sou · GPB32d1 · 2002-01-01 00:00:00 — Ökad lövinblandning samt en större bredd i skogsbrukssätt skulle positivt påverka biodiversiteten. I tätortsnära skogar skulle detta också kunna ge samhällsekonomiska vinster genom att öka skogsmarkens värde från rekreationssynpunkt. En huvudslutsats beträffande fisket är att system med utvidgade nyttjanderätter (fiskekvoter) är nödvändiga för att skydda olika fiskarters reproduktionsförmåga och undvika resursuttömning. Enligt utredningens mening bör denna fråga bli föremål för närmare utredning också i . De problem som orsakas av brist på definierade nyttjanderättigheter försvåras ytterligare genom subventioner till yrkesfisket i olika länder. I svarar yrkesfiske för en mycket liten del av produktion och sysselsättning, som sport- och fritidsfiske är konsumtionsaktiviteter som ofta tillmäts stort värde. Den refererade studien av laxfisket i och norrländska älvar ger en illustration av de relativt sett betydande samhällsekonomiska vinster, som kan uppkomma vid begränsning av yrkesfiske i vissa områden. Om naturresursanvändning och spridning av restprodukter till luft, vatten och ekosystem skall kunna minska väsentligt, krävs en betydande skärpning av miljöpolitiken under . För att en sådan politik skall kunna utformas effektivt behövs en noggrann prioritering – inriktning på sådan resurs- användning/spridning som bedöms eller befaras ha allvarliga skade- effekter – vilket i sin tur förutsätter väsentligt förbättrad tillgång på information. Styrningen bör i görligaste mån ske med generellt och i förhållande till skadornas storlek likformigt verkande medel som ger största möjliga utrymme för valet mellan olika slags teknik- förändring/resurseffektivisering och andra sätt att minska resurs- förbrukningen. ökar kraven på internationellt samarbete, genom harmonisering av lagstiftning och införande av globalt eller regionalt sammankopplade system med t.ex. överlåtbara rättig- heter/kvoter. 11.2Överväganden rörande effektiviseringsmål och styrmedel Politik för effektiv resursanvändning bör inriktas på att uppnå en situation där dels användningen av olika slags resurser för en given produktion av varor och tjänster anpassats så att de samhälls- ekonomiska kostnaderna minimeras, dels sammansättningen av produktion och slutlig användning är sådan att dess värde vid rådande preferenser (dess bidrag till välfärden för dagens och kommande generationer) blir så stort som möjligt. I en marknadsekonomi uppnås effektiv resursanvändning i denna mening, om företag och hushåll konfronteras med priser på resurser och slutprodukter som svarar mot de samhällsekonomiska kostnaderna och mot användarnas värdering. där externa effekter förekommer – t.ex. i form av skadlig miljö- påverkan – krävs statliga åtgärder. Det har framgått av den före- gående diskussionen i betänkandet att en sådan effektiv situation i princip kan åstadkommas, om alla kostnader internaliseras genom utvidgade nyttjanderättigheter eller genom skatter och avgifter. Om en sådan politik kan genomföras fullt ut, finns inget behov av mål eller normer uttryckta i kvantitetstermer och inte heller av styrmedel som reglerar resursanvändning eller val av produktutformning/produktionsteknik. Situationen kompliceras emellertid genom att det existerar andra avvikelser från en perfekt marknadsekonomi. Ofullständig kunskap och information, risk och osäkerhet är de i detta samman- hang mest betydelsefulla. Så förutsätter exempelvis en internali- sering av miljökostnader att man har fullständig kunskap om effekterna på miljön och skadekostnaden. I verkligheten handlar det om att hantera en risksituation, där informationen om skade- kostnader är i hög grad ofullständig. Härtill kommer förekomsten av s.k. kritiska belastningsgränser, varmed avses att skade- kostnaderna kan tänkas stiga brant vid vissa nivåer på utsläppen (eller de över tiden ackumulerade utsläppen). Ett näraliggande exempel är försurning som följd av svavelutsläpp, ett annat är klimatpåverkan från bl.a. utsläpp av koldioxid. När det gäller vissa metaller och andra kemikalier kan miljö- och hälsoeffekterna i efterhand visa sig vara av sådan storleksordning att användning av dessa ämnen över huvud taget inte borde ha fått förekomma. Existensen av risk och osäkerhet, och av kritiska belastnings- gränser, ger enligt utredningens mening starka skäl för att lägga fast kvantitativa mål i form av maximigränser för vissa typer av råvaru- användning och miljöpåverkande utsläpp (både direkta och diffusa). Målen bör baseras på en försiktighetsprincip, dvs. en hög, negativ riskvärdering bör tillämpas för utsläpp med svårbedömda miljöeffekter. Det är också viktigt att dessa mål revideras fort- löpande, allteftersom ny information framkommer om skade- och/eller åtgärdskostnader. Målen bör i görligaste mån knytas till användning/utsläpp i hela ekonomin – eller, i fallet med regionala miljöeffekter, i de berörda geografiska områdena. Om målen i stället knyts till användning/utsläpp i enskilda sektorer eller branscher, finns stora risker för effektivitetsförluster. Behovet av kvantitetsmål eller normer av här diskuterat slag utgör bakgrunden till det omfattande arbete med formulering och operationalisering av miljöpolitiska mål, som har redovisats av miljömåls- och klimatkommittéerna. Det bör framhållas att de långsiktiga mål och etappmål som aktualiseras där avser nivån i absoluta tal för (exempelvis) olika slags utsläpp. En sådan formule- ring av målen ligger också närmast till hands med hänsyn till före- komsten av kritiska nivåer och belastningsgränser. Uppdraget för denna utredning avser emellertid inte primärt att bedöma behov och lämplig utformning av sådana nivårelaterade mål för resurs- användning eller emissioner. I utredningsuppdraget ingår däremot att bedöma behovet av effektiviseringsmål på nationell nivå och föreslå sådana mål om utredaren finner det ändamålsenligt. Med effektiviseringsmål avses i detta sammanhang mål som knyts till åtgången av naturresurser (som råvara eller recipient för utsläpp), räknad per enhet produktion eller konsumtion. Med den terminologi som använts tidigare i betänkandet handlar det om produktivitetsmål, knutna till naturresurs-, material- och energiproduktivitet. Tre exempel på tänkbara målformuleringar kan här tjäna som illustration: 1.Att den totala insatta mängden av råvaror (räknad i ton) som används som insats i svensk produktion dividerad med BNP (räknad 2000) inte får överstiga av motsvarande kvot för . 2.Att kvoter av samma slag, i förhållande till BNP eller inhemsk användning, uppställs individuellt för olika slags råvaror. 3.Att de totala utsläppen av (exempelvis) koldioxid som förorsakas av svensk produktion eller av svensk slutlig användning , dividerade med BNP respektive slutlig användning, inte får överstiga av motsvarande kvot för . Det kan också vara fråga om att produktivitetsmål av motsvarande slag ställs upp på mer detaljerad nivå, för produktionen i vissa branscher eller av vissa varuslag. Ett annat tänkbart exempel är mål knutna till hushållens specifika energianvändning, för uppvärmning eller transporter. Det handlar också här om målformuleringar av det slag som diskuterades i förra kapitlet, avsedda som hjälpmedel för att upp- fylla mer grundläggande effektivitets- och/eller fördelningsmål. Frågan gäller således hur väl effektiviserings- eller produktivitets- mål kan fylla detta syfte i förhållande till andra sätt att operationali- sera politikens grundläggande mål. Att utredningen inte betraktar en målformulering av typ 1 ovan som ändamålsenlig torde ha framgått av den tidigare framställ- ningen rörande faktor 10. Mätmetoder och kvantitativa mål, som läggs till grund för prioriteringar och utformning av politik, måste grundas på en rimlig värdering och sammanvägning av relevanta effekter/kostnader. En summering av naturresursanvändning i ton uppfyller inte det kravet. Den följande diskussionen kan därför begränsas till att avse de övriga skisserade alternativen, där målen avser produktiviteten för enskilda kategorier av naturresurser. Enligt utredningens uppfattning finns emellertid ingen plats heller för effektiviserings- eller produktivitetsmål av det slaget i en naturresurs- och miljöpolitik som syftar till att åstadkomma sam- hällsekonomiskt effektiv resursanvändning. Orsaken är att en inriktning av politiken på bestämda metoder eller mekanismer för att begränsa naturresursanvändning innebär allvarliga risker för suboptimering och onödigt höga samhällsekonomiska kostnader. Om anpassningen bör ske genom förändringar i produktionen som höjer naturresursproduktiviteten, genom reningsåtgärder och för- bättrad avfallshantering, genom strukturförändringar eller för- ändringar av hushållens konsumtion skall inte bestämmas på för- hand på central, politisk nivå. De etappmål eller normer som ställs upp för politiken bör därför avse absoluta nivåer för t.ex. olika slags emissioner och inte knytas till bestämda mekanismer som t.ex. höjd naturresursproduktivitet. Det bör framhållas att detta synsätt inte innebär att detaljerad information om resurseffektivisering (produktivitetsutveckling för olika slags naturresurser) skulle sakna värde som underlag för beslut om politikens inriktning och utformning. Som förut fram- hållits är just bristen på information om bl.a. åtgärds- och skade- kostnader ett av de största hindren för effektiv hushållning med naturresurser och miljökapital. För fastställande och successiv omprövning av kvantitativa mål och för utformningen av styrmedel är det av stor vikt att ha tillgång till information inte bara om miljötillståndet utan också om utvecklingstendenserna i fråga om naturresurshushållning. Detta gäller lika väl som tillgång till statistisk information om arbetsproduktivitetens utveckling är nödvändig för uppföljning och utformning av ekonomisk politik. Dataunderlag som krävs för att kunna bedriva effektiv miljöpolitik behöver samlas in och systematiseras i större utsträckning än vad som görs . Arbetet med att vidareutveckla miljöräkenskaperna är ett viktigt exempel. Även denna utredning har initierat ett sådant arbete, men mycket återstår att göra. Tidsserier för utsläpp kopplade till en detaljerad branschnivå är en sådan typ av data. SCB och är centrala aktörer på detta område. serieperspektivet har varit mycket styvmoderligt behandlat och situationen har dessutom förvärrats av en lång tids- eftersläpning med avseende på framförallt miljöräkenskaperna. När det gäller åtgärder/styrmedel innebär utredningsuppdraget, strikt tolkat, att föreslå åtgärder som kan aktualiseras om så bedöms nödvändigt för att uppnå effektivitetsmål på nationell nivå . Då utredningen inte bedömer det vara nöd- vändigt eller lämpligt att sådana effektivitetsmål ställs upp och läggs till grund för politikens utformning, följer att utredningen inte heller anser behov föreligga för åtgärder utformade med sikte på att nå sådana mål. För att undvika missförstånd och göra ställningstagandet beträffande åtgärder/styrmedel tydligare finns emellertid anledning att också diskutera en något annorlunda formulerad fråga, nämligen: Finns det anledning att inom naturresurs- och miljöpolitiken, vid sidan av internaliserande styrmedel såsom skatter, avgifter och överlåtbara utsläppsrätter, också använda åtgärder (t.ex. regleringar eller avgifter) som direkt knyts till resurs- användning eller utsläpp räknade per producerad enhet? Som har framgått av redogörelsen i avsnitt 10.3 är många styrmedel inom den nuvarande miljöpolitiken utformade på detta sätt. Ett sådant exempel är regleringar, eller frivilliga överenskommelser, som innebär att utsläpp av vissa ämnen i bilavgaser inte får övers- tiga fastlagda nivåer räknat per fordonskilometer eller per enhet använt drivmedel. Ett annat är de villkor beträffade utsläpp till luft eller vatten, som läggs fast i tillståndsgivningen för större industri- anläggningar. Användningen av detta slags produktivitetskrav som miljö- politiska styrmedel på detaljerad bransch- och anläggningsnivå måste ses mot bakgrund av den näst bästa situation, som före- ligger, då valmöjligheterna beträffande styrmedel är begränsade av olika praktiska skäl. Det är i många fall inte praktiskt möjligt att utforma styrmedlen på det sätt som från principiell/teoretisk syn- punkt vore mest önskvärt, t.ex. som avgifter på faktiska utsläpp från fordon eller industrianläggningar. I situationer av detta slag kan restriktioner avseende specifika utsläpp – dvs. produktivitetskrav som ställs på fordon eller produktionsutrustning – i en del fall vara det bästa alternativet. Men som framhållits i förra kapitlet ställer en så utformad politik stora krav på de ansvariga myndigheterna beträffande kontroll och uppföljning, och dessa krav uppfylls . Det bör dessutom understrykas att kraven på kontinuerlig omprövning måste ställas högre i fråga om selektivt utformad politik av här aktuellt slag än för mer generellt verkande styrmedel. Politisk styrning på mikro- nivå innebär nämligen stora risker för att teknikvalet låses till de alternativ som är kända (och betraktas som bästa tillgängliga teknik) för tillståndsgivning eller överens- kommelser med företag. Incitamenten för att finna nya, mer effek- tiva lösningar försvagas. En annan typ av näst bästa situation, där användning av ett slags produktivitetsrelaterade styrmedel kan tänkas vara motiverad, är då man i vill föra en mer ambitiös miljöpolitik än i omvärlden. Högre beskattning av exempelvis den svenska industrins bränsleanvändning eller koldioxidutsläpp kan tänkas medföra att viss energikrävande produktion flyttas till konkurrent- länder (jfr. diskussionen av den s.k. emigrationshypotesen i kapitel 4). Farhågor för oavsedda effekter av detta slag har aktualiserat lösningar där höjda energi- eller koldioxidskatter kombineras med en återbetalning i proportion till produktionens storlek till företag i exempelvis massa-, pappers- och stålindustrin. finns i ett sådant system vad gäller kväveoxidutsläpp från energi- produktion i fasta förbränningsanläggningar. Från miljöpolitisk synpunkt är sådana lösningar – som i stort motsvarar beskattning utifrån specifik användning – överlägsna de i stället tillämpade systemen med skattenedsättning för industrin eller för bestämda industribranscher. Handelspolitiska restrik- tioner, bl.a. EU-regler, har dock i praktiken gjort det mycket svårt att tillämpa en sådan kombination av skatter och subventioner på industri- eller branschnivå. Om fungerande internationella system kan införas, t.ex. i form av överlåtbara utsläppsrätter för koldioxid, bortfaller också argumenten för denna typ av miljöpolitiska lösningar. Sammanfattningsvis är således utredningens uppfattning att inget behov föreligger att införa nya intermediära mål eller styr- medel direkt inriktade på energieffektivisering (höjning av natur- resursproduktivitet). Vissa av de regleringar och kontrollsystem, knutna till mått på miljö- eller naturresursproduktivitet, som nu tillämpas på bransch- och anläggningsnivå, torde dock fortfarande behöva användas i de fall det saknas praktiska möjligheter att ersätta dem med mer generellt verkande medel. Det system av styrmedel som på bör eftersträvas, när det gäller statlig och mellanstatlig naturresurspolitik, innehåller emellertid i huvudsak fyra kategorier av åtgärder: Utvidgning av nyttjanderätter för naturresurser i form av över- låtbara kvoter och utsläppsrätter. Dessa bör läggas fast utifrån etappmål i form av maximigränser i absoluta tal för resursuttag eller utsläpp på regional eller global nivå (beroende på miljö- problemens karaktär). Skatter eller avgifter som fastställs utifrån uppskattningar av skadekostnader för användning/spridning av olika slags resur- ser. Då skadekostnader inte kan beräknas får nivån i stället väljas så att valda maximigränser för resursåtgång eller utsläpp uppfylls. Förbud mot användning/spridning av kemiska föreningar som medför eller befaras medföra mycket allvarliga miljö- och hälsoeffekter. Forskning, statistikinsamling (bl.a. vidareutveckling av miljö- räkenskaperna) och spridning av information rörande dels miljöeffekter, dels teknik for hushållning med naturresurser. Ahner, E. och Brann, K., (1996). Fisk – en miljöhotad naturre- surs. , , (1999). Utvärdering av åter- för , , . , , , P-O. & , K-G., (1997). Welfare Measurement, Sustainability and Accounting: A Growth Theoretical Approach. , (1999). Dematerialisation and Factor 10, , (2000). Sätt fokus på teknisk utveckling! Teknisk utveckling, resursanvändning och Faktor 1, AFR 298. Ayres, R. & Ayres, L. W. (1996). Industrial Ecology, Towards Closing the Materials Cycle. Ayres, R. & Ayres, L. W. (1998). Accounting for resources, 1. Economy wide applications of mass balance principles to material and waste. Ayres, R. & Ayres, L. W., (1999). Accounting for resources, 2. The life cycle of materials. Barnett, H. & , C. (1963). Scarcity and Growth. John- (Resources for the Future), . Baumol, W. J., (1986). On the Possibility of Continuing Expan- sion of . Kyklos, vol. Beckerman, (1995). Small is Stupid – Blowing the Whistle on the Greens, , Ducksworth. , J., (2000). Hänsyn till renskötsel vid långsiktig plane- ring av virkesproduktion. Examensarbete vid Inst. för Skoglig Re- surshushållning och Geomatik, SLU, . Bohm, P., (1981). Deposit-Refund System-Theory and applica- tions to environmental conservation, and consumers policy. Bal- timore, . Bohm, P., (1988). , G., (1967). The Hungry Planet. Bostedt, G. & Holgén, P., (2000). Effektivitetsperspektiv på nyttjandet av skogsresursen – En naturresursekonomisk analys. Economic Studies, No. Botsford, L., Castilla, J. & , C., (1997). The Manage- ment of Fisheries and , Sience, vol. ,(1998). Vilka effekter har energibidragen? Breffle, W. S., Morey, E. & Waldman, M. (2000). Combining Sources of Data in the estimation of Consumer Preferences: Esti- mating Damages to Anglers from Environmental Injuries. De- partment of Economics, . , L., (1998). The World Watch Reader, Worldwatch insti- tute. , L., Flavin, C. & French, H. m.fl., (1999). State of the World 1999, . & Kriström, B., (1998). Stu- dentlitteratur, . Burwoll, A., (1998). The cost of Alternative Policies for Paper and Plastic . Reports 98/2, Statistics , January 1998. , , , L., Atlegrim, O. & , K. (1999). Cost Efficiency in Pursuing Environmental Objectives in Forestry. 55, s. 111–125. & Erlandson-Hammargren, E., (1994). Trollingfisket i – en utredning om det ekonomiska värdet, Folk- högskolan . , (1996). Cost-benefit Analysis of the Differ- ent : Objectives and Instruments for the Year 2000. Studie för Europeiska kommissio- nen, DG XI, Final report, . , H. and , J. (1989, 1994). For the Common Good, Beacon Press, . Dasgupta, P. and Heal, G., (1979). Economic Theory and Ex- haustible Resources, , . Dasgupta, P., Kriström, B & Mäler, K-G. (1995). Current Issues in resource accounting, in , P-O., Kriström, B & Mäler, K-G., Current Issues in Environmental Economics, . Ett system för certifikathandel baserat på kvoter för användningen av el från förnybara energikällor. DN, (). Uppgifterna härstammar från en rapport av , , som ligger till grund för ett policydokument inom EU, att minska apparaters elanvändning i standby-läge. Värdet av bevarat jordbrukslandskap. Resultat av intervjuundersökningar. 289, Inst. för ekonomi, SLU, . , L., (1988). Sätt pris på miljön – jordbrukslandskapet värde- rat. Ekonomisk Debatt No. 5, s. 368–377. EEA, (1999). Environment in Union at the turn of the Century.Environmental Assessment report No. , P., (1994). Miljöjusterade nationalräkenskaper för den svenska skogen . 108, Inst. för Skogsekonomi, SLU, . , P., (1996). Evaluation of Carbon Fixation in the Con- text of National Accounts. 231, Inst. för Skogsekonomi, SLU, . , O., Sandewall, M. & , E. (1987). A Model for Analyzing Influence of on Lichens for Reindeer Grazing. 7, s. 15–32. Erlandson-Hammargren, E. & , B. (1991). Sportfiskets ekonomiska värde – en undersökning av kronolax- fiske i . , (1999). Återvinning utan – en om so- por, Rapport nr 1999:66. Expertgruppen för energihushållning, (1977). Energibesparingar inom transportsektorn (Ds I 1977:12). , N., (1998). A golden age or a false dawn? Energy efficiency in UK competetive market energy markets. Energy Policy vol. , (1992). Nationalförmögenheten bilaga 11 till . , (1997). Fisk och Fusk – Mål, medel och makt i fiskeripolitiken, Ds 1997:81. , (2000) Miljö och ekonomi – scenarier fram . Bilaga 2 till /2000. , (2000). Vad är hållbar utveckling. Bilaga 7 till /2000. Finn, B. & , J., (1997). Samhällsekonomiska förutsätt- ningar för att utveckla sportfisketurism i . och samhällsforsknng, CTS Working paper 1997:5, . Finn, B. & , J., (1997). Socioekonomisk undersökning av fisket efter lax. och samhällsforsknng, CTS Working paper 1997:4, . , (1999). sektorsmål för ekologiskt hållbar utveckling. & Kautsky, N., (1996). The Ecological Footprint Con- cept for . Beijer Discussion Paper Series No. (1995). The Existence of Existense Value. A Study of the Economic Benefits of an Endangered Species. est Economics, vol. 1, s. 307–328. Friends of the Earth Europe, (1995). Towards a Sustainable Europe – the Study. Glombek, R. & Raknerud, A., (1995). Environmental regulations and Manufacturing Employment: A Microeconomic Study on , in Economics and Ad- ministration. Gollop, F. M. & Swinand, G. P., (1998). From total factor to total resource productivity: An Application to agriculture vol. 80, 577–583. Gong, P. & Kriström, B. (1999). Regulating to Increase CO2 Sequestration. Arbetsrapport nr 272, , , . & , H., B. (1980). Energy Economics and Policy. , Academic Press. & Krueger, A., (1991). Environmental Impacts of a North American Free trade Agreement, nomic Research, Working paper nr 3914, . Gröna nyckeltal för en ekologiskt hållbar utveckling, SOU 1998:170. Gröna nyckeltal – följ den ekologiska omställningen. Gärdenfors, U. ), (2000). Rödlistade arter i – The 2000 Red List of Swedish Species. ArtDatabanken, SLU, . m.fl, (1998). Impacts on electricity consumption of house- hold appliances in : a comparison of time series and cross- section analyses. Energy Policy vol. (1994). Natural and Human-made Capital Inde- pendendencies in Fisheries – Examples from the Baltic Sea. Natu- ral , ogy, . (1999). Strengthening governance of ocean fishery re- sources, Ecological Economics 31, p 275–286. Hannrup, B. & , P., (1992). Tätortsnära skogsbruk i kommun. Examensarbete vid Inst. för Skogsskötsel, SLU, . , (1997). Höjd koldioxidskatt och höjd energiskatt på elektrisk kraft: effekter på hushållens välfärd och konsumtion SOU 1997:11 Skatter, miljö och sysselsättning – bilagedelen. , (1997). Carbon taxes in SOU 1997:11 Skatter, miljö och sysselsättning – bilagedelen. Hellstrand, S. Skånberg, K. , T. & ., (2000). Håll- bar tillväxt? – en förstudie om den ekonomiska tillväxtens naturre- sursberoende och miljöpåverkan i –1997, förstudie till FRN, stencilupplaga Hettige, H. & Wheeler, D. (1998). Industrial Pollution in Eco- nomic Development (). Working Paper 1876, , 1997. Hilton, H. & , A., (1998). Factoring the Environmental Kuznets Curve: Evidence from lead Emissions, Jour- nal of Environmental economics and Management 35 (126–141). Holgén, P. & , T., (1995). How do Adjustments in the from Environmental Demands Affect the Costs and Revenues to Forestry?. agement, vol. 45, s. 177–187. & ., (1999). Ecosystem services gener- ated by fish populations, Ecological Economics 29, p. 253–268. Hueckel, G. (1975). A Historical Approach to Future Economic Growth. Science, vol. (1991). Guld och gröna skogar – miljömodifierade nationalräkenskaper för inkomster från skogstillgångarna. I: SOU 1991:38. Räkna med miljön! Förslag till natur- och miljöräkenska- per. Allmänna Förlaget, . IEA, (1998). on Longterm Cooperation/Energy Efficiency Working Party (1998), (1998) The rebound Effect: A Review of U.S. Litterature, IEA/SLT/EC(98), . IEA, (1999).