig værdi (forfatteren er endnu aldrig blevet tisk præsenteret for ændringer i omfanget af et miljøgode, hvor betalingsvilligheden er uendelig). a. Såvidt vi har forstået, indgår livskvalitet ikke i beregningerne. Hvorfor gør de ikke det? Hvilke konsekvenser giver det for det politiske beslutningsgrundlag? Svar: Da værdisætningsundersøgelser har til formål at afdække personers betalingsvillighed for f.eks. forbedring af et miljøgode/forhindre en forringelse, vil livskvalitet indgå i disse beregninger. Hvis politikerne ikke accepterer individers vurdering af en forbedring/forringelse af en ændring i livskvalitet, kan undersøgelserne ikke lægges til grund, men må justeres i det omfang, politikerne ved bedre. b. Hvilket niveau for velfærd bruger man som standard i miljøøkonomiske analyser? Tager beregningerne hensyn til befolkningens ønske om materiel levestandard? Svar: Udgangspunktet er som bekendt befolkningens vurdering af værdien af et miljøtiltag. Man kan således ikke tale om, at der bruges en standard, som skal nås. Den økonomiske indgang er at opnå det bedst mulige samfund, når alle forhold inddrages, dvs. omkostningerne af forurening ved produktion og forbrug skal fratrækkes. Dvs. at der nok tages hensyn til materiel levestandard, men beregningerne er netop ikke begrænset hertil. Det er derfor, at miljøøkonomiske analyser i en verden, hvor miljøgoder spiller en stor og stigende rolle, er særdeles relevant Hvad betragtes som basale livskrav i en miljøøkonomisk analyse? Svar: Der sættes ikke nogle ultimative krav til omfanget af visse goder, for at der kan gennemføres miljø- analyser. Hvis der er politiske krav til, at luftkvaliteten ikke må komme under et vist niveau, økonomiske eller at en given mængde olie skal forblive i Nordsøen, kan dette indarbejdes i analyserne som en restriktion ( bibetingelse ). 90

94 a. Hvorledes tages der hensyn til ressourcernes tilgængelighed i fremtiden (f.eks. rent vand, ren luft, ren jord)? Svar: Når det er befolkningens vurdering, der er grundlaget, vil basale livskrav i form af tilgængeligheden af visse goder i visse mængder i princippet vise sig i værdisætningen ved, at disse goder får tillagt høj værdi i analyserne, forudsat at disse goder vurderes højt i befolkningen. Der kan dog være metodemæssige problemer i forhold til kommende generationer, idet betinget værdisætning ikke nødvendigvis får kommende generationers behov med på korrekt måde. Bruges bæredygtighed som princip for en langsig- prioritering, vil netop tilgængelighed af miljøgoder på længere sigt indgå i tet prioriteringen Hvilket scenario/billede for samfundsudviklingen ser miljøøkonomerne for fremtiden (50 år)? Svar: Miljøøkonomer har ikke bedre eller andre metoder til at udarbejde prognoser end andre, og den generelle linje vil for de fleste være at bruge historiske udviklingstræk til at beskrive vækst, ressourceforbrug mv. Historisk ligger den realøkonomiske vækst på ca. 2% om året. Dette kan indgå i prognoser for forbrug af naturressourcer og udledning, men samtidigt er det vigtigt at tage med, at når en ressource bliver mere knap, stiger prisen, og der sker besparelser sted samt alternativer bringes til veje. Netop substitution mellem forskellige produktionsfaktorer er vigtig og årsagen til, at dommedagsscenarierne ikke bliver til virkelighed Hvordan sikrer man, at brugerne - politikerne - af miljøøkonomiske analyser, er opmærksomme på usikkerhed og forudsætningerne ved det anvendte regnestykke. Svar: Godt fagligt håndværk betyder ALTID, at anvendte teorier og analysemetoder er fremlagt, forudsætningerne er angivet og klare, data beskrevet og kan kontrolleres, data udvalgt ud fra bedste faglige principper (herunder ikke vælges selektivt for at understøtte bestemte resultater/konklusioner), og at de gennemførte analyser er kontrolleret for fejl og mangler. Som en del af god faglighed og godt håndværk indgår en præsentation af kilder til usikkerhed og disse usikkerheders betydning for resultaterne, og det vil være led i godt håndværk at præsentere følsomhedsanalyser. Det er her relevant at tage nogle af de vigtigste usikkerheder og undersøge konsekvenserne af afvigelser fra de oprindelig anvendte forudsæt- ninger. a. Hvordan kan/bliver usikkerhederne udtrykt i resultaterne? Svar: I traditionelle analyser med statistisk usikkerhed angives sikkerhedsgrænser (konfidensintervaller), hvorved det er muligt for brugerne at vurdere, om en given faktor spiller en rolle. For selve analysen af, om en ændring er fornuftig, vil der normalt være gennemført beregninger, der viser konsekvensen af, at f.eks. den miljømæssige værdi viser sig at være markant højere, end den værdi der er anvendt i bereg- F.eks. vil værdien af liv, afhængig af beregningsmetode, kunne angives ved forskellige størrel- ningerne. ser. Betydningen af dette kan derefter vises i cost-benefit-analyser. Tilsvarende gælder ved brug af forskellige diskonteringsrater. b. Hvordan kan/bliver udeladelserne udtrykt i resultaterne? Svar: Hvis principperne for det gode håndværk ikke anvendes, fremgår udeladelser ikke af materialet. Det er selvfølgelig ikke acceptabelt, hvis sådanne udeladelser har betydning for resultaterne. Det er standard at angive, hvad der ikke er medtaget i en analyse, og, hvor det er muligt, som minimum at reflektere over betydningen heraf. F.eks. om udeladelserne påvirker resultaterne i den ene eller anden retning. c. Hvor stor en usikkerhed i beregningerne kan politikerne acceptere? Svar: Dette kan der ikke gives et fornuftigt svar på, men erfaringerne viser vel, at det ser ud til at afhænge både af den konkrete sag og den givne politiske og mediemæssige situation. 91

95 Pernille Kaltoft 5.1 Hvorledes indgår etiske hensyn i forudsætningerne for de miljøøkonomiske beregninger? Miljøøkonomi er en del af den neoklassiske økonomi som historisk og idémæssigt er udviklet i sammenhæng med den nytteetiske (eller utilitariske) etik. Man kan således kort sige, at miljøøkonomien rummer den slags etiske hensyn, som ligger i nytteetikken, og at en brug af miljøøkonomien samtidig udelukker (overser) andre typer etiske hensyn. Nytteetikken står for en optimeringstankegang: Det gode forstås som størst mulig lykke til flest mulige og lykke oversættes med livskvalitet. Livskvalitet inden for nytteetik kan begrebsliggøres på flere måder (hedonisme, perfektionisme eller præferenceopfyldelse). I økonomien forstås lykke eller livskvalitet som præferenceopfyldelse. Et mere lykkeligt samfund er altså et samfund hvor flere præferencer bliver opfyldt, i forhold til et samfund hvor færre præferencer bliver opfyldt. Præferencer tænkes som behov, der kan tilgodeses på et marked det er hele grundlaget for at vi kan regne lykke/livskvalitet i penge. Dvs. at når man fra et nytteetisk/økonomisk/miljøøkonomisk perspektiv skal vælge mellem to løsninger, så er det etisk rigtige at vælge den som giver mest lykke/livskvalitet alias præferenceopfyldelse (i miljøøkonomien oversættes dette til mest miljø for pengene ). Det er indlysende, at denne tankemåde udelukker en masse andre etiske hensyn. For det første er der ingen garanti for at den optimale løsning (som giver den største sum af lykke/livskvalitet/præferenceopfyldelse/mest miljø for pengene) er retfærdig 19. Handel med CO2 kvoter kunne være et eksempel på dette problem. Miljøøkonomer mener vist nok, at de ved hjælp af indviklede modeller kan inkorporere såvel fremtidige generationers interesser såvel som fordelingsaspekter i deres kalkuler og dermed løse fordelingsproblematikken. Værre er det hvis man helt grundlæggende set tvivler på, at nytteetikken har ret i sin forståelse af hvad lykke og livskvalitet er for noget. Hvad nu hvis det basale etiske handler om fællesskab og omsorg (tanker som ligger i dydsetik, kommunitarisme, kristen etik m.fl.) eller om respekt for det enkelte menneske, og evt. også for dyr og planter og hele naturen (som det tænkes i pligtetik, megen kristen etik, nyere miljøetik etc.)? Jeg vil prøve at blive mere konkret ved at dykke ned i det lille hjørne af miljøøkonomien, som jeg har arbejdet lidt med: En af ideerne i miljøøkonomien, og som er ny i dansk sammenhæng, er at man vil pris- en dyreart, et naturområde etc.). Den etiske forudsætning, som her- sætte gevinsten ved at skåne naturen eller miljøet for en belastning. Det beregnede beløb (i kroner og øre) kan så regnes med ind i de traditionelle cost-benefit analyser og vil alt andet lige konkret medføre at miljøpolitiske tiltag tager sig mere økonomisk fordelagtige ud med end uden denne prissætning. En af forudsætningerne bag er, at natur eller miljø på en eller anden måde kan være en præference for befolkningen, som den er villig til at betale for. Det behøves ikke at være som en direkte brugsværdi (rent vand, rekreativt), det kan også være som en såkaldt eksistensværdi at man er villig til at betale for blot at vide, at noget eksisterer (en blomst, med er bygget ind i miljøøkonomien, er altså ikke at naturen har værdi i sig selv eller er ukrænkelig eller har en integritet, men at den har den værdi, vi som forbrugere giver den i form at vores betalingsvillig- og miljø kun omfattes med hensyn for så vidt som at det på en eller anden måde udgør et gode for perso- hed. Altså hvis folk vil betale ved kasseapparatet, så er naturen værdifuld og præcis så værdifuld som folk vil betale ellers ikke. En anden forudsætning handler om menneskesynet, hvor vi kan kalde det forrige for natursynet i miljøøkonomien. I værdisætningsstudierne forudsættes det, at mennesker søger at optimere deres behovstilfredsstillelse med de (økonomiske!) midler de har til rådighed, og dermed kan natur nen (snævert sundhed eller ressourcer, men i videre forstand giver god samvittighed, har en æstetisk værdi osv.). Det forudsættes, at vi skal have noget for pengene at det er sådan mennesker tænker/er. Indenfor de her skitserede forudsætninger er det en hel videnskab, hvordan man skal lave værdisætningsstudier: Hvordan skal problemet præsenteres? Hvor meget information skal folk have om det fak- 19 Retfærdighed indgår ikke som grundlæggende hensyn i nytteetik. Den største lykke/livskvalitet/præferenceopfyldelse kan sagtens indebære en skæv økonomisk fordeling, hvor nogle får høj livskvalitet og andre får lav. 92

96 tuelle i sagen? Hvordan skal prisen angives som en direkte betaling eller som en prisstigning på en kendt vare eller som øget skattebetaling? Hvordan får man folk til at begribe, at de kun har en begrænset økonomi at gøre godt med? Etc Men det interessante i denne sammenhæng er, hvordan mennesker der bliver bedt om at værdisættte reagerer på spørgsmålene, og dermed hvordan man må tolke resultatet, som jo er en kroner og øre værdi på et eller andet specifikt natur- eller miljøgode. Der er lavet en række forskellige studier af værdisætningsstudier 20, altså undersøgelser hvor man undersøger respondenternes overvejelser eller motiver for at svare på værdisætningsstudiet (som typisk er en spørgeskemaundersøgelse). Mange ting varierer, men (i hvert fald) én ting går igen i dem alle: at man ikke kan tvinge mennesker til kun at tænke som behovsoptimerende forbruger (homo economicus)! I alle undersøgelserne fremgår det, at folk svarer som borgere og forbrugere, nogle gør det ene eller det andet konsekvent, nogle skifter rolle fra spørgsmål til spørgsmål. I borgerrollen forholder man sig langt fra kun til egne snævre behov. Der forholder man sig til samfundet som sådan, til alle de etiske spørgsmål i relation til vores liv, og man kan f.eks. sagtens gå ind for en politik, som ikke direkte gavner en selv i snæver behovstilfredsstillelsesforstand. Dvs. at de mennesker som bliver bedt om at være respondenter i værdisætningsstudier bryder med forudsætningen om et bestemt menneskesyn. De forholder sig til det de bliver spurgt om udfra egne præmisser, som ofte adskiller sig radikalt fra præmisserne bag miljøøkonomien. Dermed bliver svarene grundlæggende set usammenlignelige (og f.eks. ikke adderbare). Hvad angår natursynet i miljøøkonomien er det mindre entydigt, set udfra de foreliggende undersøgelser, hvordan folk forholder sig til miljøøkonomiens forudsætninger. Det ser ud til at det afhænger af, hvad der søges værdisat. I nogle af de udenlandske studier, hvor man har forsøgt at finde en pengeværdi for et unikt naturområde, ser man mange såkaldte protestsvar (absurde prisangivelser o.lign.), og i efterfølgende interviews giver folk udtryk for, at de ikke mener, at det giver mening at sætte en pris på et naturområde. I det lille studie jeg har været med til at gennemføre, søgte vi at prissætte natur- og miljøkonsekvenserne (altså ikke sundhedskonsekvenser) af nedsat pesticidsprøjtning. Det folk blev spurgt om ved en Gallup rundspørge, var om de var villige til at betale mere for deres brød for at give bedre levevilkår for planter og dyr i marken (4 valgmuligheder der skulle rangordnes). Det var i sig selv acceptabelt nok formodentlig fordi vi i forvejen ved at vi gennem vores fødevarekøb er med til at bestemme vilkårene for naturen. Det blev ikke oplevet som at det var biodiversitet som vi søgte at værdisætte, hvilket så vidt jeg ved var økonomernes bagvedliggende forestilling. Anerkender man resultaterne af disse undersøgelser og er man teoretisk stringent økonom vil man sige, at resultaterne af værdisætningsstudierne dermed ikke kan bruges til noget, fordi forudsætningerne ikke er opfyldt. Ser man mere pragmatisk på metoderne og resultatet, så kan man måske sige at et højt beløb er et fingerpeg om et stort politisk ønske hos befolkningen om at få gjort noget ved det givne natur- eller miljøspørgsmål. Men hvorfor så gå hele den komplicerede vej rundt om et værdisætningsstudie? Det kan der i hvert gives et meget pragmatisk svar på: Når nu økonomi har så stor magt her i samfundet, så kan vi give miljøsagen eller miljøhensynet mere magt, hvis vi ved hjælp af miljøøkonomiske analyser kan dokumentere at natur faktisk er en præference hos befolkningen naturen får en positiv pengestørrelse i regnestykket. Men det er et tveægget sværd, idet man ved sådan en form for pragmatisme (hvor man søger at tale magtens sprog) mister muligheden for at kritisere grundlaget og forudsætningerne for at lave disse analyser. Hvis man nu stiller sig kritisk overfor såvel natur- som menneskesynet i den økonomiske teori og det gør jeg og mange af de mennesker som har prøvet at svare på værdisætningsspørgeskemaer hvordan kan man så forholde sig til økonomien, specifikt miljøøkonomien? Det er svært at forestille sig helt at undvære økonomi som en måde at få overblik over ressourcernes og godernes fordeling i samfundet og økonomiske værktøjer til at styre fordelingen. Men hvorfor skal alt sættes på pengeformlen? Hvorfor ikke regne i ressourcer og natur, så langt som der kan regnes, og derud- 20 På nær det pilotstudie, som jeg selv har været med i, så er de omtalte studier udenlandske (fra England, New Zealand og Australien). 93

97 over diskutere ønsker, visioner og prioriteringer med hinanden? Det er mere komplekst, men også både mere åbent og ærligt Hvorledes indgår etiske hensyn, for eksempel respekten for det enkelte menneske, kommende generationer og vores fælles ansvar for menneskehedens overlevelse, i beslutningsprocessen på miljøområdet? b. Hvilke konsekvenser kan det have hvis man vælger eller fravælger miljøindsatsområder udelukkende på baggrund af regnestykker (fx et priskatalog med cost-benefit analyser af forskellige, mulige miljøindsatser). Man slører alle de forudsætninger, der er bygget ind undervejs i prisansættelsen. Forudsætningerne, metoderne og tolkningen af resultaterne indeholder i sig selv en masse politiske og etiske valg jvnf. besvarelsen af spørgsmål 5.1. f. Er det etisk forsvarligt at benytte gennemsnitsværdier som beslutningsgrundlag, når de kan dække over store forskelle mellem forskellige befolkningsgrupper, områder eller enkelte mennesker? Det må komme an på det konkrete tilfælde. Nogen gange er det OK, andre gange ikke Er det rimeligt ud fra en etisk betragtning at tale om et statistisk liv? a. Kan man forvente at det enkelte menneske er i stand til at værdisætte en evt. dødsrisiko eller livsvarig/invaliderende sygdom (som det fx forventes i spørgeskemaundersøgelser)? Ja, selvfølgelig kan mennesker værdisætte alt muligt, men vi gør det på en tusind gange mere kompleks baggrund end den økonomien kalkulerer med jvnf. besvarelsen af spørgsmål 5.1. Derfor bliver forskellige menneskers værdisætninger ikke sammenlignelige Hvilke konsekvenser er der for demokratiet ved at så få mennesker/forskere/eksperter forstår emnet miljøøkonomiske analyser? Man kan anskue denne problemstilling som på linie med det problem vi i forvejen har med ekspertviden og demokrati. Den verden, vi lever i, er fantastisk kompleks og de problemer som vores levevis producerer for os er også komplekse. Belysning af hver eneste lille problemstilling kræver brug af forskellig ekspertviden, ligesom at der er indbygget ekspertviden af forskellig art i alt det vi omgiver os med og betjener os af (computerteknologi, fødevareteknologi etc.). Vi oplever på flere områder et voksende svælg imellem eksperters syn på en sag og så den menige befolknings. Genteknologien er et klokkeklart eksempel herpå. De divergerende holdninger drejer sig om forskellige værdisæt hos henholdsvis eksperten og menigmand, men den handler også om mistillid hos menigmand til eksperter og myndigheder. Set i dette lys er det ikke anderledes med miljøøkonomien end med så mange andre ekspertfelter. Og der er heller ikke andet at sige end at det er et demokratisk problem og at den eneste måde at forsøge at genvinde tillid er ved at være ærlig fra videnskabernes og myndighedernes side om kompleksitet, divergerende syn og værdiantagelser og at der også er tale om reelle uenigheder. Ført over på miljøøkonomien kan man sige at den må deklarere sine værdiantagelser (f.eks. menneskesyn og natursyn som gennemgået i forbindelse med spørgsmål 5.1) og dermed begrænsningerne i sin anvendelse. Jeg har hørt nogen fremføre at økonomisk værdisætning kan ses som uhyre demokratisk, idet man spørger et repræsentativt udsnit af befolkningen. På en måde en lille folkeafstemning. Til dette kan der argumenteres bådes for og imod. Imod taler at spørgsmålene som stilles allerede er afgrænsede ganske kraftigt (borger synsvinklen er således uønsket/negligeret og natursynet er instrumentelt). For synspunktet taler at man kan se svaret som en pejling på befolkningens syn på den givne sag (den pragmatiske tolkning på værdisætningsresultater jvnf. svaret på spørgsmål 5.1). Hvis ikke miljøøkonomien erklærer sine antagelser og præmisser og det gør økonomi i almindelighed ikke på grund af denne disciplins særlige magtposition i vores samfund så vil resultaterne fremstå som objektive, selvom det i realiteten må kaldes en falsk objektivitet eller pseudo-objektivitet. På grund af økonomiens specielle status kan man godt frygte de demokratiske konsekvenser af at politiske spørgsmål pakkes ind i økonomi og dermed objektiveres. Men som sagt, dette gælder ikke kun miljøøkonomien. 94

98 Philippe Grandjean 2.7.b. Hvorledes indkalkuleres langtidseffekter af en forurening på f.eks. folkesundheden og dyreliv? Der er i hvert fald to vigtige forudsætninger for at det kan lade sig gøre. 1) Man må først og fremmest kende eksponeringen, dvs. hvor meget mennesker og dyreliv bliver udsat for forureningen. Der kan fx være tale om en svært nedbrydelig forbindelse, som ophobes i omgivelserne og i kroppen, og som først på længere sigt fører til en skadelig påvirkning. Men også mindre stabile stoffer kan være af betydning i denne henseende, hvis de giver umiddelbare påvirkninger, fx på fostrets udvikling, hvilket så senere hen kan vise sig som en langtidseffekt. Det er derfor vigtigt at kende forureningen og den dertil hørende eksponering over en tidshorisont af passende længde i forhold til de forventede effekter. Hvis eksponeringen overvejende sker gennem fx føden (kosten), må man først beregne den øgede forure- ud fra disse fødevarers bi- ning i de relevante fødevarer. Den samlede belastning kan derefter beregnes drag til den samlede kost. Traditionelt er man gået ud fra gennemsnitskosten, men resultaterne kan blive en del anderledes, hvis det fx især drejer sig om fødevarer, der indgår som væsentlig del af børns kost. Tilsvarende kan det spille ind hvis fx en luftforurening er ulige geografisk fordelt. Disse beregninger er sjældent simple. Man forsøger nu og da at beregne en 'worst-case' situation, men problemet bliver i så fald at vurdere, hvor hyppigt den kunne tænkes at forekomme. 2) Desuden må man kende sammenhængen mellem eksponering og en kendt påvirkning, altså hvor meget skal der til for at udløse en effekt af større eller mindre omfang? Her er der i virkeligheden tale om flere undergrupper af problemer. For det første skal eksponeringen opgøres på en relevant skala. Det kan fx være daglig indtagelse af forureningen, eller den deraf følgende koncentration af stoffet i en blodprøve. Derefter må man identificere den eller de vigtigste påvirkninger og finde frem til passende måder at udtrykke dem på. Her benytter man ofte dødelighed, da der findes omfattende data til økonomiske analyser på dette felt. Men ofte forekommer også andre effekter, og - hvis de er meget hyppigere - kan de være vigtigere for beregningen. I givet fald må man arbejde med flere kurver og simpelthen lægge resultaterne sammen for de enkelte beregninger. Der kan være forskelle i sårbarhed i befolkningen, fx kan nogle effekter være særligt relevante for gravide, eller for personer med kronisk nyresygdom. I så fald må man beregne de forventede risici for de forskellige persongrupper og derefter lægge dem sammen. Ofte opstår det problem, at sammenhængen mellem dosis og effekt kun er kendt fra dyreforsøg eller fra undersøgelser af befolkningsgrupper med erhvervsbetinget eksponering. Her er det svært at opnå endelige svar, men man kan i givet fald vælge at gennemføre flere beregninger eller at lade hver beregning indgå med en vægt der svarer til sandsynligheden for den pågældende sammenhæng mellem dosis og effekt. Dette gælder også, hvis man har formodning om en mulig effekt, men ingen sikre data. Endelig kan der opstå vanskeligheder med at karakterisere selve kurveforløbet. Er der tale om en lige linie, et S-formet forløb, et forløb med en tærskelværdi, etc.? Specielt kan det være et problem at drage slutninger om effekter ved lave koncentrationer, når alle undersøgelser er gennemført ved højere koncentrationer. De eksisterende data vil derfor sjældent give endelige svar, og man må ofte støtte beregningen på, hvad man almindeligvis går ud fra i tilsvarende situationer. Det er derfor afgørende, at en økonomisk beregning ikke angiver en større sikkerhed, end de tilgrundliggende data kan bære. 95

99 3.4. Hvordan sikrer miljøøkonomer at den nyeste faglige viden, i tilstødende fagområder indbygges i beregningerne? Det er, hvad man kalder et godt spørgsmål, for miljøøkonomer kan ikke klare det alene. Efter min mening er det ikke engang ønskeligt at miljøøkonomer forsøger at gabe over den nyeste faglige viden inden for andre fagområder end deres eget. Derimod skal de kunne stille de rigtige spørgsmål til de faglige kolleger på de tilgrænsende felter. Alt andet ville være at bede økonomerne om at forsøge at gøre det umulige. Det vigtige er, at de skal kunne samarbejde på tværs. Spørgsmålet kunne også have været formuleret omvendt: Hvordan får man miljøforskere til at bruge den nyeste viden inden for miljøøkonomi, når de selv laver økonomiske beregninger? Igen mener jeg, at eksperter nødvendigvis må satse på at vedligeholde deres viden inden for et rimeligt velafgrænset felt. Jeg er sikker på, at økonomerne selv vil argumentere for, at man må have den nødvendige uddannelse og erfa- ring for at lave miljøøkonomiske beregninger. Det er jeg for så vidt enig i. Derfor vil jeg også argumentere for, at miljøøkonomerne ikke generelt kan holde sig a jour med den nyeste faglige viden inden for den øvrige miljøforsknings mangesidede aspekter. At miljøproblemer er komplekse er velkendt. Det er efterhånden også alment accepteret, at der findes usikkerheder, som må tages i betragtning ved fortolkningen af data og den foreliggende viden inden for et emneområde. Netop ved at have forsket på feltet kan man opnå indsigt i og erfaring i, hvor de vigtigste usikkerheder ligger, og hvad de betyder. Miljøøkonomerne vil derfor tjene deres fag bedst, hvis de holder sig ajour med deres eget felt, og hvis de samarbejder med kolleger inden for relevante andre grene miljøforskningen. I det samarbejde er det vig- hinanden. Miljøøkonomi bør tigt at miljøøkonomerne forstår hovedtræk af metoderne, der anvendes inden for de andre felter, og omvendt. Det vil muliggøre, at man stiller de relevante og kritiske spørgsmål til ikke være et isoleret speciale, som økonomer har eneret på at anvende og diskutere, for det vil umuliggøre den kritiske og tværfaglige debat, der er en forudsætning for, at faget kan videreudvikles. Det gælder også i afgrænsningen af, hvornår man med fordel kan anvende økonomiske metoder, og hvornår man bør afstå fra det. 96

100 Poul Harremoës Miljøøkonomi: Usikkerhed, etik, forsigtighedsprincippet, bæredygtighed Indledning I gennem de seneste 30 år har miljø været på den politiske dagsorden på linie med de altid vigtige økonomiske og sociale hensyn. I samme periode har vor viden om miljøet udviklet sig fra ren pragmatik til en øget grundlæggende forståelse for hvad der forårsager skader på miljøet. Der er udviklet avancerede redskaber til forudsigelse af effekten af tiltag til forbedring af miljøet. Dette har efterhånden ført til en overdreven tro på vor evne til at forudsige hvad der vil ske. Som modpol hertil er der på det seneste opstået en mistro til disse forudsigelsen, som er baseret på en lang række utilsigtede skader baseret på forudsigelser, som viste sig at være utroværdige. Til trods for en jævn udvikling af miljøforbedringer er denne mistro en kendsgerning, som ikke kan tilsidesættes; men bør håndteres ved sin rod. De fejlagtige forudsigelser er baseret på utilstrækkelig viden om årsagssammenhænge mellem påvirkninger og effekter på miljøet og på samfundet, herunder økonomi. Dertil kommer i flere tilfælde en manglende hensyntagen til forskellige perspektiver i det politiske spektrum i de bagved liggende analyser, samt en utilstrækkelig kommunikation af resultatet af analyserne, som ligger til grund for de politiske beslut- ningsprocesser. Dette notat er ment som et diskussionsgrundlag til vurdering af betydningen af: Usikkerhed/uvidenhed i grundlaget for beslutninger om miljø Det etiske grundlag for beslutninger Fortolkninger af forsigtighedsprincippet Fortolkninger af bæredygtighed Usikkerhed Alt for mange undersøgelser kommunikerer kun ét resultat, som om der var et éntydigt udsagn om konsekvenserne af en beslutning og denne beslutnings implementering. Der er tendens til at udsagn om usikkerhed fortolkes som manglende kvalitet af undersøgelsen. Det er lige omvendt. Det er et mere kvalificeret udsagn at redegøre for usikkerheden. Ofte ønsker beslutningstagere ikke at høre om usikkerheder, fordi det gør beslutningsprocessen mere kompliceret. Det er en nødvendig forudsætning for at håndtere usikkerhed at den karakteriseres, jvf. nedenstående redegørelse. Der kan skelnes mellem forskellige grader af usikkerhed, som kan opstilles i en kontinuert skala. Der skelnes mellem følgende kategorier: Determinisme. Dette er den ideelle situation, at man ved alt, og at der ikke er anledning til at tage hensyn til usikkerhed. Det kan tilstræbes, men ikke opnås i praksis. Statistisk usikkerhed. Denne kategori karakteriserer den situation, at der er tilstrækkelig information til at kunne angive usikkerheden som en statistisk variation omkring en central størrelse. Det skal understreges, at på den kontinuerte skala er statistisk usikkerhed at opfatte som viden om usikkerhed, samt at denne viden er en kvalifikation, der kan tages hensyn til på en rationel måde. Scenarie-usikkerhed. Dette omfatter den situation, hvor der erkendes at være usikkerhed, men denne usikkerhed kan ikke karakteriseres statistisk, men kun som et interval, f. eks. som bedste eller dårligste scenarium, efter bedste skøn. Erkendt uvidenhed. I dette tilfælde er det end ikke muligt at beskrive, hvad konsekvensen måtte være af et fænomen, hvis tilstedeværelse er erkendt, men ikke yderligere kan karakteriseres. 97

101 Indeterminans. Betegner det tilfælde, hvor det vides at man ikke kan vide mere om et givet fænomen. Dette er at opfatte som viden. Uerkendt uvidenhed. Dette omfatter den situation, at vi ikke ved, at vi ikke ved det. Det er ikke den rene komik at operere med denne kategori. Hvis problemstillingen er tilstrækkelig alvorlig og risikoen for fejl er stor, kan der gøres bevidste bestræbelser for at identificere mulige fejl, som endnu ikke er kendt. (Dette benyttes i space research og kaldes "unk-unk", forkortet fra "the unknown unknown"). Denne skala fra determinisme til uerkendt uvidenhed er illustreret i figur 1. Determinisme Indeterminans Statistisk usikkerhed Scenario usikkerhed Erkendt uvidenhed Uerkendt uvidenhed Figur 1: Grad af usikkerhed fra determinisme til uerkendt uvidenhed, opfattet som en kontinuert skala af skønnet relativ usikkerhed. Dette kan også udtrykkes på følgende måde: Viden og ikke-viden Der er intet, om hvilket vi ved alt Al viden er behæftet med usikkerhed Usikkerhed, som kan beskrives, er også viden Der er ikke-viden, som vi vidende om Der er ikke-viden, som vi ved, at vi ikke kan vide Der er ikke-viden, som vi er uvidende om. Denne tilstand kaldes uvidenhed Visdom er at vide, når vi ikke ved. Eksempel: Klimaændringer og økonomi Forestillingen om, at afbrænding af fossilt kul og olie frigør kuldioxid som ophobes i atmosfæren og derved lægger et varmeskjold omkring jorden, har været erkendt i 100 år. Det er først inden for de seneste år, at alvoren i denne mulighed har vundet almen erkendelse (USA undtaget). De videnskabelige undersøgelser er koordineret gennem IPCC (International Panel for Climate Change). Dette panel har på forbilledlig vis redegjort for sine resultater, herunder forklaret hvad de anser for påvist uden tvivl; hvad de tror vil ske; samt hvad der kunne ske, fordi de kun har formodning, som ikke kan påvises. F. eks. anses det for uomtvi- Denne angives som en forventet temperaturstigning på 3-7 steligt, at der vil ske en temperaturændring. grader i løbet af det næste 100 år. Der er desuden en tro på, at det vil give anledning til mere ekstreme vejrsituationer (flere storme, kraftigere regn, længere tørkeperioder, m.m.), men det er der ikke nogen doku- mentation for. På dette usikre fysiske grundlag er der lavet økonomiske modeller til forudsigelse af effekter på samfundets velfærd. Det er bemærkelsesværdigt, at disse modeller laver fremskrivninger tilsyneladende uden større usikkerhed. En fremskrivning 100 år ud i fremtiden angives således med seks betydende cifre, f. eks. at verdens samlede fremtidige forbrug i de næste 100 år uden regulering af kuldioxid-udslip vil være milliarder dollars, men med regulering svarende til stabilisering af kuldioxid-udslippet vil være milliarder dollars. Forskellen er 6123 milliarder dollars, Nordhaus (1994) og Lomborg (1998). I samme bog påviser Nordhaus, at disse tal er behæftet med meget stor usikkerhed. Det bliver næsten grotesk, når en 98

102 forskel på 7 promille på så usikre tal tillægges afgørende betydning for modstand mod investering i reduktion af kuldioxid-udslip, Nordhaus (1997), Lomborg (2001). Uanset hvilken model man bruger, kan en frem- skrivning af økonomi på et usikkert fysisk grundlag kun blive endnu mere usikkert. Hertil kommer, at de økonomiske forudsætninger er endnu mere usikre end de fysiske. Alle modeller er behæftet med usikkerhed. En model er et logisk struktureret ræsonnement for sammen- mellem årsag og virkning. Det gælder også cost-benefit analyser. Men i fagkredse møder man en hængen overdreven tro på sådanne opstillingers "sikre" udsagn. Hvad der gælder for modeller for klima, globalt miljø, osv. gælder i endnu højere grad økonomiske modeller som cost-benefit analyser. Hvor naturviden- modeller ofte benytter alment anerkendte årsagssammenhænge som tyngdekraft og Newtons skabelige love i de sikre tilfælde, baseres økonomiske og sociologiske modeller på årsagssammenhænge, som varie- udvikling. Verdens største eksperiment er be- rer i tid og sted, afhængigt af f. eks. konjunkturer og social folknin gsudviklingen. Den kan forudsiges på kort sigt, men på lang sigt er det svært. F. eks. ville man ikke have troet, at fødselstallet i et katolsk land som Italien ville falde til under ligevægtsniveauet. Hvor ville det være opløftende om fløjene, både miljøflipperne og de miljøskeptiske, ville forholde sig mere kritisk og konstruktivt til forudsætningernes gyldighed og usikkerheden i egne udsagn. Usikkerheden kan karakteriseres ved følgende komponenter: Problemidentifikation Ydre påvirkninger Årsagssammenhængene Information og målinger Resultatet Bedømmelseskriterierne Problemformulering er en ofte ignoreret årsag til usikkerhed. Der kan være tale om slet ikke at løse den opgave, som man er blevet bedt om at løse; eller at opgaven har ændret sig undervejs på grund af ny information. Det er i den sammenhæng væsentligt at identificere hvem der er interessenterne med et rele- syn på problemets karakter. De kan se på opgaven ud fra helt forskellige perspektiver, som i vant væsentlig grad kan påvirke konklusionen. Det er i den henseende især relevant at være opmærksom på, at den analyserende rådgiver i kraft af baggrund ikke nødvendigvis har de samme perspektiver, som de relevante interessenter. Ydre påvirkninger. Det er væsentligt at identificere den anvendte grænseflade for problemet, fordi det definerer hvad der er ydre påvirkninger og hvad der er indre fænomener, herunder især hvad der er ydre påtryk på systemet. Der kan være store usikkerheder forbundet med identifikation, måling og beskrivelse af de ydre påvirkninger, ikke mindst uvidenhed om de påvirkninger, der kan blive tale om i fremtiden. Årsagssammenhængene beskrives ofte i en eller anden form for model. Her skal man være opmærksom på den tendens, at man beskriver hvad men ved; men ikke beskriver, hvad man ikke ved. Naturligvis; men problemet er, at man ofte ignorerer, hvad der ikke er taget med i modellen. Det er jo beklageligt så- hvad der ikke er taget med på grund af uvidenhed, senere skulle vise sig at være væsentligere end fremt, alt det andet til sammen. Det er faktisk utallige eksempler på dette. Pointen er, at man skal forholde sig til alle erkendte fænomener - også hvis man ikke har en god beskrivelse af fænomenet. Man skal aktivt afsøge muligheden for at erkende, hvad der er ukendt. Det kan inddeles i tre kategorier: Personlig uvidenhed om ellers velkendte forhold kræver uddannelse eller bevidst opsøgning af viden Institutionel uvidenhed om ellers velkendte forhold kræver bevidst opsøgning af viden. 99

103 Generel uvidenhed kræver dedikeret forskning i den hensigt at vide bedre på et senere tidspunkt i den iterative beslutningsproces. Slutresultatet er en usikkerhed, som beregnes/skønnes for de forudsigelser, som er resultatet af modelberegninger. Det er vigtigt i alle sammenhænge også at formidle usikkerheden på disse resultater. Evalueringen af resultatet er sidste komponent. Et er at vi kun kan beskrive resultatet med usikkerhed; men det modsvarende er, at der kan være stor usikkerhed på den viden, som står til rådighed for at vurdere om resultatet er acceptabelt eller ej. Information og målinger. Enhver årsagssammenhæng er baseret på a-priori erfaring, men generel erfa- må i de fleste tilfælde tillige tilpasses de lokale forhold på grundlag af data fra målinger i det aktuel- ring le system. Disse data er naturligvis behæftet med usikkerhed, f. eks. i kraft af målingernes usikkerhed og usikkerhed omkring deres repræsentativitet. Det er helt centralt for denne bestemmelse af den resulterende usikkerhed, at alle erkendte årsager til usikkerhed medtages. Det er en velkendt metode at gøre dette for de velbeskrevne fænomener, men det er svært at gøre for de fænomener, som vi knapt har erkendt eller om hvilke vi kun ved lidt. Det må da ske efter bedste skøn. Proceduren hertil er "brainstorming" med frihed til at forfølge intuitioner, ideer, fascinationer, m.m. "Konsensus" er det rene gift for en sådan identifikations- og skønsproces. Psykologien er imod sådanne "vilde" erkendelser, fordi modeller består af det kendte; og det kan opfattes kritisk og nega- af, hvad der kunne opfattes som mangler. Det kan imidlertid være dér tivt at tilskynde til identifikation den virkelige usikkerhed ligger. Sprækket ler er et godt eksempel. Sporadiske målinger af pesticider i grundvand omkring 1990 er et tilsvarende eksempel. MBTE eller BAM i grundvandet er klassiske eksem- til at se problemerne før for pler på at man ikke havde fantasi sent. Dette falder ind under kategorien: Institutionel uvidenhed, for EU var uvidende om vandforureningsproblemerne, men problemet var erkendt i fagkredse. Eksempel Antibankemiddel i benzin Indtil for ti år siden anvendtes bly i benzin som antibankemiddel. Det har været kendt siden romerne at bly er giftigt. Da organiske blyforbindelse allerede i 1920erne blev anvendt som tilsætningsmiddel til benzin for at kunne øge kompressionen i motorerne og dermed øge effektiviteten, var der betænkeligheder med hensyn til miljøet. Først i 1980erne blev denne erkendelse så almen, at man måtte finde et alternativ. Valget faldt på et organisk stof: MTBE. Dette blev indført i USA i 1980erne og i 1997 fulgte EU op med anbefaling af overgang fra bly til MTBE. Denne beslutning blev truffet af eksperter i motorer, oliebranchen og luftforure- ningseksperter. Vandforureningseksperter blev ikke konsulteret, til trods for at man allerede i 1980erne havde erkendt problemer med forurening med MTBE i grundvand, hvor MTBE kun nedbrydes i ringe omfang. Når lækager fra benzinstationer forurener grundvandet får dette en ubehagelig smag og lugt (som terpentin) og bliver uanvendeligt som drikkevand. I 1997 blev dette erkendt i fuld skala i USA. Der har kun været lavet få økonomiske analyser af denne problemstilling. Resultatet var klart, fordi institutionerne var uvidende om skaderne, og så kunne analyserne vise positive resultater for alle. Senere økonomiske analyser har ikke haft stor betydning, fordi skønnene for omfanget af de fremtidige problemer er så usikre, at resultatet af analysen helt afhænger af det skøn, som anlægges. Analyserne er kontroversielle fordi disse skøn afhænger af hvilken interessent, der ser; og ingen kender "sandheden" før måske om mange år. I Danmark har oprydning fra lækager ved benzinstationer indtil nu kostet mange millioner. 100

104 På grundlag af ovenstående er det fristende at drage en række slutninger: Man kan i princippet stille spørgsmålstegn ved alle "kendsgerninger", men der findes alment accepterede kendsgerninger, som ikke er til at komme udenom og som det er tidsspilde at diskutere, f. eks. tyngdekraften. Til gengæld er der i andre situationer så stor usikkerhed, at det kan give anledning til ubehagelige overra- at foregive sikker viden. En ekspert bør ledsage enhver udtalelse med en angivelse af den tilknyt- skelser tede usikkerhed. Eksperter kan forståeligt nok ikke lide at fortælle, hvor usikre/uvidende de måtte være. Fortrængning er et almindeligt fænomen. I virkeligheden kræver det meget stor ekspertise at forklare sin usikkerhed. Tilsvarende kan politikere ikke lide udsagn om usikkerhed, medmindre de kan benyttes til at fastholde egne fordomme. Men der bør være mere åbenhed omkring usikkerhed. Vi bør forholde os konstruktivt til den. Usikkerhed/uvidenhed om værdier bør ikke accepteres som en skjult forudsætning for fagfolks udtalelser og vurderinger, men skal frem i lyset. Ikke alene er der stor usikkerhed/uvidenhed på det naturvidenskabelig niveau. Det er der også om det værdigrundlag, beslutninger hviler på. Filosoffen Popper (1945) har sagt, at beslutninger ikke kan træffes på grundlag af kendsgerninger alene. Der må altid være et sæt af grundlæggende værdier, holdninger, moral og etik. På miljøområdet er der sket mange fejltagelser på grund af enøjet faglighed, fortrængning af faglig usikkerhed og skråsikkerhed om egne værdiers almene gyldighed. Befolkningen har mistet tillid til eksperter som garanter for sikkerhed over for diverse farer og risici. Derfor skal vi satse mere på viden om værdier, holdninger, moral og etik. Almenheden skal i større udstrækning delagtiggøres i beslutningsprocesserne. Det etiske grundlag Efter erkendelse af betydningen af usikkerhed/uvidenhed er det gavnligt for valg af principper og af redskaber at kaste et blik på det etiske grundlag for beslutninger i relation til miljøet. Kort fortalt: Etik er læren om at tænke, gøre og opnå "det rigtige". Det har optaget filosoffer siden oldtiden. Hermed blot en kort kategorisering med henblik på fortolkning af den aktuelle situation: Lad os skelne mellem tre overordnede etiske kategorier, som beskrives i den ekstreme version for at skærpe fortolkningen: Sindelagsetik vil sige at en persons optræden bedømmes alene på grundlag af, om vedkommende har den rigtige holdning; i sin ekstreme version uanset, om det fører til en rigtig handling eller til et godt resultat. I historisk perspektiv er eksemplet vores opfattelse af vor folkekære Christian d. IV, som politisk altid gjorde det forkerte og med katastrofale konsekvenser for landet. Pligtetik består i at gøre det rigtige, uanset hvilken tankegang, som måtte ligge til grund og uanset hvad resultatet er. Det er grundlaget for det meste af vor lovgivning. Dér står, hvad du skal gøre - eller ikke gøre, og du er juridisk uskyldig, selvom resultatet af din handling blev dårligt. Pligtetik omfatter også miljølovgivningen, som snart har fået et omfang som skattelovgivningen. De færreste gør sig klart i hvilket omfang vor tilværelse er styret af pligtetik, som er uskrevne love for vores adfærd. Vi skal til andre kulturer for at erkende omfanget af denne sociale styring af vores adfærd. I virkeligheden er den almindelige, sociale pligtetik langt det mest effektive middel til styring af adfærd - især hvis den giver indtryk af at være frivilligt. 101

105 Konsekvensetik betyder, at det kun er resultatet der tæller, uanset hvilken holdning eller hvilken adfærd, som ligger til grund. Konsekvensetik deles i to helt adskilte underkategorier: Måletik som tillader alle midler, blot resultatet er det rigtige. Det var det ideologiske grundlag for inkvisitionen, med Jesuitternes tese: "Målet helliger midlet". Der er ingen grænser for, hvilke grusomheder i fortid og nutid, som rationaliseres på grundlag af denne tese - hvad enten det er angrebet d. 11. Septem- terrorbombninger eller tortur. ber, Den anden underkategori er Nytteetik, som tilstræber størst gode til flest mulige. Tesen er optimeret nytte ud fra en helhedsbetragtning. Til grund for dette ligger et sæt af værdier, som definerer nytten. Her ligger vanskeligheden, for hvordan og hvem fastlægger eller analyserer disse værdier. Denne fortolkning af etikken er illustreret på figur 2. Figure 2: Økonomi er tre trin nede i hierarkiet af etiske kategorier Etik Pligt-etik Mål-etik Konsekvensetik Sindelagsetik Ikkeøkonomi Nytte-etik Økonomi Nytte-etisk regel Ph@er.dtu.dk Denne korte redegørelse tegner kun sort og hvidt. I virkeligheden er disse etiske hensyn ofte hinanden supplerende eller i indbyrdes modstrid. F. eks.: En industri må ikke forurene ud fra et pligtetisk syns- men når man kommer ned på de små marginaler overtager nytteetikken, for det er termodyna- punkt, misk umuligt ikke at forurene lidt. Det bliver så et spørgsmål om afvejning af det mulige og det økonomiske kontra hensynet til miljøet. Det er et hyppigt sindelagsetisk synspunkt, at ovenstående sandhed ikke må nævnes, for så har man legitimeret industriel forurening. Sindelagsetikken var basis for det fundamentale skift i holdning til miljøet sidst i 1960'erne. Det gjaldt både i politikken og i de akademiske miljøer. Man skulle mene det rigtige. Det har på mange måder og på godt og ondt båret miljødebatten frem gennem 40 år. De fleste vil nok mene, at det har været en god ud- vikling, men der har også været modstandere, som havde svært ved at komme til orde. Er det dem, som kommer ud af busken nu? Er det blevet legitimt at mene, at nu kan det være nok? Eller er det blot blevet acceptabelt at nuancere debatten ved at kunne komme med alle synspunkter, også det "forkerte", uden at vække forargelse? Det fundamentale er, at befolkningen, politikerne og i stor udstrækning også industrien har ændret holdning i løbet af de seneste 30 år. De fleste uden for den akademiske verden vil sikkert tro, at dér kan man føre en "akademisk" debat, hvor alle "for og imod" synspunkter kan tages frem og debatteres uden moralske fordømmelser. Det er forkert. Det startede allerede sidst i 1960'erne. I visse kredse måtte der ikke henvises til information (data), som 102

106 kunne misbruges af en part i politikken. Uanset om denne information måtte være faktuel eller ej, blev det opfattet som et partsindlæg. Det er ikke fremmende for en akademisk debat - og det gælder til en vis grad stadig. Min oplevelse er, at det centralt organiserede landbrug har udvist mindst sindelagsskift, trods store ændringer i måden at drive landbrug på. Man kunne frygte, at en ny politik vil modvirke et tiltrængt sinde- at mene, at de pr. definition er i pagt med naturen. Det stemmer ikke lagsskift. Landbruget synes stadig med, at en landbrugsvirksomhed i dag er en industrivirksomhed, som bruger mange miljøfremmede stoffer, påvirker naturen dramatisk og har problemer med husdyretikken. Man har endda den friske holdning, at det gode princip: "Forureneren betaler" skal vendes til "Betal forureneren", som forudsætning for at ville reducere miljøbelastningen. Pligtetik er helt dominerende, også i miljøpolitikken. Vi skal alle spare på vandet og sortere affaldet. Industrien skal benytte renere teknologi og levere rene produkter. Landbruget skal benytte "godt landmandskab". Og så burde vi alle cykle og lade bilen stå. Her kommer vi til noget centralt. Over hele spektret skal vi ændre adfærd, fordi samfundet på sigt ikke fungerer bæredygtigt. Vi har løst mange af miljøproblemerne ved brug af tekniske løsninger, og der er mange flere løsninger på vej, men fundamentalt set kan det ikke løses uden ændret adfærd. Derfor er etikken blevet central, for vi kan ikke lovgive om alt. Den mest effektive fremgangsmåde er at ændre adfærd og det gør man bedst ved også at ændre sindelag. Derved kombineres de to første kategorier af etik til et samlet mønster. Man skal begynde helt fra hjemmet, børnehaven og skolen. Faren ved pligtetik er, at man let kan miste det endelige sigte. Da kan pligt- og sindelagsetik gå hen at blive til dogmer uden reelt indhold. Måletik hører til i den potentielt farlige afdeling. I sin milde form omfatter det systematisk fremme af information, som tæller i den "rigtige" retning, og nedgørelse af, hvad der tæller i den "forkerte" retning. Det kender vi alle sammen. Det er måden, hvorpå firmaer, sektorforskningsinstitutioner og NGO'er tjener egne interesser og kan miste troværdigheden. Firmaer ansætter konsulenter til at fordreje information og lobbyisterne er villige til at spille samme rolle. Sektorforskningsinstitutionerne er under konstant anklage for at lade sig styre (manipulere) politisk, da politisk tilpasning kan være forudsætningen for eksistens og økonomisk underhold. Denne anklage kommer også fra nogen, som bare har en anden opfattelse af, hvad der er "rigtigt" eller "forkert". "Når målet helliger midlet", nærmer vi os det ubehagelige, f.eks. når der svindles med data. Greenpeace går systematisk ind for ulovligheder ved demonstrationer for at fremme deres opfattelse af hensynet til miljøet. Det næste store spring i fortolkningen går over vold (i dag i forbindelse med internationale møder) til egentlige forbrydelser. Når sindelagsetik og måletik spilder sammen, kan det føre til det mest uhyggelige. Det har verdenshistorien alt for mange eksempler på, også de aktuelle. Når fanatismen sætter ind, kan midlet helliges: Det gælder tortur, terror og måske også terrorbekæmpelse. Nytteetik går ud på at gøre mest nytte. Det lyder tiltalende og er da også grundlaget for økonomers tænkning og ingeniørers analyser. Når man skal tage stilling til bygning af en bro, opstilles alle fordele og ulemper, hvorpå summen på hver side afvejes mod hinanden. Det kaldes en "cost-benefit" analyse. Der er dog flere faldgrupper: 1) Traditionen er, at alt gøres sammenligneligt ved at blive omsat til en økonomisk målestok. Det er en væsentlig begrænsning, fordi mange føler, at alt ikke kan opgøres på den måde. Et alternativ er at tale om en "pro et con" analyse ("for og imod" analyse), hvor alt der tæller for stilles op på den ene side, og alt hvad der tæller imod stilles op på den modsatte side. Så er der åbenhed og enhver kan vægte disse hensyn, som det måtte ønskes, og danne sin egen mening. 2) Beslutningsgrundlaget forsvin- ned i uoverskuelige detaljer, hvoraf nogle få kan være helt afgørende. 3) Hvem skal fastsætte den der værdi, som tilskrives den enkelte detalje, 4) Hvordan beskyttes mindretal, og slutteligt: 5) Der har været manipuleret med sådanne opstillinger, hvilket ikke er svært på grund af de uoverskuelige detaljer. Alt 103

107 dette hindrer ikke, at sådanne analyser er værdifulde, så længe de blot er et bidrag til en samlet overvejelse. Nytteetiske regler er det sædvanlige ingeniørmæssige arbejdsgrundlag. Man kan ikke hele tiden sætte spørgsmålstegn ved alt og lave bekostelige nytteetiske analyser af den aktuelle situation som basis for beslutninger. Derfor laver man kun egentlige nytteetiske analyser (f. eks. i form af cost-benefit analyser) i større sager af væsentlig politisk, miljømæssig og/eller økonomisk betydning. I stedet laver man en almen analyse af en samlet problemstilling og på dette grundlag laver man lovgivning/normer, som består af pligtetiske regler, oftest i form af pligter og modsvarende rettigheder. Miljøetik er den disciplin, som beskriver, hvordan ovenstående kan omsættes i praktisk forvaltning. Det- illustreres med nogle te eksempler: Miljøøkonomi falder ind under nytteetik, som er sideordnet med pligtetik og sindelagsetik. Denne sideordning kan illustreres med et eksempel: Menneskerettigheder er et typisk pligtetisk hensyn. Kan menneskerettigheder gradbøjes ud fra et nyttesynspunkt? Svaret er NEJ. Kan tortur retfærdiggøres ud fra et nytteetisk synspunkt? Svaret er NEJ. Sådanne ting sker desværre hele tiden; men det hindrer ikke, at der i vestlige demokratier ikke burde være tvivl om moralbegreberne i denne henseende. Tilsvarende forhold gør sig gældende på miljøområdet. For 200 år siden kunne man pine og plage dyr som man ville. Det er ulovligt i dag, fordi den moralske grænse for etiske hensyn er udvidet fra kun at gælde mennesker til også at gælde dyr, som vi mener kan opfatte smerte. I det industrialiserede landbrug er det en aktuel problemstilling, fordi en nytteetisk økonomi kan føre til dyrplageri, som man må reagere på ud fra et sindelagsetisk hensyn og lovgive for med en pligtetisk regel. Tilsvarende hensyn har udviklet sig inden for det arbejdshygiejniske område og på miljøområdet. Eksempel: Vandmiljøplanen Vandmiljøplanen er et eksempel på en sindelagserklæring om ikke at forurene farvandene med næringssalte, så iltsvind begrænses til et acceptabelt niveau; hvad det så end er. Det er interessant, at der aldrig i debatten omkring vandmiljøplanen er specificeret operationelle formuleringer af, hvad der er den egentlige målsætning. Ej heller er der lavet en nytteetisk analyse af de valgte tiltag. I begge tilfælde må det tilskrives usikkerhed/uvidenhed om selve målsætningen, fordi det ikke vides med nogen rimelig sikkerhed, hvad de historiske iltniveauer har været eller hvad der egentligt kræves af iltniveauer for at tilfredsstille et overordnet hensyn til tilstanden i havet. I stedet er det valgt at formulere pligtetiske regler, i Folketinget fastlagt som 80% reduktion af fosfor og 50% reduktion for kvælstof af den samlede udledning fra Danmark. I forhold til spildevandsudledning blev plig- ten formuleret som en tilladelig udledning på 1.5 mg/l fosfor og 8 mg/l kvælstof. Disse krav er gennemført og udgør den grundlæggende regel for udledning af spildevand i Danmark, senere suppleret med en skat på udledning af fosfor, som i praksis har sænket udledningen til 0.3 mg/l fosfor. Tilsvarende regler er indført, men endnu ikke efterlevet i EU. For landbruget blev det udformet som pligtetiske krav til dyrehold, gødskning og håndtering af gødning. Det har radikalt ændret det danske landskab, men kravet om 50% reduktion af kvælstofbelastningen er endnu ikke nået 16 år efter beslutning herom. Vandrammedirektivet Vandrammedirektivet opererer med et dobbeltkrav: Et pligtetisk krav til udledninger fra punktkilder, f.eks. i form af tilladelige koncentrationer. Et måletisk krav til recipientkvalitet, f. eks krav til vandløbets økosystem, operationaliseret i form af faunaindikatorer. 104

108 Der er ikke lavet nytteetiske analyser på disse krav af den simple grund at der er stor uvidenhed om, hvor- man kan beskrive årsagssammenhængen mellem påvirkninger og effekt i vandløbene og om, hvad de dan økonomiske konsekvenser vil være. På et sindelagsetisk grundlag har man politisk besluttet at forfølge det overordnede mål med pligtetiske regler, hvis konsekvenser i usikre. Til gengæld er der afsat en årrække til implementering, således at fortolkninger kan justeres i lyset af erfaringer i processen frem mod målet. Dette leder direkte frem mod "adaptiv projektudvikling", som beskrevet i sidste afsnit. Forsigtighedsprincippet "Forsigtighedsprincippet" handler ikke om at være forsigtig! Ordet er, ligesom det engelske ord: "The Precautionary Principle", en dårlig oversættelse af det oprindelige tyske ord "Vorsorgeprinzip" fra Det vigtigste element i forsigtighedsprincippet er at forholde sig konstruktivt til usikkerhed og uvidenhed i grundlaget for beslutninger om miljø, herunder risikovurderinger. Der har været tendens til at overse muligheden for, at usikkerhed og uvidenhed kunne føre til helt andre resultater af samfundets aktiviteter end oprindeligt antaget. Ja, der har endda været tendens til at fortrænge opmærksomheden om denne mulighed som et udslag af utilbørlig pessimisme. At være mere årvågen over for muligheden for at tage fejl er i virkeligheden et opgør med "positivismen" - den filosofiske opfattelse, at al udvikling fører til noget godt. I dybeste forstand er det et opgør med et af industrisamfundets dogmer. I 2001 udgav Det Europæiske Miljøagentur en rapport: European Environment Agency (2001) "Late lession from early warnings: the precautionary principle , Environmental issue report, No. 22, ISBN Et oplag på 7000 eksemplarer var revet væk, men hele rapporten kan downloades fra internettet: og rapporten udkom i bogform fra forlaget "Earthscan" i april, Rapporten opregner 14 eksempler på, at det er gået galt i forhold til miljøet. Det er 14 såkaldt "falske ne- antaget som udgangspunkt, at en aktivitet eller et stof var harmløst (negativt med gative". Det har været hensyn til harmfulde effekter), hvilket senere har vist sig at være forkert. Formålet med rapporten har været at opregne, hvad man kan lære fra sådanne fejltagelser, med henblik på at undgå tilsvarende fejltagelser i fremtiden. For hvert eksempel er forhistorien systematisk gennemgået for at identificere, hvornår man vidste hvad, og hvilke beslutninger man traf (eller undlod at træffe) på det foreliggende videngrundlag. Flere af eksemplerne er gennemgået over hele sidste århundrede (asbest fra 1898, benzen og stråling fra 1887). Det har været en væsentlig pointe ikke uforvarende at komme til at fordømme nogen i retrospekt. Blikket er rettet fremad: Hvad kan vi lære af kendsgerningerne i det historiske forløb. Eksempler: CFC og PCB Fejltagelser kan skyldes total uvidenhed, som i tilfældet CFC eller PCB. Det var stoffer, som var "inerte", dvs. at de ikke blev omsat og derfor ikke forventedes at gøre skade. Det viste sig senere at være forkert. CFC er årsag til huller i ozonlaget, øget UV-stråling og øget hudkræft. PCB viste sig at skade fugles forplantning og bidrage til dioxin-forurening ved uhensigtsmæssig forbrænding. Begge stoffer er der endnu, for de forsvinder ikke sådan lige med det samme på grund af netop den egenskab, som blev tillagt en positiv betydning, da det blev lanceret i 1920'erne. Det kunne man jo ikke vide, men pointen i dag er, at man skal overveje faren ved at belaste miljøet med stoffer, som ikke omsættes. Hvis vi tager fejl, så gør vi det i stor skala og for flere generationer frem i tiden. Lære: Om muligt, undgå irreversibilitet! Antibiotika som vækstfremmere Fejltagelserne kan også skyldes, hvad der i rapporten betegnes som "scenario usikkerhed". Hermed menes, at vi kender tendensen, men kan ikke vurdere sandsynligheden for at noget går galt. Det aktuelle eksempel 105

109 er brug af antibiotika i foderstof som vækstfremmere i dyreavlen i landbruget. Risikoen er, at vi gør sygnedgjort politisk. Sverige domsbakterier immune overfor antibiotika. Scenariet er, at vi om føje år ikke har flere anvendelige antibiotika - medmindre vi har en positivistisk tro på, at der nok kan udvikles nogle nye til erstatning for de gamle. Det er ikke svært at forestille sig, hvor galt det kan gå - og et halvt århundredes medicinsk fremskridt er smidt overbord. Vi kender ikke sandsynligheden for at det vil ske; men det er berettiget at stille spørgsmålet om fordelene i landbrugsproduktionen står mål med en ukendt risiko for en stor, potentielt uoprettelig skade. En engelsk komité (The Swann Committee) foreslog forbud i 1969, men blev forbød brugen i EU er på vej med indgreb. Asbest Risiko i form af statistisk usikkerhed er velkendt. Eksemplet i bogen er asbest. Man kan forudsige sandsynlighederne for syge og døde som følge af eksponering til asbest. I Europa forventes i dette århundrede dødsfald på grund af lungekræft baseret på eksponering til asbest i sidste århundrede. Der har været mange advarsler undervejs, faktisk i 100 år, før man skred ind. De centrale spørgsmål er: Hvorfor blev der ikke indledt ordentlige undersøgelser baseret på begrundede mistanker på et tidligt tidspunkt? Hvornår er en "videnskabeligt motiveret mistanke" tilstrækkeligt? Ordene: "videnskabeligt motiveret mistanke" er taget fra Svensk kemikalielovgivning fra EU benytter ordene: "fornuftigt grundlag for bekymring" i sin kommunikation fra januar 2000 om forsigtighedsprincippet. Valg af sikkerhedsniveau er ikke afgjort på grundlag af videnskab, men på grundlag af etiske betragtnin- og selvfølgeligt tilbehør til videnskabelige/tekniske ger - og er til syvende og sidst en politisk afgørelse. Selve afgørelsen vil forhåbentlig være baseret på gode videnskabelige informationer, med tilsvarende god information om den usikkerhed, som de videnskabelige udsagn er behæftet med. Eksperter ønsker ikke at indrømme usikkerheden i deres udsagn - og politikere/administratorer er ikke glade for udsagn, som ikke er klare. Begge parter har noget at lære om kommunikation af usikkerhed, som et nødvendigt udsagn. Hvem skal bære risikoen for eventuelle fejltagelser? Der er en lang tradition for, at man som udgangspunkt anser nye aktiviteter som ufarlige. Derpå er det op til den, som mener at aktiviteten er farlig, at bevise det. Det er utroligt svært; ikke mindst fordi traditionen er, at der skal føres "videnskabeligt" bevis for farligheden. Er det rimeligt i en situation, hvor det er hele befolkningen og naturen, der er de mulige ofre. Var det ikke rimeligere i visse situationer at vende problemstillingen: Som udgangspunkt anses nye aktiviteter for farlige og der er op til forslagsstilleren at demonstrere et rimeligt niveau af ufarlighed. Dette er veletableret for så vidt angår f. Eks. medicin, nye kemikalier og radioaktiv stråling. Der vil komme nye grænser for hvilke situationer, der motiverer omvendt bevisbyrde; især på kemikalieområdet. Eksempel: Hormoner som vækstfremmere Den aktuelle sag er hormoner i amerikanske bøffer. EU nægter import af amerikansk bøfkød på grund af hormonindhold, men kan ikke videnskabeligt bevise, at hormonerne er skadelige. Det skal man efter WTO's regler for tekniske handelshindringer. EU påberåber sig forsigtighedsprincippet, men det vil hverken USA eller WTO anerkende, som et internationalt princip. Denne sag kører på de høje nagler - både akademisk og praktisk. Der er dog på det seneste gjort indhug i den strikte WTO fortolkning. I 2001 blev en appel af en Canadisk protest over for et EU forbud mod import af asbest afslået med den interessante fortolkning, at "lande kan basere deres sundheds-, miljø-, dyrevelfærd på kvalificerede og respekterede videnskabelige opfattelser udtrykt af et mindretal af forskere". Den tilsvarende sag fra 1997, USA-Canada mod EU om hormoner i bøffer, faldt ikke ud til fordel for EU. 106

110 MTBE Ved første erkendelse af muligheden for fejl skal der indledes forskning, undersøgelser og startes monitering. Det er ofte hørt, at der ikke er registreret nogen skade; men så viser det sig, at der ikke er nogen, der har gjort sig nogen anstrengelser for at undersøge sagen. Ikke konstateret skade, er ikke bevis på "ikke skade", hvis der ikke findes nogen konstatering. Det har for eksempel været påberåbt i MTBE-sagen (anti-banke middel i benzin til erstatning for bly) af en række andre Europæiske lande; men så viser det sig, at de slet ikke har nogen undersøgelser! Til gengæld er ønsket om undersøgelser ikke en god undskyldning for ikke at foretage sig noget. Det er ellers ofte set, fordi undersøgelser gennemgående er billigere end selve indgrebet. Undersøgelser bør omfatte muligheder for alternative løsninger. F.eks.: Automobil- og benzinindustrien er ved at løbe tør for nye egnede benzintyper på grund af luftforurening. Alternativet er "brændselsceller" - og det er på vej. Tilsætningsstoffer i benzinen er blot en mellemløsning. Forsigtighedsprincippet kan være innovationsfremmende! Det er en traditionel positivistisk opfattelse, at der var en klar skillelinie mellem, hvad vi ved og hvad vi ikke ved. Forskeren arbejder heroisk på at udbrede viden og mindske uvidenhed. Det er en unuanceret opfattelse. Der er en grå zone mellem, hvad vi ved og hvad vi ikke ved. Det er i den grå zone, hvor vi taler om innovation. Det er baseret lige så meget på inspiration, ideer og intuition som på videnskabelige principper. De videnskabelige principper kommer først i spil, når vi har formuleret en hypotese og skal do- den eksperimentelt. Det er i samme grå zone vi finder de eventuelle fejltagelser. Dem kan vi kumentere opdage, forvente, have bestyrket mistanke om eller blot formodning om - eller slet ikke vide noget om. Det er ligeledes baseret på inspiration, ideer og intuition, eventuelt suppleret med videnskabelige observationer. I den grå zone taler vi om chancer, hvis det går godt, og om risiko, hvis det går skidt. Der er en ubalance mellem opfattelsen i værdi af innovation og værdi af mistanke. Innovation er positivt, mistanke er negativt. Denne skævvridning fører til en tilsvarende skæv fordeling af fordele ved innovation og risikoen ved fejl. Der trænges til en konstruktiv erkendelse af muligheden for at tage fejl og en bevidst afvejning af poten- tielle fordele mod eventuelle skader, farlighed, ulemper. Hvor skal bevisbyrden ligge og på hvilket niveau skal man kræve bevis eller blot sandsynliggørelse? Eksempel: Kogalskab Historien om kogalskab begynder i England på det partipolitiske plan, helt fra starten. En kongelig kommission anbefaler i 1979 restriktioner i anvendelsen af kød- og benmel til foder; men allerede samme år skiftes til en regering med den holdning, at sådanne restriktioner ikke skal komme fra centralt hold, men skal reguleres af landbruget selv. I 1985 gøres de første sporadiske iagttagelser af kogalskab i England og i november 1986 forekommer det første dokumenterede tilfælde. Allerede i 1987 rettes begrundet mistanke mod kød- og benmel i foder. Der indføres regler for brug af kød- og benmel; men år efter kan det konstateres, at reglerne i stort omfang ikke overholdes. Australien og New Zealand forbyder import af britisk oksekød. Samtidig begynder et langvarigt spil i EU om import- og eksporttilladelser og -forbud. I 1991 registreres det første tilfælde i Frankrig. I 1992 konstateres det første tilfælde i Danmark; men "man" beslutter at det ikke kan være rigtigt og informationen hemmeligholdes. Den næste dramatiske vending kommer i 1996, da den britiske regering må indrømme, at kogalskab kan overføres til mennesker i form af vcjd, som er en variant af en kendt hjernesygdom Creutzfeldt-Jacob Disease (CJD). Det har der i britiske faglige kredse været mistanke om i flere år, og nu kan informationen ikke længere hemmeligholdes. I perioden på et år efter annonceringen faldt markedet for bøfkød med 36%. Der 107

111 udspiller sig et yderligere intensiveret spil i EU om importforbud og EU-regulering af handel med bøfkød. I 1999 forbyder Frankrig import trods EU-accept af handel på grund af en konstateret sund bestand af køer i England. EU tager retslige skridt mod Frankrig. 28. februar 2000: Det første officielt bekræftede tilfælde af kogalskab i Danmark. Der konstateres manglende overholdelse af regler for blanding af foder. Der iværksættes et omfattende overvågningsprogram, som skulle have været igangsat tidligere i følge påbud fra EU. Nu er der observeret otte tilfælde af kogalskab i Danmark. I 1993 i England registreres tilfælde af kogalskab nr Siden da er antallet af tilfælde per år i England faldet fra i 1994 til ca. 750 i Antallet er slagtede besætninger er en størrelsesorden større. I samme periode er antallet af vcjd tilfælde (relateret til BSE) i England nået 104 ( ), hvilket kan sammenlignes med 535 tilfælde af CJD i samme periode (ikke relateret til BSE). Ingen har gjort noget forkert, for ingen vidste på det pågældende tidspunkt, at sygdommen kunne springe fra får til ko og derpå fra ko til menneske. Det er ganske korrekt, at det vidste ingen i Vi kan ikke bebrejdes for noget ingen vidste. Der er derfor slet ikke tale om at bebrejde nogen. Dog må modspørgsmålet stilles: Hvordan kan det være, at man slet ikke har kogalskab i USA? Det er fordi man i USA var meget restriktive med anvendelse af "kød og benmel" fra døde dyr i foderet til kvæg. Det skyldes ikke, at man vidste noget kontant om kogalskab eller vcjd; men det skyldes en generel tilbageholdenhed med hensyn til at genanvende kød og benmel fra nødslagtede og selvdøde dør i foder til kvæg, fordi man ud fra en generel erfaring fra en række andre sygdomme, skal være påpasselig med ikke at fremme smittefaren ved genanvendelse. Helt tilsvarende påpasselighed gælder for udspredning af gødning på marker, hvor der kan være køer på græs. Denne tilbageholdenhed og påpasselighed er et almindeligt hygiejnisk koncept, som er baseret på almen erfaring - herunder hensyntagen til muligheden for at begå en type fejl, som er begået mange gange før. Det er i virkeligheden en gammelkendt anvendelse af et forsigtighedsprincip fra tiden før dette begreb var kendt. Det samme koncept har ligget til grund for håndtering af vand i mere end 1½ århundrede og er årsagen til at vandbårne sygdomme stort set ikke findes i moderne byer. Det er ofte hørt, at der er tale om en langt overdreven risiko. Der er endnu "kun" døde nogle hundrede men- plan. Det er et typisk risiko-ekspert udsagn, at det er irrationelt at reagere så stærkt, nesker på Europæisk når der dør langt flere i trafikken, langt flere af lungekræft pga. rygning, osv. Sammenlignes alene på tal er disse udsagn korrekte; men det fremgik jo tydeligt, at befolkningen som forbrugere var af en anden mening. Reaktionen var: Hvorfor skal vi udsættes for selv den mindste risiko for en forfærdelig sygdom baseret på en marginal økonomisk gevinst, som kommer fra en ulækker anvendelse af døde dyr som foder til køer, som ellers er drøvtyggere af grønt. "Man mister lysten til at spise bøf!" Og det gjorde man. Forbruget af bøfkød faldt og er stadig formindsket. Det principielle spørgsmål er: Hvem skal bestemme? "Rationelt" tæn- kende eksperter eller befolkningen? Hér støder to former for etik sammen: En sindelags- og pligtetik baseret på befolkningens holdninger støder sammen med nytteetik på ekspertplan. Sindelags- og pligtetik går simpelthen ud på den holdning, at der er ting man skal eller ikke må - uanset vilkår og omstændigheder. Nytteetik går ud på altid at afveje fordele og ulemper og finde den optimale løsning. Ud fra en nytteetisk opfattelse var dispositionerne i forbindelse med kogalskab så absolut ikke optimale. Man misopfattede totalt befolkningens reaktioner som forbrugere. Hele forløbet blev vanvittigt dyrt ud fra alle synspunkter: På negativ siden: En forfærdelig sygdom, om end i ringe omfang; nedslagtning af mange hundrede tusinder af kvæg; faldende afsætning; omfattende kontroludgifter - i alt en ren katastrofe. På positiv siden: En årlig besparelse på alternativ affaldshåndtering og besparelse på foderindkøb, som til sammenligning må siges at have været marginal. Årsag: Uvidenhed om smittefare, tilsidesættelse af velkendt hygiejnisk praksis, uvidenhed om befolkningens reaktioner - ikke det bedste grundlag for at afveje fordele og ulemper. Alternativ: Tilbageholdenhed og påpasselighed på grundlag af almene erfarin- 108

112 ger fra god praksis (som godt landmandsskab) og på grundlag af begrundet mistanke. Sådan kan man på fornuftig vis fortolke forsigtighedsprincippet. Fortolkning af forsigtighedsprincippet kan kategoriseres i fem grupper, som indeholder næsten alle an- dres fortolkninger i tilnærmet form. Det ser sådan ud: a. Den miljødominerede fortolkning - også kaldet den risikosky fortolkning. Forsigtighedsprincippet går ud på, at vi skal være forsigtige af hensyn til miljøet og at alle grænser for tilladelige koncentrationer eller udledninger skal strammes op, når lejlighed sig byder. b. Den miljøøkonomiske modfortolkning - også kaldet den risikovillige fortolkning. Forsigtighedsprincippet er en uigennemtænkt stramning af alle grænser, som kun kan forårsage store omkostninger for samfundet. c. Den normative fortolkning, som går ud på, at der er en række hensyn, som nødvendigvis må tages i betragtning ved enhver risikoanalyse eller cost-benefit analyse. d. Den smalle afvejning, som forholder sig til forholdet mellem risikoen for en falsk negativ og en falsk positiv afgørelse, vel vidende at der altid er en mulighed for at tage fejl. e. Den brede afvejning, den fulde cost-benefit analyse, hvor alle perspektiver er inddraget og alle rimelige forhold, hvad enten de kan opgøres kvantitativt i penge eller blot kan beskrives, samt hvor alle usikkerheder er rimeligt belyst. Den miljødominerede fortolkning - også kaldet den risikosky fortolkning. Den miljøøkonomiske modfortolkning - også kaldet den risikovillige fortolkning. Den tilsvarende, men modsat tendentiøse fortolkning er, at man ved at være mere forsigtig pålægger samfundet større udgifter på en ensidig måde. Det er uomtvisteligt, at nogle i misforstået hensyn til miljøet benytter en fortolkning af forsigtighedsprincippet på den måde, at de ved at påkalde forsigtighedsprincippet kan rationalisere deres synspunkt om hensyn til miljøet med det nyt argument. Imidlertid indeholder de traditionelle risikoanalyser hensyntagen til usikkerhed som sikkerhedsfaktorer, f. eks. en faktor 10, 100 eller 1000, afhængig af omstændighederne. Der skal derfor helt nye argumenter til for at berettige en påkaldelse af forsigtighedsprincippet. I denne fortolkning ligger der således en politisk fortolkning, som ikke stemmer med en fortolkning, som holder til en mere stringent prøvelse. Man kan ikke sige at fortolkningen er for- kert, kun at den er tendentiøs. Pointen er i begge tilfælde, at hvis man åbenbart ved, at det vil være farligere eller dyrere, da vil man per definition ikke kunne påkalde sig forsigtighedsprincippet. En forudsætning for at påkalde forsigtighedsprincippet er, at der er så stor usikkerhed om enten farlighed eller omkostning eller begge dele, at ingen på det givne tidspunkt kan sige, om det vil være farligere eller dyrere i sidste ende. Kan man det, skal man handle eller ikke handle i overensstemmelse hermed uden brug af et forsigtighedsprincip. Eksempler: Kogalskab. Havde man erkendt folks mulige reaktion (præferencer) i forhold til kogalskab, kunne man have taget denne usikkerhed i betragtning, hvorved beslutning om genanvendelse af kød og benmel ville have set helt anderledes ud ved en cost-benefit analyse. Det havde man ikke, og resultatet blev en økonomisk katastrofe, hvor genanvendelse af kød og benmel skulle have været en fordel. Det ikke at inddrage forsigtighedsprincippet endte altså med at blive utroligt meget dyrere. Omkostningen ved at inddrage forsigtighedsprincip- 109

113 pet og bibeholdt begrænsninger på anvendelsen af kød og benmel baseret på en erkendt mulig risiko ved recirkulation af organisk affald ville have været meget mindre. Vækstfremmere Brug af antibiotika som vækstfremmere i husdyrbrug er problematisk. Der er ingen, som ved om den ende- situation ved fortsat anvendelse af antibiotika vil være en katastrofe. Hvis man ser bort fra den erkend- lige te fare for udvikling af resistens, fordi man ikke kan beskrive sandsynligheden kvantitativt, så er det klart, at en cost-benefit analyse vil falde ud til fordel for brug af antibiotika. Man har da anlagt en ensidig syns- er, at ingen ved hvad sandsynligheden er, kun at den er reel og potentielt er kombineret vinkel. Pointen med meget alvorlige konsekvenser. Om 20 eller 50 år ville man måske vide om cost-benefit analysen var for eller imod, men det ved ingen i dag. Derfor tager man et forsigtighedsprincip i anvendelse, fordi man ikke vil løbe risikoen. Konsekvenser heraf er, at ingen nogensinde vil vide, om beslutningen var rigtig, for man forhindrede den ukendte sandsynlighed i at komme til udfoldelse. Asbest Asbest s om arbejdshygiejnisk skade er et grelt eksempel på noget tilsvarende. Igennem sidste århundrede steg erkendelsen af asbest som årsag til lungekræft. Læs historien i Det Europæiske Miljøagentur's rapport om forsigtighedsprincippet. Der er en forsinkelse i virkning på ca. 30 år. I dag sagsøges store firmaer for at opnå erstatning i et sådant omfang, at det er livstruende for selv multi-nationale firmaer, fordi man igno- signalerne. Havde man anlagt en økonomisk betragtning kunne man let have argumenteret for, at rerede det ikke betød så meget. Sygdom og erstatningskrav i næste århundrede ville alligevel være neddiskonteret til ingenting, så hvorfor ikke fortsætte med brug af asbest. Den går ikke! Ud fra et sindelagsetisk synspunkt kan man ikke argumentere på den måde og der burde være indført pligtetiske indgreb langt tidligere. Den økonomiske betragtning kan ikke stå alene, fordi begrebsapparatet er for snævert. Den normative fortolkning Det normative niveau er det, som er kommet til udtryk i rapporten fra EEA. På grundlag af en række historier er listet sådanne forhold, som man efter disse erfaringer som minimum burde tage i betragtning ved enhver analyse af problemstillingen. Dette skyldes, at man i den sædvanlige praksis systematisk undlader at tage en række forhold i betragtning som slet og ret institutionaliserede undladelsessynder. Det er utroligt, at disse ret uskyldige forslag til, hvad der burde høre til enhver god undersøgelse, har væ- udsat for så kraftige forbehold fra visse kredse, som er modstandere af forsigtighedsprincippet. Der ret står jo ikke noget om, hvordan disse erkendelser skal tages i betragtning - blot at de bør erkendes, kommunikeres og på en eller anden måde tages i betragtning. Det helt væsentlige er, at til en ordentlig un- hører som almindelig god standard at vurdere kritisk de usikkerheder, som analysen er dersøgelse behæftet med. Når dette ikke sker, er det fordi det i mange tilfælde er en rystende oplevelse at erkende usikkerheden, fordi det sætter helt afgørende spørgsmålstegn ved anvendeligheden af resultat af undersøgelsen. Det er der ikke tradition for i institutionerne, hverken at kommunikere eller at modtage en sådan besked. Den smalle afvejning Den smalle afvejning belyser forholdet mellem risikoen for falske positive og falske negative. Ingen beer ikke en teknisk afgørelse. Det er en etisk afgørelse - nogen vil sige en politisk afgørelse. Det kan slutning kan tages uden at risikere at tage fejl. Dette erkendes sjældent åbent. Hvis det erkendes, må man tage stilling til hvem, der skal løbe risikoen for, at fejlen falder ud på den ene side frem for på den anden side. Skal risikoen bæres af forureneren eller af naturen, eller af producenten eller forbrugeren? Det kan dokumenteres, at der er en systematisk tendens til at en sådan fejl falder ud til fordel for forureneren/producenten. Det opfattes som en anklage og al usikkerhed falder ud til fordel for den anklagede. Det elitære 110

114 udvalg eller statsinstitutioner ikke tage stilling til sådan helt for sig selv, som vi gjorde i gamle dage. Det er tiderne løbet fra på grundlag af mistillid i befolkningen. Det kræver i dag konsensuskonferencer, inte- miljøværdisætningsundersøgelser, m.m. Sådanne undersøgelser er belastet med ressentundersøgelser, væsentlige usikkerheder. Disse to typer fejl kaldes i statistikken for type I (falske positive) og type II (falske negative). Der er også type III fejl, som ofte glemmes. Det er de undersøgelser, som slet ikke undersøger alle de relevante spørgsmål, men kun en tendentiøs del af problemstillingen. Det er faktisk her de største fejl begås, tilsigtet eller ikke tilsigtet. Det er faktisk blevet et problem i risikoanalysebranchen, fordi den ikke har forstået, at de gamle faglige metoder ikke længere anses for dækkende for problemets identifikation. Den brede afvejning, den fulde cost-benefit analyse Forsigtighedsprincippet kommer ind, når undersøgelsen afslører store potentielle risici og stor usikkerhed om omkostninger og alternativer. Da foreslås, at man erkender situationens alvor og usikkerhed, benytter robuste og adaptive indgreb, moniterer udviklingen og justerer beslutningen i lyset af mere information. Dette hedder adaptiv projektudvikling. Der er et stort behov for at operationalisere redskaber til håndtering sådanne situationer. Den brede afvejning omfatter den fulde cost-benefit analyse. Sådanne er desværre meget ressource- og tidskrævende, hvorfor autoriteterne i dag har det problem, at de ikke kan gennemføre dem på et ordent- ligt fagligt niveau i det tempo, som forlanges ude i samfundet. Derfor er der behov for punkterne 3 og 4, som beskrevet overfor. Erkendelsen af muligheden for at tage fejl bør i væsentlig grad præge beslutningen og dens opfølgning. På grund af beslutningens skønnede fejlbarlighed er det vigtigt: at identificere et langsigtet, overordnet mål at vælge en beslutning, som peger i den forventeligt "rigtige" retning at vælge robuste løsninger, som ikke er sårbare over for bristede forudsætninger at vælge adaptive løsninger, som kan ændres, når ny erkendelse foreligger at lade et dedikeret udviklings-, moniterings- og databehandlingsprogram indgå med stor vægt i beslutningen at være rede til at ændre beslutningens indhold, når ny erkendelse motiverer dette, og eventuelt justere det overordnede mål at erkende, at projektet er en kontinuert proces, som har en identificerbar indledning, men først på sigt har en identificerbar afslutning. Kyoto-aftalen om begrænsning af udledningen af drivhusgasser passer til denne fremgangsmåde. Den samme fremgangsmåde kunne med fordel bruges på mange andre problemstillinger præget af usikkerhed om beslutningsgrundlaget. Eksempel: Vandmiljøplan en. Vandmiljøplanen blev besluttet i 1987 og implementeret efterfølgende i troen på, at det ville føre til det tilsigtede resultat. Det var helt i den adaptive projektudviklings ånd, at der som konsekvens blev tilrettelagt et omfattende måleprogram med henblik på at vise udviklingen i belastning og resulterende recipientkvalitet. Dette viste hurtigt, at hverken målet med hensyn til belastning fra landbruget eller recipientkvaliteten blev nået som forventet. Næste beslutning, vandmiljøplan II og andre planer har ført til en utilsigtet iterativ proces, hvor beslutningen hver gang fremstilles som den endelige. Nu står forhandlingerne om vandmiljøplan III for døren. I lyset af den aktuelle debat om årsagssammenhænge vil det være rimeligt et erkende, 111

115 at også de næste beslutninger og tiltag vil have karakter af eksperimenter; forhåbentligt på vejen mod politisk acceptable mål, som eventuelt vil blive ændret som led i processen. Miljøøkonomi I de seneste år har miljøøkonomien fået en opmærksomhed i pressen, som ikke er set før. Af pressen må man få det indtryk, at miljøøkonomi er en ny fagdisciplin, som har været ignoreret og nu får en tiltrængt øget opmærksomhed. Det er forkert, at det har været ignoreret, fordi miljøøkonomi har spillet en rolle hele tiden, hvilket flere publikationer gennem det sidste årti kan bekræfte, f. eks. rapporter fra Det Økonomisk Råd, Finansministeriet, DMU og fra universitetsverdenen. I ingeniørens verden er økonomiske analyser af miljøtiltag en selvfølge. Men det er rigtigt, at dette fagområde har levet sin stille tilværelse uden for rampelyset. Her er der nok noget at lære om presseprofilering - relativt set; men ikke for meget! Lad det være sagt med det samme: Miljøøkonomi er som samlingspunkt for andre fagområder et betyd- er et uundværligt redskab af stor betydning som samlingspunkt for ningsfuldt redskab for analyse, fortolkning og formidling af et kompliceret spektrum af faglige informationer af relevans for det miljøøkonomiske overblik. Debatten har været ret så polariseret. Da jeg vil beskæftige mig også med miljøøkonomiens begrænsninger, vil jeg tilbagevendende betone, så det ikke kan misforstås, at miljøøkonomi andre miljørelevante fagområder. I en given sag må miljøøkonomien trække på et spektrum af faglige discipliner, hvorfra informationer skal ekstraheres, bearbejdes og sættes ind i den miljøøkonomiske helhed. Det kræver stor faglig integritet og respekt for andre fag, deres metoder, deres begrebsverden og deres spektrum af synspunkter. Det er ikke usædvanligt at møde økonomer, som uden forbehold mener, at alt kan opgøres i penge. Det er pr. definition korrekt inden for deres egen begrebsverden; men problemet er, om denne begrebsverden accepteres af befolkningen. Min oplevelse er, at det ikke accepteres uden forbehold i befolkningen, og at argumentet om at befolkningen ikke forstår problemstillingen er for elitært. Det er blevet sagt, at økonomi er den eneste videnskab som er værdifri, fordi det indgår i den nytteetiske indgangsvinkel, at de grundlæggende værdier opnås empirisk ved analyse af folks opfattelser. Dette kallyder jo besnærende, men des i det økonomiske sprog for folks præferencer eller for værdisætningen. Det det er problematisk alene i kraft af den begrebsverden, som folk dermed påtrykkes. Selve problemformutil ét resultat; mens en anden, større problemafgrænsning kan føre til et helt andet resultat. Det kan f. leringen kan være særdeles værdiladet. Der er eksempler på, at en snæver problemafgrænsning kan føre eks. være særdeles værdiladet kun at vælge en national velfærdsøkonomisk afgrænsning på en global problemstilling. Det må forventes af en uvildig, professionelt gennemført analyse, at den tilgodeser flere rimeligt relevante holdninger til problemformuleringen; ellers vil det blive opfattet som manipulation af anderledes tænkende. Værdisætning er ikke en eksakt videnskab og resultaterne er behæftet med store usikkerheder. Altså må der vælges. Skal det være gennemsnittet? Hvordan tages hensyn til mindretals holdninger? Sådanne undersøgelser er tidrøvende, kostbare og usikre. Hvad gør man, når man ikke har et egnet, empirisk grundlag? Man må skønne efter bedste evne. Det kræver en høj etisk standard at sikre en rimelig upar- tiskhed og anerkendt fairness. Hvis miljøøkonomiske analyser er så værdifri, som det påstås, hvorfor er de så konfliktbetonede i mange lande (i min oplevelse især i England og i USA). Det skyldes, at mindretal ofte har oplevet cost-benefit analyser som manipulation med forudsætninger og valg af empirisk grundlag. I USA får man i følge lovgivning ikke byggetilladelse til en dæmning, uden at en cost-benefit analyse falder ud til fordel for projektet. Der går både lokal, national og personpolitik i analysen. Resultatet har været, at mange har ringe tiltro til cost-benefit analyser. Det er en skam, for cost-benefit analyser er et værdifuldt redskab, hvis det 112

116 bruges på den rigtige måde. "Den rigtige måde" betyder i denne sammenhæng, at alle relevante perspektiver er analyseret og at analysens usikkerheder er belyst, i modsætning til valg af kun ét perspektiv og én beregning som fører til ét éntydigt resultat, som tjener et forudfattet formål med undersøgelsen. Økonomien har som sin grundforudsætning, at markedet skal virke. Monopoler følger ikke reglen om udbud og efterspørgsel. Det er en af miljøøkonomiens første læresætninger, at markedet heller ikke virker til alles bedste i tilfælde af fri adgang til en begrænset ressource eller en begrænset kapacitet. Det hedder "Fælledens tragedie". I følge økonomisk teori vil den enkelte udnytte ressourcen til eget formål, så længe den marginale nytte er positiv. Hvis alle gør det, vil ressourcen blive slidt ned til det punkt, hvor ingen længere får noget ud af det. Det er, hvad der sker med fiskeriet i EU-farvandene. Tilsvarende betragtninger kan fremføres for udnyttelse af omgivelsernes kapacitet til at modtage forurening. I det frie spil vil den enkelte udnytte sine muligheder og kapaciteten vil blive overskredet til alles ulempe. Dette er velkendt fra forurening af floder og søer i hele verden. En fundamental miljøøkonomisk forudsætning duer ikke og der må indføres regulering, som derfor er blevet en vigtig del af den miljøøkonomiske disciplin. I direkte forlængelse heraf må det også accepteres, at ikke alt er miljøøkonomisk optimering af nytte. Pligtetiske krav kan overtrumfe optimeringen, f. eks. bæredygtighed, ligestilling, fordeling, dyrs rettigheder, fairness, osv. Alle fremskrivninger ud i en fjern fremtid, herunder økonomiske, er behæftet med en endog meget stor usikkerhed. Det er derfor imponerende, når økonomiske forudsigelser fremskrives med et utal af betydende cifre. Man kan end ikke have tillid til første ciffer. Det gælder alle kendte modeller af denne slags, uanset hvem der har lavet dem. I tilfælde af store usikkerheder og potentielt store skader bør man vælge robuste og adaptive løsninger. "Adaptiv management" består i at erkende muligheden for at tage fejl og tage små skridt ad gangen i den formodede rigtige retning. Det bør følges op af et målrettet måleprogram og fremskaffelse af ny viden, som bygger op til den næste beslutning. Kyoto-aftalen om begrænsning af udledningen af drivhusgasser passer til denne fremgangsmåde. Den samme fremgangsmåde kunne med fordel bruges på mange andre problemstillinger præget af usikkerhed om beslutningsgrundlaget. Til fremgangsmetoden hører gennemsigtighed og klar ansvarsfordeling. Da befolkningen gennemgående har en voksende mistillid til risikoanalyse og til analyse af virkninger på miljøet, bør der tilsvarende indføres øget inddragelse af relevante interessenter tidligst muligt i udviklingen. Bæredygtighed og økonomi Bæredygtighed er per definition et sindelagsetisk udsagn om at tilstræbe lighed mellem generationer med hensyn til adgang til natur og ressourcer. Pointen er, at den nutidige generation ikke må forbruge natur og ressourcer, så der ikke er noget tilbage til de næste generationer. Det er en ofte gentaget fejltagelse, at der findes bestemte teknologier eller tiltag, som er bæredygtige. Bæredygtighed kan opnås på mange forskellige måder. Det må således i princippet være resultatet som tæller, ikke midlet. Det er et sindelagsetisk udsagn, som fastlægger en konsekvensetisk målsætning. Dette omsættes i næsten alle tilfælde til pligtetiske regler, f. eks. Kyoto-aftalens regler om reduktion af udslip af kuldioxid. Helt centralt i en fortolkning af bæredygtighed i forhold til økonomi er fortolkningen af diskontering. Diskontering i forbindelse med miljøanalyser er et livligt debatteret emne i den internationale litteratur. Diskontering består forenklet i, at indtægter og udgifter ude i fremtiden tilbageskrives for at kunne fortage sammenligninger mellem nuværende og fremtidige forhold. Dette sker med en såkaldt intern rente (mellem 2-5% pr. år). Det er en fortræffeligt metode, som ikke kan afskaffes; men i forhold til miljøet kan 113

117 Det afgørende er, om skaderne er reversible, dvs. at de kan genoprettes senere; eller om de er irreversible, dvs. at de ikke kan genoprettes. Har man forurenet et vandløb ved udledning af urenset spildevand, kan vandløbets kvalitet genoprettes ved spildevandsrensning, som fjerner udledningen. Themsens forurening gennem 100 år er et godt eksempel. Udledningen fra London har fjernet ilten i vandet så der ikke kunne leve fisk i floden. Det er der nu rådet bod på, fordi miljøet blev en samfundsværdi, som man ville ofre penge på, mens det i 100 år blev anset for en uafvendelig konsekvens af samfundsudviklingen. det give problemer. Bæredygtighed består i at sikre fremtidige generationer rimelig mulighed for at udnytte naturen på deres måde; altså at vi ikke har ødelagt den på forhånd. Problemet er, at tilbageskrivning med en diskonteringsrente fører til, at skader som forsinket konsekvens af vores handlinger i dag tilskrives ringe værdi i sammenligningen. Den økonomiske argumentation er, at en investering nu i af- værgning af en fremtidig miljøskade ikke fører til økonomisk vækst. (Rigtigheden heraf kan i sig selv debatteres.) Økonomisk udvikling vil gøre kommende generationer rigere og dermed bedre rustede til at klare skaderne, når de måtte komme. Problemet er, at ingen med rimelig sikkerhed kan forudsige størrelsen af sådanne skader, langt ude i fremtiden. Det er noget helt andet, såfremt der i floden er et unikt dyre og planteliv, som ikke blot kommer tilbage ved genopretning. Det kan f. eks. gælde bestemte arter. Da er spørgsmålet om de har selvstændig værdi som natur, som ikke kan gøres til genstand for værdisætning og nytteafvejning. Eksempel Klimaændringer Klimaændringer forventes at ske gennem årtier. Eventuelle skader vil i begyndelsen være små, men vil stige senere efterhånden som temperaturen øges. Dermed stiger også risikoen for skader, hvis omfang og karakter er vanskeligt at forudsige. Fremskrivninger af de fysiske, kemiske og biologiske forhold bliver vanskeligere og vanskeligere at forudsige des længere man kigger frem. De økonomiske konsekvenser bliver tilsvarende endnu vanskeligere at forudsige. Kombineres dette med en diskonteringsrate, vil konsekvenserne om 100 år uvægerligt blive diskonteret tilbage til ingenting i nutidsværdi. Der er to måder at anskue det på: Konsekvenserne er reversible. Hvis vi ikke investerer i reduktion af kuldioxid-udslip, som ikke anses for produktivt (hvilket kan anfægtes), da vil kommende generationer blive rigere end hvis vi forbruger til re- af kuldioxid-udslip. De kommende generationer vil da kunne råde bod på de skader, som den øgede duktion temperatur vil give anledning til. Konsekvenserne er irreversible. Hvis vi ikke investerer i reduktion af kuldioxid-udslip, da vil kommende generationer blive rigere end hvis vi forbruger til reduktion af kuldioxid-udslip; men de kommende generationer vil ikke kunne råde bod på de skader, som den øgede temperatur vil give anledning til. Problemet er, at de ikke er nogen, som på det foreliggende videngrundlag kan forudsige omfanget eller karakteren af disse konsekvenser med hensyn til om de er reversible eller irreversible; eller for den sags skyld i hvilken udstrækning de vil skade genoprettelige eller uoprettelige naturværdier. Det er en personlig og politisk udfordring at tage etisk stilling til mulige konsekvenser i lyset af den umåde- usikkerhed/uvidenhed, som råder om hele lige problemstillingen. Organisatoriske konsekvenser Usikkerhed i beslutningsgrundlaget har betydning for måden, hvorpå disse emner håndteres. Dette skyldes ikke mindst, at usikkerhederne både omfatter naturvidenskabelig usikkerhed og socio-økonomisk usikkerhed. Disse vil blive behandlet hver for sig i det følgende, for derpå at blive sammenkædet. 114

118 Håndtering af natur- og tekniskvidenskabelig usikkerhed Forudsætningen for dataindsamling, databearbejdning, analyse og evaluering er, at problemstillingen og målet er identificeret. Såfremt der er forvirring med hensyn til denne identifikation vil selv den bedste videnskab ikke komme med tilfredsstillende resultater, fordi de kan være irrelevante, i værste fald misvisende. Man skal gøre sig klart, at denne identifikation kun kan ske i samspil med den socio-økonomiske analyse og med fornemmelse for de politiske processer. Der er store muligheder for fejltagelser i dette samspil. Under givne forudsætninger skal der vælges fremgangsmåde til analysen, som lægger grunden til evalueringen. Dette består især fremskaffelse af information ved brug af redskaber til bearbejdning af data samt redskaber til beskrivelse af årsagssammenhænge. På dette grundlag foretages analysen. Det vigtige i denne sammenhæng er, at der som led i analysen inkluderes redskaber som også kan belyse den usikkerhed, som resultatet er behæftet med. Til dette formål foreligger et helt spektrum af redskaber, som ikke vil blive beskrevet hér; bortset fra henvisning til hvad der er beskrevet i det foregående. Det vigtige er at erkende betydningen af kvalificerede udsagn om resultaternes usikkerhed. Det er ligeledes af betydning at erkende, at resultaterne er behæftet med usikkerhed også på grund af den fremgangsmåde, som anvendes ved disse analyser; samt ved de redskaber, som tages i anvendelse. Der er en udbredt tilbøjelighed til at definere det aktuelle problem så det passer til de redskaber, som står til rådighed. Det skyldes naturligvis at spektret af redskaber er stort, mange er svære at beherske og dyre at anvende. Det er et led i usikkerheden, at valget af fremgangsmåde og af redskaber ofte er irrationelt, op- portunt og utilsigtet misvisende. Tilpasning af fremgangsmåde til en aktuel problemstilling er en kunst; i virkeligheden en gammel ingeniørkunst, som midlertidigt kan være gået i glemmebogen. I lyset heraf bør de organisatoriske forhold omkring et projekt justeres. Der bør være større åbenhed om spektret af fremgangsmåder, som hver for sig i forskellig grad er egnet til beskrivelse af den aktuelle problemstilling. Denne åbenhed opnås bedst ved at engagere et spektrum af eksperter fra forskellige discipliner helt fra projektets start til fortolkning af problemstilling og mål, og til identifikation af alternative fremgangsmåder og redskaber, som kunne tages i anvendelse. Dette gennemføres på den bedste måde ved at starte med en serie seminarer hvor disse eksperter i fællesskab bidrager til at skabe overblik. Dette overblik bør danne grundlaget for det efterfølgende dedikerede program. Håndtering af socio-økonomisk usikkerhed Den største usikkerhed af alle er ikke at forstå problemstillingen og ikke have identificeret målet. Hverimidlertid en ken den overordnede problemstilling eller mål er natur- eller tekniskvidenskabelige emner, men socioøkonomiske emner med direkte relation til de politiske og forvaltningsmæssige processer. I princippet kan problemstilling og mål ikke identificeres uden samspil med det politiske niveau. Der er voksende erkendelse af at det kan være problematisk kun at identificere på et politisk snævert opdrag; men at det politiske oplæg i tilfælde af usikkerhed bør inkludere en bredere indgang med relation til de involverede interessenter. I sådanne tilfælde bør der arrangeres en møderække med interessenter med det formål at identificere problemstilling og mål. Organisatorisk bør et projekt starte med en møderække med interessenter. Disse møder skal ikke have karakter af høringer, som der er tradition eller lovpligt for; men bør have karakter af interessetilkendegi- fra interessenter på et tidspunkt, hvor projektet ikke fremstår som et færdigt projekt, men bør velser fremstå som et idegrundlag. Der skal være åbenhed om mål og midler, og interessenterne skal benyttes som tidlig ressourcebasis for identifikation af problemstilling og mål. Dette er helt afgørende, fordi en sådan møderække på et senere tidspunkt enten kan være problematisk for en forudsat projektudvikling, eller problemstillingen kommer til at fremstå som allerede afgjort før mødet. Det er væsentligt ikke at 115

119 Undervejs i forløbet er det afgørende at give interessenterne mulighed for at forstå de naturvidenskabelige problemstillinger. Senere i forløbet bør interessenterne indgå i evalueringen af resultaterne som opbygning til den politiske beslutning. fremstille tingene, så interessenterne må opfattet sig som en blåstempling af allerede trufne beslutnin- ger. Samspil mellem politik, socio-økonomi og natur- og teknisk videnskabelige forhold Afslutning Det må erkendes, at beslutninger på miljøområdet ofte er behæftet med store usikkerheder. Der er behov for at erkende dette og forholde sig konstruktivt til denne erkendelse. Det bør ske ved at analysere usikkerheden og beskrive den som en integreret del af beskrivelsen af resultatet af et projekt. Ovenstående er problemstillingen fremstillet som to afgrænsede emner, som kan behandles hver for sig: natur- og tekniskvidenskabelige kontra socio-økonomiske emner. Det er ikke en tilstrækkelig tilgang. Der bør være en livlig kommunikation mellem det politiske niveau, forvaltningen, interessenterne og de socio-økonomiske og natur- og teknisk videnskabelige rådgivere. Der er mange muligheder for fejltagelser og sådanne kan kun afhjælpes ved kommunikation. Således skal det politiske/forvaltningsmæssige niveau klarlægge udgangspunktet for interessenter og rådgivere på det tidligst mulige tidspunkt, samtidig med at politikere/forvaltere og interessenter skal forklares det socio-økonomiske og det natur- og teknisk videnskabelige videngrundlag. Oplæg til beslutninger om såvel måleprogrammer, databearbejd- som evaluering af resultater; bør forelægges politikere og interessenter forud for den formelle poli- ning, tiske beslutning. Det er vigtigt i denne sammenhæng at gøre sig det etiske grundlag klart, samt at identificere det etiske grundlag for beslutninger og tiltag til forbedring af miljøet. Heri indgår forsigtighedsprincippet, som er udgangspunktet for forvaltning på grundlag af stor usikkerhed. Analyse af en given problemstilling må omhandle både de natur- og teknisk videnskabelige forhold samt de socio-økonomiske forhold. Alle resultater bør beskrives således at usikkerheden på resultaterne fremgår tydeligt. I tilfælde af store usikkerheder bør disse erkendes og konsekvensen drages heraf. I tilfælde af stor usik- mulighederne for at tage fejl og i lyset heraf kerhed bør anvendes adaptiv forvaltning, som tilgodeser træffe iterative beslutninger: Vælg små robuste og fleksible løsninger, som kan justeres løbende i sammenhæng med at der investeres i bedre viden gennem målrettet monitering for at blive klogere på de relevante årsagssammenhænge og på de lokale forhold. Referencer: Harremoës,P. (2002): Etisk røre i miljøet. Kronik. Information, (14. januar). Harremoës,P. (2002): Erkend muligheden for fejltagelser. Kronik. MiljøDanmark, (3), Klein,T. & Harremoës,P. (2002): Dristighedsprincippet. Kronik. Politiken, (11. juni - Kultur), 7. Harremoës,P. (2002): Rent galt. Kogalskab er et lærerigt eksempel på, hvordan miljøpolitik kan gå helt galt. Kronik Information, (20. juni - 1. sektion), 8. Harremoës,P. (2002): Usikkerheder i grænsefladen mellem teknik og politik. Vand og Jord, 9, (3), 82. Harremoës,P. (2002): Skråsikkerhed på miljøfløjene, Kommentar i POLITIKEN, d. 16. okt Christensen,F.M., Andersen,O., Duijm,N.J., Knudsen,I. & Harremoës,P. (2002): Risikoterminologi. Oplæg til fælles forståelse og bedre dialog. Miljørisikorådet, København. pp Harremoës, P. (2003): Derfor forlader jeg Lomborg-bestyrelsen, Berlingske Tidende, kronik d. 14. januar 116

120 Harremoës, P. (2003): Miljøøkonomiens ufejlbarlighed, kronik i Jyllandsposten, , 1' sektion, side Popper, K.R. (1945): The open society and its enemies, outledge & Kegan Paul Ltd., Vol 1, ch.5 Nordhaus, W.D. (1994): Managing the global commons: the economics of climate change. The MIT Press, Cambridge, Massachusetts. Lomborg, B. (1998): Verdens sande tilstand, Centrum, ISBN Nordhaus, W.D and Boyer, J.G. (1999): Requiem for Kyoto: An Economic Analysis of the Kyoto Protocol, (Kyoto Econ doc), see also website: EEA, European Environment Agency (2001): Late Lessons from Early Warnings: The Precautionary Principle , ed. Harremoës et al., Environmental Issues Series No. 22, ISBN , available on website: Harremoës,P. (2001): The role of incertitude in environmental decision making. Invited lecture. In: 5th International Conference on Technology Policy and Innovation. Session on "Building robust infrastructures - dealing with uncertainty in policy analysis", Technical University Delft, NL, June CD-ROM, Lemma Publishers, Utrecht, NL. Harremoës,P. (2001): Ethical aspects of scientific incertitude in environmental analysis and decision mak- In: 7th European Roundtable on Cleaner Production, May 2-4, 2001 Lund, Sweden. Ses- ing. Paper for. sion on: Applying the precautionary Principle: Ethical Considerations. Krayer von Krauss,M. & Harremoës,P. (2001): MTBE in petrol as a substitute for lead. Chapter 11. In: Harremoës,P., Gee,D., MacGarvin,M., Stirling,A., Keys,J., Wynne,B. & Vaz,S.G. (eds.), Late lessons from early warnings: The precautionary principle , pp European Environment Agency, Copenhagen.Environmental Issue Report 22. Lomborg, B. (2001): The skeptical environmentalist - Measuring the real state of the world, Cambridge University Press, ISBN Harremoës, P., Gee, D, MacGarvin, M., Stirling, A., Keys, J., Wynne, B., Vaz, S.G. (2002): The Precautionary Principle in the 20th Century, Late Lessons from Early Warnings, Earthscan, Harremoës,P. (2002): Concepts of water and wastewater treatment novel methods and the ethical basis for decision-making. In: Wilderer,P.A., Huba,B. & Kötzle,T. (eds.), Water in Europe.The Danube River: Life Line of Greater Europe, pp Gerog Olms Verlag, Hildesheim, Germany.Annals of the European Academy of Sciences and Arts Vol. 34, N XII. Harremoës,P. & Gee,D. (2002): How to exercise precaution - Topology of No-Know in relation to environmental decision-making. In: Convery,F. & Feehan,J. (eds.), Achievement and challenge. Rio+ 10 and Ireland, pp The Environmental Institute, University College Dublin, Dublin, Ireland. Harremoës,P. (2002): Water ethics - a substitute for over-regulation of a scarce resource. Water Science and Technology, 45, (8), Gee, D. and Harremoës, P., (2003): Policy implications from: "Late Lesson from Early Warnings", EEA, Draft report, in progress. 117

121 Ragnhild Riis Spørgsmål 3.5.: Den Danske Encyklopædi definerer miljøøkonomi som: Økonomisk teori og metode anvendt til analyse og beskrivelse af sammenhængen mellem befolkning, produktion og påvirkning af naturen. Endvidere fremgår, at miljø anskues ud fra tre hovedkategorier: 1) en ressource, - der benyttes i produktionen 2) forurening i konsekvens af produktion og forbrug 3) et rekreativt gode med herlighedsværdi. Miljøøkonomien bestræber sig med andre ord på, ud fra økonomisk teori og metode, at etablere et ratio- grundlag for at værdifastsætte enheder indenfor de tre nævnte kategorier. Målet er at tilvejebringe nelt et beslutningsgrundlag af kendte omkostninger opgjort i kr. og ører. Det spændende og udfordrende er hvorledes de økonomiske modeller/skabeloner/statiske beregningsmetoder er i stand til at værdifastsæt- udvalgte enheder og dernæst sammenholde disse på tværs af te de kategorier. Hvis det mod forventning ikke er muligt, må man spørge: Er den pågældende enhed, som man ønsker at værdisætte, så uden værdi, - altså værdiløs? Hvis det ikke er tilfældet, kan så den enhed, der ikke lader sig værdifastsætte til kr. og ører i henhold til de valgte teoretiske metoder og beregninger alligevel have et værd, - altså noget, der kan værdsættes? Forudsætningen er at andre parametre kan anerkendes som ligeværdige, også selvom disse parametre tage r afsæt i ikke-kvantificerbare data? Er vi endnu i stand til at acceptere vi et vidensbegreb, der bygger på tidligere slægters erfaring og erkendelse? Centralt i diskussionen er fortsat spørgsmålet om objektiv viden og værdifri forskning. En opfattelse er, at det er en nødvendig forudsætning for at nå til et pålideligt resultat, - pålidelig viden. For at nå hertil, må forskningsemnet tages ud af sin sammenhæng, isoleres og dekonstrueres for at skabe klarhed i gen- uden hvilken en objektiv værdifri analyse ikke kan finde sted. Den rationelt begrundende standsfeltet, arbejdsmetode fører til resultater, der for den naturvidenskabelige forsker vil være entydige: de taler for sig selv. Måle, veje, beskrive, den naturvidenskabelige metode er vigtig, ja uundværlig for hele vor kulturs udvikg. Men set fra en humanistisk orienteret forskningsvinkel, da er den naturvidenskabelige metode et lin redskab til ny viden, men kan ikke stå alene. De konkrete resultater er interessante i sig selv, men især interessant som udtryk for en proces, og den tradition og forståelsesramme, som forskningen og forskeser, der ikke kan løsrives, dekonstrueres, isoleres, og som forskeren ikke kan lukke sig helt ude fra. ren er indlejret i. Det interessante bliver her at afdække sammenhænge. Forskning drejer sig om proces- Forskningen må altså dels ses i en større sammenhæng dels vurderes i bevidstheden om, at det sete af- hænger af de øjne, der ser. Konfrontationen mellem: det taler for sig selv og det sete afhænger af de øjne der ser er vigtig og nødvendig. I tolkningen af forskningsresultater konfronteres videnskabssyn og tilværelsestolkninger Jeg vil nævne to eksempler fra Det Etisk Råds arbejde. (Rådet blev etableret med særlig fokus på udviklingen af den kunstige befrugtningsteknologi, der skabte behov for etiske refleksion over følgerne af teknologien). Redegørelsen om Genundersøgelse af raske, Præsymptomatisk Gendiagnostik. 118

122 Gendiagnostiske undersøgelser af arvelige sygdomme er indført i det danske sundhedsvæsen og er et tilbud til dem, som har en risiko for at have et gen for en alvorlig arvelig sygdom. Denne test er et resultat af den naturvidenskabelige/teknologiske udvikling. Herefter kommer så spørgsmålet: Hvordan skal vi som samfund og som borgere økonomisere med - altså forvalte denne mulighed? Har det betydning for sygdommens mulige udbrud at få viden om disposition til en alvorlig sygdom? Hvordan indvirker det på den undersøgte persons livskvalitet at vide, at han/hun vil blive udsat for en sent debuterende alvorlig arvelig sygdom? Hvordan indvirker denne viden på den undersøgte og hans/hendes omgivelser? Det andet eksempel vedrører anonymitet og sæddonation. Det er enkelt foretage sæddonation og der er også rammer for, at den kan foregå anonymt. De etiske overvejelser vedrører om man anser det for en behandling, som skal gælde for alle: enlige, hetero- og/eller homoseksuelle par. Endvidere kan man overveje, om der skal være tilladt at udvælge den anonyme donorsæd. Altså om personen/parret der skal modtage sæden må udvælge sæd på grundlag af oplysninger om donorens særlige evner og fortrin, eksempelvis intelligens, musikalitet, kropsbygning. Skal man kunne vælge sit kommende barn køn? For begge eksempler gælder, at de etiske problemstillinger opstår i kølvandet på teknologien. Teknologiens anvendelse og muligheder vil blive vurderet og bedømt udfra forskernes, politikernes og andre beslutningstageres menneske- og samfundssyn. For de nævnte nye teknologier som Det Etiske Råd forholder sig til, såvel som miljøøkonomi kunne det være en betydelig gevinst, at der indarbejdes som en fast praksis om fremskrivning af effekten af en gifor borgerne vil sådanne fremtidskalkuler være væsentlige ven teknologi eller strategi med f.eks. intervaller på 5 år. Denne fremskrivning skal være en realistisk forventning til den teknologi eller de videnskabelige beregninger der præsenteres. Beslutningstagere vil få et bedre grundlag for deres stillingtagen og m.h.p. at imødegå urealistiske forventninger indenfor f.eks. behandling. Svaret på spørgsmålet om forskernes personlige anskuelse, verdensbillede og teoretiske ståsted kan påvirke resultatet i en miljøøkonomisk analyse kunne være: Ja, det subjektive element indgår altid, bevidst eller ubevidst i de forskningsemner den pågældende forsker udvælger til nærmere undersøgelse, igangsætter eller på anden måde involveres i. Det subjektive element hos forskeren kunne være spørgsmål som: Bliver mine omkostninger til miljøøkonomiske tiltag også blive til gavn for mig? Hvordan kan jeg sikre den størst mulige effekt af mine forskningsresultater? Har jeg ansvar og forpligtelse for det samfund jeg er borger i, der rækker ud over mig selv? Har jeg ansvar og forpligtelse for den natur og det miljø, der omgiver mig? Har jeg ansvar og forpligtelse for medmenneskets velfærd? Spørgsmål : Hvorledes indgår etiske hensyn i forudsætningerne for de miljøøkonomiske beregninger? Hvordan kan det tænkes, at miljøøkonomiske analyser og prissætningen af miljøet vil påvirke vores opfattelse af naturen? Hvad gør det ved os som mennesker og som samfund, at vi på miljøområdet taler om kroner og ører. Findes der værdier, som går ud over mig selv, værdier jeg ikke selv definerer? Værdier der ikke er relative, men derimod absolutte? Kan man tale om en overleveret etik? I oplysningstiden altså 1700-tallet var man overbevist om, at man ved hjælp af tankens kraft og særligt den kritiske fornuft kunne komme til at begribe alle tings opbygning og sammenhæng. Det gjaldt blot om at stille de rigtige spørgsmål, så menneskenes tilværelse kunne forbedres, sygdom og sult udryddes. 119

123 Man tvivlede ikke på, at det var muligt, når man først fik løsrevet den menneskelige fornuft fra religionens tyngende åg. Man tvivlede ikke på, at der var én sandhed om alle tings indretning. Opgaven bestod i rationelt og vedholdende at arbejde sig frem til forståelsen af naturens indretning og sammenhæng. I romantikken, der fulgte efter, var holdningen i de første år af 1800-tallet snarere, at naturen rummede stærkere kræfter end menneskets tankekraft kunne tumle. Naturen var ikke en mekanisk konstrueret indretning, som oplysningstiden hævdede, nej, naturen var levende. Man tvivlede ikke på natu- kraft, ej heller på at menneskene var indlejret i naturen og heller ikke på, at mennesket aldrig ville rens være i stand til helt at forstå naturen til bunds. Naturens væsen skulle omgås med ærbødighed, det rigti- ge var derfor at bestræbe sig på at komme på talefod med naturen snare end at forestille sig, at den mennesket kan få magt over naturen. I dag står vi præget af postmodernitet, tilbøjelige til at mene at der ikke er én sandhed, som oplysningstiden var overbevist om, men at vi derimod er fri til selv at finde og vælge sandheden, og at vi ved hjælp af den kritiske fornuft rationelt ved at kan arbejde os frem til forståelse af vore omgivelser. Der er også en stærk overbevisning om, at naturen er noget, vi har løsrevet os fra, og der er tvivl om naturens iboende kraft. Værdierne skaber vi selv det er det særligt fantastiske ved vor tid. Er det virkelig rigtigt, at vi selv suverænt skaber vore værdier? Formulerer vi hver især vores egen etik, eller er der grundvilkår og universelle værdier, som vi alle gen- på tværs af sprog, tid, sted og kultur, og som vi overtager med en klar fornemmelse af, om det er kender rigtigt eller forkert? Udsagn som: du må ikke slå ihjel, er en urgammel erkendelse af det onde. Tortur er også ondt. Vi ved også, hvad det gode er: at være rask, at være elsket, et velskabt barn. Forældres kærlighed til deres børn er en universel følelse uafhængigt af tid, sted, sprog og kultur. Er der grundvilkår vi må acceptere? Er vejret ikke et eksempel på det? Vejret har altid været, det har vi til fælles, vejret tilhører ingen. Ingen har endnu patent på vejret. Storm P bemærkede jo, at vi taler meget om vejret og beklagede at ingen endnu havde gjort noget ved det. Det er rigtigt. Vi kan ikke styre og kon- fornuft, og det bedste fra den romantiske tanke er så vidt jeg kan vurdere, erkendelsen af, at na- trollere vejret. Vejrmeldingerne bliver stadigt mere præcise, men de kan højst hjælpe os i lær. Klimaet er en del af naturen. Hvad med naturen som helhed? Kan vi styre den, eller er naturen et grundvilkår? Hvordan skal vi i en post-moderne tid forholde os til naturen? Rationalitet eller romantik? Løsningen må være at uddrage det bedste af de to tænkemåder. Det bedste fra oplysningstiden er fremhævelsen af den kritiske turen er levende og kompliceret, og at vi er langt fra at begribe naturen, trods alle meldinger om noget andet. Hvor placerer miljøøkonomiske analyser sig mellem rationalitet og romantik? Hvad kan miljø- på vort menneske- og økonomi bruges til, hvad er dens begrænsninger, hvilken effekt har den eventuelt samfundssyn? Miljøøkonomiske beregninger anvendes til at forudsige og give grundlag for beslutninger. Skal man få det fulde udbytte af beregningerne, mener jeg virkelig, at man gør klogt i at spørge miljøøkonomen: Hvad er dine præmisser, og hvorfor at du valgt netop de præmisser? Kort sagt oplysningstidens kritiske fornuft må i spil, når vi møder beregninger over befolkning, produktion, ressourcer, naturpåvirkning og beregninger af samspillet mellem disse meget uens faktorer. Særlig opmærksom skal man være, når resultaterne nu om dage visualiseres i procenter, søjlediagrammer eller som grafer i koordinatsystemet. Næste spørgsmål bliver at afdække formålet med analysen. Man kan forsøgsvis anskue miljøøkonomi som et teaterstykke. Et drama (en beregning) har en forfatter (en miljøøkonom), der har en idé (en anta- gelse, en tese) med sit stykke. Et gennemarbejdet drama har en rød tråd (konsistente beregninger, der støtter hinanden), dramaets hovedperson (antagelsen, tesen) udfordres af bipersoner (miljøøkonomen 120

124 supplerer med beregninger, der trækker i modsat retning). Dramaet slutter med en morale (den miljøøkonomiske konklusion, eller en anbefaling). Jeg tillader mig at lave denne simple sammenligning, fordi jeg for det første vil vise, at miljøøkonomer er mennesker af kød og blod ligesom dramatikere. At de har en hensigt og holdning til det stof de arbejder med, og endvidere at vi kan hente betydelig indsigt begge steder. Dernæst er det vigtigt for mig at pege på værdien af flere tilgange, når et emne skal behandles. Det er virkelig min erfaring af arbejdet i det Etiske Råd. Det er lysende klart for mig, at nuancer undertiden er en knap ressource i mange af de væsentlige diskussioner om mennesket muligheder og vilkår. Formålet med en analyse vil foruden indsigt være at få indflydelse. Miljøøkonomi opfatter jeg som et styringsredskab m.h.p. at opnå kontrol. Det er positivt for så vidt som det er et nødvendigt hjælpemiddel til at skabe overblik i vores komplekse samfund. Men jeg bliver betænkelig, hvis forestillingen udvikler sig til, at man kan finde endegyldige svar ud fra miljøøkonomiske beregninger. Disse er nemlig ofte nødt til at reducere os mennesker til abstrakte enheder, til livløse statistiske liv. Miljøøkonomiske teorier afvejer risiko og sikkerhed, gevinst eller tab. Hvad vejer tungest, - sikkerhed mod usandsynlige katastrofer eller kontante besparelser her og nu? Sådanne spørgsmål stiller man sig i forbindelse med brobyggeri. Hvordan finder man en balance mellem udgifter til at bygge broen så billigt som muligt og samtidig sikre at den holder. Holder til hvad? Sin egen vægt, vægten af biler, påsejling af skibe? Kostprisen skal sammenholdes med, at det vil koste endnu mere, hvis broen styrter sammen og mange mennesker dræbt. Beregningen afhænger imidlertid af præmissen, nemlig hvad sættes prisen på et menneskeliv til. Hvad er gevinsten ved at borgerne lever, arbejder og betaler skat, hvad spares på hospitalsindlæggelse, genoptræning og invalidepension? Alt dette beregnes, alligevel kan man naturligvis ikke besvare entydigt, hvad et menneskeliv er værd. Den endimensionale rationalitet er et ganske utilstrækkeligt grundlag at bygge et samfund på. Det kommer særligt frem, når usammenlignelige størrelse skal sammenlignes, som f.eks. bestræbelserne på at sætte naturens herlighedsværdi på en økonomisk formel udkrystalliseret i kroner og ører. Det realistiske er snarere som romantikerne at indse, at menneskene er indfældet i naturen, og at vi umuligt kan frigøre os totalt fra naturen. At beregne naturens herlighedsværdi er virkeligt krævende. Øvelsen består i at overføre et kvalitativt begreb som f.eks. lykke, lærkesang og solnedgang en kvantificerbar enhed eksempelvis kroner og ører. Kvantificeringen af menneske liv er en miljøøkonomisk betragtning, der naturligvis indvirker på vort menneske- og samfundssyn. Det enkelte menneske, jeg selv såvel som min nabo bliver til abstrakte størrelser, der vægtes forskelligt alt afhængig af, hvad formålet med analyser er. Miljøøkonomiske beregninger er i fare for at glemme det hele menneske, der rummes bag tallene. Helt aktuelt kunne man forleden i Politiken læse, at Hovedstadens Sygehusfællesskab har vedtaget at tilbyde screeningsundersøgelse af alle gravide m.h.p. at reducere antallet af fødte mongolbørn. Formålet fremgik klart: Man forventer at kunne spare mange penge på særforsorg og institutionspladser til mongolbørn. Det er befriende klar tale. Det er en samfundsmæssig besparelse. Det er imidlertid også væsentligt at overveje hvad denne kvantitative gevinst i kroner og ører betyder for vort menneske- og samfundssyn. Beslutningen om at tilbyde alle kvinder rækker langt videre end den samfundsmæssige omkostningsberegning. Spørgsmålene står i kø. Hvorledes indvirker tilbuddet til de gravide kvinder på den generelle forståelse af: Hvad det vil sige at få et handicappet barn Hvad betyder det for handicappedes selvforståelse, at "sådan en som mig" fremover sorteres fra. Hvad betydet det for den enkelte kvindes graviditet. Hidtil har kun kvinder over 35 været tilbudt et særligt undersøgelsesforløb, og den dermed forbundne bekymring. (Det opvejes til en vis grad af, at det i generationer været kendt, at kvinder i høj alder var udsat for at føde flere børn med misdannelser såvel som "gammelmandstvillinger"). Bekymrin- 121

125 At være kritisk, betyder ikke at være negativ, men at være nysgerrighed efter at forstå den rette sam- menhæng. Det være sagt som en forpligtelse og opfordring til hver enkelt af os. gen udbredes med tilbuddet til alle gravide. Graviditet ændrer sig muligvis på sigt fra at være en periode fyldt med glæde og forventning til at blive en periode, hvor bekymring og risiko kommer til at overtage forventningens glæde. Har det mon betydning for fødselstallet på sigt? Hvad vil et dalende fødselstal betyde for samfundsudviklingen, bruttonationalproduktet, skattegrundlaget? De mange spørgsmål kalder på nye beregninger, beregningsperspektivet er uendeligt. Det vigtigste er at indse, at de miljøøkonomiske beregninger ikke kan stå alene, og at belysning af eksempelvis tilbuddet om screening behøver nuancering. Etik er som jeg ser det en afvejning af for og imod, og det gøres bedst ved at inddrage flere vidensformer. Det kan eksempelvis være en erkendelse af, at naturen omkring os eller den natur der udfolder sig i forbindelse med en graviditet rummer momenter, som simpelthen ikke kan gøres til genstand for en troværdig miljøøkonomisk beregning. Romantik måske, men livet er så vidt jeg kan se alt for kompliceret til at overlade det alene til en rational, matematisk beskrivelse, der bygger på abstrakt definitioner af mennesket, livet såvel som naturen omkring os. Det er derfor nødvendigt at være at være opmærksom på tendensen til at kun et sprog er pålideligt, nemlig det rationelle matematiske sprog. I mine øjne er det simpelthen for fattigt til at kunne præstere en fyldestgørende beskrivelse af det levende liv. Men det er et godt og nødvendigt supplement. 122

126 Ståle Navrud SPØRSMÅL: Hvordan kvalitetssikres/vurderes videnskabeligheden i metoderne? a. Hvilken lovgivning eller anerkendte standarder, findes der, for videnskabeligheden i miljøøkonomiske analyser? I Norge er ikke bruk av Nytte-Kostnadsanalyser (Cost-Benefit Analyser CBA) eller kostnadseffektivitetsanalyser (KEA) hjemlet i lov. Imidlertid slår Utredningsinstruksen fast at økonomiske og administrative konsekvenser av offentlige prosjekter skal utredes; se I Norge finnes det en veileder i samfunnsøkonomiske analyser, som også inkluderer en rettledning innen bruk av metoder for økonomisk verdsetting av miljøgoder (side 24-27);. Referansen er: Finansdepartementet 2000: Veiledning i Samfunnsøkonomiske analyser Publikasjonsnummer: R-0579 B: Bakgrunnen for denne veilderen er to Norske Offentlige Utredninger (NOU) om Nytte-kostnadsanalyser, som er utarbeidet av Regjeringens Tekniske Beregningsutvalg; se NOU 1997:27: NOU 1998:16: I veilderen (og de to NOU-er) vises det til amerikanske NOAA-panelets retningslinjer for gjennomføring av pålitelige betalingsvillighetsundersøkelser (såkalte Contingent Valuation - studier), se Boks 5.1. side 26 i veilederen. Disse retningslinjener er imidlertid 10 år gamle nå, og ny forskning viser at flere av dem bør revideres. Innen verdsetting av miljøeffekter konkluderer veilederen med følgende: Verdsettingen bør begrenses til områdeer der aktørene direkte eller indirekte kan antas å ha noe erfaring med å verdsette det aktuelle miljøgodet i økonomiske størrelser. Nytten av måle betalingsvilligheten for å redusere truede dyrearter eller løse globale miljøgoder synes derfor å bvære begrenset. Lokale miljøulemper som for eksempel støy- og støvplager bør imidlertid være mer velegnede for verdsetting i nyttekostnadsanalyser. Det samme gjelder til dels for rekreasjonsområder eller annen arealbruk. Innen transportsektoren i Norge har Veidirektoratet, Luftfartverket, Jernbaneverket og Kystdirektoratet har veiledere for sine spesifikke prosjekter, som bygger på den generelle veiledere i CBA. Naturvårdsverket i Sverige arbeider nå med å lage tilsvarende veileder. Første leedd i dette arbeidet var rapporten Costbenefitanalys innom miljøområdet En kartlägging (Rapport 5198 fra Naturvårdsverket ; mars 2002, og et seminar om bruk av CBA i beslutningsprossessen i november I USA har Environmental Protection Agency (EPA) tilsvarende veileder for CBA av nye reguleringer (som er påbudt jfr. Executive Order fra Presidenten, med noen unntak for helseeffekter hvor det heller anbefales å gjøre KEA). Innen EU gjøres det nå CBA på alle nye direktiver, inklusive miljødirektivene. (The European Union has a Treaty obligation to consider costs and benefits as far as is reasonable. To quote, "In preparing its policy on the environment, the Community shall take account of the potential benefits and costs of action or lack of action". To satisfy this requirement, and because the EU believes in evidence-based policy making, costbenefit analysis is undertaken of the Directives that go on to shape European legislation). For gjennomførte CBA av ulike luftkvalitetsmål, se DG Environments miljø-økonomiske web-side (Se rapportene under Air )

127 EUs nye Vanndirektiv er første direktiv hvor CBA nevnes spesifikt i direktivteksten., som et verktøy for implementering av direktivet. b. Med hvilken sikkerhed og/eller relevans kan man bruge tidligere undersøgelser (udenlandske/danske)? data fra andre Dette er det som kalles benefit transfer (BT) ( nytte-overføring, men det kan også være overføring av miljøkostnadsanslag). Ved slike overføringer forsøker man å finne en tidligere verdsettingsstudie som verdsetter en miljø- eller helseeffekt -endring som er så lik som mulig den endring man vil verdsette. Studien bør helst være fra samme land for å unngå forskjeller i inntekstnivå - som påvirker folks beta- fordi lingsvillighet, og kulturelle og institusjonelle forskjeller (og helst være så nær i tid som mulig både folks betalingsvillighet for miljøgoder kan endres over tid (på samme måte som markedspriser endres over tid ut fra endret tilbud og etterspørsel), og fordi de nyere verdsettingsstudiene bygger på den mest pålitelige metodikken. Verdsettingsmetodene har utviklet seg mye de siste 10 årene, og er fortsatt under utvikling. Det samme er teknikkene for BT, som spenner fra å overføre verdianslaget direkte (uten noen form for korrigering), via korrigeringer for forskjeller mellom stedet verdsettingsundersøkelsen er fore- Purcxhase Power Parity indekser), forskjeller i miljøendring og opprinnelig miljøtilstand, og karakteri- tatt (studiestedet) og stedet der den skal anvendes (policy-stedet) i inntekt og kostnadsnivå (gjennom stika ved befolkningen som berøres av miljøendringen. Nøyaktigheten av slike nytte-overføringer er testet ved at en gjennomfører eksakt samme verdsettings- overføerte anslaget med det opprinnelige verdianslaget. Resultatene viser at for bruksverdi (re- studier på to ulike steder og overfører resultatene fra det ene stedet til det andre, og sammenligner det kreasjonsverdi) og ikke-bruksverdi (eksistens og bevaringsverdi). av for eksempel bedring i vannkvalitet i elver og innsjøer har en usikkerhet i størrelsesorden + 20 % (når verdien overføres innen ett land, her Norge), mens verdsetting av helseeffekter (luftveislidelser) som kan skyldes luftforurensning mellom 5 Europeiske land viser en usikkerhet i størrelsesorden %. En nordisk studie av befolkningens betalingsvillighet for å bevare våre ferskvannsfiskebestander viser at ikke-bruksverdiene mellom de nordiske land for ferskvannsfisk varierer betraktelig mindre enn rekreasjonsverdien (bruksverdien) av fisket Det er ennå for tidlig å si om disse usikkerhetene kan generaliseres til ikke-bruksverdier og bruksverdier generelt, og til andre miljøgoder i andre land. Flere tester av nøyaktigheten av BT er viktig, da en i CBA ofte har verken tid eller penger til å gjøre en original verdsettingsstudie. For at BT skal gi så nøyaktige resultater som mulig bør hvert land helst ha gjennomført verdsettingsstudier av viktige miljø- og naturressurser med oppdatert metodikk i undersøkelser konstruert med tanke på at anslagene skal kunne overføres. Disse verdsettingsstudiene bør så være tilgjengelig i en database, hvor de lett kan hentes ut og evalueres for hvor anvendelige/0verførbare de er til å verdsette den miljøeffekt man gjerne vil verdsette. En slik web-basert database, som er utviklet i fellesskap mellom Environment Canada og U.S. Environmental Protection Agency er EVRI (Environmental Valuation Reference Inventory); se Foruten i Nord-Amerika, brukes denne databasen nå av DG Environment i EU-kommisjonen og miljøverndepartementene i Storbritannia (DEFRA) og Frankrike. En del nytteoverføringer som er foretatt er dårlig arbeid, og bør evalueres. En evaluering jeg foretok av en vurdering av nytteeffekten av en verneplan for nasjonale laksevassdrag (basert på nytte-overføring/bt), som Direktoratet for naturforvaltning i Norge hadde fått gjennomført var ufullstendig og en oppfølgingsstudie måtte til; se SPØRSMÅL :Hvilke erfaringer har man fra Danmark og fra udlandet med anvendelse af miljøøkonomiske analyser? a. Giv en oversigt over de områder, hvor man allerede har lavet/anvendt miljøøkonomiske analyser Den sektoren i Europa som har lengst erfaring med CBA er transportsektoren, og spesielt veiprosjekter. Mens en tidligere ikke verdsatte miljøeffekter av transport har en de siste 10 årene også tatt inn økono- 124

128 miske anslag for befolkningens velferdstap av støy og helseeffekter av luftforurensninger, og delvis også velferdstap av støvplager, barriereffekter av veianlegg og de landskapsestetiske effekter av nye veier. Miljøsektoren er således likevel den sektoren hvor en har lengst erfaring i økonomisk verdsetting av miljøeffekter i CBA.I Norge har statens Forurensningstilsyn (SFT) brukt CBA til å rangere tiltak for å redusere lokal vann- og luftforurensning helt siden midten av 1980-tallet (i de såkalte lokaltilpassede tiltak- Senere har de brukt CBA også på nasjonale vannforurensningsproblemer (Nordsjøplanen for sanalyser). 50 % reduksjon i utslipp av Nitrogern og Fosfor til Nordsjøen) og luftforurening (Nitrogenoksider, svoveldioksid og klimagasser). For luftforurensninger bruker de oftest KEA for å identifisere og rangere tiltak som med minst kostnader oppnår en nasjonal eller internasjonal målsetting om utslippsreduksjon. I disse KEA verdsetter de imidlertid andre positive og negatie miljø- og helseeffekter som reduksjoner i disse luftforurensningskomponentene fører med seg. En kommer således ofte heller ikke utenom økonomisk verdsetting av miljø- og helseeffekter i KEA. I Storbritania, USA og innen EU gjennomfører en også rutinemessig CBA av miljøtiltak. Miljødirektoratet (DG Environment) i EU-kommisjonen er således i ferd med å fastsette økonomiske verdier for miljø- og helseeffekter, slik at de får konsistente verdier til bruk i sine CBA av nye EU-direktiver. Foreløpig har de fastsatt verdier for et statistisk menneskelig tapt som følge av luftforurensning til 1 million euro, som er euro lavere enn for et menneskeliv tapt i en trafikkulykke, ut fra den argumentasjon at det er de eldre som dør som følge av luftveissykdommer forårsaket av luftforurensning, mens gjennomsnittsalderen for en trafikkdød er i overkant av 40 år altså et aldersfradrag for verdien av et statistisk liv). De arbeider også å etablere økonomiske verdier for velferdstap ved støy fra transport (fly, vei og bane), hvor et foreløpig anslag er 23.5 euro pr. decibel (dba) pr. husstand plaget av støy pr. år. Disse studiene finnes på deres websider (se under Others ; I tillegg er CBA og miljøkostnsadsanslag i Norge også anvendt på forvaltning av ferskvannfisk (kalking av tiltak mot sur nedbør), viltforvaltning (spesielt elg), vern av nasjonale laksevassdrag, vern av store rovdyr, vern av artsmangfold/biodiversitet i barskog, og opprettelse av nasjonalparker. Innen energisektoren er interessen for bruk av miljøkostnadsanslag stigende. Spesielt mye brukt er resultatene fra EU-prosjektene ExternE, som har pågått siden 1991; se Disse resultatene brukes til å beregne de fulle samfunnsøkonomiske kostnader (dvs. både produksjonskostnader og miljøkostnader) ved produksjon av elektristet fra ulike energikilder, for gjøre samfunnsøkonomisk riktige valg ved investering i nye energikilder. De brukes også i CBA av utbygging av energikildene (f.eks. har både Miljøverndepartementet i Norge og Energibedriftenes Landsforening (EBL) og de største energiprodusentene (med den største, Statkraft, som drivkraft) fått gjennomført miljøkostnadsberegninger til bruk i CBA i nye vannkraftutbygginger,; og tilsvarende beregninger gjøres nå for vindkraft), og for eksempel for å fastsette riktig størrelse på subsidier av fornybare energikilder. (De kan også brukes til å fastsette riktig størrelse på miljøavgifter på ulike energikilder, men dette er en foreløpig lite utbredt anvendelse). Den siste anvendelsen av miljøkostnadsanslag i Norge er i utarbeidingen av Miljøvaredeklarasjoner av elektrisitet fra vannkraft (EPD Environmental Product Declarations), som kan brukes som grunnlag for Grønne sertifikater, som gjør at elektrisitetsprodusenter kan oppnå en merpris på elektristet fra fornybare energikilder i land som har vel fungerende markeder for slik grønn strøm. En annen anvendelse av miljøkostnadsanalag som har vært utbredt i energisektoren er såkalte NRDA (Natural Resource Damage Assessment) dvs. beregning av naturskaderstatningskrav etter oljeforurensningsulykker. Denne anvendelsen av miljøkostnadsanslag, som stiller spesielt høye krav til sikkerhet i beregningene (siden det er en juridisk person/selskap som må betale erstatningskravet), er hjemlet i Oljeforurensningsloven i USA (Oil Pollution Act), og etter Prestige-ulykken på nordkysten av Spania har EU begynt å vurdere muligheten for at samme type beregninger skal kunne gjøre for oljeforurensningsulykker i EU-farvann. Den mest kjente anvendelsen av en CV-studie for å verdsette naturskader i et erstatningsoppgjør i USA er naturskadene etter at oljetankerenm Exxon Valdez grunnstæøtte i Prince William Sou nd, Alaska i 1989 (se fororder av W. Michael Hanemann i S.Navrud (ed) 1992: Pricing the European Environment. Scandinavian University Press/Oxford Universoity Press,, Oslo/oxford) for en mer detaljert redegjørelse). 125

129 Det kan også nenves at Lantmäterverket i Sverige har fått gjennomført en rekke eiendomsprisstudier (Hedonic Price HP-studier) for å sette opp en tabell som viser hvor mange prosent eiendomsverdoien reduseres med ved en økning i utendørs støynivå. De bruker denne tabellen til å beregning av erstatningsutbetalinger for velferdstap (såkalte nærføringsulemper) for de husstander som berøres av nnye veiprosjekter og utvidelse/endringer av eksisterende veier. Veidirektoratet i Norge søker nå å lage en tilsvarende tabell som bedre reflekterer norske forhold. Kulturminneforvaltingen er en sektor, hvor det er gjennomført en del verdsettingsstudier, og hvor en har stort behov for å dokumentere den samfunnsøkonomiske nytteverdien av å bruke mye penger på å ta vare på vår kulturarv. I Storbrtitania ble en CV-studie brukt for å dokumentere at nytteverdien av å bygge en tunnel under World Heritage Site Stonehenge var større enn merkostnaden av av tunellen i forholdctl å utvide motorveien forbi Stonehenge. Denne CBA stod sentralt i beslutningen om å bygge tunnell (se Navrud, S. & Ready R. (eds.) 2002: Valuing Cultural Heritage. Edward Elgar Publishing, UK). b. Hvordan er det blevet brugt? Positive/negative erfaringer? Generelt kan en si at resultatene fra CBA brukes som beslutningsstøtte, og som ett av flere beslutningsstøtteverktøy beslutningtageren/politikeren har til rådighet. De endelige beslutningen kan gå på tvers av anbefalingene i en CBA, da CBA viser det mest kostnadseffektive alternativ uten hensyn til om det gir skjeve fordelingseffekter. Politikerne er opptatt både av å få mest mulig igjen for pengene de investerer i prosjektene (kostnadseffektivitet) og rettferdig fordeling av nytte og kostnader av prosjektene. Ofte kan en se at de legger større vekt å minimere konflikter enn å oppnå størst samfunnsøkonomisk overskudd. En moderne CBA bør således vise både samfunnsøkonomisk lønnsomhet og fordelingseffekter av ulike prosjektalternativer, for å være bedre tilpasset politikernes behov. I tillegg bør usikkerhet/riiko i beregningene vises i følsomhetsanalyser, og alle miljøeffekter bør tas med - også de som en ikke har data for å kvantifisere og/eller verdsette økonomisk. Disse ikke-verdsatte effekten må så presenteres på en slik måte at de ikke undervurderes i forhold til de verdsatte effektene. Dette kan gjøres ved å sette opp be- slutningsregler for de som skal bruke CBA-resultatene. Et eksempel: Et prosjekt gir et årlig samfunnsøkomisk overskudd på 5 millioner kroner og de ikkeverdsatte effektene er alle negative miljøeffekter. En kan da sette opp følgende beslutningsregel: Dersom beslutningstageren vedtar å gjennomføre prosjektet, har han/hun iindirekte/implisitt verdsatt de negative miljøeffektene til mindre enn 5 millioner kroner. Dersom prosjeket ikke gjennomføres er verdien av å unngå de negative miljøeffektene verdsatt til mer enn 5 millioner kroner pr. år. Er så 5 millioner kroner lite eller mye? Dette kan illustreres på denne måten: Dersom dette er et lokalt miljøproblem som påvirker husstander, betyr det at hver enkelt husstand må være villig til å betale mer enn 100 kr pr. år for å unngå disse negative miljøeffektene, for at gjennomføring av prosjektet skal bli samfunnsøkonomisk lønnsomt. Så kan en sammeligne dette beløpet med resultatene fra tidligere CV-studier av tilsvarende miljøeffekter. Både blant økonomer og økologer er det ulike syn på hvilken rolle CBA og verdsetting av miljøgoder skal spille som beslutningsstøtte. Selv om det er unntak, kan en si at det er enighet om å bruke CBA for prosjekter som involverer lett reversible tiltak, og særlig om de økonomiske konsekvensene er små; og heller bruke etiske retningslinjer som Føre Var-prinsippet (Precautionary Principle) i tilfeller hvor det er fare for irreversible effekter (f.eks. artsutryddelse) og der de økonomiske konsekvensene kan være svært store. Litt forenklet kan en da si at økonomene forsøker å utvide anvendelsesområdet for CBA, mens økologene forsøker å utvide anvendelsesområdet for de etiske retningslinjene som beslutningsgrunnlag. Personlig mener jeg CBA er et svært nyttig beslutningsstøtte-instrument som viser fordeler og ulemper for samfunnet av ulike reuleringer og prosjekter, og hvordan befolkningen kan få mest mulig velferd med de begrende ressurser vi har til rådighet (ved å velge å gjennomføre de mest samfunnsøkonomisk lønnsomme prosjektene). CBA kan også illustrere kostnadene ved å bruke etiske retningslinjer og foreta fordelingspolitikk gjennom valg av prosjektet (mens det mest lønnsomme er å gjennomføre prosjektet som er mest sammfunnsøkonomisk lønnsomt og deretter korigere for skjeve fordelingseffekter gjennom 126

130 fordelingspoltikken). Da poltikerne i sine vurderinger vil ta andre hensyn enn de som er dekket i en CBA, vil CBA likevel kun være ett av flere beslutningsstøtteverktøy (men et nyttig og universalt verktøy) politikerne har i sin verktøykasse. c. Hvordan bruges erfaringer fra udlandet/eu? Erfaringene fra EU og land som USA og Norge tilsier økt bruk av CBA, og økt bruk av studier for verdset- ting av miljøgoder (CV-studier). Naturvårdsverket i Sverige gjør for eksempel utstrakt bruk av norske erfaringer (samt erfaringer fra USA, EU og Storbritania) i utforming av sin veileder for CBA: Resultatene fra CV-studier og andre verdsettingsstudier fra utlandet kan brukes i CBA ved å få oversikt over studiene (gjennom litteratursøk og databaser for verdsettingsundersøkelser, f.eks. EVRI), og teknikker for Benefit Transfer/Nytteoverføringer.. d. Hvordan samarbejdes der blandt miljøøkonomer nationalt og internationalt? Man ge miljøøkonomer arbeider tett sammen på nasjonale, nordiske og EU forskningsprosjekter, og work- shops som arrangeres i regi av slike prosjekter. Dessutten møtes de fleste av dem på årlige konferanser (medio juni) i regi av EAERE (European Association of Environmental and Resource Economists) og AERE (den amerikanske Association of Environmental and Resource Economists ). Under fjorårets verdenskongress for miljø-og ressursøkonomer i USA deltok ca økonomer, noe som utgjør en stor andel av verdens miljø-økonomer. Fagmiljøet er således relativt lite, og det er god kontakt forskerne i mellom. I tillegg kommer Internatonal Society for Ecological Economists (ISEE), som er mer tverrfaglig og har medlemmer fra flere ulike fagdisipliner, deriblant både økologer og økonomer, og arbeider blant annet med alternativer til CBA så som Flermåls beslutningsanalyser /Multu-kriterieanalyser. SPØRSMÅL : Foreligger der undersøgelser over den generelle accept i befolkningen af de miljøøkonomiske analyser, og hvis der gør, hvad er da resultatet? Så vidt jeg vet finnes ingen slik undersøkelse, men Karine Nyborg foretok i sin doktoravhandling (1996) personlige intervjuer av 16 tidligere medlemmer av det norske Stortings Samferdselskomité (for 1993) for å se hvilken vekt de tilla CBA i sitt valg av veiprosjekter. CBA blir utarbeidet for alle nye veiprosjekter, da Veidirektoratet i Norge har lang tradsisjon for å bruke CBA (som de kaller Konsekvensanalyser) istedenfor Konsekvensutredninger (som er en utredning av konsekvenser, hovedsakelig i fysiske enheter, på miljø, naturressurser og lokalsamfunn) som er påbudt etter Plan- og Bygningslovens 33. Nyborg fant at 14 av de 16 politikerne synes CBA ga nyttig informasjon, men ikke som verktøy for å rangere veiprosjekter.dette betyr nok at de vektlegger også andre kriterier enn kostnadseffektivitet/samfunnsøkonomisk lønnsomhet, som er det som først og fremst måles i CBA. 7 av 16 sa at de økonomiske verdiene av miljøgoder ikke var nyttig som tilleggsinformasjon til fysike verdier. 14 av 16 uttrykte seg skeptisk på en eller annen måte til verdsetting av miljø. Denne skepsisen til metodene for verdsetting av miljøgoder skyldes nok delvis at politikerne har lite kunnskap om metodene. SPØRSMÅL: Er der foretaget evalueringer af tidligere gennemførte projekter på baggrund af miljøøkonomiske analyser? (værktøjerne værdifastsættelse af parametre efterkalkulation af projektet) a. I hvilket omfang? Og giv eksempler herpå helst danske. Slike etteranalyser/evalueringer foretas det dessverre svært få av både i Danmark og i resten av verden, både på miljøøkonomiske analyser (verdsettingsstudier og CBAs) og (miljø)komsekvensutredninger (som ikke inkluderer økonomiske analuyser, men kun en prediksjon av miljømessige effekter), da det synes som om verken forsknings- eller miljømyndighetene er interessert i å finansiere et slikt arbeid. Det burde de imidlertid gjøre, nettopp for å teste validiteten og påliteligheten av slike studier. For betalingsvillighetsstudier (CV-studier) er det imidlertid gjennomført et begrenset antall studier hvor en tester om folk faktisk er villig til å betale de beløp de oppgir i spørreundersøkelser de er villige til å 127

131 betale for å få miljøforbedringer eller unngå miljøforverringer. I Norge ble en slik studie gjennomført for noen år tilbake hvor et tilfeldig, representativt utvalg på 2500 husstander i Oslo-området ble spurt om sin betalingsvillighet i form av en frivillig donasjon til WWFs (Verdens Naturfond) Skogfond for å verne artsmangfoldet i urskogslignende områder (dvs. insekter, lav, sopp, moser og noen fuglearter som er avhengige av denne skogtypen /habitatet). i Oslomarka som er skogområdet som omgir Oslo. Skogfon- beta- det bruker de innsamlede midler til å leie urskogs -områdene av de private skogeierne i 100 år mot at de ikke hogger skogen. Resultatene viste som forventet at folks faktiske donasjoner var lavere enn det de oppga i spørreskjemaet. Dette skyldes at befolkningen har motiv for å overvurdere sin hypotetiske lingsvillighet for å få satt opp Skogfondet og få det til å fungere, og siden være gratispassasjer (free riders) når de faktisk skal donere penger (det vil si oppgi lavere betalingsvillighet enn de faktisk har, da de tror andre vil betale). Dette er således ikke den perfekte måten å sjekke hypotetisk mot faktisk beta- da en helst bør teste folks oppgitte betalingsvillighet i form av for eksempel en avgift alle lingsvillighet, må betale, om det er flertall for gjennomføre prosjektet/ verneplanen. Et slikt eksperiment krever imidlertid at en offentlig myndigheten er med på innsamling av pengene. Resultatene viser at folk har faktisk betalingsvillighet for artmangfoldet i barskog (selv om de fleste ikke bruker akkurat disse områdene til rekreasjon, dvs. ikke-bruksverdi, også kallt eksistens- og bevaringsverdi); og er i tråd med forventingene da % av dem som ble spurt betalte de pengebeløp de oppga i spørreundersøkelsen. Undersøkelser fra USA har gitt tilsvarende resultater, og overensstemmelsen for miljøgoder som rekreasjonsverdi av fritidsfiske og andejakt viser enda bedre samsvar mellom faktisk og hypotetisk betalingsvillighet (fordi en her kan teste det i et eksisterende marked for fiskekort og jaktillatelser), og dermed kan teste validitet og pålitelighet under optimale betingelser. b. Hvem har foretaget sådanne evalueringer? De få slike evalueeringer som er foretatt av CBA er oftest foretatt av miljømyndighetene, jfr. For eksempel US EPAs vurdering av egne nytte-kostnadsanalyser ( se nedenfor) eller av uavhengige miljøøkonomi- c. Samles og benyttes eksperter. evalueringerne? I USA har EPA gjort dette. Se f.eks: EPA s use of Benefit-Cost Analysis: (EPA 1987). Her konkluderes det med at deres CBA (kalles regulatory Impct Assessments RIAs) kostet $ 10 millioner å gjennnomføre, men var avgjørende for at nytteeffektene av miljøreguleringene ble ca. 10 milliarder ; dvs. en nytte-kostnadsbrøk på 1000 til, dvs., at for hver krone investert i analysen får en 1000 kr tilbake. Det er god samfunnsøkonomisk lønnsomhet av miljøøkonomiske analyser! d. Er der overensstemmelse mellem de oprindelige miljøøkonomiske beregninger og det konstaterbare resultat Dette er vanskelig å uttale seg om, da få etteranalyser er gjennomført. For CV-studier er det imidlertid godt samsvar mellom faktisk og hypotetisk betaølingsvillighet i de etteeranalyser som er gjort. 128

132 Præsentation af oplægsholderne Anders Christian Hansen Lektor, Roskilde Universitet, Institut for Samfundsvidenskab og Erhvervsøkonomi Uddannelse: Cand.polit. i Herefter forskningsassistent og seniorforsker ved Amternes og Kommunernes Forskningsinstitut (økonomiske modeller og regionaløkonomi), samt fuldmægtig i Rigsrevisionen (produktivitetsanalyser). Fra 1993 ansat ved Institut for Samfundsvidenskab og Erhvervsøkonomi som kandidatstipendiat, adjunkt og lektor med forskningsområde og PhD indenfor økonomisk analyse af bæredygtig udvikling. Dorte Vigsø Dorte Vigsø har siden 1. maj 2002 været ansat i Institut for Miljøvurdering. Dortes arbejdsområde er miljøøkonomiske analyser, herunder samfundsøkonomiske cost-benefit analyser, vurdering af omkostningseffektivitet af miljøpolitik og national-økonomiske analyser. Dorte har bl.a. stået for IMVs rapport om pantsystemet. Dorte er uddannet cand. polit (nationaløkonomi) ved København Universitet samt har en Master of Science-grad i miljøøkonomi fra et tværfaglig institut ved The University of York i England. Arbejdsmæssigt har Dorte en fortid som rådgivende konsulent indenfor miljøbistand mm. Elsebeth Gerner Nielsen Født 5. jan Folketingsmedlem for Det Radikale Venstre, Vejle Amtskreds fra 21. sept Kulturm inister 23. marts nov Formand for den danske Brundtland-kampagne Medlem af Folketingets Teknologinævn Formand for Miljøministeriets»Grønne Fond« Miljøpolitisk ordfører for Det Radikale Venstres Folketingsgruppe fra Medforfatter til»bæredygtigt landbrug«, 1991, og»miljø og udvikling«i BRUD, Tildelt Den grønne Nål, som er Danske Arkitekters Landsforbunds pris for bemærkelsesværdigt arbejde inden for økologi, i Gunver Bennekou Direktør i Danmarks Naturfredningsforening siden Uddannet biolog i 1973 med speciale i miljøkontrol. Underviser på Københavns Universitet, Odense Universitet og Roskilde Universitetscenter. Leksikonredaktør på Gyldendals Forlag. Amtsbiolog i Storstrøms amtskommune. I mere end 20 år ansat i miljøstyrelsen bl.a. indenfor spildevand, landbrug, forskning og udvikling og bioteknologi og i 8 år kontorchef for miljøstyrelsens pesticidkontor. Derudover aktiv i mange forskellige faglige sammenhænge, herunder censor på Roskilde Universitetscenter. 129

133 Henrik Wenzel Er lektor på Institut for Produktion og Ledelse på Danmarks Tekniske Universitet (DTU) samt projektleder på Institut for Produktudvikling. Sidstnævnte er en almennyttig institution på DTU, som udfører projekter for myndigheder og industri. Henrik Wenzel var i årene en af de hovedansvarlige for et omfattende projekt, som skulle udvikle en videnskabeligt baseret metode og værktøjer til at vurdere produkters og systemers miljøbelastninger i hele livscyklus, dvs. fra vugge til grav. Metoden, som på dansk kaldes UMIP og på engelsk EDIP har siden færdiggørelsen i 1997 opnået international anerkendelse og anvendelse, og er tildelt flere priser, bl.a. Nordisk Råds Store Natur- og Miljøpris. Henrik Wenzel er, både nationalt og internationalt, en hyppigt inviteret foredragsholder, ligesom han har deltaget i arbejdet vedrørende internationale standarder for miljøvurderinger. Han er dansk delegeret i en møderække om Cleaner Products and Processes under NATO's "Committee on Challenges for Modern Society", som ledes af den amerikanske miljøstyrelse US EPA. Han har udført talrige miljøvurderinger af produkter og systemer, og inddrages ofte som kvalitetssikrer på miljøvurderinger udført af internationale forskningsinstitutioner og/eller internationale virksomheder. Det er også som ekstern kvalitetssikrer, at Henrik Wenzel har evalueret IMV-rapporten om papirgenbrug, herunder anvendelsen af miljøøkonomiske analyser. Jørgen Birk Mortensen Medlem af Det Økonomiske Råds formandskab siden 1998.Lektor i nationaløkonomi ved Københavns Universitet, Økonomisk Institut og tilknyttet forskningscentrene AMOR (Analyser, Modeller og Regnskab) og SØM (Samfund, Økonomi og Miljø), begge finansieret af Det Strategiske Miljø- forskningsprogram. Væsentligste forskningsområder er ressource- og miljøøkonomi og offentlig sektor økonomi Formand for Wilhjelm-udvalget arbejdsgruppe vedrørende økonomi og velfærd. Formand for energiforskningspro- Ener- grammet Energi og Samfund Dansk repræsentant i Det nordiske Forskningsprogram gi og Samfund. Medlem af styringsgruppen for Det norske forskningsråd program Miljø, energi og teknologi. Jørgen Schou Navn: Jørgen Peter Schou Født: 18. juli 1947 Uddannelse: Cand. Polit. ( 1974 ) Nuværende arbejdsområde: Ansat i miljøstyrelsens miljøøkonomisk enhed. Enheden har følgende hovedarbejdsopgaver: a) Koordination af ministeriets arbejde med økonomiske analyser, herunder planlægning af igangsættelse og opfølgning samt koordination af udarbejdelsen af ledelsesrapportering. b) Bistand til ministeriets faglige enheder i forbindelse med forberedelse og udarbejdelse af analy- af udvalgte analyser. Koordination af opfølgning på metodiske og tværgå- ser samt udarbejdelse ende problemstillinger af miljøøkonomisk karakter samt drift af miljøøkonomisk netværk. c) Løbende sager, herunder rådgivning af faglige områder, ministerbesvarelser, direktionsbesvarelser, artikelskrivning. o.l. inden for økonomikontorets faglige portefølje (miljørettede afgifter, cost-benefit-analyser, grønne investeringer mm). Har tidligere arbejdet med: - Økonomiske virkemidler, først og fremmest afgifter. - Miljøstatistik, miljøindikatorer - Fysisk planlægning 130

134 Kirsten Halsnæs Cand. polit, og Phd i økonomi. Forskningsspecialist på Risø i UNEP Collaborating Centre on Energy and Environment. Født 1956, ansat på Risø siden Arbejdsområder: Udviklingsøkonomi og miljøproblemer med særlig fokus på klimapolitik. Internationale projekter om omkostninger ved drivhusgasreduktion i forskellige dele af verden herunder Danmark, EU og udviklingslande. Studier af hvordan bæredygtige udviklingsmålsætninger kan sammenkædes med miljøpolitik. Omfattende erfaringer fra deltagelse i internationalt samarbejde om klimapolitik herunder deltagelse i klimaforhandlingsmøder og videnskabeligt samarbejde i FN s klimapanel, IPCC. Forfatter til en lang række videnskabelige og populære artikler og bøger om økonomiske aspekter ved klimapolitik. Nyere publikationer omfatter bl.a. IPCC s Tredje vurderingsrapport (koordinerende hovedforfatter), Cambridge University, 2001 og Global Opvarmning Bekæmpelse og tilpasning, Gad 2002 med Anne Mette Jørgensen og Jes Fenger. Kjeld Møller Pedersen Nuværende og tidligere stillinger 1. Odense Universitet (adjunkt, lektor, professor) 2. Vejle Amt amtssundhedsdirektør 3. LEGO Gruppen direktør/direktionsmedlem LEGO A/S 4. Syddansk Universitet 1999 professor i sundhedsøkonomi- og politik Eksempler på medlemskab af forskellige udvalg 1. Formand , Indenrigs- og sundhedsministerens rådigvende udvalg for Sundhedsvæsenet 2. Medlem af Sygehuskommissionen Højskoleudvalget Bestyrelser m.m. 1. Formand for Uddannelsesrådet Formand for Arbejdsmarkedets Uddannelses Finansiering Formand for bestyrelsen, Arbejdsmiljøinstituttet Medlem af styrelsen, Danmarks Statistik Medlem af bestyrelsen for Aabenraa Sygehus Mik ael Skou Andersen Mikael Skou Andersen, cand. scient. pol., Ph.D. er forskningsprofessor i Policy Analyse ved Danmarks Miljøundersøgelser, hvor han leder forskningsgruppen i Miljøøkonomi og forvaltning i DMU's Afdeling for Systemanalyse. Forfatter til "Governance by green taxes" (Manchester University Press, 1994) og "Market-based instruments for environmental management" (Edward Elgar, 2000). Har undervist i miljø- økonomi ved Aarhus Universitet i en årrække. Redaktionsmedlem i det internationale tidsskrift "Envi- economics and policy studies". Har deltaget i flere EU-forskningsprojekter angående policy ronmental instrum enter og miljøøkonomi. Udpeget af Kommissionen som det danske medlem af peer review grupaf det 6. miljøhandlingsprogram. Leder et projekt i Miljøministeriet som pen for cost-benefit analysen skal udarbejde miljøøkonomiske beregningspriser for eksternaliteter. Tillige kompetence på komparative analyser og EU policy analyse, med udredningsopgaver for bl.a. OECD og Det Europæiske Miljøagentur. 131

135 Niels Buus Kristensen 42 år, udannet cand.polit & Ph.D., er Udviklingschef i COWI, hvor han har været ansat siden Her har han beskæftiget sig indgående med miljøøkonomi og CBA med særlig vægt på transportsektoren. Han har ledet og deltaget i en lang række projekter om værdisætning af miljøeffekter, herunder trafikkens luftforurening, og vedrørende udvikling af samfundsøkonomiske vurderingsmetoder. Hans arbejde spænder fra egentlige danske og europæiske forskningsprojekter til konkrete analyser som grundlag for infrastrukturinvesteringer og politiske beslutninger i Danmark, Østeuropa og Asien. Endelig har han holdt oplæg og skrevet artikler om, hvordan forbedret formidling af Cost Benefit analysernes resultater kan øge analysernes værdi som beslutningsstøtteværktøj. Niels Mejlgaard Niels Mejlgaard er kandidatstipendiat ved Institut for Samfundsudvikling og Planlægning, Aalborg Universitet og tilknyttet Analyseinstitut for Forskning under Ministeriet for Videnskab, Teknologi og Udvikling. Han har på Analyseinstitut for Forskning arbejdet med projekter, der vedrører relationen mellem videnskab og samfund, særligt borgernes opfattelse af og holdninger til nye teknologier som bioteknologi og informationsteknologi. Ole P. Kristensen Cand. mag. (samfundsfag og matematik) 1973 Dr. scient. pol Adjunkt, lektor og professor ved Aarhus Universitet Research associate ved University of California at Berkeley 1978 Direktør og koncerndirektør I Falck A/S Direktør for Fødevareøkonomisk Institut fra 2001 Medlem af en række offentlige og private A/S bestyrelser Medlem af Forskningspolitisk Råd Medlem af socialministerens Nationale netværk af virksomhedsledere i en årrække frem til 2000 Formand for Udliciteringsrådet Formand for bestyrelsen for Institut for Miljøvurdering 132

136 Peder Andersen Født: 1. november 1952 Privatadresse: Skovly Mark 18, 2840 Holte, Telefon/Fax: , Arbejdsadresse: Det Økonomiske Råd, Adelgade 13, 1304 København K, Telefon: , Fax: , Uddannelse: Cand. oecon., (Aarhus Universitet, 1979) Lic. oecon. (Ph. D. i økonomi), (Aarhus Universitet, 1983) Studieophold i USA, 1981, 1983, 1985 Ansættelser: Økonomisk Institut, Aarhus Universitet, (stipendiat, adjunkt) Økonomisk Institut, Aarhus Universitet, (lektor) Fiskeriministeriet, (forskningskonsulent, forskningschef) Det Økonomiske Råd, (kontorchef, sekretariatschef) Forskning: Har offentliggjort bøger og artikler om nationaløkonomiske emner, herunder miljø- og ressourceøkonomi, bl.a. i Journal of Environmental Economics and Management, Land Economics, Ressources and Ener- Udvalgsarbejde m.v.: gy, Marine Resource Economics og Nationaløkonomisk Tidsskrift. Har bl.a. været medlem af: Det Samfundsvidenskabelige Forskningsråd ( ). Styringsgruppe for evaluering af samfundsvidenskaberne ( ). Bestyrelsen for Forskningscentret for Skov og Land- ( ). Leder af Center for Analy- skab ( ), og panel ved evaluering af forskeruddannelsen ser, Modeller og Regnskaber (AMOR) under det Strategiske Miljøforskningsprogram (1997- ). Pernille Kaltoft Pernille Kaltoft er seniorforsker i miljøsociologi ved Afdelingen for Systemanalyse ved Danmarks Miljøundersøgelser. Kodeordene for mine interesser er holdninger og værdier i relation til forskellige praksisområder indenfor jordbrug og/eller miljøspørgsmål. Jeg har arbejdet meget med det økologiske jordbrug som praksisfelt, bl.a. skrevet ph.d om sammenhæng mellem natursyn, viden og praksis. Jeg har også arbejdet en del med etik, ingeniøretik, etik og natursyn og undervist i et etikkursus på Landbohøjskolen. De sidste par år har jeg deltaget i et projekt om økonomisk værdisætning af natur. En del af det var en slags evaluering af den gennemførte økonomiske værdisætning - hvilke tanker og forestillinger ligger bag respondenternes angivne betalingsvillighed. Philippe Grandjean Cand.med., 1974, dr.med., 1979 (disputats: Widening perspectives of lead toxicity), begge fra Københavns Universitet. Siden 1982 professor i hygiejne/miljømedicin, Syddansk Universitet (Odense), og siden 1983 ansat som sagkyndig rådgiver i toksikologi, Sundhedsstyrelsen. I adjungeret professor i miljømedicin og neurologi, Boston University. Fra 2003 professor i miljømedicin, Harvard University. Har skrevet eller redigeret 20 bøger, deraf fire lærebøger på dansk, herunder 'Farlig Forurening' - en lærebog i risikovurdering udgivet af Sundhedsstyrelsen. Omkring 300 videnskabelige publikationer. Indholdet er overvejende miljø- og arbejdsmedicinsk, epidemiologisk og toksikologisk. Medlem af en række redaktioner af videnskabelige tidsskrifter, og bl.a. redaktør af internet-tidsskriftet Environmental Health. Valgt til Fellow, American Association for the Advancement of Science (1994). Har været medlem af bl.a. Statens sundhedsvidenskabelige Forskningsråd ( ). 133

137 Poul Harremoës Prof. Poul Harremoës er uddannet fra Danmarks Tekniske Universitet og fra Massachusetts Institute of Technology, USA, med speciale i geoteknik; men interessen skiftede hurtigt til hydrologi og vandforure- overtog ledelsen af Laboratoriet for Teknisk Hygiejne på DTU i 1969 og blev ningsproblemer. Harremoës professor i Instituttet hedder i dag Miljø & Ressourcer DTU med ca. 140 ansatte. Harremoës har bidraget afgørende til M&R's internationale anerkendelse i såvel forskning som uddannelse. Harremoës' specialer er vand, vandforurening, miljøteknologi og -forvaltning. Hans publikationsliste omfatter 410 numre. Han har været præsident for Den Internationale Vandforening (IWA), formand for bestyrelsen for Vandkvalitetsinstituttet, formand for flere ATV- og IDA-udvalg om miljø. Medlem af Miljøklagenævnet siden dets oprettel se. Han har modtaget to af de største internationale miljøpriser: Stockholm Water Prize og The Heineken Prize for Environmental Science. Han har just ved DTU's årsfest modtaget Hagemanns guldmedalje for sin indsats. Hjemmeside: Ragnhild Riis Ragnhild Riis er cand.mag., lægesekretær, gift, 3 døtre. Informationsmedarbejder i bistandsorganisationen CARE Danmark, - fra kultur- og fritidskonsulent i Dansk Flygtningehjælp, siden da akademisk medarbejder i VELUX FONDENE. Ragnhild Riis er næstformand i Etisk Råd Ståle Navrud Dr. Ståle Navrud er lektor i miljø- og ressourceøkonomi ved Institut for økonomi og socialvidenskab på det norske landbrugsuniversitet. Han har været gæsteforsker p å University of California (UC) Berkeley and UC - San Diego in 1986, , 1997 and Han har specialiseret sig i økonomisk værdisætning og cost-benefit analyser, og har bl.a. publiceret bøgerne: Pricing the European Environment (Oxford University Press 1992), Valuing Cultural Heritage (Edward Elgar Publishing 2002) og Environmental Value Transfer: Issues and Methods (Kluwer Academic Publishers, udgives 2003). Ståle Navrud har arbejdet på adskillige forskningsprojekter finansieret af EU-Kommissionen, det norske forskningsråd, og nordisk ministerråd og har også været tilknyttet Verdensbanken, UNEP (FNs miljøprogram), OECD og EU-Kommissionens Generaldirektorat for Miljø. 134

138 Program for konferencen Pris på miljøet? - om brugen af miljøøkonomi i miljøpolitikken Teknologirådet har samlet et panel af borgere, der har til opgave at vurdere anvendeligheden af dette værktøj. Hvad kan politikere og andre beslutningstagere bruge det til? Hvad er dets styrker, hvad er dets svagheder? Hvordan sikrer man de bedst mulige analyser, hvis sådanne værktøjer skal anvendes? Borgerpanelet har formuleret en lang række spørgsmål til et indkaldt ekspertpanel. På konferencen svarer eksperterne på spørgsmålene. Henover weekenden skriver borgerpanelet i enighed deres Ekspertpanelet besvarer borgerpanelets spørgsmål inden for de fem temaer, som borgerpanelet har valgt at formulere Tjek ind og kaffe (pga. et forhøjet sikkerhedsniveau på Christiansborg beder vi delta- gerne om at komme i god tid til konferencen) vurderinger og anbefalinger i et slutdokument, som borgerpanelet fremlægger på konferencen om mandagen. PROGRAM: Fredag den 9. maj kl : Velkomst v. Torben Klein, formand, Teknologirådet : De politiske erfaringer med og forventninger til miljøøkonomien, v. Hans Chr. Schmidt (V), miljøminister : Anvendels esområder for miljøøkonomiske analyser Hvor går grænserne for den miljøøkonomiske analyses anvendelighed? Hvilke erfaringer har man fra Danmark og fra udlandet med anvendelse af miljøøkonomiske analyser? Hvilke kriterier lægges til grund for valg af områder, hvor der foretages miljøøkonomiske analyser i de forskellige forskningsinstitutioner? Hvilken indflydelse har brugen af miljøøkonomiske analyser og resultatet heraf på prioriteringen af forskningsindsatsen på miljøområdet? Har samfundet fået mere miljø for pengene siden man er begyndt at bruge miljøøkonomiske analyser? Oplæg ved: Jørgen Birk Mortensen, Det Økonomiske Råd Henrik Wenzel, Danmarks Tekniske Universitet Peder Andersen, Det Økonomiske Råd Kjeld Møller Pedersen, Syddansk Universitet Mikael Skou Andersen, Danmarks Miljøundersøgelser Niels Buus Kristensen, COWI Jørgen Schou, Miljøstyrelsen Ole P. Kristensen, Institut for Miljøvurdering Gunver Bennekou, Danmarks Naturfredningsforening Niels Mejlgaard, Analyseinstitut for Forskning Borgerpanelet kan stille opklarende spørgsmål, og der er mulighed for kommentarer fra ekspertpanelet : Kaffepause 135

139 : Elementer i miljøøkonomiske analyser Hvorledes vælger miljøøkonomerne, hvilke parametre, der skal indgå i regnestykkerne? Hvilke elementer kan værdisættes og hvilke kan ikke værdisættes? Oplæg ved: Niels Buus Kristensen, COWI Henrik Wenzel, Danmarks Tekniske Universitet Kjeld Møller Pedersen, Syddansk Universitet Peder Andersen, Det Økonomiske Råd Jørgen Birk Mortensen, Det Økonomiske Råd Mikael Skou Andersen, Danmarks Miljøundersøgelser Borgerpanelet kan stille opklarende spørgsmål, og der er mulighed for kommentarer fra ekspertpanelet : Frokostpause : Miljøøkonomiske analysers videnskabelighed Hvor stor en usikkerhed i beregningerne kan miljøøkonomerne acceptere? Hvordan kvalitetssikres/vurderes videnskabeligheden i metoderne? Hvordan sikrer miljøøko- at den nyeste faglige viden i tilstødende fagområder indbygges i beregninger- nomer, ne? Oplæg ved: Jørgen Schou, Miljøstyrelsen Niels Buus Kristensen, COWI Poul Harremoës, Danmarks Tekniske Universitet Peder Andersen, Det Økonomiske Råd Dorte Vigsø, Institut for Miljøvurdering Ole P. Kristensen, Institut for Miljøvurdering Philippe Grandjean, Syddansk Universitet Ragnhild Riis, Etisk Råd Ståle Navrud, Norges Landbrugsuniversitet Poul Harremoës, Danmarks Tekniske Universitet Borgerpanelet kan stille opklarende spørgsmål, og der er mulighed for kommentarer fra ekspertpanelet : : Kaffepause Det lokale miljø overfor det globale Hvordan håndterer miljøøkonomiske analyser de helt store linjer over større geografi- analyser anvendes til at ske områder og længere tid? Hvordan kan miljøøkonomiske vurdere hvor på jordkloden en indsats skal lægges for at give mest miljøeffekt? Oplæg ved: Kirsten Halsnæs, Risø Anders Christian Hansen, Roskilde Universitetscenter Borgerpanelet kan stille opklarende spørgsmål, og der er mulighed for kommentarer fra ekspertpanelet. 136

140 : Etik og kultur Hvorledes indgår etiske hensyn i forudsætningerne for de miljøøkonomiske beregnin- ved: ger? Hvordan kan det tænkes at miljøøkonomiske analyser og prissætning af miljøet vil påvirke vores opfattelse af naturen? Oplæg Ragnhild Riis, Etisk Råd Pernille Kaltoft, Danmarks Miljøundersøgelser Gunver Bennekou, Danmarks Naturfredningsforening Elsebeth Gerner Nielsen, miljøordfører (RV) Borgerpanelet kan stille opklarende spørgsmål, og der er mulighed for kommentarer fra ekspertpanelet : Afslutning ved Mette Seier Helms, ordstyrer Lørdag den 10. maj kl : Indledning ved Mette Seier Helms, ordstyrer : Borgerpanelet stiller opklarende og uddybende spørgsmål til ekspertpanelet Eksperterne kan stille spørgsmål og kommentere indbyrdes : Kaffepause : Borgerpanelet stiller opklarende og uddybende spørgsmål til ekspertpanelet : Opsummering ved Mette Seier Helms, ordstyrer Konferencens offentlige del holder pause til mandag den 2. april klokken Borgerpanelet arbejder videre resten af weekenden i Teknologirådet med at skrive slutdokumentet med panelets vurderinger og anbefalinger. Mandag den 12. maj kl : Borgerpanelets slutdokument med panelets vurderinger og anbefalinger kan ses på Teknologirådets h jemmeside fra kl Borgerpanelets slutdokument ligger fremme til læsning foran Landstingssalen. Kaffe Indledning ved Mette Seier Helms, ordstyrer Slutdokumentet læses op. Ekspertpanelet retter faktuelle fejl. Dialog mellem borgerekspertpanelet panelet og Kaffepause Dialog mellem borgerpanelet, ekspertpanelet og konferencens tilhørere 137

141 Medlemmer af Folketingets Miljø- og Planlægningsudvalg kommenterer borgerpaneog Planlægningsudvalget lets slutdokument. Eyvind Vesselbo (V), formand for Miljø- Jørn Dohrmann (DF) Pernille Blach Hansen (S) Jørn Jespersen (SF) Pressen kan stille spørgsmål til borgerpanelet, eksperterne og politikerne Afslutning ved Mette Seier Helms, ordstyrer Reception for borgerpanelet, ekspertpanelet, folketingsmedlemmer samt pressen Teknologirådets konsensuskonference - en metode til at inddrage borgere Konferencen foregår som en dialog mellem et borgerpanel og en række eksperter. Formålet med konsen- er at inddrage almindelige borgere i samfundsdebatten og få styrket dialogen mellem suskonferencen beslutningstagere og borgere. Borgernes rolle er at stille spørgsmål til en række eksperter og udarbejde et slutdokument, der indeholder borgernes afklaring og stillingtagen til emnet. Eksperternes rolle er at informere borgerpanelet om en given teknologi og dens følger. Borgerpanelet Borgerpanelet er sammensat af 15 danskere alle lægfolk med forskellig baggrund. Borgerne er fundet ved at udsende en invitation til tilfældigt udvalgte danskere. Blandt de der ønsker at deltage i kon- uddannelse, beskæftigel- ferencen udvælges 15 borgere blandet mest muligt med hensyn til alder, køn, se, bopæl, transportbehov og - form, så der opnås et så bredt sammensat panel som muligt. Borgerpanelet har mødtes til to weekend-seminarer i februar og i marts, hvor panelet har diskuteret em- på baggrund af et introduktionsmateriale udarbejdet i samarbejde med en planlægningsgruppe af net sagkyndige på området. På de to weekender har borgerpanelet formuleret en række spørgsmål til et eks- pertpanel. Konferencens form Konferencen starte r fredag med at de indkaldte eksperter besvarer borgerpanelets spørgsmål. Lørdag (formiddag) er sat af til borgerpanelets supplerende og opklarende spørgsmål og debat mellem borgerpa- nelet og ekspertpanelet. Resten af weekenden skriver borgerpanelet deres vurderinger og anbefalinger omkring anvendelsen af miljøøkonomiske a nalyser som værktøj i den miljøpolitiske beslutningsproces i et slutdokument, der fremlægges for politikere, eksperter og tilhørere på konferencen om mandagen (formiddag). Ekspertpane- til at rette misforståelser og faktuelle fejl, men de kan ikke påvirke panelets holdninger. let får lejlighed Der vil under den afsluttende debat være mulighed for at også tilhørerne kan kommentere panelets do- sendes herefter til kument. Slutdokumentet Folketinget. Efter konferencen samles borgerpanelets slutdokument og eksperternes skriftlige indlæg i en rapport, som udgives af Teknologirådet. Konferencens tilhørere vil automatisk modtage rapporten. 138

142 Borgerpanelets medlemmer er: Eline Ribergaard Blak, Kastrup, 30 år, leder Jesper Skou Pedersen, Århus, 30 år, samf.vidensk.kandidat, pt. ledig Jens Balslev Sørensen, Suldrup, Nordjylland, 31 år, arbejdsmand Line M. Sørensen, Skibby, folkeskolel ærer, 34 år Stig Jessen, Ulfborg, Vestjylland, 36 år, dyrlæge Anne Marie Lund, Ringsted, 39 år, belysningstekniker Connie Arvedsen, Ullerslev, Fyn, 42 år, importør Jette Anker-Møller, Mors, 52 år, gymnas ielærer Jørgen Hyldgaard, Assens, 54 år, selvstændig Otto Kierkegaard, Amager, 55 år, Amager Birgit Byskov Jensen, Hedensted, 55 år, kordegn Ejner Nygård Jensen, Odder, 60 år, taksator Inger Buchreitz, Silkeborg, 64 år, pensionist Erik Bock, Tølløse, 64 år, direktør Planlægningsgruppen Teknologirådet gennemfører konferencen i samarbejde med en planlægningsgruppe med: Bente Aagaard Lomstein, lektor, lic.scient., ph.d, Afd. for Mikrobiel Økologi, Biologisk Institut, Aarhus Universitet Jørgen Birk Mortensen, lektor, cand.polit., medl. af Det Økonomiske Råds formandskab (vismand), Øko- Institut, Københavns Universitet nomisk Kirsten Halsnæs, seniorforsker, cand.polit., ph.d, Afd. for Systemanalyse, RISØ Mette Boye, cand.scient.pol., miljø- og sundhedspolitisk medarbejder, Forbrugerrådet Mikael Skou Andersen, forskningsprofessor, cand.scient.pol., Afd. for Systemanalyse, Danmarks Miljøundersøgelser Niels Kærgård, professor, dr.polit., Inst. for Økonomi, Skov og Landskab, Den Kgl. Veterinær- og Landbo- Per Vagn-Hansen, embedslæge, speciallæge i samfundsmedicin, Storstrøms Amt højskole Poul Harremoës, professor, Miljø & Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet Konferencen gennemføres af Teknologirådet ved Anne Funch Rohmann, projektleder, telefon direkte , afr@tekno.dk Henriette Pedersen, praktikant, telefon direkte , hp@tekno.dk Vivian Palm, projektsekretær, telefon direkte , vp@tekno.dk Mette Seier Helms, selvstændig konsulent, er proceskonsulent. 139

143 Deltagerliste Til konsensuskonferencen Pris på miljøet? den 9., 10. og 12. maj i Landstingssalen på Christiansborg: Allan Høxbroe Anders Blok Anders Christian Hansen Anders Erik Billeschou Anders Kofoed-Wiuff Ann Karlslund Anne Funch Rohmann Anne Marie Lund Ben Deveny Bent Andersen Bente Aagaard Lomstein Birgit Byskov Jensen Birgitte Wendelboe Birthe W. Oldenborg Caroline Jessen Carsten Pedersen Connie Arvedsen Dorte Vigsø Dorthe Lærke Baun Ebbe Sønderriis Ejner Nygård Jensen Eline Ribergaard Blak Elsebeth Gerner Nielsen Erik Bock Espen Navrud Eyvind Vesselbo Freddie Rose Gunver Bennekou Gustav Wied Hanna Sigga Madslund Hans Christian Schmidt Hans Frost Hans Peter Hansen Helle Herk Henriette Lentz Danmarks Radio, Radioavisen Regensen Københavns Universitet RUC AEB Consult Elkraft System Helsinge Kommune Byrådssekretariatet Teknologirådet Deltager i borgerpanelet ATV Aarhus Universitet Afd. for Mikrobiel Økologi Deltager i borgerpanelet Niras A/S Brøste A/S Coloplast A/S Københavns Amt Deltager i borgerpanelet Institut for Miljøvurdering DHI - Institut for Vand og Miljø Information Deltager i borgerpanelet Deltager i borgerpanelet Medlem af Folketinget (RV) Deltager i borgerpanelet Medlem af Folketinget (V) Glostrup Kommune, Kommunalbestyrelsen Danmarks Naturfredningsforening Direktoratet for FødevareErhverv Journalist Miljøminister (V) Fødevareøkonomisk Institut Miljø, Teknologi & Samfund Roskilde Universitetscenter Energi E2 Albertslund kommune 140

144 Henriette Pedersen Henrik Wenzel Ida Leisner Inger Buchreitz Inger Kærgaard Inger Olsson Ivan Lund Pedersen Jacob Sørensen Jakob Lyngbye Jan Huus Vestergaard Janus Kirkeby Jens Balslev Sørensen Jens Peter Simonsen Jens Rømer Olsen Jes Møller Jesper Kildebogaard Jesper Lund-Larsen Jesper Ravn Jesper Skou Pedersen Jesper Tornbjerg Jette Anker-Møller Jette Christensen Jette Jonge Jette Møller Nielsen Jørgen Birk Mortensen Jørgen Hyldgaard Jørgen Jakobsen Jørgen Schou Jørn Dohrmann Jørn Jespersen Kern Lærkholm Petersen Kim Christiansen Kim Pedersen Kirsten Halsnæs Kirsten Ramskov Kjeld Møller Pedersen Lars Bach Jensen Leif Petersen Leo Ellgaard Line M. Sørensen Lone Teglkamp Maja Kirkegaard Marianne Je nsen Marinus K. Nielsen Teknologirådet Danmarks Tekniske Universitet Inst. for Produktudvikling Teknologirådet Deltager i borgerpanelet Københavns Universitet Københavns Amt NOAH-Trafik NOAH-Trafik Miljøkonsulent Vestsjællands Amt Natur & Miljø Danmarks Tekniske Universitet Deltager i borgerpanelet Skov- og Naturstyrelsen Storstrøms Amt Amtsrådsforeningen Albertslund kommune Miljø- og Planforvaltningen Journalist- og Teksamstuderende på RUC Specialarbejderforbundet SID Miljøafdelingen Ritzaus Bureau Deltager i borgerpanelet Politiken Deltager i borgerpanelet Teknologirådet Kyst, Land og Fjord - Afdeling Øerne Journalist Københavns Universitet - Det Økonomiske Råd Deltager i borgerpanelet Danmarks Jordbrugsforskning Afd. for Plantebeskyttelse Miljøstyrelsen Medlem af Folketinget (DF) Medlem af Folketinget (SF) Glostrup Kommune Teknisk Forvaltning Danmarks Naturfredningsforening Risø Møn Kommune Syddansk Universitet Ministeriet for Fødevarer, Landbrug og Fiskeri Danish Air Survey aps Amtsrådsforeningen Deltager i borgerpanelet Storstrøms Amt Netværk for Grøn Erhvervsudvalg Waste Water Control aps 141

145 Marte Amundsen Na vrud Martin Faartoft Martin Schneekloth Mattias Ank er-møller Mehran Vahman Mette Boye Mette Jensen Mette Seier Helms Mikael Skou Andersen Mikkel Hyllebrandt Jensen Mikkel Stenbæk Hansen Mogens Hansen Mogens Rasmussen Morten Andreasen Niels Buus Kristensen Niels Kærgård Niels Mejlgaard Niels Viderø Ole Gorm Norden Andersen Ole P. Kristensen Otto Kierkegaard Pauli Andersen Peder Andersen Per Lotzfeldt Per Vagn-Hansen Pernille Blach Hansen Pernille Kaltoft Peter Lund Andersen Philippe Grandjean Poul Harremoës Poul Nordemann Ragnhild Riis Rasmus Skovgaard Rebecca Bolt Ettlinger Rikke Reumert Schaltz Sidsel Dyekjær Signe Hansen Blegmand Steen Christensen Stig Jessen S tine Andersen Ståle Navrud Sune Impgaard Schou Susanne Kofoed Teknologirådet Nepenthes Københavns Amt Jord- og Vandafdelingen Forbrugerrådet/medl. af TR repræsentantskab Danmarks Miljøundersøgelser Proceskonsulent Danmarks Miljøundersøgelser Afd. for Systemanalyse Konservativt Folkeparti's sekretariat Danmarks Tekniske Universitet Danmarks Naturfredningsf. - Fredensborg Amt AFAV I/S Botanisk Institut COWI Den Kgl. Veterinær- og landbohøjskole Inst. for Økonomi, Skov og Landskab Analyseinstitut for Forskning Rosenholm Miljøforum Luscus Naturovervågning Institut for Miljøvurdering Deltager i borgerpanelet Berlingske Tidende Det Økonomiske Råds Sekretariat Danmarks Naturfredningsforening Embedslægeinstitutionen, Storstrøms Amt Medlem af Folketinget (S) Danmarks Miljøundersøgelse Vestsjællands Amt Syddansk Universitet - Odense Universitet, Forskningsenheden for Miljømedicin Danmarks Tekniske Universitet Miljø & Ressourcer Århus Amt Natur og Miljø Etisk Råd Skov- og Naturstyrelsen Det Økologiske Råd Direktoratet for FødevareErhverv Albertslund Kommune Miljø- og Planudvalget Deltager i borgerpanelet Norges Landbrugsuniversitet Finansministeriet Landbrugsrådet 142

146 Svend Rasmussen Søren Jensen Thomas Hiorth Thomas Lundhede Thomas Nicolai Pedersen Tobias Købke Torben Klein Trine Thomsen Ulf Gilberg Ulla Holm Fadel Ulla Skovsbøl Ulrich Lopdrup Vivian Palm Yvonne Korup Den Kgl. Veterinær- og Landbohøjskole Miljøstyrelsen MiljøDanmark Direktoratet for FødevareErhverv Stud. KVL Inst. for Organisation og Arbejdssociologi Copenhagen Economics Formand for Teknologirådets bestyrelse Trafikministeriet Danmarks Tekniske Universitet Teknologirådet DR, Miljømagasinet P1 Færdselsstyrelsen Teknologirådet Fyns Amt Miljø og Arealafdelingen 143

147 Teknologirådets udgivelser Alle Teknologirådets udgivelser kan læses og hentes gratis fra Rådets hjemmeside, Teknologirådets rapporter: Embryonale stamceller Høring om anvendelse af stamceller i forskning og behandling. Resumé og redigeret udskrift af høring i Folketinget den. 23. januar Teknologirådets rapporter 2003/1 Det aldrende s amfund: Hvad har vi lært? Er der behov for nye tiltag?. Resumé og redigeret udskrift af høring i Folketinget den 25. oktober Teknologirådets rapporter 2002/16. Elektroniske patientjournaler. Lægmandsvur dering afholdt af Teknologirådet august til oktober Teknologirådets rapporter 2002/15. Biobanker Teknologirådets rapporter 2002/14. Open source software i den digitale forvaltning. Analyse og anbefalinger udarbejdet af en arbejdsgruppe under Teknologirådet oktober Teknologirådets rapporter 2002/13. Det aldrende samfund: Sundhed, omsorg og forebyggelse. Kan indsatsen forbedres?. Resumé og redigeret udskrift af høring i Folketinget den 19. april Teknologirådets rapporter 2002/12. Hormonforstyrrende stoffer. Resumé og redigeret udskrift af høring i Folketinget den 25. april Teknologirådets rapporter 2002/11. IT og arbejdsvilkår. Rapport fra et perspektivværksted afholdt i marts Teknologirådets rapporter 2002/10. Universiteter og erhvervsliv. Resumé og redigeret udskrift af høring i Folketinget den 29. april Teknologirådets rapporter 2002/9. Test af vores gener. Slutdokument og ekspertindlæg fra konsensuskonference afholdt af Teknologirådet den 31. maj 3. juni Teknologirådets rapporter 2002/8. Alternativ behandling. Resumé og redigeret udskrift af høring i Folketinget den 19. marts Teknologirådets rapporter 2002/7. Patenter på Software. Resumé og redigeret udskrift af seminar i Folketinget den 20. februar Teknologirådets rapporter 2002/6. Små teknologier. Rapport om teknologiske løsninger til små samfund. Teknologirådets rapporter 2002/5. 144

148 Anbragte børn og unge. Resumé og redigeret udskrift af høring i Folketinget den 3. april Teknologirådets rapporter 2002/4. Borgernes Idékatalog. Resultater fra tre borgerhøringer om Bæredygtig vækst hvordan. Teknologirådets rapporter 2002/3. EUROPTA European Participatory Technology Assessment Participatory Methods in Technology As- Teknologirådets rapporter sessment and Technology Decision-Making. 2002/2. Fremtidens undervisning i et IT-perspektiv. Om scenarieværksteder og konference afholdt over somme Teknologirådets rapporter ren 2002/1. Andre udgivelser: Den globale centrifuge. Et debatoplæg om teknologi og globalisering. Teknologirådet, april Nyhedsbrevet Fra rådet til tinget : Nr /03: Dårlig sikkerhed til hjemme-pc en Nr /03: EPJ også patientens værktøj Nr /03: Effektiv overvågning af havmiljø Nr /03: Pensionsalderen til debat Nr /02: Europa håber på open source Nr /02: Kvælstof og landbruget Nr /02: Ti bud til IT i arbejdslivet Nr /02: Bæredygtig vækst hvordan? Nr /02: Hormonforstyrrelser Nr /02: Råd til gentest Nr /02: Virker alternativ behandling Nr /02: IT i skolen ikke et mål i sig selv Nr /02: Fremtidens ældre Nr /02: Digital ophavsret Nr /02: Universiteter og Erhvervsliv Nr /02: Grønland savner teknologi Nr /02: Er en teknologipolitik mulig? Nr /02: Total kontrol på internettet Nr /02: En naturlig udvikling? BIOSAM Informerer: Nr.11: 03/03:Stamceller til forskning og behandling Nr.10: 01/03:Bedre dyr og mennesker? Nr. 9: 12/02: Værdifuld viden i biobanker Nr. 8: 10/02: Bæredygtig bioteknologi Nr. 7: 05/02: Brug af genetiske test Teknologidebat Fokus: TD 1/2003: Elefanter, rynker og./årsberetning 2002 TD 4/2002: Det aldrende samfund TD 3/2002: Gensplejsning og den tredje verden TD 2/2002: Gentest endnu et teknologisk dilemma TD 1/2002: Tanker om Teknologi/Årsberetning

149