Del 5
Teoretisk gjennomgang av de miljøpolitiske virkemidler

16 Økonomisk teori om virkemiddelbruk

16.1 Innledning

16.1.1 Formål og struktur

Økonomisk analyse er en viktig del av grunnlaget for utvikling av offentlig politikk og valg av virkemidler for å gjennomføre politikken. Miljøavgiftsutvalget (NOU 1992:3) har nylig foretatt en gjennomgang av miljøpolitikken med vekt på økonomiske virkemidler ut fra en slik synsvinkel. Hensikten med denne utredningen er som tidligere nevnt å videreføre dette arbeidet med en sterkere fokus på administrative virkemidler. Delvis som et resultat av Miljøavgiftsutvalgets arbeid har det vært gjennomført flere utredningsprosjekter innen økonomisk analyse av virkemidler i Norge de siste årene. Det foregår også en betydelig forskningsaktivitet på dette feltet internasjonalt. Hensikten med dette kapitlet er inkludere relevante deler av disse resultatene i en gjennomgang av økonomisk teori om virkemiddelbruk, og slik legge grunnlaget for utvalgets vurderinger og analyser ved å:

• gå gjennom relevante deler av moderne økonomisk teori om virkemiddelbruk med sikte på å klargjøre hovedkonklusjoner og forutsetningene for disse

• diskutere teoretisk viktige forutsetninger i forhold til den faktiske forurensningssituasjonen i Norge og miljøproblemenes egenskaper på et generelt nivå

• komme frem til utgangshypoteser om hvilke kategorier virkemidler som vil være å foretrekke under ulike kombinasjoner av forutsetninger

Disse hypotesene vil bli gjenstand for nærmere drøfting i rapportens analysedel. Et hovedspørsmål vil være å peke på i hvilke situasjoner ulike virkemidler vil egne seg best. Kapitlet har preg av å være en generell faglig gjennomgang. Utvalget har ønsket å legge vekt på en slik teoridel i sin rapport fordi stoffet er grunnleggende og viktig for diskusjonen om virkemiddelbruken i miljøpolitikken.

Kapitlet innledes med en definisjon av økonomisk effektivitet og grensegang mellom dette hensynet og andre viktige samfunnsmessige hensyn. Selve analysen starter i avsnitt 16.2 med en presentasjon av en modell for fullkommen konkurranse, og de resultatene som kan trekkes om virkemiddelbruk ut fra en tillempning av denne til å inkludere forurensningsproblemer under ideelle forutsetninger. Deretter foretas det en gjennomgang av hvilke konklusjoner om valg av virkemidler som kan trekkes når ulike forutsetninger ikke er oppfylt (16.3). Så langt er fremstillingen relativt knapp og teoretisk, og i hovedsak uten bruk av eksempler. Forutsetninger og konklusjoner presenteres, mens lesere som er interessert i å gå inn på utledningen av resultatene henvises til kildematerialet.

Først i avsnitt 16.4 diskuteres realismen i de ulike forutsetningene, og hva som i praksis ofte bestemmer kritiske parametre. Avsnitt 16.5 gir en oversikt over tiltaksanalyser som et verktøy i arbeidet med å utforme kostnadseffektive virkemidler. I avsnitt 16.6 diskuteres miljøavgifter, refusjonssystemer og pantesystemer nærmere, mens avsnitt 16.7 omhandler privatrettslige regler som miljøpolitiske virkemidler.

16.1.2 Økonomisk effektivitet og forholdet til andre hensyn som fordeling og langsiktig bærekraft

Definisjon av økonomisk effektivitet og kostnadseffektivitet

For at en økonomi skal kunne fungere samfunnsøkonomisk effektivt uten offentlige inngrep, forutsettes det at prisen på varene i økonomien inkluderer de totale kostnader ved at varene fremstilles og forbrukes. I vårt tilfelle betyr dette at miljøkostnadene skal være inkludert i prisene. Hvis bare en del av miljøkostnadene knyttet til en vare bæres av den som har eiendomsretten til varen, vil miljøkostnadene ikke være fullt ut inkludert i prisen. Det oppstår da såkalte negative eksterne virkninger i form av negative miljøeffekter. Resultatet er at det vil være for lite miljøgoder tilgjengelig (for mye forurensning) i en økonomi hvor aktørene ikke tar hensyn til skadevirkningene av forurensninger i sine privatøkonomiske vurderinger.

Formålet med miljøpolitiske virkemidler er å korrigere for de feiltilpasninger som oppstår når miljøkvaliteten bestemmes i et fritt og imperfekt marked. Målet kan i dette teoretiske perspektivet oppfattes som todelt. Man skal både (1) utforme virkemidlene slik at et hvert gitt nivå for miljøkvalitet oppnås til lavest mulige kostnader for samfunnet (kostnadseffektivitet), og (2) nå det riktige nivået ut fra en nytte-kostnadsvurdering. Dersom disse kriteriene oppfylles samtidig har en oppnådd samfunnsøkonomisk effektivitet i miljøpolitikken.

Det første kriteriet, kostnadseffektivitet, er oppfylt når en viss miljøkvalitet nås til lavest mulig kostnader for samfunnet. Dersom ulike forurensningskilder gir samme miljøforringelse pr. utslippsenhet, innebærer dette at utslippsreduksjoner bør fordeles mellom kilder på en slik måte at den marginale kostnaden ved å redusere utslippene er den samme for alle kilder. Dersom miljøforringelsen pr. enhet utslipp varierer mellom kildene innebærer kostnadseffektivitet at det er den marginale kostnaden ved å redusere miljøbelastningen som skal være lik for alle kilder. Kostnadseffektivitet innebærer i dette tilfellet at en viss miljøkvalitet oppnås billigst mulig, og ikke nødvendigvis at en viss mengde utslippsreduksjon skal skje til lavest mulig kostnader.

Kostnadseffektivitet innebærer også at den enkelte kildes bidrag til bedret miljø skal oppnås på billigst mulige måte. Normalt vil en forurensningskilde stå overfor flere alternativer når den skal redusere sine utslipp. Dette kan skje ved bruk av en bestemt renseteknologi, ved redusert produksjon, ved endret bruk av energi osv. En kostnadseffektiv virkemiddelbruk kan også innebære at nedleggelse av virksomhet vil være ønskelig. Miljøpolitikken bør utformes slik at de handlingsvalg og tiltak som gjennomføres for en enkelt kilde innebærer at en utslippsreduksjon fra denne kilden oppnås billigst mulig. Denne problemstilling har relevans for hvilke virkemidler som bør velges og hvordan de bør utformes, f.eks. for utformingen av utslippskonsesjoner.

Ved bestemmelse av det riktige nivå for miljøkvalitet og dermed nivået for forurensende utslipp, må det foretas en vurdering av verdien av bedret miljø opp mot kostnadene ved å oppnå dette. Dersom verdien av bedret miljøkvalitet vurderes som høyere enn kostnadene ved å ved å oppnå dette, innebærer økt beskyttelse av miljøet også større samfunnsøkonomisk effektivitet. Omvendt vil det være effektivt med lavere beskyttelse av naturmiljøet dersom verdien av bedret miljø er lavere enn tiltakskostnadene. Den samfunnsøkonomisk effektive mengde miljøgoder finnes der hvor verdien av en enhet bedret miljø er nøyaktig lik verdien av de ressursene som brukes for å oppnå en slik forbedring. Dette er illustrert i figur 16.1 b) i neste avsnitt.

Ved fastsettelse av mål for miljøkvaliteten, eller for reduksjon av utslipp, må altså myndighetene, eksplisitt eller implisitt, vurdere nytte i forhold til kostnader. Skal dette gjøres eksplisitt, forutsetter det både at sammenhengen mellom utslipp og miljøtilstand (dose-respons) er kjent, og at verdien av forskjellige grader av miljøkvalitet kan fastsettes i kroner og øre. Dette er både metodisk vanskelig og kostbart, og kan reise etiske problemstillinger som f.eks. ved verdsettelse av menneskers liv og helse eller av en truet art.

Det må likevel understrekes at politiske myndigheter og forvaltning er satt til å treffe beslutninger om hvor stor grad av miljøbeskyttelse man skal ha. Disse beslutningene innebærer at man legger beslag på øvrige ressurser i samfunnet. Uansett hvilket grunnlag en slik beslutning er fattet på, vil den ha en kostnad. Selv om man ikke konkret har beregnet verdien av en naturressurs som vurderes beskyttet, vil man gjennom en beslutning indirekte ta stilling til hva ressursen er verdt. Det er derfor ønskelig å tilpasse de metoder som finnes slik at man kan gjøre så konsistente og presise vurderinger av ulike tiltak som mulig innenfor de miljøpolitiske og budsjettmessige rammer som til en hver tid finnes.

Effektivitet og fordeling

Utgangspunktet for bruk av offentlige virkemidler overfor økonomisk aktivitet, er å påvirke samfunnsutviklingen slik at en oppnår høy­est mulig velferd. Dette innebærer både et ønske om å oppnå den størst mulige tilgang på goder i samfunnet, og et ønske om å ivareta andre hensyn som f.eks. at disse godene fordeles mellom ulike befolkningsgrupper på en rettferdig måte. Det vil kunne være en konflikt mellom de ulike hensynene, der effektivitet må avveies mot bl.a. fordeling ved politiske beslutninger. Miljøpolitikken synes imidlertid ikke å være velegnet for å gjennomføre fordelingspolitiske målsettinger. Slike mål bør ivaretas gjennom skattepolitikken og sosialpolitikken. En fordelingspolitisk tilnærming i miljøpolitikken ville medføre at en viss miljøtilstand/kvalitet ble oppnådd til høyere samfunnsmessige kostnader enn det som ellers ville være mulig.

Bærekraftig utvikling

Verdenskommisjonen for miljø og utvikling definerer målet om en bærekraftig utvikling både som et krav om en rettferdig fordeling blant verdens befolkning innen dagens generasjon, og som et krav om en rettferdig fordeling mellom nåværende og fremtidige generasjoner. Det er det siste aspektet som er av størst betydning for dette utvalgets arbeid.

Satsingen på økonomisk effektivitet i miljøpolitikken tar sikte på å hindre sløsing, slik at vi får mest mulig nytte av de natur- og miljøressurser vi forvalter, innenfor en gitt fordeling av ressursene mellom vår egen og kommende generasjoner. En forbedring av den økonomiske effektiviteten kan føre til at vi kan overlate en større arv til kommende generasjoner uten å senke vår egen velferd. Økonomisk effektivitet alene vil likevel ikke nødvendigvis forhindre at vi forbruker en så stor del av ressursene at kommende generasjoners muligheter til å dekke sine behov undergraves.

Hvis man bruker et seilskip som bilde, svarer bærekraft til å stake ut kursen, mens økonomisk effektivitet dreier seg om å trimme seilene for å få mest mulig nytte av vinden. Bildet gir oss følgende innsikt:

1. Uansett hvilken kurs vi staker ut, vil vi ønske at seilene er innstilt slik at vi får mest mulig nytte av vinden. Økonomisk effektiv virkemiddelbruk i miljøpolitikken blir derfor ønskelig uavhengig av hvilke mål som fastsettes og i hvilken grad disse kan sies å innebære en bærekraftig utvikling.

2. Den kursen vi staker ut, vil ha betydning for hvordan seilene bør stå. Hvor ambisiøs miljøpolitikk som føres vil påvirke hvordan virkemidlene bør doseres. Dette vil eksempelvis være svært viktig i forhold til klimaproblemet. Reduksjoner i utslippene av klimagasser er i kommende generasjoners interesse, mens valg av ambisjonsnivå klart har store konsekvenser for virkemiddelbruken i vår generasjon.

Det er også stor usikkerhet knyttet til de samlede virkningene av alle forurensende utslipp og naturinngrep av ulike slag på menneskenes livsbetingelser, spesielt på lang sikt. Miljøskadene kan forsterke hverandre, akkumuleres over tid eller først bli synlige etter lang tid når skadene allerede har skjedd, og de er ofte irreversible. Innenfor seilskipsbildet ovenfor er det usikkert hvilket utvalg av kurser som sikrer trygg seilas (bærekraftig utvikling), og hvilke som innebærer grunnstøting og forlis.

De seneste tiårene har man oppnådd viktige forbedringer spesielt i forhold til lokale miljøproblemer i de rikeste landene i verden. Det er likevel viktig å være klar over at de grunnleggende globale miljøindikatorer fortsatt viser en negativ utvikling (Worldwatch 1993, 1994). Verdenssamfunnet har hittil ikke vært i stand til å hindre økende avskoging, forørkning, jorderosjon og vannmangel, som har stor betydning for levevilkårene for store befolkningsgrupper. Sammen med befolkningseksplosjonen medfører dette redusert matproduksjonspotensiale pr person. Utryddelse av arter øker, og miljøgiftkonsentrasjonene er økende selv i de mest avsidesliggende strøk på kloden. Nedbrytingen av ozonlaget og den antatte globale oppvarmingen av atmosfæren er ikke under kontroll. Tålegrensen til de livs- og samfunnsbærende økologiske systemene er på ingen måte kjent.

Utvalgets mandat og arbeid er avgrenset til spørsmålet om å finne de mest effektive virkemidler til å nå gitte mål, og omfatter ikke diskusjon av spørsmålet om hva målene bør være. (Utvalgets oppgave er altså å trimme seilene, jf. bildet ovenfor.) Utvalget legger til grunn de eksisterende målene i miljøpolitikken, og vurderer hva som vil være en effektiv bruk av virkemidler for å oppnå reduksjoner av forurensningsproblemene. Ovenstående beskrivelse setter utvalgets vurderinger inn i en større sammenheng. Selv om utvalgets analyser på ulike områder skulle vise at målene er nådd på en effektiv måte innen gitte frister, er dette altså ikke noe endelig grunnlag for å si om politikken har vært bærekraftig eller ikke i et langsiktig perspektiv.

16.1.3 Hvilke faktorer bør reguleres

Hensikten med de miljøpolitiske virkemidlene er å gi aktørene i økonomien rammebetingelser som gjør at de på en eller annen måte tar hensyn til de miljømessige konsekvensene av sine handlinger. Nedenfor er det gitt en skjematisk fremstilling av en situasjon der en aktivitet medfører forurensning. Begrepet aktivitet brukes her svært generelt. Et eksempel kan være jordbruksproduksjon, som bl.a. medfører utslipp av nitrogenforbindelser til jord, vann og luft. Et annet eksempel er bruk av bil, der bil og drivstoff er innsatsfaktorer, og utslippene er eksos og støy. Hensikten med dette avsnittet er å diskutere i hvilket trinn i figuren under de miljøpolitiske virkemidlene bør iverksettes. For å forenkle fremstillingen sees det på bare ett virkemiddel, nemlig en avgift:

Innsatsfaktor ––> Aktivitet ––> Utslipp ––> Forurensning/miljøskade ––> Velferdstap målt i penger

Ut fra prinsippet om at forurenser skal betale vil det mest nærliggende være å gjøre forurenseren ansvarlig for det faktiske velferdstapet som forurensningen medfører. I praksis er dette ofte ikke mulig, f.eks. fordi forurensningen er vanskelig å observere, eller fordi det er en betydelig tidsforskyving mellom utslippet og miljøskaden. I disse tilfellene vil det derfor være bedre å legge avgiften på utslippet i stedet for på miljøskaden. Dersom det er usikkerhet om sammenhengen mellom utslipp og miljøskade kan det også argumenteres for at det vil være samfunnsøkonomisk effektivt å legge avgiften på utslippet i stedet for på miljøskaden. Dette skyldes at samfunnet som helhet er bedre i stand til å håndtere usikkerhet enn det en enkelt aktør er. Ulempen med å rette virkemidlene mot utslippet i stedet for mot miljøskaden er at det ikke alltid vil være en gitt sammenheng mellom utslipp og miljøskade, slik at virkemidlene dermed blir mindre treffsikre.

Som diskutert nærmere i avsnitt 16.3.2 vil eksistensen av måleproblemer kunne gjøre det nødvendig å rette virkemidlene mot f.eks. innsatsfaktorer og produksjonsprosesser ol i stedet for mot utslippene. Bruk av indirekte virkemidler vil ofte innebære at en innretter virkemidler bare mot noen av de faktorer som kan påvirke forurensningsnivået, mens et virkemiddel som er rettet direkte inn mot utslippet eller miljøtilstanden i utgangspunktet vil virke mot alle faktorer. Følgen av dette er at virksomheten ikke får insentiver til å iverksette miljøtiltak der hvor myndighetene ikke har regulert virksomhetens atferd. Dette innebærer at bruk av indirekte virkemidler ofte vil medføre effektivitetstap i forhold til det som ville være mulig å oppnå dersom man kunne regulere utslippet direkte. Konklusjonen fra dette blir dermed at virkemidlene bør rettes mest mulig direkte mot det problemet man ønsker å løse.

Det er videre et generelt resultat fra økonomisk teori at det bør brukes ett virkemiddel for hver faktor som skal påvirkes. Dette resultatet består av to deler. For det første er det nødvendig med minst ett virkemiddel pr. mål for å sikre at målet oppnås. For det andre vil bruk av mer enn ett virkemiddel overfor et mål innebære at det legges unødvendige restriksjoner på aktørenes handlingsfrihet, noe som innebærer ekstra kostnader. Når dette resultatet skal anvendes i praktiske tilfeller er det viktig å presisere hva som i teoretisk forstand er én faktor og ett virkemiddel. Resultatet innebærer at man alltid skal unngå dobbeltreguleringer, men det taler ikke nødvendigvis imot bruk av flere virkemidler i kombinasjon når vi står overfor kompliserte mangesidige miljøproblemer. Det taler heller ikke mot bruk av sektor-/kildespesifikke virkemidler i den grad mer generelle virkemidler overfor et miljøproblem ikke er tilgjengelige.

16.2 Valg mellom ulike typer virkemidler under ideelle forutsetninger

Det sentrale verktøyet i økonomiske analyser er modellen for fullkommen konkurranse. I sin aller enkleste form gjelder modellen for en vare i ett marked (partiell likevektsmodell), men den kan utvides til å omfatte et sett av varer og markeder, og forbindelsene mellom disse (generell likevektsmodell).

De konklusjoner som trekkes ved hjelp av modellen for fullkommen konkurranse vil i utgangspunktet bare gjelde når alle forutsetningene for modellen er oppfylt. For å kunne anvende teorien så godt som mulig er det viktig å studere forutsetningene nøye, og spesielt å se nærmere på hva teorien sier i tilfeller der enkelte forutsetninger endres. Dette er hovedtema for avsnitt 16.3.

Forutsetningene for fullkommen konkurranse kan formuleres på ulike måter, men punktene a-h er vanligvis sentrale:

1. Mange aktører og hver aktør er liten, slik at ingen aktør på egenhånd kan påvirke prisene.

2. Aktørene kan gå kostnadsfritt inn og ut av markedene.

3. Varene er homogene.

4. Varene er vanlige private goder uten eksterne effekter.

5. Aktørene er økonomisk rasjonelle og maksimerer nytte og overskudd.

6. Prisene dannes fritt i markedet i samspillet mellom tilbud og etterspørsel.

7. Alle aktørene har fullkommen informasjon og denne er gratis og

8. Det er ingen transaksjonskostnader.

For at vi i det hele tatt skal kunne diskutere forurensninger må forutsetning d) endres. Vi innfører en negativ ekstern effekt i modellen, nemlig forurensning av en resipient. Videre forutsettes det at slike eksterne effekter ikke løses gjennom avtaler mellom forurenser og skadelidte. Det innføres også forutsetninger om karakteren av utslippet:

1. Forurensninger oppstår ved produksjon eller forbruk og gir negative eksterne effekter som ikke løses ved spontane avtaler mellom forurenserne og de skadelidte.

2. Det er bare et stoff som slippes ut, eller alle utslipp er helt uavhengige i årsak og virkning og kan behandles separat.

3. Utslippet spres uniformt.

4. Utslippet assimileres fullstendig.

De ideelle forutsetningene (a-l) beskriver altså en modell for fullkommen konkurranse som er utvidet med en spesiell form for eksterne virkninger.

Særlig vil forutsetning k), uniform (jevn) spredning av utslippene, ha stor betydning for valg av effektive virkemidler. Dersom forutsetningen er oppfyllt, vil generelle økonomiske virkemidler ofte være sentrale. En forutsetning om uniform spredning (lik skade av et gitt utslipp i alle resipienter) er imidlertid i praktiske situasjoner sjelden oppfyllt.

Med utgangspunkt i definisjonene og inndelingen av virkemidler i avsnitt 3.1 i del I, synes det å være tre prinsippielt forskjellige virkemidler som bør drøftes i en slik modell. For det første kan en bruke en avgift hvor myndighetene krever betaling f.eks. for et utslipp. For det andre kan myndighetene fastsette kvoter som legger kvantitativ beskrankning på utslippene. Med flere utslippskilder kan disse utslippskvotene evt. gjøres omsettelige. Endelig kan myndighetene stille minstekrav til hvilken miljøkvalitet som skal oppnås i en resipient, og gjøre forurenser(ne) ansvarlig for at denne kvaliteten nås ( resipientkrav). Dette virkemidlet kan vanskelig tenkes brukt uten ytterligere virkemidler dersom det er mer enn en kilde til utslipp til resipienten. I tillegg kan andre virkemidler (informasjon, infrastrukturtiltak og privatrettslige virkemidler (bl.a. erstatningsregler)) være aktuelle. Vi går ikke inn på disse i dette avsnittet, men kommer tilbake til de viktigste momentene i de følgende kapitler i del V.

Siktemålet for virkemiddelbruken vil være å oppnå den løsningen som er illustrert i fig. 16.1 og som gir en samfunnsøkonomisk effektiv ressursutnyttelse. Forurensningen skal reduseres fra en situasjon uten noen miljøpolitiske virkemidler (F⁰ ) til F*, med en tilsvarende lavere belastning på miljøet. Som vist i figurens del (a) er summen av totale miljøskadekostnader og tiltakskostnader på det laveste mulige nivå når utslippet er F*. I dette punktet er den ekstra miljøskaden ved den siste enheten utslipp lik kostnaden ved å redusere utslippet med en enhet til, jf. del (b) i figuren. Alle andre utslippsnivåer vil gi høyere samlede kostnader. F* er derfor det optimale utslippsnivået.

Siden vi her har forutsatt full informasjon, vil både de skade- og tiltakskostnadskurvene være kjent for alle aktører. Tiltakskostnadskurven viser den billigste måten å oppnå utslippsreduksjoner på. Den kan inneholde både rensetiltak, prosessomlegginger, produksjonsbegrensninger, nedleggelse av virksomhet, skifte av råstoff m.m. Enkelte av disse kostnadene omtales ofte som omstillingskostnader, men bør i prinsippet inkluderes i tiltakskostnadene. Skadekostnadskurven viser de samlede miljøskader som utslippet forårsaker. For en nærmere utdyping av hva som ligger bak disse kurvene i praksis vises til avsnitt 16.4.

Utslippene vil videre med de valgte forutsetningene kunne observeres med full sikkerhet og uten kostnader. I en slik situasjon vil en gitt avgift med sikkerhet slå ut i en gitt reaksjon fra den forurensende virksomhet, slik at en med sikkerhet kan fastslå forurensningsnivået som følge av avgiften. Dette vil også med sikkerhet gi en bestemt miljøkvalitet, siden miljøskadefunksjonen er kjent. Tilsvarende vil et krav til miljøkvalitet (resipientkrav) også entydig bestemme hvilket utslippsnivå som skal velges, og hvilke tiltakskostnader forurenser påføres. Siden vi har forutsatt fullkommen informasjon, vil det i denne situasjonen også være mulig å oppnå en optimal tilpasning ved å tildele individuelle utslippskvoter. Siden fordelingen er optimal i utgangspunktet, vil det ikke være noe å vinne på å gjøre kvotene omsettelige.

Under fullkommen informasjon og full sikkerhet vil derved virkemidlene miljøavgift, individuelle faste utslippskvoter og omsettelige utslippskvoter ha de samme effektivitetsegenskapene, jf. figur 16.1. Et resipientkrav vil, når det bare er en kilde til problemet, også ha de samme egenskapene i denne modellen. I det følgende vil vi legge hovedvekten på å vurdere kvote og avgift, mens miljøkvalitetsnormer gis en enklere behandling.

Under ideelle forutsetninger vil det heller ikke være noen forskjeller i den dynamiske effektiviteten, dvs. virkemidlenes kostnadseffektivitet over tid, mellom kvoter og avgifter. All teknologiutvikling vil være kjent og forutsigbar for alle parter, og virkemidler og tiltak kan tilpasses løpende uten kostnadsforskjeller mellom virkemiddeltypene.

Hovedkonklusjonen er altså at under ideelle forutsetninger er alle de virkemidlene vi har vurdert like gode. Dette skyldes bl.a. at myndighetene har fullkommen informasjon og derfor kan gi virkemidlene en optimal utforming. Som det vil gå frem av avsnitt 16.3 og 16.4 er dette ikke lenger tilfelle når vi går bort fra de ideelle forutsetningene.

16.3 Valg mellom ulike typer virkemidler når de ideelle forutsetningene ikke er oppfylt

De ulike virkemidlene vil normalt ikke ha like egenskaper når de idéelle forutsetningene ikke er oppfylt. Hovedhensikten med dette avsnittet er å vise hvilke virkemidler som vil være kostnadseffektive under ulike kombinasjoner av forutsetninger. I det følgende vil vi gå igjennom konsekvensene av å gå bort fra én og én av de mest kritiske forutsetningene i den ideelle modellen. Det vil i liten grad bli diskutert hvilke forutsetninger som er realistiske. Denne diskusjonen tas i avsnitt 16.4 og i analysedelen av utredningen. Det vil i liten grad bli gjort forsøk på å analysere situasjoner der flere av forutsetningene er brutt samtidig.

I det følgende benyttes ofte betegnelsen bedrift eller virksomhet om forurensningskildene. Resonnementene er imidlertid generelle og vil i utgangspunktet gjelde for alle kilder, uavhengig av om disse er private eller offentlige, og inkluderer også husholdningenes aktiviteter.

16.3.1 Virkemiddelbruk ved ufullkommen ­informasjon om miljøskade og tiltaks­kostnader

Den ideelle modellen forutsetter at alle aktører har momentan og kostnadsfri tilgang på all relevant informasjon. Fordi denne forutsetningen helt klart ikke holder i praksis, samtidig som forutsetninger om informasjonstilgangen har stor betydning for effektiviteten til de ulike virkemidlene, er det særlig interessant å se på de teoretiske konsekvensene av at den ideelle modellens forutsetning om informasjonstilgangen ikke er oppfylt.

Vi ser i det følgende på to typer avvik fra forutsetningen om fullkommen informasjon; ren usikkerhet og skjev informasjon. Ved ren usikkerhet mangler alle aktørene den samme informasjonen, ved skjev informasjon er det noen som vet mer enn andre. De informasjonsbitene vi fokuserer på her er tiltakskostnadene og miljøskadekostnadene, dvs. de to kurvene som er beskrevet i figur 16.1.

16.3.1.1 Ren usikkerhet

Ved ren usikkerhet har hverken myndighetene eller forurenserne eksakt kunnskap om miljøskadekostnadene og/eller tiltakskostnadene. I forhold til figur 16.1 betyr dette at man ikke vet eksakt hvordan de to kurvene ser ut. Myndighetene er da henvist til å utforme de miljøpolitiske virkemidlene ut fra forventninger (eller antakelser) om miljøskade- og tiltakskostnadene. Dette innebærer at det ikke vil være mulig å utforme virkemidlene slik at man med sikkerhet oppnår det optimale utslippsnivået.

Fordi myndighetene og forurenserne sitter inne med de samme kunnskapene, vil de gjøre de samme antakelsene om tiltakskostnadene, og myndighetene vil vite hvordan forurenserne vil reagere på de virkemidlene som iverksettes. Ved ren usikkerhet er derfor alle virkemidler like kostnadseffektive, og like effektive i forhold til å oppnå det optimale utslippsnivået.

16.3.1.2 Skjev informasjon om tiltakskostnadene

La oss forutsette at myndighetene har ufullstendig informasjon om de marginale tiltaks­kostnadene (MTK), mens bedriftene kjenner disse fullkomment. Alle andre forutsetninger enn den om fullkommen informasjon er som før.

En kilde

Når den marginale miljøkostnadsfunksjonen (MMK) er sikker og kjent vil det være et entydig forhold mellom utslippsnivå og miljøskade; kjennskap til utslippet innebærer at en også vet hvilken miljøkvalitet som blir resultatet. Fastsettelse av en utslippstillatelse/kvote vil derfor gi en viss miljøtilstand med sikkerhet, men man vet ikke eksakt hva dette vil koste. Dersom myndighetene benytter en flat miljøavgift vil man vite inntil hvilken marginal kostnad aktørene vil gjennomføre tiltak. Men når kostnadsfunksjonen er usikker vil myndighetene ikke kunne vite hvilket utslippsnivå som blir resultatet av en avgift, og derved heller ikke hvilken miljøkvalitet som oppnås. En avgift og en kvote vil derfor ikke ha de samme effektivitetsegenskaper. Det vil derfor være nyttig å vite hvilken virkemiddeltype som vil være best under ulike forutsetninger. Dette er et tilfelle som er drøftet i litteraturen 1 . Det viser seg at kvote er best når MMK-kurven er brattere enn MTK-kurven, og avgift best når MMK-kurven er slakere, jf. figur 16.2. Dersom begge kurver er like bratte, er de to virkemidlene likeverdige.

Dette resultatet har en relativt enkel intuitiv forklaring. Når man skal regulere utslippene slik at de samlede kostnadene minimeres, er det viktigst å treffe riktig på den av de to kostnadsfaktorene som endrer seg raskest med endringer i utslippet i området rundt optimum 2 . Når miljøskadekostnadene stiger relativt raskere enn tiltakskostnadene er det ønskelig å komme nærmest mulig det optimale utslippsnivået, mens det i det motsatte tilfellet er ønskelig å komme nærmest mulig den optimale marginalkostnaden ved tiltak. I praksis har imidlertid konklusjonen den svakheten at dersom en kostnadsfunksjon ikke er eksakt kjent, vet man heller ikke noe sikkert om stigningen til den.

Flere kilder

Konklusjonene over (jf. figur 16.2) om rangeringen mellom kvote og avgift ved ulike relative helninger på marginalkostnadskurvene vil gjelde også ved flere kilder til miljøproblemet, dersom man forutsetter at kvotene er omsettelige. I en situasjon der den marginale miljøskadekostnadskurven er slakere enn den marginale tiltakskostnadskurven, vil avgifter ut fra denne teorien være et bedre virkemiddel enn omsettelige kvoter, som igjen er bedre enn kvoter som ikke er omsettelige. I den motsatte situasjonen, der den marginale miljøskadekostnadskurven er brattere enn den marginale tiltakskostnadskurven, er omsettelige kvoter det teoretisk beste virkemidlet. Imidlertid kan det nå ikke trekkes noen bestemt konklusjon om hva som er best av avgift og faste kvoter. Dersom man i en slik situasjon er forhindret fra å bruke omsettelige kvoter, vil det være et empirisk spørsmål hvorvidt en avgift eller direkte regulering er det nest beste virkemidlet. Elementene i denne vurderingen vil være om tapet i form av økte samfunnsøkonomiske kostnader forbundet med å gå over fra omsettelige kvoter til avgift (jf. figur 16.2 del (a)), er større eller mindre enn tapet i form av redusert kostnads­effektivitet på tvers av kildene ved å gå over fra omsettelige til faste kvoter.

Prinsippet om omsettelighet av kvoter

Vi tar utgangspunkt i en situasjon der det gjennom direkte regulering tildeles faste utslippskvoter til alle forurensere, men lar så omsetning bli tillatt. Dersom det etter at kvotene er fordelt viser seg at noen forurensere har høyere marginale tiltakskostnader enn andre, vil økonomisk rasjonelle aktører kjøpe kvoter av de med lave marginalkostnader. Denne kvotehandelen vil teoretisk foregå helt til alle har de samme marginale tiltakskostnadene. Utslipps­tillatelser som ikke er omsettelige (direkte reguleringer) sikrer ikke i seg selv at alle aktører står overfor den samme marginale tiltakskostnaden. Forutsatt at miljøskaden fra den siste enheten utslipp er den samme for alle kilder (uniform spredning) sier økonomisk teori at man i alle fall ikke kan tape på å la utslippstillatelsene være omsettelige. En slik forutsetning vil imidlertid sjelden gjelde i forhold til lokale miljøproblemer. Spørsmålet om hvilket virkemiddel som bør velges når miljøskadene av utslipp varierer fra kilde til kilde omtales i avsnitt 16.3.3.

Tilfeller der myndighetene har mest informasjon om tiltakskostnadene

I enkelte tilfeller kan det, i motsetning til det som er forutsatt så langt i dette avsnittet, tenkes at myndighetene sitter inne med mer informasjon om kostnadene ved en del mulige tiltak enn det forurenserne selv gjør. Dette kan typisk være tilfelle når nye aktører eller nye typer utslipp reguleres. Virkemiddelbruken bør da suppleres med informasjon fra myndighetene om f.eks. tilgjengelig renseteknologi. Informasjon som virkemiddel i miljøpolitikken er for øvrig nærmere omtalt i kapittel 18.

16.3.1.3 Oppsummering om samfunnsøkonomisk effektiv virkemiddelbruk ved skjev informasjon

Direkte reguleringer (f.eks. utslippskvoter) innebærer at myndighetene setter absolutte grenser for en eller flere av forurensernes handlingsvariabler, dvs. bruk av innsatsfaktorer, tek­nologivalg, produksjonsvolum, utslippsvolum, miljøskade m.m. Svakheten ved direkte reguleringer er at de i seg selv ikke nødvendigvis sikrer en optimal avveiing mellom miljøskade og tiltakskostnader, eller kostnadseffektivitet på tvers av utslippskilder. Når myndighetene ikke kjenner forurensernes kostnader kjenner de heller ikke den optimale styrken i virkemiddelbruken, verken overfor den enkelte forurenseren eller totalt.

Som påpekt i avsnitt 16.3.1.2 løser omsettelige utslippskvoter problemet med kostnadseffektivitet dersom alle andre forutsetninger er oppfylt. I et slikt tilfelle sikrer også avgifter kostnads­effektivitet på tvers av kilder, fordi forurenserne vil tilpasse sine utslipp slik at de marginale tiltakskostnadene er lik avgiften.

Dersom de marginale miljøkostnadene stiger raskere enn de marginale tiltakskostnadene, vil omsettelige kvoter gi en bedre løsning enn avgifter. Dersom de marginale tiltakskostnadene stiger raskest er avgifter å foretrekke, jf. figur 16.2.

Dersom et utslipp reguleres vha. en perfekt gradert avgift fastsatt ut fra utslippets marginale miljøskade (se boks på forrige side), vil forurenseren tilpasse sine utslipp slik at den marginale tiltakskostnaden blir lik avgiften, og dermed lik den marginale miljøskaden. En perfekt gradert avgift sikrer dermed både kostnadseffektivitet og optimalt utslippsvolum.

Det understrekes at tabellen tar utgangspunkt i en enkel, teoretisk modellverden. Som tabellene viser er det bare i tilfellet med en kilde og en teoretisk perfekt gradert avgift som svarer nøyaktig til marginal skadekostnad at virkemiddelbruken automatisk sikrer at det optimale utslippsnivået nås. Ingen av de andre virkemidlene har denne egenskapen. Doseringen av disse må derfor avgjøres ut fra en separat nytte-kostnadsanalyse for å finne det riktige ambisjonsnivået, eller ut fra et gitt miljømål. Tabellene viser videre at hovedproblemet ved faste kvoter er mangelen på mekanismer som sikrer kostnadseffektivitet ved flere kilder til samme miljøproblem, mens ulempene ved avgift er knyttet til mangel på styringseffektivitet.

De konklusjonene vi har kommet frem til her avhenger selvsagt av de forutsetningene vi har gjort. I resten av kapitlet vil vi se på andre kombinasjoner av forutsetninger, noe som til dels vil gi andre resultater vedrørende rangeringen av de ulike virkemidlene.

16.3.2 Virkemiddelbruk når det er vanskelig å måle utslipp

I dette avsnittet skal vi se hvordan valg av virkemidler påvirkes av en annen form for ufullkommen informasjon. Vi tar utgangspunkt i ideelle forutsetninger som i avsnitt 16.2, men antar at det er teknisk vanskelig og/eller kostbart å observere eller måle utslipp.

Dersom det ikke er mulig for myndighetene å observere et utslipp, vil det heller ikke være mulig å håndheve en politikk hvor virkemidlene er rettet direkte mot utslippet. Myndighetene er da henvist til å påvirke utslippet indirekte gjennom å regulere en annen faktor som er korrelert med utslippet. Dette kan være et sluttprodukt, en innsatsfaktor, et teknologivalg eller andre forhold.

At utslipp av forurensende komponenter ikke kan observeres med en tilstrekkelig grad av nøyaktighet gjør resipientkrav til et mer attraktivt virkemiddel. Virkemidlet forutsetter at selv om utslippene ikke kan observeres når de skjer, kan skadene de forårsaker observeres i etterkant. Dette kan være tilfelle i situasjoner som spenner fra kontinuerlige utslipp fra industribedrifter til mer akutte forurensninger som f.eks. oljeutslipp fra skip. Et problem med resipientkrav er imidlertid at det i praksis er svært vanskelig å bruke dette virkemidlet selv om det bare er en utslippskilde.

En økonomisk analyse (jf. Hoel og Selte 1993) av situasjoner der utslipp ikke er observerbare, men der alle innsatsfaktorer inkludert teknologivalg og bruk av renseutstyr er kostnadsfritt observerbare, gir som resultat at samme optimale tilstand kan nås ved regulering av innsatsfaktorene som ved optimal regulering av utslippet. De optimale avgiftssatsene for hver innsatsfaktor (evt. doseringene av administrative virkemidler) vil imidlertid generelt være bedriftsspesifikke, fordi sammenhengen mellom innsatsfaktor og utslipp vil avhenge av teknologi og drift m.m. i bedriftene. Individuelle eller klassevise avgifter er i praksis problematisk, spesielt på varer som er fritt omsettelige og har mange ulike bruksformål. Man kan videre ikke si noe sikkert om hvorvidt generelle avgifter vil være bedre eller dårligere enn direkte generell eller individuell regulering av faktorbruken. Dette vil være et empirisk spørsmål i hvert tilfelle, hvor både administrasjonskostnader og tiltakskostnader må vurderes.

Dersom i tillegg noen av innsatsfaktorene som påvirker utslippet ikke er observerbare, og man er henvist til å regulere bare de observerbare faktorene, viser Hoel og Selte at man som oftest ikke vil kunne oppnå den optimale tilpasningen. Den optimale doseringen av virkemidler overfor de observerbare faktorene avhenger av hvordan prisene på dem påvirker bruken av de ikke-observerbare innsatsfaktorene, og virkningen av de ikke-observerbare faktorene på utslippet. Videre vil regulering av innsatsvarer generelt gi andre insentiver til tek­nologiutvikling og til nyetablering/nedlegging av bedrifter enn regulering av utslippet.

For å kunne bruke indirekte regulering på en effektiv måte i prakis, kreves det svært detaljert kunnskap om produksjonssammenhenger og om hvilke faktorer som bidrar til forurensning. I prinsippet må myndighetene kjenne til hvordan en teoretisk perfekt regulering ville ha slått ut i bedriftens valg av teknologi og alle andre innsatsfaktorer, og så velge de beste av de realiserbare virkemidler for å tilnærme seg denne løsningen. Hovedprinsippet for en slik tilnærming vil være å rette virkemidlene mot de faktorer som i størst mulig grad samvarierer med miljøproblemet. Man bør regulere faktorer som ligger så nær opp til det egentlige problemet som mulig, og ikke legge flere bindinger på bedriftens tilpasninger enn det som er nødvendig for å oppnå den ønskede effekt. Ekstra bindinger vil normalt innebære ekstra kostnader. Hvilke faktorer som bør velges som basis for reguleringen, og hvilke virkemidler som bør velges for å regulere disse, må vurderes fra situasjon til situasjon. Hvorvidt en nestbest regulering er ønskelig er et empirisk spørsmål, som innebærer en avveiing av miljøgevinsten mot eventuelle andre effekter av reguleringen.

16.3.3 Valg mellom virkemidler når skadene av utslippet varierer fra kilde til kilde

La oss nå igjen anta ideelle forutsetninger som i avsnitt 16.2, men denne gangen løse opp forutsetningen om at utslippet spres uniformt. Dette innebærer at samme utslipp fra ulike kilder gir ulik skade pr. utslippsenhet. I særlig grad vil dette gjelde for lokale miljøproblemer, eller for miljøproblemer som også har en lokal dimensjon. I praksis vil dette dermed i større eller mindre grad gjelde for de fleste miljøproblemer.

Når utslipp fra ulike kilder medfører ulik grad av miljøskade, vil det oppstå uheldige feiltilpasninger hvis det ilegges en lik miljøavgift på alle utslipp. Tilsvarende problemer vil også oppstå dersom man benytter direkte reguleringer hvor ulike kilder behandles likt (f.eks ved bruk av felles teknologistandard). En slik politikk vil kunne føre til overinvestering i miljøtiltak fra relativt ufarlige kilder, mens det underinvesteres i miljøtiltak fra kilder som skaper større miljøproblemer.

I denne situasjonen vil optimal virkemiddelbruk innebære bedriftsspesifikke eller geografisk differensierte virkemidler i hht. utslippenes miljøskade, i tråd med prinsippet om at det skal være lik marginal tiltakskostnad pr. enhet miljøskade.

Dersom det er mange kilder som har ulik miljøeffekt vil imidlertid en slik detaljert behandling av enkeltkilder kunne innebære vesentlige administrative kostnader, uansett valg av virkemiddel. Det bør derfor foretas en vurdering av ulempene ved en mer generell virkemiddelbruk opp mot de administrative kostnadene ved å benytte et detaljert system. Det kan ikke ut fra teorien sies noe generelt om hvilken type virkemiddel som bør velges i en slik situasjon.

16.3.4 Valg mellom virkemidler når skadene av utslippet har virkninger over lang tid

La oss nå igjen anta ideelle forutsetninger som i avsnitt 16.2, men denne gangen løse opp forutsetningen om at utslippet assimileres fullstendig. Dette innebærer at et utslipp fortsetter å gi skader over tid, og at virkningene på et gitt tidspunkt er en funksjon av alle tidligere utslipp innenfor en relevant periode. Utslipp av klimagasser er et eksempel på et miljøproblem der det er de akkumulerte utslippene over tid som er avgjørende, og ikke fordelingen av utslippene på kort sikt.

Den optimale styrke på virkemidlene som innrettes mot kildene i dag, blir i denne situasjonen avhengig av:

• Hvor stor andel av skaden skapt av et utslipp i dag som faller i hver tidsperiode,

• endringer i vurderingen av miljøskadekostnadene eller endringer i utslippsskrankene mellom periodene, og

• valget av diskonteringsrente for å sammenveie effektene i de ulike periodene.

Denne endringen i forutsetningene skaper ikke i seg selv styringsproblemer under ellers ideelle forutsetninger, og alle virkemiddeltypene vil, som vist i avsnitt 16.2, være likeverdige. Det at et utslipp har virkninger over lang tid påvirker altså ikke i seg selv valget av virkemidler. Betydningen av usikkerhet, og de praktiske vanskelighetene med å finne rett dosering av virkemiddelbruken, er også i utgangspunktet like for alle virkemiddeltyper.

Dersom skaden er knyttet til akkumulerte utslipp over tid, bør kun dette forhold reguleres. Man bør f.eks. ikke ha grenser for utslippet pr. dag dersom problemet kun avhenger av akkumulerte utslipp over flere år. I dette tilfellet vil systemer som gir bedriftene fleksibilitet til selv å velge fordeling av sine tillatte utslipp over tid minimere samfunnets kostnader med å begrense utslippene. Tillempninger av konsesjonssystemet i retning av å gjøre deler av utslippstillatelsene overførbare mellom år eller mellom ulike kilder innenfor samme konsern vil være et skritt i en slik retning. Dette blir nærmere omtalt i del VI.

Usikkerheten og spesielt risikoen for fremtidige alvorlige skader som vi ikke kjenner til i dag kan være spesielt stor for forurensninger som har virkning over lang tid. Gjennomføringen av irreversible prosjekter vil ha som konsekvens at fremtidens valgmuligheter reduseres. De beslutninger vi i dag fatter er betinget på den mangelfulle kunnskapen vi i dag har. Dersom vi utsetter avgjørelsen, kan vi få ny kunnskap og bli i stand til å ta bedre beslutninger. Verdien av dette er et reelt økonomisk argument for å ta hensyn til usikkerhet både i utbyggingsspørsmål og i forurensningspolitikken.

Risikoen for fremtidige alvorlige skader vil kunne påvirke hvilke mål som settes. Vurderinger omkring fastsettelsen av målene for miljøpolitikken ligger imidlertid utenfor utvalgets mandat. Denne problemstillingen vil derfor ikke bli fulgt opp i detalj her. Utvalget vil imidlertid påpeke at føre var-prinsippet kan sees på som en strategi for å håndtere dette problemet, der det å unngå mulige fremtidige skader tillegges stor verdi.

16.3.5 Valg av virkemidler når tiltakskostnadene eller miljøskadekostnadene ved flere ulike miljøproblemer er avhengige av hverandre

Vi skal nå se på en ny type avvik fra våre ideelle forutsetninger fra avsnitt 16.2. Vi forutsetter nå at forutsetning nummer10 ikke gjelder, mens alle de andre er oppfylt. Dette innebærer at det er mange ulike forurensende utslipp som opptrer på en gang, og at de ikke kan analyseres uavhengig av hverandre uten å miste vesentlig informasjon. Vi ser først på tilfellet der det er avhengighet på miljøskadesiden, deretter på tilfeller der det er avhengighet på tiltakssiden.

Avhengighet mellom utslipp av ulike stoffer på miljøskadesiden

En type avhengighet mellom ulike miljøproblemer er knyttet til verdivurderingen av skadevirkningene av utslipp. Dersom skaden forbundet med et utslipp avhenger av utslippsnivået av andre stoffer, vil dette påvirke hva det optimale nivået eller målet for hver type utslipp er. Slike sammenhenger vil være viktige både for den naturvitenskapelige vurderingen av årsak-virkning, og for den økonomiske verdsettingen. Et eksempel kan være samvirkning av NO_x -, VOC og støvutslipp ved dannelse av dis i lokale luftresipienter. Skadevirkningene av hver av komponentene blir større og effektene annerledes når de andre er til stede i resipienten, enn når de ikke er der. Utslipp av både SO₂ , NO_x og ammoniakk bidrar til forsuring, og den marginale skaden av et av stoffene avhenger av hvor store utslippene av hvert av de andre er.

Implikasjonen av slik sammenheng er at verdien av ulike miljøskader i prinsippet ikke kan verdettes separat. Intuitivt vil slik avhengighet trekke i retning av å forsterke de fysiske virkningene av et gitt utslipp i forhold til om man vurderte dose-respons isolert for enkeltstoffer, mens dette økonomisk kan tenkes å slå i begge retninger. Dels kan betalingsvilligheten for en type utslippsreduksjon tenkes å være høyere for stoffer som samvirker på en negativ måte med andre utslipp i resipienten, enn om denne egenskapen ikke var til stede. På den andre side kan budsjettbeskrankninger føre til at betalingsvilligheten i befolkningen for å løse ett problem går ned når man blir klar over at det er mange andre problemer som også må løses.

Dette er et felt med stor mangel på kunnskaper, og betydningen av å se bort fra samspilleffekter på miljøskadesiden er ikke åpenbar i forhold til alle andre feilkilder. Uansett vil denne typen usikkerhet normalt være mest relevant i forhold til fastsetting av mål eller dosering av virkemidler, men ikke ha betydning for valg mellom virkemiddeltyper (Hoel og Selte 1993).

Generelt vil utslippet av alle stoffene påvirkes av at et av dem reguleres, og kostnadene ved å redusere et av utslippene vil også være avhengig av det initiale utslippet av alle de andre stoffene.

Så lenge utslippene er observerbare og forutsetningene ellers er ideelle, byr ikke dette på styringsproblemer. Det er mulig å nå optimum ved å sette optimale avgifter på alle utslippstyper, eller ekvivalent å fastsette samme løsning gjennom direkte reguleringer. Noen av egenskapene ved et slikt avgiftsregime er presentert i boksen på denne siden.

16.3.6 Virkemiddelbruk når noen bedrifter har markedsmakt

Vi skal nå se kort på implikasjonene av at det ikke er fri konkurranse i markedene for de forurensende bedriftene. Dette innebærer at forutsetning a, b og f fra avsnitt 16.2 foran ikke er oppfylt. Det ekstreme tilfellet er monopol, dvs. bare en produsent. Oligopol, dvs. få produsenter der iallefall noen av dem har markedsmakt, vil kunne gi tilsvarende effekter.

Virkemiddelbruk ved markedsmakt i produktmarkedene

Når det er en monopolbedrift som forurenser, vil det ikke uten videre være optimalt å regulere utslippet slik at bedriftens marginale tiltaks­kostnad er lik samfunnets marginale skadekostnad. Dette skyldes at en uregulert monopolbedrift opererer med høyere priser og lavere produksjon enn det som er samfunnsøkonomisk effektivt. Regulering av utslippet slik at bedriftens marginale tiltakskostnad blir ulik marginal skadekostnad vil imidlertid bety at miljøvirkemidler blir brukt for å nå konkurransepolitiske mål. Å subsidiere bedrifters bruk av miljøet som en innsatsfaktor synes å være en svært indirekte og kostbar måte å motvirke markedsmakt på. Konklusjonen blir dermed at man bør bruke miljøpolitiske virkemidler for å oppfylle miljømål og andre virkemidler for å oppfylle andre mål.

Omsettbare kvoter ved markedsmakt i kvotemarkedene

Under ideelle forutsetninger gir fri markeds­omsetning av utslippskvoter samme løsning som en optimal avgift. Dette er betinget av at markedet for kvoter er preget av fullkommen konkurranse. Når markedet er tynt, slik at noen aktører kan påvirke kvoteprisen ved sine egne disposisjoner, vil de to virkemidlene generelt gi forskjellige tilpasninger. Omsettelige kvoter vil fortsatt gi samme totale utslipp som avgiften, men de samfunns­økonomiske kostnadene vil øke. Årsaken til dette er at bedriftene kan bruke sin markeds­makt til å manipulere kvotehandelen til sin fordel, og vi oppnår generelt ikke like marginale tiltakskostnader (se f.eks. Maurseth, 1993). Imperfeksjoner i kvotemarkedene gjør det altså mer attraktivt å bruke en avgift i stedet for kvoter.

16.3.7 Valg mellom ulike virkemidler ut fra dynamisk effektivitet – insentiver til kostnadseffektivitet over tid

Analysen hittil i avsnitt 16.3 har i hovedsak vært statisk, dvs. uten eksplisitt tidsdimensjon. Vi har tatt utgangspunkt i at optimal miljøpolitikk er oppnådd dersom en finner det optimale utslippsnivået på et gitt tidspunkt og implementerer dette på en kostnadseffektiv måte. Under ideelle forutsetninger kan dette oppnås like godt både med kvoter og avgifter. Under ideelle forutsetninger vil det heller ikke være noen forskjeller i den dynamiske effektiviteten, dvs. virkemidlenes kostnadseffektivitet over tid, mellom kvoter og avgifter. All teknologiutvikling vil være kjent og forutsigbar for alle parter, og virkemidler og tiltak kan tilpasses løpende uten kostnadsforskjeller mellom virkemiddeltypene.

Her tar vi som utgangspunkt at forutsetningen om fullkommen informasjon om teknisk utvikling m.m. i fremtiden ikke er oppfylt, og studerer hva dette har å si for virkemidlenes effektivitet. Vi forutsetter at forurensende aktører over tid kan utvikle eller anskaffe ny ­teknologi som reduserer tiltakskostnadene og/eller utslippene. Miljøavgifter og utslippskvoter vil gi ulike insentiver overfor forurensende aktører til å satse på slik utvikling. Vi skal se på to ulike tilfeller. I tilfelle 1 forutsetter vi at myndighetene lar avgiftssats og kvote være upåvirket av at tiltakskostnadene reduseres. I tilfelle 2 antar vi at myndighetene vil reagere på ny teknologi ved å justere avgiftssats og utslippskvote løpende etter som tiltakskostnadene reduseres, slik at reguleringen til enhver tid er økonomisk effektiv.

Vi forutsetter i analysene at vi både ved avgift og kvote starter på samme utgangspunkt, dvs. at de to virkemidlene så langt har utløst eksakt de samme tiltak, men at de fremover kan fungere forskjellig. Resultatene som følger av de ulike forutsetningene er illustrert i figur 16.3 – 16.5. I analysen antar vi at bedriftenes tiltakskostnader er kjent også for myndighetene til enhver tid. Imidlertid kjenner ikke myndighetene til hvilke investeringskostnader som er påkrevd for å redusere bedriftenes tiltakskostnader gjennom introduksjon av ny teknologi.

Dersom det bare er en bedrift, vil de rette insentiver til introduksjon av ny teknologi kunne sikres ved å innføre en gradert miljøavgift tilsvarende den marginale miljøskadekostnaden (jf. beskrivelsen av en slik avgift i avsnitt 16.3.1 ovenfor). Dette vil gjøre bedriften ansvarlig for miljøskadene, og sørge for at bedriften investerer i ny teknologi når dette er samfunnsøkonomisk lønnsomt. Med en slik avgift vil tilfellene 1 og 2 ovenfor falle sammen, fordi myndighetene ikke har noe behov for å justere virkemiddelbruken. Figur 16.3 viser at i tilfelle 1 gir en flat utslippsavgift for sterke insentiver til investering i ny teknologi, mens en fast utslippskvote gir for små insentiver. I tilfelle 2 forsterkes disse konklusjonene (figur 16.4 og 16.5). Med en utslippskvote vil det faktisk kunne tenkes at en investering i ny teknologi som er samfunnsøkonomisk lønnsom fører til større kostnader for bedriften selv når investeringskostnadene ikke er medregnet. Problemet er at de reduserte tiltakskostnader som investeringen fører til, gjør det ønskelig for myndighetene å forverre bedriftens rammevilkår gjennom å redusere bedriftens utslippskvote.

Dersom det er mange bedrifter som bidrar til problemet, vil det ikke være praktisk mulig å bruke en gradert avgift. I tilfelle 1 vil konklusjonene være de samme som ved en bedrift; En flat avgift vil gi for sterke insentiver, mens individuelle faste utslippskvoter vil gi for små insentiver. I tilfelle 2 vil en avgift gi nær optimale insentiver hvis hver bedrift betrakter avgiftsnivået som (tilnærmet) uavhengig av deres egen investering. Hvis de individuelle faste kvotene skjerpes i takt med den enkelte bedrifts investeringer, vil det ha like dårlige insentiver som beskrevet ovenfor i situasjonen med en bedrift. Hvis derimot utslippskvotene er omsettelige og myndighetene reduserer antallet kvoter gjennom oppkjøp i takt med bedriftenes investeringer i ny teknologi, vil også et kvotesystem gi god dynamisk effektivitet.

16.3.8 Forutsetninger om de skadelidtes tilpasninger til forurensninger og miljøvirkemidler

I presentasjonene hittil i kapittel 16, har vi konsentrert oss om forurensernes handlinger, og i stor grad betraktet miljøskadekostnads­kurvene som konstante; dvs. at et gitt utslipp fra en gitt kilde alltid vil gi den samme skaden. Dette er imidlertid ikke nødvendigvis tilfelle. Eksempelvis vil etterisolering og skifting av vinduer i utsatte boliger kunne redusere skadekostnadene av et konstant utslipp av støy selv når de periodiserte kostnadene av slike tiltak medregnes i skadekostnadene. Vi vil derfor her presisere at både tiltaks- og skadekostnadskurvene vil endre seg over tid, og at dette er en av grunnene til at dynamisk effektivitet er et viktig kriterium for valg av virkemidler. Videre er tilpasninger av typen etterisolering forutsatt å være inkludert i skadekostnadskurven, slik at denne viser miljøskadene gitt at de skadelidte har iverksatt effektive forsvarstiltak.

En annen problemstilling knyttet til de skadelidtes adferd dreier seg om lokaliseringsbe­slutninger. La oss eksempelvis tenke oss en flyplass med nærliggende støyplagede boligområder. Jo flere som bor i området, jo større vil samfunnets miljøskadekostnader være ved et gitt støynivå, og jo større tiltakskostnader vil det være optimalt å pålegge flyplassen. Så lenge de som tar beslutninger om å flytte inn eller ut av støysonen er små aktører, som alle hver for seg oppfatter støynivået, og virkemiddelbruken overfor flyplassen som konstant og uavhengig av deres egen avgjørelse, vil markedet fungere. Boligkostnadene i ulike områder vil bli vurdert opp mot bl.a. miljøkvaliteten, og antallet som bor nær flyplassen vil bli samfunnsøkonomisk riktig.

Men dersom aktørene er store, i den betydningen at de tror de kan påvirke staten eller flyselskapene til å redusere støynivået gjennom sin egen lokaliseringsbeslutning, vil ineffektiviteter kunne oppstå. Det er da fare for at samfunnet vil tape på å gjennomføre kostbare støytiltak på flyplassen, mens det mest lønnsomme hadde vært å etablere boliger på et annet sted. Ofte er de aktørene som bestemmer plasseringen av nye boligfelt slike store aktører, f.eks. kommuner eller store entrepenørselskaper. Dette viser at en regulering som hindrer etablering av nye boligområder i en slik forurenset sone kan være samfunnsøkonomisk lønnsomt som et supplement til de øvrige miljøvirkemidlene.

16.4 Utforming av virkemiddelbruken i praksis

Vi vil i dette avsnittet se på en del problemstillinger som dukker opp når virkemidlene skal utformes i praksis. Hensikten med denne gjennomgangen er å konkretisere den teorien som er presentert i avsnitt 16.2 og 16.3, samt å gå gjennom en del tilgrensende teoretiske problemstillinger. Mer omfattende analyser av faktiske miljøproblemer og mulige forbedringer i virkemiddelbruken overfor dem presenteres i del VI av rapporten.

16.4.1 Fastsettelse av de marginale miljøskadekostnadene

Nivået til og formen på den marginale miljøskadekostnadskurven er bestemt av egenskaper ved miljøproblemet og samfunnets betalingsvillighet for forbedringer i miljøtilstanden. I praksis er det ofte vanskelig å beregne en slik marginal skadekostnadskurve med særlig stor sikkerhet, og man må falle tilbake på en skjønnsmessig vurdering av miljøkostnadene ved ulike utslippsnivåer.

Ved utarbeidelsen eller vurderingen av en slik marginal miljøskadekostnadskurve vil man ideelt sett måtte gå gjennom følgende trinn:

1. Anslå sammenhengen mellom skade og utslipp i fysiske enheter (f.eks. ut fra en dose-respons funksjon), herunder:

   • Fordeling av utslippet og konsentrasjon i miljøet, samvirkning mellom ulike stoffer, virkning over tid, m.m.

   • Eksponeringen av potensielle skadelidende økosystemer, planter og dyr, og menneskelige aktiviteter for forurensningen.

2. Verdsette den marginale skaden ved ulike utslippsnivåer i penger.

Kunnskapsnivået på de ulike punktene vil variere fra problem til problem. Generelt synes man ofte å ha best data om utslipp og en del kunnskap om skadene, mens det sjelden blir foretatt en eksplisitt økonomisk verdsetting av miljøgoder/miljøskader. Metoder for å foreta denne verdsettingen er tema for resten av avsnitt 16.4.1.

16.4.1.1 Eksplisitt verdsetting av miljøgoder

De problemene vi i praksis har ved å bestemme miljøskadekostnadskurven skyldes at miljøgodene ikke omsettes, og derfor ikke er priset. For vanlige private goder med en veldefinert eiendomsrett viser prisene hva godet er verdt, og hvor mye av andre varer befolkningen er villig til å ofre for å få godet. Det finnes ingen slik pris som viser bytteverdien av f.eks. renere badevann i fjorden i forhold til økt forbruk for eierne av en forurensende bedrift. En løsning på dette problemet er å forsøke å finne ut hvor mye folk ville ha betalt for disse godene, hvis det hadde vært et marked for dem.

Grunnlaget for slik verdsetting er enkeltpersonenes vilje til å betale for det aktuelle miljøgodet. Summen av alle berørte individers subjektive betalingsvillighet utgjør godets bruttoverdi. Konsumentoverskuddet er et mål på nettoverdien av godet for konsumentene. Det defineres som forskjellen mellom individets betalingsvillighet og det han faktisk må betale for å bruke godet. Det er denne nettoverdien som skal brukes for å beskrive godets verdi i en nytte-kostnadsvurdering.

Indirekte metoder

Ved de indirekte metodene analyserer man folks oppførsel i eksisterende markeder for private goder, og prøver ut fra dette å beregne hva folk implisitt betaler for det kollektive godet. De mest kjente av disse metodene er eiendomsprismetoden og transportkostnads­metoden. Eiendomsprismetoden er i hovedsak utviklet og brukt i forbindelse med luftforurensning og støy i storbyområder som London og Los Angeles. Hovedprinsippet i metoden er å sammenlikne prisene på ellers identiske eiendommer mellom områder med ulik miljøtilstand, og bruke prisforskjellen som et mål på betalingsvilligheten for bedre miljø. Metoden regnes i dag som lite tilfredstillende og er ikke mye brukt.

Grunntanken i transportkostnadsmetoden er at kostnadene ved å reise til f.eks. et rekreasjonsområde med vakkert landskap eller en lakseelv kan betraktes som en inngangsbillett til området. Jo lenger unna man bor, desto større er inngangsbilletten. Ut fra dette utledes en etterspørselskurve som viser hva befolkningen er villig til å betale ut over det de betaler i dag, dvs. et mål på konsumentoverskuddet. En fordel med denne metoden er at den bygger på observert adferd. Metoden er brukt i flere land og på ulike problemfelt. Hovedtyngden av litteraturen er fra USA og har tema innen rekreasjon, jakt, fiske og naturvern.

Direkte metoder

De direkte verdsettingsmetodene bygger alle på intervjuundersøkelser eller folkeavstemninger av ulik type, der man stiller direkte spørsmål til folk om deres verdsetting av det aktuelle godet. Spørsmålene stilles i en nøye planlagt rekkefølge og sammenheng, og man legger stor vekt på å undersøke effekten av informasjonsnivå og andre kjente feilkilder. Det finnes flere varianter av denne metoden, men den klart vanligste kalles betinget verdsetting eller contingent valuation method (CVM). En større undersøkelse om befolkningens betalingsvillighet for bedret lokal vannkvalitet og reduserte utslipp av næringssalter til Nordsjøen er et eksempel på en nyere studie av denne typen i Norge.

Det gjenstår uten tvil uløste metodiske problemer innen verdsetting av miljøgoder. Erfaringene de siste 25 år med flere hundre utførte studier i en rekke land har imidlertid skapt et omfattende empirisk grunnlag og gjennom en tverrfaglig diskusjon ført til en betydelig forbedring av metodene. Dette har igjen medført at kostnadene ved en avansert undersøkelse er blitt store. Samtidig er det slik at når befolkningen har forutsetninger for å kunne svare på de relevante spørsmålene på en godt begrunnet måte, og det er store beslutninger som skal fattes, vil slike verdsettingsmetoder kunne ha en funksjon.

16.4.1.2 Politisk verdsetting av miljøgoder ved beslutninger om miljømål

I mangel av tilstrekkelig gode data om et miljøproblem vil ambisjonsnivået i forhold til å redusere problemet i større grad bli et rent politisk spørsmål. De politiske beslutningene kan bl.a. implementeres i form av nasjonale juridiske regler, nasjonale politiske målsettinger eller internasjonale forpliktelser. Slike beslutninger kan beskrives og tolkes inn i en økonomisk analyse.

Et lovforbud mot et utslipp kan oppfattes som en loddrett totalkostnadskurve i utslipps­nivået null. Marginalkostnaden selv ved et ørlite utslipp er da definert til å være uendelig stor. En utslippskonsesjon på 100 enheter utslipp som gis en bedrift vil på samme måte gi en loddrett totalkostnadskurve i nivået 100.

En alternativ fortolkning av en politisk fastsatt utslippsgrense er at den marginale skaden som forårsakes av utslipp utover dette nivået vurderes som større enn den marginale kostnaden ved å begrense utslippet. Dette er en mer rimelig fortolkning, som gjør det mulig å sammenligne den implisitte politiske verdsettingen av ulike miljøgoder. En slik sammenligning vil kunne avsløre inkonsistens eller urimelige politiske vurderinger.

16.4.2 Lokale, regionale og globale miljøvirkninger av utslipp

En av de ideelle forutsetninger for analysen i avsnitt 16.2 foran er at forurensningen skjer homogent. Dette betyr at vi står overfor en veldefinert resipient, der utslippet sprer seg uniformt (jevnt) og det ikke er spredning utenfor denne resipienten, ingen samvirkning med andre stoffer m.m. Disse kravene er som regel ikke oppfylt i praksis. Noen av de teoretiske implikasjonene av denne svikten i forutsetninger er diskutert i avsnitt 16.3.

I praksis bør det ved valg av virkemidler overfor et problem legges vekt på om problemene er rent lokale, eller om de gjelder et større område. Følgende muligheter for geografisk variasjon i miljøvirkningen av et utslipp av et stoff foreligger:

• utslippet har bare lokale virkninger (støy, støv)

• både lokale og regionale virkninger (miljøgifter, fosfor, NO_X , SO₂ )

• bare regionale virkninger (visse miljøgifter i produkter)

• både lokale, regionale og globale virkninger ( miljøgifter)

• bare globale virkninger (CO₂ , KFK)

De fleste forurensninger er fysisk masse, og det er lett å tenke seg at både for luft, vann og jord vil både konsentrasjonen og skadeeffektene være størst nær det punktet der denne massen dumpes ut i naturen. Virkningene vil avta med avstanden fra dette punktet, etter som konsentrasjonen avtar ved oppblanding og eventuelle nedbrytningsprosesser får virke. Det samme vil også gjelde utslipp av f.eks. støy, varme og stråling.

Unntak fra denne hovedregelen oppstår av flere årsaker. Det kan (i) være egenskaper ved vind- og havstrømmer som gjør at utslipp konsentreres på visse steder. Et viktig eksempel på dette er oppsamlingen av miljøgifter i Norskerenna i Skagerak. De klart største utslippene til Nordsjøen av slike stoffer kommer fra kontinentet, spesielt fra Rhinen, og fraktes med havstrømmene langs kysten av Tyskland og Danmark, før de avsettes i de dype områdene oppunder norskekysten. Havstrømmen eroderer bunnen i sør, mens Norskerenna fungerer som en sedimentasjonsfelle for de fine partiklene som miljøgiftene henger på. De største regionale konsentrasjonene i bunnsedimentene opptrer derfor langt fra hovedkildene.

Mange miljøgifter kjennetegnes ved at de (ii bioakkumulerer, dvs. at spredte utslipp som ikke er store nok til å gi lokale effekter, men medfører at relativt lave konsentrasjoner av et stoff spres over store områder, kan gi opphav til alvorlige skader hos dyr på toppen av næringskjeden, og/eller i spesielt sårbare og ofte fjerntliggende områder som polare strøk. Spesielt dersom utslippet primært spres utover, og f.eks. skyldes bruk av produkter, vil de lokale skadene av et stoff ofte være underordnet de regionale. Dette gjelder bl.a. mange klororganiske stoffer. Ved punktutslipp av slike stoffer vil både lokale og regionale skadekostnader være viktige.

Det kan være et spørsmål om slike varige og akkumulerbare miljøgifter også skal regnes som et globalt miljøproblem. Selv om disse nå finnes i vesentlige konsentrasjoner over hele kloden og også i de aller fjerneste strøk som arktis og antarktis, uten at det er mulig å spore dem tilbake til helt bestemte kilder, har utvalget valgt å definere dette som et regionalt problem. Denne delen av miljøgiftproblematikken regnes dermed i samme klasse som regional forsuring, dvs. at problemet er klart grenseoverskridende og ikke lokalt, men likevel må man anta at lokaliseringen av utslippskildene betyr noe for skadene pr. enhet utslipp. I analysen av miljøproblemet overgjødsling er begrepet regionalt miljøproblem benyttet også for regioner som kun spenner over kommunegrenser. Inndelingen etter lokalt og regionalt henger da sammen med myndighetsnivåer og beslutningsarenaer. Begrepet globale problemer forbeholdes de stoffer hvor kildenes lokalisering ikke påvirker skadenes omfang overhodet.

Endelig vil noen stoffer (iii) ha slike spesielle egenskaper at de ikke gir effekter lokalt, men bare globalt eller regionalt. Foreløpig synes dette å gjelde CO₂ og en del andre drivhusgasser, og KFK og andre ozonødeleggende stoffer. Isolert sett betyr dette at for disse stoffene er kostnadene avgjort bare av den globale virkningen.

Den marginale miljøskadekostnadskurven viser verdien av endringene i en resipient som følge av de samlede utslipp til resipienten fra alle kilder. Når det bare er en kilde vil denne kurven også kunne sies å være miljøskadekostnadskurven for vedkommende kilde. Den viser da hvor stor økonomisk skade den siste forurensningsenheten som slippes ut fra vedkommende kilde gjør ved ulike utslippsstørrelser. Det er ikke vanlig å bryte ned de samlede skadekostnadene for en resipient til en skadekostnadskurve for den enkelte kilde når det er flere kilder, fordi vi da må gjøre sterke forutsetninger om hva som skjer med utslippene fra alle de andre kildene. Vi skal i det følgende se på antatt kurveform og konsekvenser for virkemiddelvalget i noen typiske situasjoner.

Eksempel a: Lokale problemer og en kilde

La oss først se på et tilfelle med en dominerende kilde med vesentlig lokale effekter. Vi kan tenke på et mindre tettsted med en stor industribedrift og få andre forurensningskilder av betydning. Hvis vi starter med å redusere utslippet fra en uregulert situasjon med stor forurensning, vil det ofte ikke bli noen forbedring før man har nådd en viss reduksjon. Deretter får man i et intervall god effekt av hver utslippsreduksjon, før man til slutt kommer ned på et så lavt nivå at utslippene ikke gir vesentlige skader. Et slikt forløp kan beskrives ved en S-formet kurve. Den marginale skadekostnads­kurven vil da som vist i figur 16.6 ha en topp, dvs. en form som en omvendt U. Forutsatt at en vurdering av problemets alvorlighet opp mot rensekostnadene ved å nå ulike tilstander tilsier at man bør gjøre noe med problemet, er det normalt bare den delen av kurven som ligger til venstre for topp-punktet som er interessant. Marginalskaden av en enhet utslipp vil i dette tilfellet generelt variere med utslippets størrelse også innenfor det interessante intervallet. Kurven vil derfor ofte ha en tydelig helning. Hvor bratt den er, og hvorvidt den er brattere enn tiltakskostnadskurven, er et empirisk spørsmål.

Dersom den marginale tiltakskostnadskurven er relativt flat, vil det i dette tilfellet være effektivt å velge et virkemiddel med stor grad av styringseffektivitet. Siden det er bare en bedrift som bidrar til miljøproblemet vil et resipientkrav (f.eks. et forbud mot at konsentrasjonen av det forurensende stoffet overstiger et gitt nivå) være et nærliggende førstevalg. I praksis vil begrensninger på bedriftens utslipp pr. tidsenhet, dvs. en utslippskvote, kunne være et mer aktuelt virkemiddel pga. praktiske og juridiske forhold.

Eksempel b: Lokale problemer og flere kilder

Ser vi på den lokale luftkvaliteten i en storby som Oslo, vil miljøskadekostnadskurven rimeligvis ha samme S-formede forløp som i det mindre tettstedet i eksempel a). Kostnadseffektiv fordeling av utslippsreduksjoner mellom kilder og sektorer kommer imidlertid her inn som et sentralt moment, som isolert sett kan tale til fordel for å bruke generelle økonomiske virkemidler som avgifter, i det minste overfor alle de kildene som hver for seg er små. I den grad kravet til styringseffektivitet er høyt, er dette et moment som trekker i retning av omsettelige kvoter eller administrative virkemidler.

Eksempel c: Rene globale problemer

Den motsatte ytterlighet til utslipp med bare lokale effekter er klima og ozon-lagproblematikk, der utslippet fra den enkelte kilden eller endog fra hele Norge knapt har målbar effekt på miljøproblemet. På samme måte som en marginal skadekostnadskurve for Oslo-lufta vanskelig kan brytes ned i delkurver for hver kilde, er det vanskelig å angi en skadekostnads­kurve for Norge spesielt uten å gjøre forutsetninger om hva som skjer med utslippene i alle andre land. Den samlede marginale miljøskadekostnadskurven vil avhenge av problemets karakter og skadevirkningene globalt/regionalt, og kan ha terskelverdier m.m. på samme måte som ved lokal luftforurensning. Behovet for styringseffektivitet på internasjonalt nivå vil i så fall være til stede også for slike problemer.

Fordi norske utslipp sjelden har noen merkbar virkning på disse miljøproblemene, bør internasjonale avtaler være grunnlaget for virkemiddelbruken i Norge. Avtalenes utforming vil avgjøre den relative vekten som må legges på styringseffektivitet og kostnadseffektivitet. I tråd med konklusjonene i avsnitt 16.3.1 vil avgifter være å foretrekke foran omsettelige kvoter så lenge styringseffektivitet i forhold til avtalens forpliktelser ikke er et svært viktig hensyn.

Eksempel d: Rene regionale problemer

Rene regionale problemer som forsuring, havforurensning og regional miljøgiftbelastning skiller seg fra de globale ved at lokaliseringen av kildene har betydning for miljøkostnadene ved utslippet. F.eks. vil det ha direkte betydning for miljøkvaliteten i Norge hvilke land som reduserer grenseoverskridende utslipp. Egenskapene ved det enkelte problem vil avgjøre virkemiddelvalget.

Eksempel e: Både lokale og regionale eller globale effekter

Dersom utslipp av et stoff som har lokale effekter, også fører til skader regionalt eller globalt, vil dette komme i tillegg til de direkte lokale miljøskadekostnadene og slik kunne være relevant både ved valg mellom og for doseringen av virkemidler mot vedkommende utslipp.

Dersom de lokale og de regionale/globale effektene er relativt uavhengige av hverandre, vil skadekostnadene være additive slik at de kan summeres direkte. Et mulig eksempel på dette er utslipp av SO₂ fra en stor industrikilde, som både gir lokal luftforurensning (luftveisinfeksjoner) og regional forsuringseffekt (fiskedød). Vi forutsetter da at virkemiddelbruken overfor det lokale miljøproblemet ikke er så sterk at også det regionale miljøproblemet blir løst. Siden det regionale og det lokale problemet er uavhengig av hverandre, og vi har miljømål knyttet til begge, har vi teoretisk sett også behov for to ulike virkemidler overfor denne typen kilder. Dette kan være en maksimal grense for utslipp pr. tidsenhet av hensyn til lokale tålegrenser (bratt marginal miljøskadekostnadskurve ), og en omsettelig kvote eller avgiftsregulering for å regulere det regionale miljøproblemet (flat marginal miljøskadekostnadskurve).

Det kan tenkes at det bare finnes et tallfestet politisk vedtatt reduksjonsmål på nasjonalt nivå, men ingen politisk vedtatte nasjonale mål for den lokale miljøkvaliteten. Lokale myndigheter kan ofte ha mål for lokal miljøkvalitet, men staten vil ikke uten videre føle seg forpliktet til å forholde seg til disse. Norsk politikk er at kostnadseffektivitet skal legges til grunn for å nå det vedtatte nasjonale målet. Det er to prinsippielle strategier som da kan velges 3 :

1. Utforme virkemidlene slik at det nasjonale målet oppfylles billigst mulig uten hensyn til lokal nytte av tiltakene.

2. Utforme virkemidlene slik at det nasjonale målet oppfylles, og kostnadene korrigert for den lokale nytten av tiltakene er lavest mulig.

Det er åpenbart at strategi b) er den som fra sak til sak vil gi den mest effektive bruken av samfunnets ressurser, og derfor er å foretrekke. Det bør også være et mål å utforme nasjonale mål og internasjonale forpliktelser slik at lokal nytte kan tilgodeses fullt ut.

16.4.3 Valg mellom individuelle og generelle virkemidler i praksis

Virkemidler kan generelt grupperes i to langs dimensjonen individuell-generell i tillegg til skillet mellom juridiske og økonomiske virkemidler. I tabell 16.3 er disse inndelingene kombinert i en toveistabell for å klargjøre alternativene. I tilfeller der man ikke kan konkludere klart om hvilket virkemiddel som vil være best ut fra teorien, må valget av virkemiddel baseres på en praktisk vurdering. Spesielt interessante er situasjoner der den teoretisk optimale løsningen tilsier bedriftsspesifikke avgifter, mens dette ikke er mulig i praksis. Vurderingen blir da hvilket av de tre andre alternativene som gir den tilpasningen som ligger nærmest den optimale løsningen. Eksempler på ulike kombinasjoner av forutsetninger som gir denne typen situasjon er identifisert i teorien foran, bl.a. i avsnitt 16.3.3.

Valget av virkemiddel innebærer en vurdering av administrative kostnader opp mot mulige effektivitetsgevinster. Faktorer som antallet kilder, størrelsen/viktigheten av hver kilde og graden av ulikhet i rensekostnader og skadevirkninger mellom kildene vil være sentrale. Mange kilder og små forskjeller i utslippenes virkninger på miljøet vil ut fra administrasjonskostnader og kostnadseffektivitet mellom kilder tale for generelle virkemidler. Motsatt vil få kilder og store ulikheter i utslippenes miljøvirkninger tale for at individuelle virkemidler med større mulighet for differensierte lokaltilpassede løsninger vil være fornuftig.

Dersom man lager et system som gir rom for et stort antall dispensasjonssøknader eller fritaksordninger m.m., så vil dette redusere de antatte effektiviseringsgevinstene ved overgang fra individuelle til generelle virkemidler, uansett om disse er økonomiske eller administrative.

Spørsmålet om juridiske eller økonomiske virkemidler er best egnet må også vurderes, i tillegg til behovet for individuell behandling. Individuelle avgiftsregimer er i prinsippet et aktuelt alternativ. I praktisk miljøpolitikk har avgifter hittil vært brukt som generelt virkemiddel, ut fra ønsket om å oppnå en kostnads­effektiv fordeling av utslippsreduksjonene og lave administrasjonskostnader for det offentlige. Bruk av avgifter i tilfeller der det er påkrevd med en enkeltsaksbehandling av hver kilde, vil ha fordeler fremfor direkte regulering dersom man kjenner den marginale miljøskadekostnadskurven med rimelig sikkerhet. Man kan da tenke seg at det ut fra miljøskadekostnadene fastsettes en avgift som varierer med utslippet, og bedriften avpasser tiltakskostnadene slik at økonomisk optimal renseinnsats realiseres. Bedriften avslører da sine sanne tiltakskostnader, jf. avsnitt 16.3.1 foran. Gevinsten vil altså være knyttet til at man forutsettes å treffe det riktige tiltaksnivået nøyaktig, og at den dynamiske effektiviteten vil være god. Vurderingen vil være om man kjenner miljøskadenes forløp så godt at denne mulige gevinsten er interessant i forhold til den mulige feiltilpasningen som kan oppstå ved at bedriften reguleres på annen måte, ut fra ufullkommen informasjon om tiltakskostnadene. I tillegg må administrasjonskostnadene vurderes.

Mulighetene og forutsetningene for bruk av individuelle avgifter overfor enkeltbedrifter i praksis er nærmere vurdert i avsnitt 21.3.1 i del VI.

Eksistensen av infrastruktur eller andre rammebetingelser som eksisterende registre, veilednings- og kontrollapparat, bransjeorganer etc. kan også påvirke administrasjonskostnadene ved ulike virkemidler.

16.4.4 Måleproblemer og andre egenskaper ved kildene som påvirker valg av virkemidler

Egenskaper ved utslippskildene og ulike tekniske forhold ved dannelsen av utslippet vil virke inn på virkemiddelvalget både indirekte gjennom virkningen av utslippet i miljøet, og direkte gjennom hvilke tiltak og virkemidler som er mulige eller egnede for å sette i verk. Et aspekt av dette er muligheten for og kostnaden ved å måle utslippene. Dette er behandlet teoretisk i avsnitt 16.3.2.

Den optimale virkemiddelbruken kan tenkes å være forskjellig overfor punktutslipp og diffuse utslipp av samme eller liknende stoffer. Det konsentrerte utslippet fra en tradisjonell industribedrift er det ene ytterpunktet i denne sammenhengen, der de fleste typer tiltak og virkemidler i utgangspunktet kan tenkes anvendt. Kostnadene ved nøyaktig og kontinuerlig måling er likevel ofte prohibitive også for slike kilder. Når det er mange små kilder, f.eks. ved punktutslipp fra gjødselkjellere i landbruket eller fyrings- og kloakkutslipp fra boliger, vil kostnadene ved utslippsmåling kunne være svært store. Ved diffuse utslipp fra arealavrenning eller fra bruk av produkter er rensing eller måling av utslipp heller ikke i prinsippet mulig. Et viktig aspekt ved produktreguleringer er muligheten for og kostnadene ved å håndheve grensekontroll, enten det gjelder økonomiske eller administrative virkemidler. Norges medlemskap i EØS kan dermed tenkes å påvirke valg av virkemidler også på områder der avtalen ikke inneholder konkrete bestemmelser.

Mobile kilder, dvs. kjøretøyer, fly og båter, er spesielle ut fra at deres utslipp fordeles mellom ulike resipienter, som kan være mer eller mindre belastet, på en ofte ukontrollerbar måte. Slike kilder vil også bevege seg over administrative grenser, noe som legger begrensninger på utøvelse og plassering av reguleringsmyndighet. Selv om biltrafikk skaper lokale problemer, er det dermed ikke sikkert at det er mest effektivt med kommunale virkemidler.

Mengden aktuelle virkemidler er også avhengig av om det er lett å plassere ansvaret for problemet hos noen identifiserbar aktør. Dette vil avhenge av problemets og markedets karakter. For produkter vil produsent, importør eller bransjeforeninger være aktuelle private aktører som kan tillegges oppgaver og ansvar. I forbindelse med gamle industrifyllinger og gruvedeponier m.m. kan den reelt ansvarlige private aktør være ukjent eller på annen måte ute av stand til å ta eller pålegges ansvar. Det vil da være færre alternativer til statlig innsats tilgjengelig.

Et siste praktisk viktig forhold er også hvor langt man er kommet i forhold til det som synes å være et langsiktig riktig utslippsnivå fra en kategori kilder. I tilfeller der jobben allerede er gjort, er selvsagt potensialet for gevinst ved en effektivisering av virkemiddelbruken ikke uten videre til stede. På lang sikt vil ulikheter i insentiver likevel kunne få effekt.

Vi skal i det følgende kort diskutere noen aktuelle former for regulering i situasjoner der observasjon av utslipp eller innsatsfaktorer er dyrt eller vanskelig. I prinsippet kan både økonomiske og administrative virkemidler anvendes. Som påpekt i avsnitt 16.1 vil det alltid være ønskelig at virkemiddelbruken er kostnadseffektiv, dvs. at en viss miljøkvalitet eller miljønytte oppnås på billigst mulig måte. Kostnadsffektivitet innebærer bl.a. at reguleringen legges så tett opp til den egenskapen ved utslippet som gir opphav til miljøskaden som mulig, og at myndighetene ikke regulerer flere forhold enn nødvendig.

I noen tilfeller kan det være relativt lite problematisk å finne gode indirekte virkemidler. Et eksempel på dette er avgifter (evt. omsettelige kvoter) på fossile brensler som en tilnærming til en avgift (omsettelig kvote) på CO₂ . Det er et tilnærmet 1:1 forhold mellom karboninnholdet i fossile brensler og utslipp av CO₂ . Fore­løpig finnes det ikke renseteknologi som gjør denne sammenhengen mindre entydig. I andre tilfeller vil en avgift på innsatsfaktorer være mindre effektiv. Det er f.eks. vanskelig eller kostbart å måle utslipp av NOx, samtidig som det langt fra er et entydig forhold mellom bruk av energi og slike utslipp. For biler finnes det f.eks katalysatorer som vil redusere utslippet av NOx for en gitt mengde drivstofforbruk. En avgift på drivstoff vil ikke gi noe økonomisk motiv for bileier eller bilprodusent til å installere en slik katalysator eller annen type renseteknologi, selv om dette var samfunnsøkonomisk lønnsomt.

Dersom verken utslipp eller innsatsfaktorer kan observeres, eller av andre grunner ikke er egnet som reguleringsgrunnlag, kan det benyttes virkemidler overfor valget av teknologi (som kan observeres). En teknologistandard innebærer at myndighetene krever at virksomheter benytter en bestemt teknologi. Dette vil normalt være lite effektivt, fordi det binder opp bedriftens tilpasningmuligheter unødig sterkt, og gir ingen insentiver til ytterligere utslippsreduksjoner eller utvikling av alternativ teknologi. Et mer effektivt virkemiddel er å stille krav om at den teknologien som brukes ikke skal gi utslipp som er større enn utslippene fra en gitt teknologi. Bedriften vil da stå overfor et utslippskrav, og ha større frihet til å velge metode for å oppfylle kravet selv. Dersom det bare finnes en kjent løsning som oppfyller kravene er imidlertid de reelle valgmulighetene på kort sikt likevel ikke til stede.

Alternativt kan det brukes økonomiske virkemidler knyttet til teknologien. Men siden vi her har forutsatt at utslippsavgifter ikke er aktuelt pga. måleproblemet, er det bare aktuelt med avgift eller subsidie på de ulike teknologiene. Det er ikke gitt at dette vil være mer effektivt enn å stille utslippskrav, som er rettet mer direkte mot miljøproblemet.

For diffuse utslipp som arealavrenning fra jordbruket der måling av utslipp ikke er praktisk mulig, kan krav til teknologi være et godt virkemiddelalternativ. Krav om å utsette pløy­ingen i landbruket fra høsten til våren på de mest erosjonsutsatte arealer er et eksempel på dette.

I tråd med synspunktene ovenfor bør man så langt mulig ikke påføre en bedrift unødvendige og potensielt kostnadskrevende begrensninger, men gå direkte på den faktoren som gir skade. Regulering av produsert mengde pr. tidsenhet i en bedrift er et eksempel på et reguleringsgrunnlag som åpenbart både kan være kostnadskrevende for bedriften og lite treffsikkert i forhold til problemet. Dette gjelder uavhengig av om reguleringen implementeres ved en avgift eller en konsesjonsgrense. Bruk av slike krav bør derfor unngås.

Dersom man ikke kan observere utslippet på noen aktuell måte, kan det være et alternativ å knytte virkemiddelbruken overfor en kilde direkte til den realiserte miljøtilstanden, heller enn å se på innsatsfaktorene bak den forurensende virksomheten. Man kan da gi en forurensende virksomhet ansvaret for at (et aspekt ved) miljøkvaliteten i en gitt resipient holdes på et tilfredsstillende nivå, dvs. et resipientkrav. Slike krav kunne f.eks utformes som maksimalgrenser for tetthet av tungmetaller i en fjord eller maksimalgrenser for støynivå i en viss avstand fra kilden.

På mange måter kan et resipientkrav i tilfellet med en kilde til et problem sammenlignes med en betinget utslippskvote, hvor myndighetene betinger sine utslippskrav på den til en hver tid realiserte miljøkvaliteten i resipienten. Dette kan synes aktuelt i tilfeller der resipienten har en sterkt varierende, men kjent selvrensningsevne for vedkommende utslipp. Det optimale er da at bedriften slipper ut mye når resipienten tåler det, og reduserer eller stanser utslippene når resipientens selvrensningsevne er lav. Når vi kan betinge virkemiddelbruken på en relevant størrelse vil vi oppnå bedre samfunnsøkonomisk tilpasning av utslippsnivået enn dersom denne betingingen ikke er mulig.

Dersom det er flere forurensende aktører, vil det i tillegg kreves mekanismer for å fordele ansvaret mellom de enkelte kildene. Dette vil gjøre bruk av resipientkrav mindre aktuelt i praksis.

Oppsummert synes regulering i form av resipientkrav teoretisk å kunne ha fordeler fremfor bruk av virkemidler mot utslippet når det er en kilde til miljøproblemet, når resipientens kapasitet er observerbar og sterkt varierende, når kilden er i stand til å variere utslippene sine på kort varsel, og når det er ulik marginal skade fra resipient til resipient. Resipientkrav som virkemiddel vil først og fremst ha fordeler fremfor andre virkemidler (som f.eks. utslippsavgifter) i tilfeller der det i tillegg til virksomhetens utslipp er eksogene utslipp som bedriften må ta hensyn til. Det er uklart i hvilke tilfeller dette kan inntreffe i praksis.Ulempene ved resipientkrav som virkemiddel i tilfeller der alle disse forutsetningene er oppfylt er i første rekke knyttet til muligheten for oppfølging og kontroll fra myndighetenes side.

16.5 Tiltaksanalyser

16.5.1 Innledning

For miljøproblemer der det er mange kilder med utslipp av samme stoff og like store skadevirkninger pr. kg utslipp, er det teoretisk optimalt å benytte generelle virkemidler som rammer alle kilder likt, og som overlater til aktørene å beslutte hvilke utslippsreduserende tiltak som skal iverksettes. Dersom man kunne anvende teoretisk optimale utslippsavgifter overfor alle kilder i et slikt tilfelle, ville det ikke være nødvendig for miljømyndighetene å vurdere hvilke mulige tiltak og kostnader m.m. som var aktuelle i de ulike sektorene. Man kunne da utnytte markedskreftene til å overvinne myndighetenes informasjonsproblem. Myndighetene kunne i en slik situasjon nøye seg med å undersøke miljøkostnadene, og så fastsette den optimale avgiftssatsen.

Utgangspunktet for vurderingene i dette avsnittet er at man kan være avskåret fra å implementere generelle virkemidler. Årsaken til dette kan være at den teoretisk optimale løsningen ikke er generelle virkemidler, men kildespesifikke avgifter eller individuell/sektorvis regulering. Dette teoretiske resultatet kan skyldes f.eks. manglende målbarhet av utslipp og/eller flere avhengige utslipp samtidig, jf. avsnitt 16.3 foran. Alternativt kan også institusjonelle rammer og politiske prioriteringer begrense hvilke virkemidler som er aktuelle i en konkret situasjon.

Gitt dette utgangspunktet, er problemstillingen her å drøfte hvordan man i praksis kan implementere en kostnadseffektiv virkemiddelbruk overfor problemer der det er mange ulike kilder som bidrar. Man er henvist til å velge blant de juridiske og økonomiske virkemidler som er praktisk mulige å benytte, men som ikke nødvendigvis sikrer kostnadseffektiv måloppnåelse totalt sett. Målet er at man gjennom analyser skal kunne dosere virkemidlene overfor de ulike kildene slik at man kommer nærmest mulig opp til den teoretisk ideelle løs­ningen. Dette vil kunne kreve innsamling av svært mye informasjon om ulike virkemidler, og om aktuelle tiltak, kostnader og renseeffekter. Det offentliges tilgang på informasjon er et hovedproblem i utarbeidelsen av slike analyser. Det er også metodiske problemer forbundet med å gjennomføre samfunnsøkonomiske analyser. Ofte benyttes begrepet tiltaksanalyse om slike analyser. En tiltaksanalyse blir da et praktisk redskap for å kunne vurdere innføring eller konsekvenser av ulike virkemidler. I det følgende omtales noen metodiske problemer knyttet til slike analyser.

Selve begrepet tiltaksanalyse kan etter utvalgets mening være noe misvisende, ved at det impliserer en fokusering på enkelttiltak, og ikke på virkemidler og kostnadseffektivitet på tvers av alle kilder. Et bedre begrep kunne være samfunnsøkonomiske analyser av virkemidler og tiltak. Uttrykket tiltaksanalyse er imidlertid nå så innarbeidet at utvalget likevel velger å beholde dette.

Utvalget legger stor vekt på at analyser av kostnadseffektiviteten til enkelttiltak skjer i samspill med og innenfor en ramme av en mer overordnet analyse av hva som vil være en best mulig virkemiddelbruk overfor det aktuelle miljøproblemet. Dette vil være mer i tråd med den tilnærmingsmåte som utvalget har lagt til grunn i analysene i del VI av utredningen. Det er av stor betydning at ansvaret for å gjennomføre denne typen utredninger er konsistent med ansvaret for utformingen av virkemidler og tiltak på problemområdet.

Ambisjonsnivå for tiltaksanalyser

Selv på de forurensningsproblemene som er best beskrevet, vil nytten av utslippsreduksjoner oftest bare kunne anslås relativt grovt ut fra et faglig og politisk skjønn. Dette gjøres ofte i form av at det fastsettes et konkret mål for utslippsreduksjoner. Problemstillingen blir da redusert til hvordan man kan nå et gitt mål på billigst mulige måte. To faktorer er da sentrale, nemlig at den enkelte kilde/bedrift får frihet til å gjennomføre sin reduksjon på billigste måte, og at forpliktelsene fordeles mellom alle kilder slik at marginal rensekostnad til slutt blir lik for alle kildene.

Potensiale for kostnadsbesparelser ved å gjennomføre tiltaksanalyser

Kostnadsbildet ved offentlig inngripen i forhold til typiske forurensningsproblemer, består av (i) kostnader til administrasjon av selve virkemidlet inkl. kontroll m.m., samt (ii) kostnader til gjennomføring av de tiltak som virkemiddelbruken utløser. Det siste punktet innbefatter både direkte kostnader til tiltaksgjennomføringen og indirekte virkninger på priser og lønnsomhet, som i sin tur kan gi makroøkonomiske virkninger i form av handelsvridninger etc. Både (i) og (ii) har både et statisk og et dynamisk element. Variasjonen i kostnader av type (i) mellom ulike virkemidler vil kunne dreie seg om fra noen ukeverk for enkle forskrifter og opp til kanskje 10 årsverk ved virkelig store og tunge ordninger som f.eks. tildeling av produksjonskvoter til alle de omlag 30.000 melkeprodusentene i landet. I tillegg kan det komme direkte utgifter til trykksaker, annonser, måleutstyr etc. Vanligvis vil kostnader knyttet til tiltaksgjennomføringen være de viktigste.

Under (ii) vil vi derimot se differanser av en helt annen størrelsesorden. Dersom ulike virkemidler utløser ulike fysiske tiltak, er potensialet for innsparing straks betydelig. Enten det er snakk om enkeltrenseanlegg til 50 eller 100 mill. kr, eller små investeringer som må gjøres av tusener eller titusener av aktører, synes det klart at det er i dette leddet potensialet for forbedringer er størst. Dermed er det også denne siden av virkemidlenes egenskaper som blir viktigst i praksis.

En klassisk empirisk undersøkelse som viser dette potensialet er diskutert i Kneese (1977, p. 164). Her fant man for første generasjons tiltak mot utslipp av organisk materiale i det tungt belastede Delaware-deltaet på USAs østkyst at en gitt forbedring av oksygentilstanden i elva kunne oppnås til om lag halve kostnaden dersom rensningen ble fordelt utfra like marginale kostnader sammenlignet med prosentvis like reduksjoner av utlippet fra alle kilder.

Utviklingen på forurensningsfeltet går i retning av at de klassiske industriutslippene er betydelig redusert, mens sektorer som transport, jordbruk og husholdninger blir relativt sett viktigere fremover. I industien blir det viktigere enn før å se på miljøaspektene ved råvarer og produkter, ikke bare forurensende biprodukter. Det blir dermed viktigere og vanskeligere enn før å analysere hvor i produksjons- og forbrukskjeden man skal sette inn tiltak for å oppnå mest effekt av de innsatte ressurser. En viss oversikt over stoffstrømmene fra vugge til grav – og kanskje videre til en ny vugge – blir påkrevd også ut fra et rent økonomisk perspektiv. Uten slike overgipende analyser og en reelt sett integrert forurensningskontroll vil det ikke være mulig å nå målene kostnadseffektivt.

Videre er tiltak og virkemidler i sektorpolitikken på de ulike samfunnsektorene en helt avgjørende faktor for utviklingen av utslippene. Enhver offentlig påvirkning av aktiviteter og produksjons- eller forbruksmønster i sektorene vil ha en effekt og en skyggepris i forhold til relevante utslippsmål, som må vurderes mot øvrige mål for sektoren. Eksempelvis vil tilskuddene i landbrukspolitikken i vesentlig grad påvirke både forurensende utslipp og forvaltningen av biologisk mangfold. Infrastrukturutbyggingen i samferdselspolitikken vil ha klare virkninger på utslippene av både lokale og globale forurensninger, og på arealbruk og landskapsverdier. Endringer i denne typen sektorpolitikk kan inngå som deler av en samlet strategi for å nå mål mest mulig kostnadseffektivt.

Opprydning i åpenbart motstridende tiltak mellom ulike sektorers virkemiddelbruk vil være første steg i en tilnærming til kostnadseffektivitet på tvers av sektorer. Et klart eksempel på dette er forholdet mellom landbrukspolitikken og vern av våtmarker. Vern av de gjenværende våtmarker har vært en kampsak for naturvernet i hele Europa i flere tiår. I store deler av denne perioden ble det i Norge med grunnlag i landbrukets produksjonsmålsetting gitt betydelige statstilskudd og gratis offentlig rådgivning til tørrlegging og oppdyrking av nettopp slike forekomster. Uten subsidier ville disse tiltakene sannsynligvis vært økonomisk klart ulønnsomme for den enkelte. Erstatninger ved fredning av slike arealer etter naturvernloven ble også utmålt ut fra de subsidier som ville ha blitt gitt ved oppdyrking. Disse ordningene er nå redusert eller fjernet. En analyse på tvers av sektorene vil måtte inkludere denne typen problemstillinger for å være meningsfull.

16.5.2 Aktuelle metoder som kan danne basis for en tiltaksanalyse

Vi tar som utgangspunkt at vi står overfor et klart definert miljømål, og at det er behov for å konkretisere hvilke tiltak som skal utløses. Miljømålet kan enten være en viss reduksjon av utslippene av et stoff, eller en gitt miljøstandard for et geografisk område. Målet for analysen kan da sies å være å vurdere hvilke virkninger en optimal utslippsavgift for alle kilder ville ha gitt. Forutsetningen for å kunne gjøre dette er at utrederen har tilstrekkelig oversikt over utslippskildene i relevante sektorer, og mulige virkemidler i forhold til disse. Virkemidlene må rangeres etter kostnad pr. enhet utslippsreduksjon. Deretter må det vurderes hvordan målet kan nås til lavest mulig kostnad. Denne arbeidsoperasjonen er i realiteten en samfunnsøkonomisk kostnadseffektivitets­analyse (KEA), som igjen er et element i en samfunnsøkonomisk nyttekostnadsanalyse (NKA). Innenfor disse metodene er det utviklet prinsipper for hvordan de ulike arbeidsoperasjonene skal utføres på en teoretisk tilfredstillende og konsistent måte. Standard metodebeskrivelser er f.eks. Mattsson(1988) og Pearce & Nash (1981). Dette er den metoden som ligger til grunn for de tiltaksanalyser som er utført i Norge i SFTs regi, f.eks. for Oslolufta og for oppfølgingen av nordsjødeklarasjonene for nitrogen og fosfor. Osloluftanalysen har et nyttekostnadsperspektiv, mens nordsjøplanen (SFT-rapport 92/14) er en kostnadsffektivitetsanalyse. Forskjellen mellom disse to analysene er at i NKA verdsettes både nytte og kostnad i kroner, mens i KEA regnes nytten i fysiske enheter mens bare kostnadene verdsettes i kroner.

Det finnes også andre tilnærmingsmåter eller metoder, som kan supplere eller erstatte metodikken basert på nyttekostnadsanalyse. F.eks. finnes alternative metoder for samfunns­økonomisk prosjektanalyse, inkludert ulike beslutningsstøttemetoder. Söderbaum (1986) har utviklet en metode kalt posisjonsanalyse, som han fremstiller som et alternativ til konvensjonell nyttekostnadsanalyse. Metoden bygger på institusjonell økonomi, og vektlegger andre aspekter enn tradisjonell økonomisk teori. Moderne nyttekostnadsanalyse har imidlertid tatt opp i seg deler av denne kritikken, så som større vektlegging på interessegrupper, fordelingsvirkninger, ikke verdsatte virkninger og miljøvirkninger, irreversible effekter og usikkerhet m.m. Posisjonsanalysen synes ikke å være et godt alternativ til NKA i forbindelse med tiltaksanalyser.

Ulike metoder for beslutningsstøtte har vært benyttet i Norge. Såkalt flermåls beslutningsanalyse er et interaktivt edb-basert verktøy, der man kan modellere preferansene til et utvalg eksperter på et problem, og utlede hvilke alternative beslutninger som gir høyest nytte eller måloppnåelse. Metoden er i Norge benyttet bl.a. i forhold til oljevernberedskap og i forbindelse med samlet plan for vassdrag. I vårt tilfelle synes selve beslutningsproblemet å være enkelt, mens kvantifiseringen av kostnader og renseeffekter er sentralt. Dette taler mot en overgang til slike metoder. Imidlertid kan analyser med resipientfokus, der utslipp fra mange kilder av mange ulike stoffer er med, egne seg for denne typen verktøy.

Den økende vekten på tverrsektorperspektivet og vugge til grav-tenkning, stiller store krav til den grunnleggende systemanalysen som må ligge til grunn for utvelgelse av de tiltak og alternativer man skal regne på. I forhold til selve den økonomiske analysen og utvelgelsen av optimale tiltakspakker gir dette imidlertid ikke spesielle metodiske problemer. Et tiltak er pr. definisjon et tiltak enten det dreier seg om teknisk renseutstyr eller omprioriteringer i sektorpolitikken. De største vanskelighetene med å gjennomføre vugge til grav analyser er også knyttet til de empiriske problemene med å kartlegge og kvantifisere sammenhenger og priser, og ikke til å anvende nyttekostnads­verktøyet når grunnlaget foreligger. Det er alltid behov for en kritisk vurdering av hensiktsmessigheten avå sette i gang slike analyser før arbeidet starter.

16.5.3 Metodiske problemer ved gjennomføring av tiltaksanalyser

Det er mange ulike spørsmål knyttet både til det teoretiske grunnlaget og til selve operasjonaliseringen i nyttekostnads- og kostnadseffektivtetsanalyse som er faglig omdiskutert. I praktiske tiltaksanalyser er i tillegg en rekke spesielle spørsmål knyttet til det miljøfaglige grunnlaget blitt reist. Den følgende fremstillingen avgrenses til et utvalg problemer som har vist seg spesielt viktige i tiltaksanalysene som er gjennomført i Norge til nå, og som er egnet for mer prinsippiell drøfting.

16.5.3.1 Definisjon av nullalternativ og avgrensning av tiltak

Et viktig krav for at en utredning kan godtas som en samfunnsøkonomisk nyttekostnadsanalyse er at den har klart beskrevne alternativer og et klart definert nullalternativ. Nullalternativet er den basis som de ulike forslagene man evaluerer skal måles i forhold til. I praksis er dette ofte dagens situasjon, kombinert med en prognose for hva som vil skje i prosjektperioden dersom ingen nye tiltak gjennomføres. Ulike forhold som kumulative eller irreversible miljøeffekter, effekter av (eksogen) sektorpolitikk og internasjonal utvikling når det gjelder utslipp mv. må inngå i vurderingen når de ulike alternativene velges ut.

Et viktig mål for en tiltaksanalyse er som sagt foran å etterape den tiltaksgjennomføringen som en lik utslippsavgift i teorien ville gitt dersom den kunne vært realisert. Følgende eksempel illusterer at avgrensningen av tiltak er en viktig del av arbeidet dersom man skal få til dette. I figur 16.7 er de marginale rensekostnadene for fire ulike uavhengige tiltak mot en type utslipp vist. Vi ser at det er betydelig variasjon både mellom tiltakene og innenfor hvert tiltak. Vi kan f.eks. tenke oss at de fire tiltakene er ulike tekniske tiltak som kan gjennomføres på hvert av 10.000 gårdsbruk, og at kurven gjenspeiler kostnadsvariasjonen ved å gjennomføre tiltaket på ulike gårdsbruk. I en enkel rangering av disse tiltakene etter gjennomsnittseffektiviteten av tiltakene målt i kr pr kg reduserte utslipp vil resultatet være at T4 gjennomføres først, deretter T3, så T2 og T1 til slutt. Til høyre i figuren vises den samlede kostnadskurven ved en teoretisk perfekt kombinasjon av de fire tiltakene, slik man ville fått ved en ideell avgift. Hvis totalmålet er m1, gir de to metodene samme resultat, bare T4 gjennomføres. Men hvis ambisjonsnivået er m2, er det optimale å gjennomføre T4 + halvparten av T2, og ingenting av T3. Bruk av T3 for å nå målet m2 vil være sløsing med ressurser. En enkel tiltaksanalyse vil altså her kunne gi feil resultat.

For å unngå feil rangering av denne typen, må grupper av tiltak med sterk innbyrdes variasjon i kostnader deles opp i flere selvstendige tiltak, noe som er noenlunde greit å få til. De empiriske rensekostnadskurvene som lages av ingeniører og agronomer vil oftest være trappetrinnsformet, eller tiltakene kan på annen måte deles opp i deler med relativt liten spredning om gjennomsnittet. Hver av disse delene kan deretter behandles som et eget tiltak i analysen. Denne løsningen ble valgt i Nordsjøplanen, der tiltaket redusert jordarbeiding ble delt i fire ulike tiltak basert på en klassifisering av arealene etter jordas erosjonsrisiko. Tilsvarende kan et tiltak ved iverksettingen forbeholdes lokaliteter der det passer, dvs. der det etter en lokal vurdering er billig og effektivt.

Et problem i tiltaksanalyser er koplingen mellom tiltak og virkemidler. Kravet til kostnadseffektivitet gjelder for hele politikken, inkludert både det fysiske tiltaket, administrative kostnader og eventuelle kostnader ved at det valgte virkemiddelet utløser andre tiltak enn de det er rettet inn mot. Det kan derfor være aktuelt å modellere ulike virkemiddelvalg direkte som en del av tiltakene. Samme tiltak kan forekomme i flere varianter, f.eks. en der det innføres ved avgift, en ved forskrift og en ved konsesjonsbehandling.

Et mer generelt problem er at analysen vil bli relativt sterkt påvirket av hva man legger inn av forutsetninger om andre virkemidler og om rekkefølgen av tiltak og virkemidler. F.eks. vil nær sagt enhver forurensningsanalyse bli influert av hva man forutsetter mht. oljepris (inklusive avgifter). I praktiske tilfeller vil man legge til grunn et hovedalternativ der de mest sannsynlige forutsetninger velges. Ved større analyser mener utvalget videre at man bør gjøre gjentatte beregninger med ulike forutsetninger, for å finne frem til de virkemidler som synes mest stabile mot endrede forutsetninger. Se også avsnitt 16.5.3.4 om usikkerhet.

16.5.3.2 Rangeringskriterium og -metode

I teorien skal man gjennomføre alle prosjekter som har nåverdi større enn null ut fra en nyttekostnadsanalyse. I virkeligheten vil man både i et kostnadseffektivitetsperspektiv og i en nyttekostnadsanalyse stå overfor budsjettskranker m.m. som gjør at prosjektene må rangeres etter kost/effekt- eller kost/nytte-brøken, og bare de beste velges ut for iverksetting. Mange miljøtiltak vil føre til kostnadsbesparelser og andre fordeler i tillegg til miljønytten. Hvorvidt man plasserer disse nytteeffektene i telleren eller nevneren i denne brøken vil påvirke rangeringen av tiltak. Rådahl & Steinshamn (1989) drøfter valg av rangeringskriterium teoretisk, og konkluderer med at den beste måten å definere dette på er nettonytte pr. offentlig budsjettkrone.

Hvis vi forutsetter uavhengige tiltak og konstant marginal miljønytte innenfor det interessante området er valg av regnemetode ved rangeringen enkelt – alternativene rangeres direkte etter nyttekostnads- eller kostnadseffektforholdet. Hvis man skal regne nøyaktig i større analyser vil imidlertid disse forutsetningene ikke være oppfylt. Ofte vil verken miljøeffekten eller kostnaden ved ulike tiltak være uavhengige av hverandre. Effekten av et tiltak reduseres om et annet er innført først, eller to tiltak er gjensidig utelukkende alternativer der man må velge bare ett av dem. Det kan også være flere mål eller skranker å forholde seg til samtidig. I en resipientorientert analyse vil man ofte ha mål for en hel rekke parametre. I en nasjonal analyse for et stoff vil man normalt ha både lokale og nasjonale mål. Den teoretisk mest tilfredstillende måten å prioritere tiltakene på under slike vilkår er å bruke matematisk optimalisering under bibetingelser. Man vil da også kunne gjøre alternative beregninger med ulik rekkefølge for gjennomføring av tiltakene. Hvor mye ressurser som bør brukes på dette må avpasses i forhold til bl.a. datakvaliteten, ressurstilgangen og betydningen av problemet. Nordsjøplanen er et eksempel på at man benyttet en slik beregningsmetode (lineærprogrammering) til å sette sammen optimale tiltakspakker under ulike kombinasjoner av forutsetninger.

16.5.3.3 Tiltaksanalyser når tiltakene påvirker flere ulike utslippstyper

Som tidligere påpekt vil en rekke tiltak og virkemidler påvirke utslippene av flere stoffer. I en tiltaksanalyse orientert mot en lokal resipient kan dette trekkes eksplisitt inn i analysen i form av vekter eller relative priser som veier de ulike miljøeffektene sammen til en felles enhet, jf. f.eks. Osloluftanalysen (Oslo kommune og SFT 1987). Dersom noen av de samme tiltakene inngår i en nasjonal tiltaksanalyse rettet mot bare et av disse stoffene, uten at virkningen for de andre stoffene tas med, kan rangeringen bli annerledes. Ideelt sett bør slike andre miljøvirkninger verdsettes i kroner og legges inn også i den nasjonale analysen.

Fastsettelsen av de relative prisene eller vektene er en vesentlig kilde til usikkerhet. Et godt alternativ vil også være å bestemme tiltakspakken simultant for flere stoff og både for lokalt og nasjonalt nivå. Nordsjøplanen (SFT-rapport 92/14) kan igjen være et eksempel på et forsøk i denne retning. I Osloluftanalysen kunne man ved en slik metode lagt inn ulike skranker for hver forurensningskomponent, og latt modellen bestemme skyggeprisene på skrankene. Slik ville det vært mulig å lage et kostnadskart over ulike mulige miljøtilstander som grunnlag for politisk beslutning. Et slikt kostnadskart er muligens lettere å forholde seg til enn fastsetting av vekter på forhånd, og vil i alle fall utgjøre et verdifullt supplement. Et annet alternativ kunne være å foreta en rangering etter kr pr kg reduserte utslipp separat for hvert stoff, og se hvilke tiltak som systematisk kom godt ut for alle eller flere stoffer. Det er mulig at en slik enkel metode ut fra en totalvurdering av datakvalitet og usikkerhet over tid kan være like forsvarlig som en mer komplisert analyse.

16.5.3.4 Usikkerhet, fordelingsvirkninger og ringvirkninger mv.

Samfunnsøkonomiske tiltaksanalyser vil være preget av stor usikkerhet både med hensyn til datakvalitet og valg av forutsetninger og rammebetingelser. I større utredninger bør denne usikkerheten drøftes eksplisitt. Hovedhensikten må være å klargjøre for beslutningstakerne hvilket spenn i muligheter som foreligger, og hvilke viktige og usikre faktorer og samfunnsforhold de må ta stilling til i saken. Det er tre hovedteknikker som brukes til slik risikodrøfting:

1. Følsomhetsanalyse

2. Scenarioteknikker

3. Simulering

Følsomhetsanalyse vil si at man gjør beregninger med alternative valg av viktige parametre som oljepriser eller renseeffekt etc. Ofte vil det være nyttig å regne ut hvilken verdi av slike parametre som skal til for å endre konklusjonen eller f.eks. gi lønnsomhet lik null. Scenarioanalyse passer når man vil illustrere alternative utviklingsforløp av komplekse prosesser. Eksempler kan være å beskrive miljøvirkningene av landbruket under ulike forutsetninger om oljepris, og for alternativer hhv. med og uten EU-medlemskap. En velegnet teknikk for komplekse miljøsaker der usikkerhet står sentralt i analysen, er å bygge stokastiske simuleringsmodeller. Man kan da stille opp alle nytte- og kostnadsfaktorer i lønnsomhetsberegningen ved et miljøtiltak i et regnestykke, og la hvert av elementene være tall trukket fra gitte spesifiserte sannsynlighetsfordelinger. Resultatene av et stort antall beregninger i en slik modell vil beskrive sansynlighetsfordelingen til sluttresultatet. Dette gir mer informasjon til beslutningsfatterne enn bare et tall basert på de mest sannsynlige verdiene for hver parameter.

Slike analyser kan også suppleres med be­slutningstre-analyse, der perspektivet er å strukturere sekvensen av beslutninger over tid. Ulike valg i dag vil gi ulik valgfrihet på senere tidspunkt, da man kanskje også har andre behov eller bedre informasjon.

Analyse av fordelingsvirkninger hører også med i en tiltaksutredning. En beskrivelse av hvordan de direkte fordeler og ulemper (f.eks. investeringskostnader, avgiftsinnbetaling og -proveny) av alternative tiltakspakker vil ramme de ulike interessegruppene i saken hører med i en komplett konsekvensanalyse.

Vektleggingen av økonomiske ringvirkninger er et hyppig debattert emne ved offentlige utbyggingsprosjekter og tiltak. Debatten går da ofte på et distriktsperspektiv, nemlig at økt aktivitet i en basisnæring (jordbruk, industri) gir som en tilleggsgevinst økt inntekt og sysselsetting i sekundære næringer (f.eks. varehandel) som kommer i tillegg til den direkte lønnsomheten ved prosjektet. Skandinaviske undersøkelser av ringvirkninger fra næringer som landbruk og turisme har vist inntektsmultiplikatorer i størrelsesorden 1.2, dvs. et 20% påslag i den regionaløkonomiske nytten av prosjektet. Sett fra et overordnet samfunnsøkonomisk synspunkt vil slike ringvirkninger ikke finnes så lenge det er full ressursutnyttelse. Dersom det er ledige ressurser, f.eks. varig arbeidsledighet, kan det imidlertid oppstå reelle samfunnsøkonomiske ringvirkninger.

En litt annen diskusjon er knyttet til makro­økonomiske ringvirkninger eller generell likevektsvirkninger av miljøtiltak. F.eks. vil kostnadene ved å innføre grenser for svovelinnhold i fyringsolje og diesel innebære en kostnad beregnet til en viss merkostnad pr. liter multiplisert med dagens oljeforbruk. Fra denne kostnaden kan det trekkes effekten av redusert forbruk pga. økt pris på olje. Dette er den totale kostnaden ut fra en isolert mikroøkonomisk tilnærming, som må veies opp mot nytten av reduserte svovelutslipp. Det optimale er å sette grensen slik at marginal nytte er lik marginal kostnad.

Siden fyringsolje er en så viktig innsatsfaktor i økonomien vår, vil imidlertid prisen på olje inngå som en komponent i prisen på alle andre varer, og svovelkravet vil gi marginal økning også i disse prisene. Den samlede virkningen på økonomien kan derfor bli betydelig annerledes enn det som følger av den enkle beregningen. I vårt eksempel ga generell likevektsberegninger en 2-3-dobling av kostnaden ved å innføre svovelkravet i forholdet til den enkle mikroøkonomiske beregningen.

Det vil alltid være slike indirekte kostnader. De kan imidlertid være neglisjerbare for små tiltak, og en må anta at forholdstallet mellom direkte og indirekte kostnader vil variere mellom ulike tilfeller. Eksemplet ovenfor viser en situasjon med relativt sett store indirekte virkninger. Fyringsolje er en spesiell vare, og eksemplet vil derfor i hovedsak være representativt for problemstillinger knyttet til energivarer eller andre økonomisk viktige og gjennomgående innsatsfaktorer som er beskrevet eksplisitt og nøyaktig i modellene. Dette er mest relevant i forhold til CO₂ , og den regionale delen av svovel og NO_X problematikken. Små enkelttiltak vil normalt ikke være mulig å modellere med noen interessant grad av sikkerhet.

Videre er nytten av miljøforbedringer ikke med i makromodellene. Det vil være samme type indirekte virkninger og tilbakekoplinger her som for kostnadene. Renere luft vil gi mindre direkte skader som materialskader, redusert fiskedød, og redusert sykdomsmengde i befolkningen. Dette vil igjen gi redusert sykefravær som igjen øker arbeidsproduktiviteten, redusert bruk av helsetjenester m.m. De ressursene som frigjøres her kan så settes inn i annen mer produktiv virksomhet, og gi økt velferd for befolkningen.

Dersom makromodellene hadde dekket disse aspektene også, er det rimelig å anta at vi ville sett en økning i nytteeffektene. Dersom et tiltak i et mikroøkonomisk perspektiv, dvs. ut fra førsteordensvirkningene, medfører en internalisering av en ekstern effekt og en velferds­økning for samfunnet, så vil tiltaket oftest også være et positivt bidrag i makroperspektiv, der også noen av de høyere ordens virkninger er kvantifisert. Overveltning av miljøkostnaden gjennom markedskjeden er jo nettopp en ønsket effekt – prisene skal avspeile de totale samfunnsøkonomiske kostnadene ved produksjonen.

16.5.3.5 Andre forhold

Tiltaksanalyser er en arbeidsmetode for å oppnå en mest mulig kostnadseffektiv fordeling av tiltak mellom kilder og sektorer basert på den informasjon om tiltak og virkemidler som fore­ligger på et tidspunkt. Denne kunnskapen ville man uansett benytte ved enkeltvis regulering av de samme kildene. En bredt anlagt analyse med implisering av partene og likebehandling av alle kilder og sektorer kan imidlertid tenkes å skape en ramme for utvikling av tillit og samarbeid der mer informasjon kan komme på bordet enn ved andre prosesser.

En tiltaksanalyse er i seg selv statisk. Forhold knyttet til dynamisk effektivitet må ivaretas ved virkemiddelbruken overfor den enkelte kilde, og erfaringene trekkes inn ved evt. revi­sjon av analysen. Ulik usikkerhet og antakelser om potensiale for ny teknologi osv. som varierer mellom sektorer kan være et moment som kommer inn ved tolkning og oppfølging av analysen. Ved den innføring av faste resultatkontrollsystemer som nå er i gang, vil man etter hvert få systematiske data om miljøtilstanden og utviklingen i utslipp og kostnader. Dette kan brukes som grunnlag for evt. justeringer av styrken i virkemiddelbruken mellom ulike sektorer som bidrar til samme problem. Utvalget mener at etterfølgende evalueringer i større grad enn i dag også bør omfatte en evaluering av virkemiddelbruken rettet mot ulike miljøproblemer. Gjennom en slik oppfølging vil myndighetene bedre kunne korrigere kursen på dette aktuelle området, og dessuten bygge opp erfaringsmateriale vedrørende egenskapene til ulike typer miljøpolitiske virkemidler. Utvalget vil peke på behovet for et godt statistisk materiale, spesielt når det gjelder data for kostnader ved miljøtiltak og nytten av ulike miljøtiltak, som et grunnlag for slike evalueringer. Videre bør det ved evaluering i størst mulig grad trekkes inn uavhengige instanser.

Fordelingsvirkninger, konkurransevne, sterke pressgrupper etc. er forhold som kommer sterkt inn i gjennomføringsfasen. Politisk uønskede fordelingsvirkninger kan oppfattes som en kostnad som rammer enkelte tiltak mer enn andre og kan gi endringer i rangeringen. I analysefasen bør man kunne kartlegge fordelingsvirkninger der disse vurderes viktige, men dette bør presenteres som et tilleggsmoment og normalt ikke trekkes inn i rangeringen ved vekting el.l.

16.6 Nærmere om miljøavgifter, ­refusjonsordninger og pantesystemer

16.6.1 Innledning

Myndighetenes motiv for å innføre skatter og avgifter har tradisjonelt vært å skaffe inntekter til statskassen, for å finansiere de ulike fellesoppgavene i samfunnet. Skattenes/avgiftenes fiskale virkninger har derfor vært det sentrale. De vridningene i ressursbruken som oppstår som følge av disse skattene er uønskede, fordi de medfører at ressursene brukes på en samfunnsøkonomisk mindre effektiv måte enn før skattene ble innført.

Vridninger vil alltid være uønskede dersom prisene i utgangspunktet er samfunnsøkonomisk riktige. Dette er imidlertid ofte ikke tilfelle, noe som bl.a. skyldes eksterne miljøeffekter, som beskrevet i avsnitt 16.2. I de senere år har det bl.a. på denne bakgrunn vært økt politisk interesse for å dreie skattesystemet i retning av å innføre avgifter som også har ønskede insentivvirkninger med hensyn til vridning av forbruket og øvrige økonomiske tilpasninger. I slagords form har dette vært kalt å dreie skattegrunnlaget fra skatt på goods som arbeid og investeringer til bads som forurensende utslipp. Et eksempel på dette på miljøområdet er CO₂ -avgiften. Økt bruk av avgifter i miljøpolitikken vil være en del av arbeidet med å få et mer effektivt skattesystem. Dette skyldes at provenyøkningen ved innføring av eksternalitetskorrigerende miljøavgifter gjør det mulig å redusere skatter med uheldige vridningseffekter. Samtidig legger utviklingen i retning av økt mobilitet av kapital og arbeidskraft nye begrensninger på mulighetene for skattlegging av disse faktorene, noe som gjør det mer interessant å finne nye grunnlag for beskatning. Skattepolitiske vurderinger ligger imidlertid utenfor dette utvalgets mandat. Utvalget har derfor valgt å ta de eksisterende skattepolitiske prinsippene for gitt i sitt arbeid.

Det kan tenkes at riktig fastsatte miljøavgifter på utslipp av visse forurensende stoffer vil kunne redusere utslippene ned mot eller til null, slik at provenyet blir ubetydelig eller null, selv om avgiftssatsen er høy. Utvalget vil påpeke at verken et lite proveny eller et lite utslipp i seg selv er et argument for å oppheve avgiften. I forhold til å regulere miljøproblemer er det insentivvirkningene av avgiftene, og ikke de fiskale virkningene, som bestemmer avgiftsstrukturen og -nivået.

16.6.2 Forholdet mellom utslipp og avgiftsgrunnlag

16.6.2.1 Utslippsavgifter og produktavgifter

For å sikre at utslippsreduksjonene skjer til lavest mulig kostnader bør miljøavgiftene ideelt sett legges direkte på utslippet. Utslippet kan reduseres ved at den mengden av skadelige stoffer som skapes i produksjonsprosessen reduseres, ved at utslippene renses, eller ved at produksjonsvolumet reduseres. Det kan imidlertid være både komplisert og kostbart å måle og kontrollere utslippene fra den enkelte kilde, slik at utslippsavgifter i praksis ikke lar seg innføre, jf. avsnitt 16.3.2 foran. Et praktisk nest beste alternativ kan da være å avgiftsbelegge produktene som kommer ut av den forurensende prosessen, eller innsatsfaktorer som gir opphav til forurensningen. Slike avgifter vil kunne redusere utslippene, men gir ikke alltid like gode insentiver som utslippsavgiftene. Det kan derfor være ønskelig å innføre supplerende virkemidler for å forbedre avgiftenes effektivitet.

Utvalget forstår med begrepet utslippsavgift en miljøavgift som betales pr. enhet utslipp basert på målinger eller beregninger av utslippet. Produktavgifter benyttes som betegnelse på indirekte utslippsavgifter, dvs. miljøavgifter som legges på varer eller tjenester i stedet for på selve utslippet. Vi har i Norge i dag en rekke produktavgifter, men ingen utslippsavgifter. Svovelavgiften, blyavgiften og CO₂ -avgiften er produktavgifter som ligger nær opptil å gi de insentivene som en utslippsavgift basert på måling ville ha gitt.

Ulike motiver for å ilegge produktavgifter

Produktavgifter som legges på en vare, vil pga. markedsmekanismen virke i forhold til alle aktuelle og potensielle kjøpere og produsenter av denne. Varer som for noen aktører er innsatsfaktorer, kan for andre være sluttprodukter eller konsumvarer. Som regel vil det likevel være en hovedbegrunnelse for hver enkelt avgift. Vi kan skille mellom følgende motiver for å innføre avgift på et produkt:

1. Produktet er en innsatsfaktor som forårsaker forurensninger fra produksjonsprosessen det går inn i

2. Produksjonsprosessen gir miljøskade som kreves inn gjennom en avgift på sluttproduktet

3. Bruken av et forbrukerprodukt i vanlig konsum gir miljøskade som kreves inn gjennom en avgift på produktet

4. Avfallet etter produktet gir miljøskade som kreves inn gjennom en avgift på produktet

Eksempler på avgifter med motivasjon av type 1) er dagens avgift på handelsgjødsel som innsatsfaktor i matproduksjonen. CO₂ -avgift og svovelavgift på olje som brukes i industrien er også av denne typen. Avgiften på svovelinnholdet i fyringsolje til boligoppvarming og på bly i bensin er eksempler på motivasjon av type 3). Tobakks- og alkoholavgiftene er et annet eksempel på det samme. Batteriavgiften fra 1990-91 og emballasjeavgiften er eksempler på motiv 4). Alternativ 2) synes å være et lite effektivt virkemiddelvalg, og utvalget kjenner ikke eksempler på at dette har vært benyttet i Norge.

Hvorvidt det er hensiktsmessig å kreve inn en avgift på et produkt selv om miljøskaden oppstår et annet sted i produktets/stoffets livsløp vil avhenge av forholdene i det enkelte tilfellet. Det vil både avhenge av praktiske muligheter, muligheter for etterlevelse etc. Ofte vil det imidlertid være slik at det administrativt er relativt enkelt å legge en miljøavgift nettopp i dette leddet fordi det her foregår en konkret handel med produktet.

16.6.2.2 Refusjon av miljøavgifter

I tillegg til en produktavgift kan det innføres et refusjonssystem som tilbakebetaler deler av avgiften på visse betingelser.

I prinsippet kan et slikt refusjonssystem tenkes innført for alle typer produktavgifter hvor det kan skilles mellom kategorier av prosesser og bruksområder som gir ulike utslipp eller miljøskader pr. enhet brukt av den avgiftsbelagte varen. Tilbakebetaling av hele eller deler av den innbetalte avgiften skal da skje etter dokumenterte reduksjoner i utslippet på en slik måte at nettovirkningen av avgiften blir mer lik en teoretisk ideell utslippsavgift enn uten refusjon.

I tilknytning til avgiften på svovel i fyringsolje er det innført et refusjonssystem for innbetalt svovelavgift. Brukere som kan dokumentere på foreskreven måte at visse andeler av svovelinnholdet i den oljen de har brukt enten er bundet i produkter eller avfall (ved prosessutslipp) eller er renset bort fra avgassene, får refundert den innbetalte avgiften for denne svovelmengden. Dette refusjonssystemet medfører at netto avgift i større grad samsvarer med de faktiske utslipp. Med et slikt refusjonselement vil virkemidlet ligge mye nærmere opp til en ideell utslippsavgift enn en ren produktavgift.

16.6.2.3 Retursystemer

En annen form for tillempning av en produktavgift er refusjon gjennom ulike former for pant eller tilskudd. Dette kan være aktuelt når miljøskaden forbundet med et produkt i avfallsfasen kan reduseres eller fjernes dersom produktene samles inn og behandles på spesielle måter.

Et retursystem 4 er karakterisert ved at deler av produktet/avfallet leveres til trygg behandling etter bruk. Eksempler her er ordningen med vrakpant på kjøretøy og den refunderbare smøreoljeavgiften.

Et pantesystem karakteriseres av at produktavgiften eller deler av produktavgiften (pantet) betales tilbake til avfallsbesitter ved innlevering av produktet/avfallet. Tilsvarende kan hele eller deler av produktavgiften utbetales som tilskudd til godkjente innsamlere av vedkommende avfallskategori.

Innsamling og behandling av avfall vil være samfunnsøkonomisk lønnsomt så lenge kostnadene ved dette er mindre enn kostnadene ved den alternative sluttdisponeringen av avfallet. For å gi riktige insentiver til innsamling/behandling, bør produktavgiften settes lik miljøkostnadene ved den alternative sluttdisponeringen, mens panteutbetalingen/tilskuddsutbetalingen settes lik differansen mellom produktavgiften og miljøkostnadene ved innsamling/behandling.

Et system med produktavgifter differensiert etter avfallets returandel kan også ses på som et retursystem. Emballasjeavgiften på drikkevarer er et eksempel på en ordning av denne typen. Videre kan en avfallsbesitter som leverer inn avfallet til forsvarlig behandling sammenlignes med en bedrift som dokumenterer lavere SO₂ -utslipp enn svovelinnholdet i den oljen som er brukt skulle tilsi. Utbetalingen av panten reflekterer de sparte miljøkostnadene, og medfører at netto produktavgift samsvarer med de realiserte miljøkostnadene. Pante- og retursystemer kan derfor ses på som spesielle former for refusjonsordninger.

16.7 Privatrettslige regler som miljøpolitiske virkemidler

I beskrivelsen av de juridiske virkemidlene i del II gjøres det et skille mellom privatrettslige og offentligrettslige regler. Som beskrevet i innledningen til del II karakteriseres de privatrettslige reglene ved at de bestemmer rettsforholdet mellom private aktører, mens de offentligrettslige reglene bestemmer rettsforholdet mellom myndighetene og den enkelte. Eksempler på privatrettslige miljøbestemmelser er reglene om erstatningsansvar for forurensningsskader og reglene som begrenser utøvelsen av eiendomsretten av hensyn til naboeiendommer.

Det er de offentligrettslige virkemidlene som har vært i fokus i den økonomiske analysen ovenfor. Bakgrunnen for dette er at det på de fleste områder er disse virkemidlene som er mest anvendelige i forhold til forurensningsproblemene.

De privatrettslige løsningene forutsetter at miljøkonfliktene kan reduseres til enkeltsaker som angår et begrenset antall parter. Imidlertid er forurensningsproblemene oftest av en slik karakter at dette ikke er mulig. De forurensninger mennesker og natur utsettes for er gjerne resultatet av et komplisert samvirke mellom mange forskjellige utslippskilder. Videre kan en forurensningskilde påvirke store områder med et uoversiktlig antall skadelidte. Mange miljøproblemer vil også berøre fremtidige generasjoner, som naturlig nok har vanskeligheter med å få status som part i eventuelle rettssaker. (I den grad hensynet til fremtidige generasjoner nedfelles i regelverket vil riktignok domstolene kunne ta slike forhold i betraktning.)

Tilnærmingen til miljøproblemene må således baseres på helhetsbetraktninger som privatrettslige bestemmelser alene ikke gir tilstrekkelig grunnlag for. Imidlertid er det klart at privatrettslige regler på enkelte områder og eventuelt i kombinasjon med andre virkemidler, kan bidra til økonomisk effektive løsninger på miljøproblemer.

Videre bør det understrekes at det i norsk rett i prinsippet er et såkalt tosporet system, som innebærer at privatrettslige regler på mange områder vil gjelde parallelt med de offentligrettslige reglene. Dette betyr f.eks. at en grunneier som utsettes for forurensninger som overskrider den naborettslige tålegrense, kan kreve erstatning for det økonomiske tapet dette påfører ham, selv om forurenseren har utslipps­tillatelse (se del II, avsnitt 4.1 og 4.3).

I det følgende skal det i avsnitt 16.7.1 gis en teoretisk fremstilling av effektivitetsegenskapene til enkelte typer privatrettslige bestemmelser, særlig reglene om erstatning for forurensningsskader. I avsnitt 16.7.2 drøftes enkelte sider ved den praktiske anvendelsen av privatrettslige regler.

16.7.1 Effektivitetsegenskapene til privatrettslige regler

I erstatningsretten er det hovedsakelig snakk om to forskjellige typer erstatningsansvar (se nærmere om dette i del II, avsnitt 4.3). Den ene ansvarsstrategien er objektivt ansvar, som betyr at den som har forårsaket forurensningsskade kan være erstatningsansvarlig, selv om vedkommende ikke har handlet uaktsomt. En slik ansvarsregel innebærer at den ansvarlige må internalisere kostnadene ved negative konsekvenser av sin handlemåte. Objektivt ansvar kan således ha lignende effektivitetsegenskaper som miljøavgifter. For å maksimere den økonomiske effektiviteten, forutsettes at erstatningsutmålingen svarer til det faktisk lidte tap.

Den andre hovedtype erstatningsansvar er uaktsomhetsansvaret. Rettsregelen er her at forurenseren må betale erstatning for skade forårsaket av hans uaktsomme opptreden. Dette betyr at potensielle skadevoldere kan fri seg fra erstatningsansvaret ved å overholde nærmere bestemte adferdsnormer. Denne typen ansvar har således likhetspunkter med offentligrettslig regulering av aktørenes handlemåte gjennom forbud og påbud. For at uaktsomhetsansvaret skal virke økonomisk effektivt, forutsettes at domstolene har evne og vilje til å klarlegge og håndheve mer effektive handlemåter fremfor mindre effektive.

Som virkemiddel har erstatningsreglene enkelte karakteristiske egenskaper sammenlignet med andre virkemidler, som kan være verdifulle i visse tilfeller. Et viktig poeng er at erstatningsansvaret motiverer aktørene til å gjennomføre forebyggende tiltak og å opptre forsiktig. Også offentlige reguleringer kan motivere til dette, men fordelen med erstatningsansvaret, og da særlig det objektive ansvaret, er at det gir aktørene et insentiv til å følge forsiktighetsregler som det ville være praktisk vanskelig for reguleringsmyndighetene å gi pålegg om eller knytte avgift til. Videre inneholder erstatningsreglene et dynamisk element ved at det for å unngå erstatningsansvar vil kunne være lønnsomt å arbeide kontinuerlig med å identifisere og gjennomføre tiltak for å forebygge forurensningsskader.

Ansvarsforsikring kan være en kompliserende faktor i vurderingen av erstatningsreglenes effektivitetsegenskaper. Insentivvirkningene reduseres i den grad den ansvarlige kan regne med at forsikringsselskapet vil måtte betale for forurensningsskaden. På den annen side vil forsikringsselskapet ønske å opprettholde forsikringstakerens motivasjon til å opptre forsiktig. Insentiver i denne sammenheng vil bl.a. være egenandeler, reduserte forsikringspremier for de som iverksetter skadefore­byggende tiltak, økninger i premiene for de som forvolder skader og tilbakesøkingskrav når skadeforvoldelsen har sin årsak i grovt uaktsomt eller forsettlig forhold fra forsikringstakerens side.

Den klare hovedregel er at erstatningsansvaret først inntreffer etter at forurensningsskaden har skjedd. Unntaket er at også den som skaper fare for forurensningsskade kan bli erstatningsansvarlig for andres (f.eks. det offentliges) utgifter til skadeforebyggelse. At ansvarssystemet bare trer i kraft i forhold til de som faktisk volder forurensningsskade eller skaper fare for forurensning, kan redusere administrasjonskostnadene ved dette virkemidlet, sammenlignet med et reguleringssystem som skal virke i forhold til enhver potensiell skadevolder. På den annen side vil erstatning for forurensningsskader kunne medføre relativt høye omkostninger i forbindelse med domstolsbehandling eller eventuelle forhandlinger om en utenrettslig løsning.

I tillegg til at erstatningsansvaret kan utnyttes aktivt som et miljøpolitisk virkemiddel, bør man også i prinsippet ta hensyn til det erstatningsansvar forurenseren etter gjeldende rett vil eller kan bli stilt overfor, ved utformingen av andre virkemidler. Dette er særlig iøynefallende i forhold til beregningen av optimale avgiftsatser. Hvis man fastsetter avgiften uten å ta i betraktning erstatningsansvaret, kan avgiftens insentivvirkning bli forskjøvet i forhold til det optimale, samtidig som det kan virke urimelig at forurenseren skal betale både avgift og erstatning.

16.7.2 Anvendelsen av privatrettslige regler i praksis

I del II, kapittel 4 er det gitt en nærmere beskrivelse av de privatrettslige reglene. Nedenfor foretas en vurdering av enkelte sider ved den praktiske rekkevidden og utformingen av dette regelverket.

Privatrettslige løsninger vil ha størst aktualitet i forhold til lokale forurensningsproblemer. Dette fordi denne typen løsninger som nevnt forutsetter en viss oversikt over og begrensning av antallet skadevoldere og skadelidte.

Bestemmelsene i granneloven (se del II, avsnitt 4.1) tar f.eks. primært sikte på de nære, lokale problemer som rammer andre eiendommer. Selv om kretsen som kan påberope seg grannelovens regler er videre enn bare de eiendommer som har felles grense med den sjenerende virksomheten, vil loven i praksis bare kunne påberopes av de som har eiendom i en viss nærhet. Når skadene blir fjernere og rammer en større befolkning, blir loven uten praktisk betydning. Uten offentligrettslige virkemidler ville dette gi insentiver til uheldige løsninger, ved f.eks. at en bedrift kunne nøye seg med å bygge høye skorsteiner til sine utslipp. Rene miljøhensyn, generelle trivselsspørsmål for befolkningen og andre allmenne hensyn ivaretas ikke etter granneloven.

I tillegg til betydningen i forhold til rent lokale miljøproblemer, vil privatrettslige regler også kunne være hensiktsmessige overfor akutte utslipp. Denne typen utslipp vil i utgangspunktet være en ekstraordinær hendelse og ofte utgjøre et noenlunde avgrenset miljøproblem. Behovet for koordinering av virkemiddelbruken i forhold til andre utslippskilder er derfor ikke så stort. Dessuten vil erstatningsreglenes spesielle insentivvirkninger være særlig effektive nettopp i forhold til akutte utslipp. Se nærmere om dette i del VI, avsnitt 28.2.2.

Det har for øvrig gode grunner for seg at det gjelder et objektivt erstatningsansvar for foru­rensningsskader. Problemet ved å avgrense erstatningsansvaret til klanderverdige forhold, er bl.a. at insentivene kan bli for svake i forhold til uaktsomme handlemåter av en slik karakter at det i ettertid vil være vanskelig å finne bevis for dem.

For at et objektivt erstatningsansvar skal gi optimale insentiver til forebygging av forurensningsskader, bør erstatningsbeløpet som ovenfor nevnt tilsvare alle skadevirkninger av utslippet – både økonomiske tap og andre ulemper – slik at en potensiell skadevolder internaliserer alle kostnadene ved mulige negative konsekvenser av sin handlemåte. En vanskelighet i denne sammenheng er at skader på miljøet ofte kan være av ikke-økonomisk art eller i alle fall vanskelig å kvantifisere. Selv om de nye reglene i forurensningsloven i 1989 utvidet omfanget av erstatningsplikten noe i forhold til tidligere praksis, vil det likevel ikke alltid være fullt samsvar mellom erstatningspliktens omfang og de totale samfunnsøkonomiske kostnadene ved forurensningsskaden.

Effekten av de privatrettslige reglene kan reduseres av at potensielle skadevoldere vil kunne ha grunn til å tro at ingen skadelidte vil ta seg bryet og den økonomiske risikoen ved å reise sak. F.eks. kan skadevirkningene være spredt på mange skadelidte, som hver for seg ikke ser seg tjent med å fremme et søksmål. At rettsutviklingen går i retning av at organisasjoner i større grad kan reise erstatningssak, er slik sett positivt.

17 Forutsetningen om at miljøreguleringene etterleves

17.1 Innledning

Under kapittel 16 er det på en måte forutsatt at rettsreglene som er grunnlaget for de ulike virkemidlene, blir overholdt. At man oppnår slik etterlevelse av reglene, er i virkeligheten ingen selvfølge. Når man skal analysere de miljøpolitiske virkemidlene, er det derfor viktig å ha kjennskap til hvilke forhold som påvirker folks etterlevelse av miljøvernreguleringer.

Det er særlig etterlevelse av offentlige forbud og påbud som vil bli behandlet her, men det vil også bli redegjort for spesielle momenter i forhold til etterlevelse av de privatrettslige reglene (bl.a. erstatningsreglene).

Også bruken av økonomiske virkemidler forutsetter etterlevelse av rettsregler, som f.eks. påbudet om å oppgi de opplysninger avgiftsgrunnlaget forutsetter, og påbudet om å betale avgiften. Under avsnitt 17.4 vil det bli redegjort for enkelte spesielle momenter i forhold til etterlevelse av avgiftsbestemmelser. Imidlertid vil etterlevelsen av slike regler si lite om hvordan avgiften påvirker miljøtilstanden. Et hovedpoeng med miljøavgifter er jo at aktørene ut fra lønnsomhetsbetrakninger selv skal kunne bestemme hvordan de vil opptre.

For juridiske virkemidler er det en nærmere sammenheng mellom etterlevelse og måloppnåelse. Hvis målet f.eks. er å stanse et miljøgiftsutslipp, og virkemidlet som benyttes er forbud mot utslippet, vil etterlevelsen av forbudet innebære at målet nås.

17.2 Kunnskap om reglene

En forutsetning for at rettsregler skal virke etter sin hensikt er selvfølgelig at de er kjent og forstått. Hvordan man kan sikre et slikt kjennskap til regelverket behandles i kapittel 18 om informasjon. Her skal bare tilføyes at informasjonshensyn har betydning for hvordan reglene utformes. Som Lovstrukturutvalget fremhever i NOU 1992: 32:

Språklig klarhet, god meningsmessig sammenheng i reglene og en regelsystematikk det er lett å finne frem i og forholde seg til, er de viktigste kravene som må stilles til regelverket.

Dersom reglene tilfredsstiller disse kravene, vil det være enklere å spre kjennskap til dem.

Også forvaltningens saksbehandling i forbindelse med enkeltsaker, kan bidra til informasjonen om regelverket. F.eks. gir konsesjonsbehandlingen av forurensende utslipp foru­rensningsmyndighetene en god anledning til å informere bedriftene om relevante miljørettslige bestemmelser. I tillegg er det naturlig å tenke seg at utslippsbegrensninger fastsatt i forhold til en bestemt aktør vil ha lettere for å bli oppfattet enn generelle forskriftsbestemmelser.

17.3 Motiver for å etterleve eller bryte rettsregler

Dersom det bare er fordeler knyttet til å følge reglene, er det ikke noe problem å få folk til å etterleve dem. Regler som f.eks. åpner adgang for økonomisk støtte til miljøverninvesteringer, har aktuelle kandidater en egeninteresse av å følge. I et slikt tilfelle kan derfor forvaltningen nøye seg med å spre informasjon om støtteordningen og kontrollere at de opplysninger søkerne oppgir er korrekte. Hvis derimot en bestemmelse innebærer byrder for de den gjelder, er det et aktuelt spørsmål om motivene for etterlevelse er tilstrekkelig sterke. Nedenfor skal det redegjøres for hvilke forhold som har betydning i denne sammenheng.

Moralske holdninger har selvfølgelig betydning for om rettsregler etterleves. Størst betydning har nok dette i forhold til tradisjonell kriminalitet, som tyveri og vold, men i løpet av de senere år ser det ut til at den moralske fordømmelsen av miljøkriminalitet har blitt skjerpet. I en slik utvikling vil det gjerne være en gjensidig påvirkning mellom rett og moral. Endrede holdninger i befolkningen påvirker straffenivået for miljøkriminalitet, som påvirker befolkningens holdninger osv. Moralske hemninger mot overtredelser av regler til beskyttelse av miljøet kan for øvrig styrkes gjennom informasjon om miljøkonsekvensene av slike handlinger.

I den grad moralske overveielser ikke er tilstrekkelig til å motivere til etterlevelse av miljøvernreguleringene, vil aktørenes avveining av fordeler og ulemper ved å følge reglene være utslagsgivende for etterlevelsen.

Ulempene ved å gjøre som forpliktet, er ofte at det er kostnadskrevende eller medfører økonomisk tap. F.eks. kan en bedrift lide store tap dersom den for å overholde utslippsgrensene, må innstille produksjonen når renseanlegget svikter.

Etterlevelse av miljøvernreguleringer kan dessuten være upraktisk og tidkrevende. Det gjelder f.eks. hvis man må reise langt for å kvitte seg med miljøfarlig avfall på forsvarlig måte. Et annet eksempel er at det i landbruket kan være upraktisk at man av hensyn til miljøet ikke kan pløye eller spre husdyrgjødsel på de tidspunkter som passer best i forhold til annen arbeidsbelastning. Dersom det er mulig for myndighetene å gjøre det enklere å etterleve miljøvernbestemmelsene, vil antall overtredelser kunne reduseres. Et eksempel på dette er at det opprettes spesialavfallsmottak i nærheten av der folk bor.

Å gjøre det man er forpliktet til kan i seg selv medføre enkelte fordeler. I treforedlingsindustrien har ny teknologi, som har reduserer utslippene av bl.a. organisk materiale, samtidig gjort det mulig å utnytte mer av tømmerstokken. Et eksempel fra landbruket er at silosaft som samles opp kan brukes til husdyrfôr eller gjødsel, i stedet for å bidra til forurensning av vassdrag. Videre vil miljøvennlig produksjon kunne være en fordel i markedsføringen både av industri- og landbruksprodukter. Dette momentet må sees i sammenheng med ordningene for positiv miljømerking som er under utvikling (se kapittel 18 om informasjon).

Ulike økonomiske virkemidler kan også gjøre det fordelaktig å gjøre sin plikt, f.eks. panteordningen for innlevering av bilvrak.

For at fordelene ved å følge regelverket skal bidra til å øke etterlevelsen, må folk ha kjennskap til disse fordelene. Dersom det er grunn til å tro at mange ikke har det, vil informasjon kunne være et effektivt virkemiddel for å redusere overtredelsene av reglene.

For å forsterke motivene for å overholde miljøvernbestemmelsene er det vanlig at myndighetene knytter negative sanksjoner til overtredelser av reglene. Aktuelle sanksjoner er straff, inndragning, tilbakekalling eller endring av utslippstillatelse, tvangsmulkt, miljøavgifter og erstatningskrav.

I hvilken grad slike negative sanksjoner virker motiverende er bl.a. avhengig av hvor stor risiko det er for at overtredelsen vil bli oppdaget. I denne sammenhengen vil overtredelsens karakter spille en rolle. Ved miljøkriminalitet med lett synlige konsekvenser som enkelt kan spores tilbake til gjerningsmannen, er oppdagel­sesrisikoen høy.

Videre er det viktig for oppdagelsesrisikoen om overtredelsen rammer noen som har interesse av å anmelde forholdet, f.eks. naboer til forurensende virksomheter eller miljøvernorganisasjoner. Folks holdninger til miljøkriminalitet kan også være av betydning. Jo mer moralsk indignert man er over en lovovertredelse, jo større vil nok motivasjonen være for å anmelde forholdet til politiet.

Myndighetenes tilsyn og kontroll vil selvsagt ha stor innflytelse på risikoen for at regelbrudd blir oppdaget. Størst effekt vil jevnlig, obligatorisk kontroll ha. Det må imidlertid påpekes at det er den opplevde og ikke den faktiske oppdagelsesrisikoen som er av betydning for aktørenes lovlydighet. En undersøkelse av trafikkovertredelser viste at den opplevde oppdagelsesrisikoen på dette området var større enn den reelle (Endresen 1978). Jevnlige stikkprøver fra myndighetenes side kan således ha større effekt enn den faktiske økningen av oppdagelsesrisikoen skulle tilsi.

Et annet forhold av betydning for negative sanksjoners motiverende virkning er risikoen for at en oppdaget overtredelse møtes med den aktuelle reaksjonen. Politiet reiser ikke straffesak i alle tilfeller hvor det kunne vært rettslig grunnlag for det. Dette kan skyldes kapasitetsproblemer, men også at enkelte overtredelser anses som så bagatellmessige at det er lite skjønn­somt å anlegge straffesak. Et eksempel på det siste kan være mindre alvorlige tilfeller av forsøpling.

Også tilsynsmyndighetene, som f.eks. Statens forurensningstilsyn, foretar en vurdering av om overtredelser av regelverket er tilstrekkelig alvorlige til at det er fornuftig å anmelde forholdet. Det er bare et mindretall av de regelbrudd SFTs kontrollvirksomhet avdekker som ender med politianmeldelse. I de minst alvorlige tilfellene nøyer man seg med å påpeke forholdet og gi en advarsel. Et annet alternativ er at det gis pålegg om å rette på forholdene innen en viss frist, eventuelt slik at det påløper en tvangsmulkt ved overskridelse av fristen. Skjerpet fremtidig kontroll hører også med blant reaksjonsmulighetene.

I tillegg til oppdagelsesrisikoen og reaksjonsrisikoen, er selvfølgelig også den forventede størrelsen på reaksjonene av betydning for de negative sanksjonenes motiverende kraft. Den nærmere utformingen av straffebestemmelsene, reglene om tvangsmulkt og hjemmelen for å endre utslippstillatelsene, er det redegjort for i del II, avsnitt 5.5 om håndheving av regelverket.

Tilbaketrekking eller endring av utslippstillatelsen til en virksomhet vil kunne være en svært følbar reaksjon mot ulovlig forurensning. Trussel om dette vil derfor gi en sterk motivasjon til å etterleve regelverket. Imidlertid kan tilbaketrekking av utslippstillatelsen være en så streng reaksjon at den i praksis vil være vanskelig å benytte. Dessuten kan sanksjonen komme til å ramme samfunnsøkonomiske interesser, arbeidsplasser og lokalsamfunn.

Tvangsmulkt (i forurensningsloven betegnet som forurensningsgebyr) innebærer at det fastsettes en frist for når et forhold skal bringes i orden, og at overtredelser av fristen skal medføre en plikt til å innbetale et visst beløp, f.eks. for hver dag fristen overskrides. Dette er altså ikke i første rekke en reaksjon på tidligere regelbrudd, men en motivasjon til å unngå overtredelser i fremtiden. For at tvangsmulkten skal tjene sin hensikt, må den være høyere enn det aktøren tjener på å overskride fristen.

Sammenlignet med straffereaksjoner har tvangsmulkten den fordel at den fastsettes administrativt, slik at man unngår den omstendelige saksbehandlingen straffesaker krever. At reaksjonen på fristoverskridelsen fastsettes på forhånd, medfører dessuten at tvangsmulkten antagelig har en kraftigere preventiv effekt enn en generell straffetrussel, hvor både reaksjonsrisikoen og straffens størrelse kan være usikker. En ulempe med reaksjoner som fastsettes på forhånd kan imidlertid være at saks­mengden og dermed administrasjonskostnadene kan bli større enn dersom man nøyer seg med å reagere på faktiske fristoverskridelser. Som det er redegjort for i del II avsnitt 5.5, er det da også bare helt unntaksvis at det benyttes tvangsmulkt uten at det allerede er begått en overtredelse av regelverket.

Også negative sanksjoner fra private aktører kan ha betydning for etterlevelsen av rettsregler. Viktig i så måte er reglene om erstatning for forurensningsskade. Hvilken innflytelse erstatningstrusselen vil ha på etterlevelsen vil bl.a. avhenge av erstatningsreglenes utforming. Som det fremgår i del II, avsnitt 4.3, er utgangspunktet at ulovlig forurensning medfører erstatningsplikt overfor eventuelle skadelidte.

Den forebyggende virkningen av erstatningsreglene er imidlertid ikke bare knyttet til det formelle regelverket, men om private aktører faktisk benytter adgangen til å kreve erstatning. Om dette gjøres vil avhenge av flere forhold. Skadelidte må ha kjennskap til hvilke muligheter det er for å kreve erstatning. Dersom skadevolderen ikke uten videre aksepterer et fremsatt erstatningskrav, må skadelidte ha viljestyrke og økonomiske ressurser til å fremme kravet for domstolen – kanskje gjennom flere rettsinstanser. I denne sammenheng har det betydning i hvilken utstrekning private organisasjoner, som f.eks. miljøorganisasjoner, har anledning til å gjøre gjeldende erstatningskrav. Denne retten kan sies å være utvidet gjennom senere års rettspraksis.

Ulovlig forurensning kan dessuten medføre krav om retting eller stansing i henhold til det naborettslige regelverket (se del II, avsnitt 4.1). Også mulighetene for slike krav kan forebygge regelbrudd. Under bestemte forutsetninger kan også private aktører få dom for at forurenseren skal rette seg etter offentlige vedtak. Dette kan få praktisk betydning for etterlevelsen av vedtaket dersom myndighetene ikke selv vil forfølge overtredelsen.

For private aktører som opererer i et marked vil også signaler fra markedet ha betydning for etterlevelsen av miljøreguleringene. Å bli tatt for miljøkriminalitet er dårlig reklame i forhold til de forbrukere som har en ideell interesse av å handle miljøvennlig. Ettersom stadig flere er opptatt av å se produkters miljøkonsekvenser i et vugge-til-grav perspektiv, er det også viktig for en produsent å sikre seg at underleverandører og andre tidligere ledd i produksjonskjeden har et rent rulleblad i miljøsaker, og at de har evnen til å opprettholde en slik standard. Tendensen i enkelte bransjer går derfor i retning av at det før større kontraktsinngåelser foretas miljøevalueringer av tidligere produsentledd. Standarden for kvalitetssikring i ISO 9000 har også en viss betydning i denne sammenheng. Dessuten er det under utarbeidelse en egen miljø­standardisering under navnet ISO 18 000.

I markedet kan det også være slik at selgere har interesse av at potensiell kjøpere etterlever miljøreguleringer. Et eksempel på dette omtales av Bergem (1980). Utgangspunktet var et forbud av 1976 mot bruk av tunge fyringsoljer i enkelte deler av landet. Oljeselskapene hadde en økonomisk interesse av at forbudet ble overholdt fordi lette fyringsoljer var dyrere enn tunge, og dermed gjerne ga større fortjeneste. Oljeselskapene kunne påvirke etterlevelsen ved å informere om forbudet og eventuelt gi beskjed til kontrollmyndighetene om eventuelle overtredelser.

Generelt kan det sies at de som utvikler og selger miljøvennlige produkter eller teknologi, har interesse av at miljøreguleringene favoriserer slike produkter. Disse produsentene kan, som i eksempelet overfor, influere på etterlevelsen av eksisterende regelverk, men vil nok ha større betydning ved å gjøre det praktisk mulig å skjerpe reguleringene og dessuten være en drivkraft i denne retning.

17.4 Spesielt om etterlevelsen av avgiftsregler

Momentene nevnt under avsnitt 17.3 vil også ha betydning i forhold til etterlevelsen av avgiftsbestemmelsene. Nedenfor utdypes enkelte omstendigheter med spesiell relevans for avgiftsreglene.

De økonomiske motivene for overtredelse av avgiftsbestemmelsene kan være store – alt avhengig av avgiftspliktens omfang. Videre kan nok de moralske hemningene mot å overtre skatte- og avgiftsregler være varierende. Oppdagelsesrisikoen vil derfor være viktig for etterlevelsen. I forhold til utslippsavgifter vil det f.eks. være av stor betydning om det er mulig å manipulere utslippsregistreringene. I Eckhoff (1983) foretas følgende oppsummering av oppdagelsesrisikoen i forhold til skatte- og avgifts­unndragelser:

Mellom de forskjellige skatte- og avgifts­ordninger er det innbyrdes ulikheter m.h.t. håndhevingsmulighetene. Generelt kan det vel sies at jo mindre antall avgiftspliktige, jo mindre mulighet for å holde virksomheten skjult, og jo enklere og lettere kontrollerbare beregningsgrunnlag, desto høyere etterlevelsesfrekvens og/eller lavere håndhevingsomkostninger kan man regne med.

17.5 Hvordan etterlevelsesgraden og håndhevingsomkostningene bør influere på valget av virkemidler

Det er altså en rekke momenter som har betydning for etterlevelsen av miljøreguleringer. I forbindelse med utarbeidelsen av nye regler bør det derfor foretas en samlet vurdering av om det er grunn til å forvente mange brudd på det aktuelle regelverket. Hvis enkelte momenter trekker i retning av at man risikerer mange overtredelser, bør man tenke igjennom hva som kan gjøres for å unngå dette. Dersom det f.eks. vil være sterke motiver for å overtre de nye bestemmelsene, kan dette bl.a. avbøtes ved tiltak som gjør det enklere eller billigere å følge reglene. Svake moralnormer og lav oppdagelsesrisiko kan bl.a. kompenseres ved strenge negative sanksjoner mot overtredelser. Ved liten oppdagelsesrisiko, kan det også vurderes hva som må til for å øke den. Kanskje kan kontrollvirksomheten gjøres mer effektiv, f.eks. ved at det utvikles utstyr for måling av utslipp som ikke kan manipuleres uten at det blir oppdaget. Kanskje kan også en alternativ utforming av regelverket øke oppdagelsesrisikoen ved at pliktene knyttes til mer observerbare forhold. Et eksempel er at det i tillegg til utslippsgrenser kan gis pålegg om synlige utslippsbegrensende tiltak, som f.eks. etablering av renseanlegg.

Håndhevingen av miljøreguleringene har en kostnadsside både for myndigheter og private aktører. For myndighetene kan kostnadene være knyttet til den forvaltningssektoren som administerer regelverket eller til generelle organer som politi og domstoler. Privates kostnader vil kunne bestå av slikt som tidsforbruk i forbindelse med inspeksjoner, utfylling av skjemaer ol., og utgifter til tiltak som pålegges av kontrollhensyn, f.eks. nytt måleutstyr.

Før man oppnår 100 % etterlevelse vil man gjerne komme til et punkt hvor økninger i håndhevingsomkostningene vil overstige nytten ved den forbedringen av etterlevelsen man oppnår. I en slik situasjon tilsier samfunnsøkonomiske hensyn at man unngår økning i håndhevingsomkostningene. Rettferdighetshensyn kan riktignok tenkes å kunne forsvare en ytterligere innsats for å bedre etterlevelsen.

For at det i det hele tatt skal være hensiktsmessig å benytte et juridisk virkemiddel, må det kunne utformes slik at kostnadene forbundet med virkemiddelet oppveies av de resultater man oppnår. På kostnadssidene må her administrasjonskostnader i vid forstand inkluderes, herunder håndhevingsomkostningene. Når man skal anslå nytten, må man ta utgangspunkt i den etterlevelsen man kan oppnå med de håndhevingsomkostninger som lar seg forsvare.

Dersom man må anta at et minstemål av etterlevelse ikke vil kunne oppnås innenfor rammen av akseptable håndhevingsomkostninger, er dette i seg selv et argument for å la være å iverksette reguleringen. Regler som bare i liten grad etterleves, vil kunne bidra til en generell svekkelse av folks respekt for rettsregler.

Tilsvarende helhetsbetrakninger må anlegges når andre virkemidler skal vurderes opp mot juridiske virkemidler. Dersom f.eks. en avgiftsordning skal vurderes i forhold til et juridisk virkemiddel, må man bl.a. ta hensyn til omkostningene ved håndhevingen av avgiftsreglene, hvilken etterlevelse av disse reglene man kan oppnå og anslag over hvilke utslippsreduksjoner og forbedringer i miljøtilstanden man dermed vil få.

18 Informasjon som virkemiddel i miljøpolitikken

Formålet med dette kapitlet er å gi en kort oversikt over ulike typer offentlig informasjonsvirksomhet, og gå kort gjennom noen informasjonsfaglige forhold knyttet til bruk av informasjon som virkemiddel i miljøpolitikken. Målet er å identifisere forutsetninger for at informasjon skal være egnet som virkemiddel, og så langt mulig finne kriterier for effektiv informasjonsformidling. De konkrete diskusjonene om hvorvidt informasjon er kostnadeffektivt virkemiddel i ulike tilfelle tas i analysedelen.

18.1 Ulike typer offentlig informasjon

Offentlig informasjon og kommunikasjon brukes i ulike sammenhenger og som virkemiddel for å nå mål av mange slag. Oversikten her bygger på NOU (1992:21) Ikke bare ord – statlig informasjon mot år 2000. Motivene for bruk av informasjon kan grovt deles i følgende tre grupper:

1. styrke demokratiet (medvirkning)

2. styringsredskap (internt i statsapparatet og eksternt overfor allmennheten)

3. egenprofilering av offentlige organer

Demokratiske rettigheter ivaretas bl.a. ved at staten informerer befolkningen om saker som er under behandling, om beslutninger som tas etc. for på den måten å gi befolkningen muligheter til å delta i beslutningsprosesser. Skal informasjon og kommunikasjon styrke demokratiet er det derfor ikke nok å kjenne til at saker er satt på dagsorden eller er under behandling. I tillegg kreves kunnskaper om politiske prosesser og om forvaltningens organisering . Det kreves videre kunnskap om når, hvor og hvordan allmennheten har muligheter til selv å være aktive og å ta initiativ. Kommunikasjon om offentlig administrasjon og virksomhet for å veilede den enkelte i sitt forhold til forvaltningen er derfor viktig. Enkeltmenneskers forhold til stat og forvaltning er blitt stadig mer detaljert og teknisk. Staten fremstår som komplisert, og rasjonalisering og automatisering har ført til at den personlige kontakten er redusert.

Befolkningens rett til informasjon om sitt miljø, som fra 1992 nedfelt i en egen Grunnlovs­paragraf, vil også falle inn under denne kategori informasjon.

Statlig forvaltning skal bidra til at overordnede mål nås ved å sørge for at politiske vedtak blir satt i verk og blir fulgt opp. Dette nødvendiggjør bruk av informasjon som virkemiddel, enten alene eller i kombinasjon med andre virkemidler. Rettsstatsidéen innebærer eksempelvis at lover og regler blir gjort kjent for dem det gjelder. Dette er nødvendig både for å ivareta den enkeltes rettssikkerhet, men også for at lover og regler skal kunne virke etter hensikten. Det samme gjelder økonomiske rettigheter knyttet til trygder, støtteordninger etc.

Profilering innebærer at et organ eller en etat markerer seg overfor omverdenen gjennom sin kompetanse og kvalitet på produkter og tjenester, gjennom visualisering (logoer etc), eller gjennom synliggjøring i media.

18.2 Informasjon som virkemiddel

Grunnlaget for bruk av informasjon som eget virkmiddel

Som det går frem av diskusjonen knyttet til tilfelle b) i listen ovenfor, kan informasjon både være et eget virkemiddel, og inngå i kombinasjoner med andre (hoved)virkemidler av økonomisk og/eller juridisk karakter. Bruk av informasjon som eneste virkemiddel er ofte lite effektivt. Dette kan skyldes at man i noen tilfeller har tydd til lite virkningsfulle holdningskampanjer fordi mer effektfulle virkemidler som kunne løst problemet av ulike grunner ikke ble iverksatt. En slik kampanje kan gi inntrykk av at man gjør noe med problemet, selv om virkningene er små, og det er uansett et lite konfliktfylt tiltak.

En av grunnene til at man i mange sammenhenger oppnår dårlige resultater med informasjon er manglende analyse. En problemanalyse for å avdekke hva problemene består i, hvor og når dette er et problem, og hvem som rammes av problemet og evt. hvem som tjener på at dagens situasjon opprettholdes, er en nødvendig forutsetning for en vellykket bruk av informasjon. Før vi går nærmere inn på de informasjonsfaglige problemene, skal vi gå et skritt tilbake i prosessen, og se på i hvilke situasjoner informasjon alene kan være et kostnadseffektivt alternativ til andre virkemidler.

Ut fra den ideelle økonomiske analysemodellen vi tok utgangspunkt i i avsnitt 16.2 foran, er alle aktører økonomisk rasjonelle. Hvis alle de øvrige ideelle forutsetningene er oppfylt, men det er mangel på informasjon, vil informasjon være effektivt ut fra denne modellen hvis vi kan gi aktørene informasjon som setter dem i stand til å handle i sin egen interesse på en bedre måte enn før, og slik adferds­endring er ønskelig sett fra samfunnets side. Dette kan f.eks. være hjelp til bønder til å tilpasse seg økonomiske virkemidler på optimal måte, eller informasjon om potensiale for kostnadsbesparelser som også innebærer miljøgevinster i industrien.

Kort sagt kan informasjon være effektivt hvis det er mangel på informasjon som er problemet. Et annet eksempel på dette er statens behov for aktivt å veilede i forbindelse med kriser og akutte katastrofer, herunder ikke minst ved miljøkatastrofer som f.eks. Tjernobyl-ulykken. For det første kan mangel på informasjon skape overdreven frykt. For det andre vil folk i gitte situasjoner være avhengig av raske råd og veiledning dersom de skal kunne ta forholdsregler og begrense skadeomfanget.

Miljømerking av varer, enten den er positiv (f.eks. Svanemerket som viser at produktet oppfyller visse strenge miljøkrav) eller negativ (f.eks. helse- og miljøfaremerking av kjemikalier), er et annet eksempel på informasjonsvirkemidler som retter seg direkte mot å rette opp en mangel på kunnskap hos aktørene. Gitt den nye kunnskapen, kan aktørene ut fra sine egne preferanser foreta en adferdsendring som vedkommende regulerende myndighet er interessert i å oppnå.

I den enkle økonomiske analysemodellen er det umulig å få aktørene til å handle mot sine egne interesser. Vi utelukker muligheten for å manipulere aktørene gjennom bevisst feilinformasjon. Den muligheten som da gjenstår er å søke å påvirke aktørenes oppfatning av hva som faktisk er deres interesser, dvs. oppnå en holdningsendring. I forurensningssammenheng innebærer dette at husholdninger eller bedrifter påtar seg ekstra kostnader eller ulemper for å redusere sine utslipp, ut over det som gir direkte økonomisk gevinst for dem.

Slik holdningsskapende kommunikasjon dreier seg om bevisst påvirkning for å endre folks handlinger eller for å styre folks handlinger i en viss retning. Denne typen av informasjon er ofte organisert som kampanjer. Det betyr at informasjonen kommuniseres etter en plan hvor tiltaket er vurdert ut fra sin sammenheng. Eksempel på kampanjer innenfor miljøsektoren er avfallskampanjen for å redusere og gjenvinne avfall, og batterikampanjen for å samle inn brukte, miljøskadelige batterier.

I en større sammenheng inngår samfunnets satsing på skole og utdanning også i en slik sammenheng, der man prøver å gi hver ny generasjon et sett av holdniger og kunnskaper som er nødvendige for at de skal fungere som samfunnsbyggende individer. Undervisning i naturfag, samfunnsfag og miljøvern er slik med på å legge grunnlaget for fremtidens miljøpolitikk.

Som en oppsummering synes det klart at informasjon kan være et egnet virkemiddel når årsaken til problemet er mangel på kunnskap hos aktørene. Hvis dette ikke er tilfelle, må informajonen endre folks holdninger for å ha effekt, noe som er en vesentlig tyngre og mer usikker prosess. Om informasjon er mer kostnadsefektivt enn andre virkemidler er et empirisk spørsmål i hvert tilfelle.

Informasjon brukt i kombinasjon med andre virkemidler

NOU (1992:21) omtaler informasjon brukt i slike kombinasjoner som plikt- og rettighetskommunikasjon. Slik informasjon og kommunikasjon er en forutsetning for at staten skal kunne sette i verk virkemidler som lover, forskrifter eller økonomiske støtteordninger. Aktørene må kjenne til reglene og ordningene for at de skal kunne fungere. Ansvaret for å informere om rettigheter og plikter ligger hos den instans som har ansvaret for å forvalte den aktuelle loven eller det aktuelle regelverket. Samtidig er det den enkeltes ansvar å holde seg orientert om rettsregler.

Man kan skille mellom informasjon og kommunikasjon som presenterer en lov, og informasjon og kommunikasjon rettet mot grupper som har spesielle behov for kjennskap til lovverket på et område. Det er også ofte et behov for å gå ut til spesielle grupper som i mindre grad enn resten av samfunnet er klar over sine rettigheter og plikter.

Informasjon om behandlingen av enkeltsaker til de berørte parter, f.eks. i konsesjonsaker etter forurensningsloven, er også et viktig eksempel på bruk av informasjon i samspill med andre virkemidler.

Vilkårene for at informasjon skal virke

Informasjon og kommunikasjon foregår i et åpent system der en rekke informasjonsstrømmer virker på aktørene (aviser, reklame, personlig påvirkning). Dette fører til at det ofte vil være vanskelig å fastslå effekten av ett informasjonstiltak i forhold til andre mulige påvirkninger.

Også tidsaspektet spiller en vesentlig rolle når det gjelder vurderinger knyttet til effekten av informasjonstiltak. På den ene siden kan tiden som går med fra informasjon settes ut i livet til effekter oppnås undervurderes. På den annen side tror man ofte at man kan oppnå langtidseffekter med korttidstiltak. Erfaringer viser at selv ved å gjenta informasjon gjennom flere år, kan effekten bli mangelfull.

Videre er informasjon og kommunikasjon i stor grad situasjonsavhengig. Dette innebærer at et budskap som i en situasjon tas imot og fungerer bra, i en annen situasjon kan vise seg å bli mislykket.

Kompleksiteten i budskapet påvirker i stor grad effekten av informasjon. Enkle budskap har lettere for å nå gjennom enn kompliserte.

Det finnes mange eksempler på at individenes valg avgjøres av en rekke faktorer som ikke fanges opp av tilsynelatende gode rasjonelle begrunnelser. Eksempel er de langvarige antirøyke-kampanjer, som kombinert med avgift på tobakk ikke har ført til den dramatiske nedgang i røykingen i befolkningen som en kanskje kunne forvente. Det samme kan til en viss grad gjelde kostholdskampanjer, trafikksikkerhetskampanjer etc. Man vet imidlertid ikke hvordan utviklingen ville vært uten disse kampanjene. Mer kvalifiserte vurderinger av effekter krever derfor enten kompliserte modellberegninger eller sammenligninger med andre land.

Fra et teoretisk ståsted kan et budskaps vei fra sender til mottaker ses på som et antall hindringer som skal brytes, og der det første gjennombruddet er en forutsetning for det neste osv. Kommunikasjonsteoretikere (McCuire) regner grovt med et 50% tap mellom hvert trinn. Aktuelle trinn kan være:

• Eksponering av budskap – når budskapet frem

• Oppmerksomhet – ses budskapet av mottakeren

• Interessevekkelse – synes mottakeren budskapet er interessant

• Ferdighet – vet mottakeren hvordan vedkommende skal opptre

• Forståelse – vet mottakeren hva budskapet dreier seg om

• Holdning – vet mottakeren hvorfor budskapet skal følges

• Lagre – kan mottakeren lagre budskapet

• Hente frem – kan mottakeren hente frem budskapet

• Beslutning – kan mottakeren bestemme seg for å iverksette budskapet

• Handling – kan mottakeren handle i samsvar med budskapet

• Forsterkning – finnes det noen belønning for å følge budskapet (kombinasjon med andre virkemidler)

• Konsolidering – kan mottakeren befeste adferden

En målsetting om f.eks. å vekke oppmerksomhet (2. strekpunkt over) er derfor ikke så vanskelig å nå. Dersom det søkes å oppnå en varig adferdsendring er derimot utfordringen svært stor. Med et 50 % effekttap i hvert trinn vil vi sitte igjen med mindre enn 1 av 1000 personer som varig endrer sin adferd, mens hele 250 personer har vært oppmerksomme på budskapet.

Dersom informasjonens mål er å oppnå langsiktige holdningsendringer gjennom kampanjer etc, vil det være svært vanskelig å foreta vitenskapelige effektmålinger f.eks. av økt generell miljøbevissthet. Ofte må vi anta at eventuelle effekter skyldes iverksatte informasjonstiltak, og at disse i et langsiktig perspektiv bidrar til å endre holdningene hos folk flest, hos politikere og hos myndigheter.

Ut fra en slik forståelse av informasjonens begrensninger og muligheter er det mulig å finne frem til kombinasjoner av virkemidler som til sammen påvirker adferden. I tråd med utviklingen av effektiv reklame er det også mulig å utvikle informasjon i retning av større treffsikkerhet, bl.a. ved å ta utgangspunkt i enkeltpersoners sosiale forankring og verdisett. Informasjonsopplegg som tar hensyn til motivasjonsfaktoren hos både sender og mottaker har langt bedre muligheter til å lykkes. Et godt eksempel på dette er informasjon om sikring av småbarn i bil, som har fått stor respons fordi informasjonen ble kanalisert (målrettet) gjennom de kommunale helsestasjonene til nybakte foreldre som var sterkt motivert for denne typen informasjon. Et annet godt eksempel er landbrukets effektive informasjonskanaler gjennom landbrukskontorer, forsøksringer og fag­lag, der personlig kontakt og tillit blir viktige brikker ved siden av treffsikkerhet. Når det gjelder landbrukets informasjonskanaler skjer dette også i stor grad i et samspill mellom informasjon og økonomiske og juridiske virkemidler rettet mot næringsinteressene i landbruket.

19 Organisering og ansvarsdeling som forutsetning/rammebetingelse for virkemiddelbruk

19.1 Innledning

Valg og bruk av virkemidler skjer i en organisatorisk og forvaltningsmessig ramme som kan ha stor betydning for ulike virkemidlers effektivitet. Praktiske valg og implementering av virkemiddelløsninger i samfunnet skjer ikke isolert ut fra faglige kriterier, men blir sterkt påvirket av institusjonelle rammer og maktfordelingen mellom ulike interessegrupper. Institusjonelle og organisatoriske forhold i samfunnet, herunder også fordeling av ansvar og myndighet mellom ulike offentlige organer, er derfor sentrale spørsmål i forbindelse med virkemiddelbruken i miljøpolitikken.

Det ligger imidlertid ikke i utvalgets mandat å foreta en gjennomgang og drøfting av organiseringen og ansvarsdelingen på miljøområdet. Utvalget har likevel funnet det riktig å trekke frem enkelte sentrale spørsmål som gjelder ansvars- og oppgavefordelingen som er av spesiell betydning for virkemiddelbruken. Dette gjelder i første rekke Regjeringens klart uttrykte målsetting om at miljøhensyn skal integreres i sektorpolitikken, for derigjennom å sikre en bærekraftig utvikling (St.meld. nr. 46 (1988-89) Miljø og utvikling. Norges oppfølging av Verdenskommisjonens rapport.). Utvalget ser dette som et felt der det er spesielt viktig å få til en videre utvikling dersom forurensningsproblemene skal kunne forebygges og løses på en effektiv måte.Vi ser også kort på forholdet mellom statlige og kommunale myndigheter.

Gjennomgangen i dette kapitlet er sterkt avgrenset og generell. I den grad utvalget finner det interessant å gå nærmere inn på organiseringsspørsmål i forhold til de enkelte miljøproblemene, er dette omtalt i analysene i del VI i rapporten. Der er også dagens faktiske ansvars- og oppgavedeling omtalt konkret for hvert felt.

19.2 Sektoransvaret for miljø

19.2.1 Behovet for sektorovergripende miljøvern

Årsaker til at sektorovergripende styring er vanskelig

Formålet med dette avsnittet er å skissere noen av de grunnleggende årsakene til at samordning av miljøpolitikken på tvers av sektorene i samfunnet er en så komplisert oppgave i moderne samfunn som vårt. Forskning om segmenteringen av beslutningsprosessene i samfunnet var en sentral del av den store norske maktutredningen (Hernes 1984).

Årsaken til at det oppstår slike avgrensede beslutningsarenaer hvor særinteressene råder grunnen, synes å henge sammen med generelle trekk ved utviklingen av kompliserte samfunn. Med utgangspunkt i at de berørte parter skal få uttale seg, skjer det en utvelgelse av hvem som er aksepterte deltakere i ulike beslutningsprosesser. Konsekvensen av dette er at de be­rørte parter får en klar overrepresentasjon i de organer som fatter beslutninger om saker som angår dem. Det foregår et bytte mellom ulike grupper ut fra hvor sterke interesser de har i ulike saker. De ulike gruppene velger å satse sine ressurser på de områdene som er aller viktigst for dem, og lar andre grupper få dominere på områder av mindre viktighet. Konsekvensen av dette blir at ulike mindretall til en viss grad kan herske på hver sine områder på tvers av interessene til en mye større, men stadig skiftende majoritet. De ulike bukkene på den politiske arena overlater til hverandre kontrollen over de ulike havresekkene. Andre interesser som er tapere i dette spillet vil ikke få delta i de reelle beslutningsprosessene.

Hvilke konsekvenser har så dette for samfunnsstyringen? Hernes (1984) påpeker at det skjer en overføring av makt fra individer til organisasjoner eller korporative aktører. Mens det i den klassiske demokrati-modellen er personene som møtes og bryner sine interesser mot hverandre, er det nå organisasjonene som møtes. Mens enkeltindivider har mange og kryssende interesser i seg på en gang som demper ned og nyanserer individets stemmegivning, vil organisasjonene ofte representere snevre, rendyrkede enkeltinteresser uten å ha egne motforestillinger. Organisasjonene kan sies å være mer unyanserte og å ha enklere målfunksjoner enn enkeltindividene. De interessene som av en eller annen grunn ikke er organisert og representert av noe korporativt organ, vil kunne falle helt igjennom i en slik kontekst, mens de interessene som fremmes av de sterkeste organisasjonene vil kunne overkjøre andre hensyn.

Miljøvernhensynet er i dag formelt organisert som en egen sektor, med eget departement og egen stortingskomite. De frivillige miljøvern­organisasjonene er likevel av en annen karakter enn f.eks. næringsorganisasjonene, og har ikke på samme måte som disse institusjonalisert korporativ innflytelse på politikkutformingen på sine interessefelt. De frivillige miljøvernorganisasjonenes innflytelse gjennom andre kanaler (media) kan imidlertid være betydelig.

Uansett vil segmenteringen skape problemer for den overordnede samfunnstyringen, og vanskeliggjøre arbeidet med å nå overordnede mål på en konsistent og kostnadseffektiv måte. Hvis segmentene får for stor makt, kan de avskjerme seg fra markedet eller på andre måter bygge skott mellom sektorene. Dette vil over tid føre til en inkonsekvent offentlig politikk med innbyrdes motstridende tiltak. Man vil ikke få det samme igjen for ressursene i alle sektorer, og man kunne fått en høyere velferd for samme totalinntekt om man omfordelte ressursene og koordinerte politikken bedre på tvers av sektorene.

Dette forholdet er understreket av Verdenskommisjonen for miljø og utvikling (VMU), som påpeker at det spesielt på lengre sikt kan være stor overensstemmelse mellom økologiske og økonomiske mål. Men denne overensstemmelsen går ofte tapt fordi enkeltindivider og grupper etterstreber sine mål uten hensyn til virkningene de påfører andre. Hver indu­strigren og sektor betraktes isolert uten hensyn til sammenhengene mellom dem, selv om de tverrsektorielle sammenhengene danner et mønster av gjensidig økonomisk og økologisk avhengighet. Kommisjonen understreker videre at:

Hver enkelt sektor pleier å hevde sine egne sektorinteresser og å betrakte virkningene på andre sektorer som bivirkninger som det bare tas hensyn til om det er tvingende nødvendig. ... Mange av de miljø- og utviklingsproblemene vi står overfor, stammer fra denne sektorielle fragmenteringen av ansvar. Bærekraftig utvikling forutsetter at vi får slutt på denne fragmenteringen.» (VMU 1987, s. 54).

I det følgende skal vi se mer i detalj hvordan miljøhensynet kan fremmes som en sektorovergripende interesse.

Løsningen: Sektoransvaret for miljø som en ramme for helhetlig virkemiddelbruk i miljøpolitikken

Miljøvernmyndighetene har i dag egne virkemidler på felt som naturvern, friluftsliv, kommunal arealplanlegging og deler av forurensningsfeltet, og utøver en betydelig miljøinnsats innenfor disse rammene. Erkjennelsen av at denne innsatsen alene ikke er tilstrekkelig har imidlertid blitt stadig sterkere. Utviklingen av miljøproblemene med stadig større relativ betydnig av utslipp fra energi-, petroleums-, samferdsels- og landbrukssektorene og produktene/konsumentleddet i forhold til tradisjonelle energi- og industrikilder, er en av årsakene til dette. Det synes i økende grad nødvendig å forebygge miljøproblemer gjennom å påvirke strukturutviklingen i samfunnet for å kunne løse miljøproblemene kostnadseffektivt, da det er begrenset hva som kan oppnås ved reparerende tiltak i etterkant. Knappe ressurser og kostbare løsninger forsterker behovet for en tverrsektoriell kostnadsminimerende tilnærming, og for helhetlige systemanalyser, jf. kapittel 16 foran om økonomisk effektivitet. Gjennom en slik arbeidsmåte vil miljøvernmyndighetene snart møte grensene for egen myndighet.

Den løsningen på dette problemet som er valgt i Norge og de fleste industriland, er prinsippet om alle sektorers og aktørers selvstendige ansvar for å ta miljøhensyn på sitt felt. Prinsippet ble for alvor satt på dagsorden av Verdenskommisjonen for miljø og utvikling.

Kommisjonen påpeker problemet med sektorisering og adskillelse mellom de organer som har ansvar for miljøet, og de som styrer den økonomiske utviklingen som forårsaker miljøproblemene, og konkluderer (VMU 1987 s.224):

Samtidig med at de eksisterende programmer og organer for miljøvern må bli opprettholdt og til og med styrket, er det nødvendig at regjeringene nå setter miljøproblemene og miljøpolitikken inn i en mye større sammenheng.

... Miljøvern og bærekraftig utvikling må bli en integrert del av mandatet til alle departementer, internasjonale organisasjoner og store private organisasjoner. De må bli gjort ansvarlige og regnskapspliktige for at deres politikk, programmer og budsjetter befordrer og støtter virksomheter som økonomisk og økologisk er bærekraftige både på kort og lang sikt.

Dette prinsippet ble med St.meld. nr. 46 (1988-89 s. 71) om oppfølgingen av verdenskommisjonen innført som grunnleggende i norsk miljøpolitikk:

Regjeringen legger avgjørende vekt på at hensynet til en bærekraftig utvikling innarbeides i all samfunnsplanlegging og sektorpolitikk. Landbruks-, fiskeri-, energi, samferdsels­myndigheter osv. skal ha ansvaret for å sikre at utvikling og planlegging innen sektorene er i tråd med en bærekraftig utvikling og at budsjett og andre virkemidler utformes slik at eksisterende miljøproblemer reduseres og nye forebygges.

Tilsvarende vegvalg er gjort av EU i Maastricht-avtalen og det femte handlingsprogram for miljø. EU-kommisjonen vedtok interne kjøreregler for en slik integrering mellom sine 23 generaldirektorater i juni 1993.

St.meld. nr. 46 (1988-89) legger videre opp til visse organisatoriske justeringer, og innfører et system for samordnet rapportering av miljøprofilen for alle departementer i statsbudsjettet; Grønn bok. Oppstarting av arbeidet med tverrsektoriell miljøpolitisk resultatkontroll blir også signalisert. Innføringen av en egen miljøpolitisk redegjørelse for Stortinget med påfølgende plenumsdebatt kan også sees som et uttrykk for at det politiske miljø anerkjenner miljøpolitikkens spesielle og overgripende karakter, og at dette forsvarer en slik spesiell behandling på samme måte som utenriks- og finanspolitikken.

19.2.2 Integrering av miljøhensyn i sektorene – erfaringer og utviklingsmuligheter

Utvalget går i dette avsnittet kort igjennom noen viktige erfaringer knyttet til den praktiske implementeringen av prinsippet om sektoransvaret, og skisserer noen aktuelle alternativer for fremtidig utvikling. Det fokuseres på samarbeidet mellom miljø- og sektormyndighetene som en nøkkel til å oppnå mer konsistent politikk og virkemiddelbruk på tvers av sektorene. Som det går frem av sitatet fra Verdenskommisjonen for miljø og utvikling ovenfor, gjelder imidlertid prinsippet om sektoransvaret også for private aktører som industri og organisasjoner av ulike slag. I forurensningsmessig forstand er også husholdningene en viktig sektor.

Økt interdepartementalt samarbeid innenfor det miljøpolitiske området, herunder etablering av flere interdepartementale samarbeidsgrupper av ulik karakter er et konkret uttrykk for at erkjennelsen av sektorenes rolle har fått økt betydning for politikkutformingen. Miljøavgiftsutvalget, klimautredningen og det foreliggende arbeid er eksempler på slike fora. Etableringen av et system med faste samarbeidgrupper mellom miljøvern- og landbruksmyndighetene er et annet viktig skritt.

Det kritiske punkt i implementeringen av prinsippet om sektoransvar er integrering av miljøhensyn i sektorpolitikken, slik at miljømålene kan nås, og nås på en totalt sett kostnadseffektiv måte. Erfaringer fra utviklingen av sektoransvarsmodellen til nå er varierende. Generelt har det vært en klar positiv utvikling knyttet til bedre samordning og effektivisering av politikken. Det gjenstår imidlertid et viktige arbeid bl.a. knyttet til å operasjonalisere en mer systematisk faglig samordning og rapportering.

Et tett samarbeid mellom miljø- og sektormyndighetene er viktig for å sikre en konsistent, kostnadseffektiv og målrettet sektorovergripende miljøpolitikk. For å få til konkret integrasjon er det videre viktig at miljømålene er så klare som mulig, og at eventuelle konflikter mellom miljømål og sektormål er identifisert og avklart så langt det er mulig. En aktiv koordinering på administrativt nivå vil være nødvendig også i tilfeller der det er målkonflikter eller klare mål ikke foreligger, for å identifisere problemer, minimere konflikter og legge frem et utvalg av alternativer for beslutningsfatterne. Siktemålet må være at målkonflikter kan avklares bedre, og at det utformes en etterprøvbar politikk på hver sektor som bidrar til en langsiktig bærekraftig utvikling. Mangel på etterprøvbare og kontrollerbare arbeidsmål gjennom resultatkontroll ble også framhevet som en av hovedinnvendingene mot norsk miljøpolitikk i OECDs landstudie (OECD 1993, s. 79-81, 144-145).

Konkrete tiltak i en vellykket integreringssprosess – erfaringer

Mange ulike faktorer påvirker fremdriften i integrasjonsprosessen. Ut fra de ulike erfaringer som er høstet siden St.meld. nr. 46, synes det å avtegne seg visse elementer som er viktige i organiseringen av samarbeidet mellom miljø- og sektormyndighetene, og for å oppnå konkrete resultater basert på prinsippet om sektoransvaret for miljø.

Det erfaringsmessig kanskje aller viktigste tiltaket er felles faglige utredninger av forhold av felles interesse. Et spesielt viktig tema for slike utredninger er omfanget og karakteren av miljøproblemene på sektoren. Utredning av miljøeffekter og kostnader ved aktuelle tiltak og virkemidler kan være en naturlig videreføring. Slikt samarbeid er konfliktdempende i seg selv, ikke minst fordi det fører til en mer felles virkelighetsforståelse, og etablerer et faglig grunnlag for å klargjøre hva man er enige og uenige om. Slik får man en basis for å samarbeide videre selv om man har ulike oppfatninger om enkelte forhold. Dette gir i neste omgang forbedret grunnlag for politiske beslutninger.

Avklaring av roller og oppgaver er grunnleggende for et konstruktivt samarbeid. Konkretisering og utdyping av roller og oppgaver er både konfliktdempende og effektiviserende. Videre har organisering av faste samarbeidsfora på ulike administrative nivå vist seg å være svært nyttig. Etableringen av relativt faste samarbeidsmønstre og kontaktpunkter gir forutsigbarhet og stabilitet i samarbeidet, og reduserer innvirkningen av tilfeldigheter og avhengigheten av enkeltpersoner. Regelmessig kontakt over tid kan bidra til å bygge opp tillit og i seg selv skape grunnlag for utvidet og mer fruktbart samarbeid. Samarbeidsgrupper kan imidlertid ikke erstatte ordinære byråkratiske og politiske prosesser, og de kan være ressurs­krevende og bidra til tunge beslutningsprosesser dersom de benyttes i for stor utstrekning.

Videre utvikling av samarbeidsformene vil variere etter behovet på sektorene. Landbruks- og miljøvernmyndighetene har etablert et felles resultatkontrollsystem for jordbruksforurensninger, som er tenkt å gi et enda bedre felles grunnlag for vurderinger av måloppnåelse og virkemiddelbruk fremover. Denne arbeidsformen er etter utvalgets mening interessant å vurdere anvendt også på andre områder fremover. Dette kan bidra til å sikre konsistens i miljøpolitikken på tvers av sektorene. Miljøverndepartementets inntreden i statens forhandlingsutvalg for jordbruksoppgjøret og senere deltakelse i landbrukspolitisk utvalg m.m. har bidratt til å institusjonalisere at miljøvern er en viktig faktor som skal vurderes i disse fora, og har bidratt til at denne vurderingen kommer på et tidlig tidspunkt. Dette kan i seg selv virke kostnadssparende, fordi fleksibiliteten og valgmulighetene er større jo tidligere man er i prosessen.

Etableringen av Grønn bok som en del av den årlige budsjettprosessen har hatt positive virkninger for miljøvernet. Grønn bok inneholder en rapportering av hvilke budsjettmidler som går til rene miljøtiltak eller til tiltak som delvis er motivert ut fra miljøhensyn innenfor hvert departements område, og en kort omtale av miljøprofilen på vedkommende budsjettområde. Prosessen har i noen grad ført til økt kunnskap og bevissthet hos alle involverte parter. Erfaringene viser at der det har vært fellesinteresser mellom miljø- og sektormyndighet, har Grønn bokprosessen bidratt til å utløse nye tiltak. Det er også eksempler på at omprioriteringer har skjedd.

Utvalget er tross disse positive effektene noe kritisk til om Grønn bok har funnet sin endelige form. Anslag på miljørelaterte utgifter i statsbudsjettet er og blir en svak indikator på den langsiktige bærekraften til den politikk som føres. Prosessen har også karakter av å være en passiv sammenstilling og rapportering av de gode ting som gjøres, mer enn en reell vurdering, rapportering og kontroll av den endringsprosessen i retning av en mer bærekraftig utvikling som synes å være intensjonen i Verdenskommisjonens rapport og i St.meld. nr. 46.

Utvalget mener derfor at en mulig retning for forbedringer er å integrere flere miljømessig relevante aspekter ved utviklingen på sektorene i grønn bok-rapporteringen, og å utvikle systemet i retning av å rapportere utviklingen på sektorene i forhold til Regjeringens forventninger til sektorene og de nasjonale miljømålene. Et skritt i denne retningen kan være å utvikle resultatkontrollsystemer for miljø som er felles for sektor- og miljømyndighet, slik som man har gjort for jordbruksforurensninger. For at slike systemer skal få reell virkning på politikkutformingen på alle sektorer, må de koples direkte opp mot de ordinære beslutningsprosessene og inngå i beslutningsgrunnlaget for den løpende utformingen av politikken. Den organisatoriske forankringen, og en løpende og standardisert tilrettelegging av resultatene for beslutningsfatterne er derfor en helt sentral del av et godt resultatkontrollsystem.

19.3 Ansvarsdeling mellom staten og kommunene

Innledning

Miljøpolitikken i Norge har inntil nylig hovedsakelig vært et stalig ansvar, både på sentralt nivå, og på fylkesnivå der miljøvernetaten er knyttet til fylkesmannen. Primærkommunenes miljøengasjement ble for alvor satt på dagsorden gjennom MIK-reformen (Miljøvern i kommunene) fra 1989-90. Fremstillingen i dette kapitlet er kortfattet og generell. Utvalget vil gå nærmere inn på problemstillingene i analysene i del VI der hvor dette synes interessant ut fra forhold knyttet til vedkommende miljøproblem.

19.3.1 Prinsipielt om forholdet mellom stat og kommune

Generelle prinsipper for statlig styring av kommunene

Norske kommuner og fylkeskommuner er selvstendige forvaltningsnivåer, styrt av politiske organer som er direkte valgt av innbyggerne. Kommunalforvaltningen i Norge kan arbeide med alle typer oppgaver, med mindre disse ved lov er lagt til et annet forvaltningsnivå eller til private.

Disse forholdene medfører at kommuner og fylkeskommuner bare kan pålegges oppgaver fra staten i lovs form – eller med hjemmel i lov. Utviklingen i etterkrigstiden har vært at kommunene og fylkeskommunene har blitt tillagt stadig flere oppgaver. Kommunesektoren er dermed blitt en svært viktig produsent av offentlige velferdsgoder.

Kommunalt selvstyre er en av de overordnede verdiene ved det norske politiske og administrative systemet. Til grunn for det lokale selvstyret ligger følgende verdier:

• Frihet, bl.a. til selv å prioritere og å definere innholdet i kommunal tjenesteproduksjon

• Demokrati og deltakelse. Lokaldemokratiet bidrar til maktspredning og gir grunnlag for bred deltakelse om felles løsninger i lokalsamfunnet

• Effektivitet. Nærhet til innbyggerne og kunnskap om lokale forhold gjør det mulig å finne løsninger og virkemidler tilpasset lokale behov og forutsetninger

Verdiene knyttet til det kommunale selvstyret kan imidlertid komme i konflikt med andre sentrale verdier. Dette har gjort det nødvendig at kommuner og fylkeskommuner er underlagt statlig styring. I St.meld. nr. 23 (1992-93) Om forholdet mellom staten og kommunane er dette drøftet nærmere. I meldingen er det gitt følgende grunner for statlig styring:

• Likhet, dvs. likeverdige tilbud av velferdsgoder i hele landet.

• Nasjonaløkonomiske hensyn, dvs. styring med kommuneøkonomien som en del av gjennomføringen av den økonomiske politikken.

• Rettssikkerhet.

• Samordnet og omstillingsorientert forvaltning, inkludert utforming av et hensiktsmessig lovverk også for kommunesektoren.

• Bærekraftig utvikling. Staten har et overordnet ansvar for miljø- og ressurspolitikken, som også kommunene må rette seg etter. Dette ansvaret inkluderer å sikre befolkningen i alle deler av landet et godt miljø og at Norge oppfyller internasjonale forpliktelser og nasjonale mål.

Kommunene og fylkeskommunene eksisterer dermed i et spenningsfelt mellom statlig styring og et mandat fra sine innbyggere. Kommunene er med andre ord både selvstyreorganer, samarbeidsorganer med staten og klart underlagt statlig styring.

Den nye kommuneloven er også utformet på denne basis, noe som bl.a. gjenspeiles i lovens formålsparagraf. Her er både hensynet til funksjonsdyktig folkestyre, effektiv oppgave­løsning, nasjonale fellesinteresser og bærekraftig utvikling nevnt.

Et bærende prinsipp i kommuneloven er at statens tilsyn og kontroll med kommuners og fylkeskommuners virksomhet ikke skal ha preg av detaljkontroll, eller etterfølgende godkjenning av lokalforvaltningens vedtak. Det er likevel visse unntak fra dette prinsippet når det gjelder økonomiske vedtak (årsbudsjett, låne- og garantivedtak). Der det finnes nødvendig å innføre – evt. opprettholde statlig tilsyns- og kontrollordninger, bør reglene utformes på en slik måte at innholdet i statens tilsyn og kontroll fremtrer klarest mulig. Særlovgivningen er også gjennomgått med sikte på å tilpasse disse prinsippene. Denne politikken er utformet ut fra andre hensyn enn de miljøpolitiske, men utviklingen påvirker likevel valget av strategi og virkemidler i miljøpolitikken i betydelig grad.

Den lokale statsforvaltningen med fylkesmannen er en viktig part i den statlige styringen av kommunene, ikke minst i miljøpolitikken. Den lokale statsforvaltningens myndighet er gitt av Stortinget og Regjeringen, den har ikke noe selvstendig lokalpolitisk mandat. De oppgaver som blir delegert er forvaltningsoppgaver. Spørsmål som krever utøvelse av politisk skjønn eller som innebærer lokalpolitiske prioriteringer må tas opp med departementene.

Eksempler på ulike relasjoner mellom stat og kommune på konkrete områder

På mange områder vil kommunene ha en svært fri stilling til å føre sin egen politikk uten vesentlig innblanding fra staten. En viktig del av denne rollen er den politiske samordning og avveining mellom kryssende eller konkurrerende pålegg fra de ulike statlige sektormyndighetene som kommunen må gjøre bl.a. gjennom sitt budsjettarbeid.

Forholdet mellom kommunene og staten er komplisert. Også rent juridisk er læren om delegasjon eller overføring av oppgaver fra staten til kommunen komplisert. På noen områder er den mest dekkende beskrivelsen et kommandoforhold, der kommunene kan oppfattes som statsapparatets forlengede arm. I denne modellen vil staten styre kommunene gjennom klagesaksbehandling, godkjenning og kontroll, på samme måte som overfor en underordnet statlig etat. Denne modellen er normalt avhengig av direkte hjemmel i lov, der det klart fremgår at kommunen kan tillegges vedkommende ansvar og myndighet. Dette er tilfellet bl.a. for utøvelse av offentlig myndighet overfor private på deler av avfalls-, vannforsynings- og kloakkområdene. Dette følger av forurensningsloven. Fylkesmannen er da ordinær klageinstans, og kan overprøve alle sider ved kommunens saksbehandling. Det ligger likevel i sakens natur at man er varsom med å overprøve kommunens utøvelse av det lokalpolitiske skjønn, siden dette vil ødelegge noe av hensikten med en slik myndighetsfordeling.

Når kommunen f.eks. som eier av et kloakk­nett i et tettbygd strøk må søke utslippstillatelse etter forurensningsloven, har kommunen imidlertid fått en annen rolle i forhold til staten. Kommunen er nå formelt å betrakte som en hver annen virksomhet, f.eks. en privat industribedrift, som er gjenstand for visse reguleringer fra statens side. Det samme vil gjelde når kommunen driver næringsutvikling, annen utbygging eller ordinær forretningsdrift. Kommunen står i slike tilfeller i prinsippet overfor de samme regler og trusler om kontroll og sanksjoner som private. Man har imidlertid på forurensningsfeltet tradisjonelt vært mer tilbakeholden med å bruke sanksjoner som forurensningsgebyr overfor kommunene enn overfor private aktører innen industri og landbruk med tilsvarende utslipp.

På andre områder fremstår forholdet mellom kommunene og staten mer som et partnerskap, der man har hver sine hovedoppgaver, men ellers i stor grad har et felles ansvar for å finne helhetlige løsninger. Også på disse områdene ligger det et lovverk og et sett av pålegg til grunn, men i praksis finner det i stor grad sted et samarbeid basert på sammenfall av interessser og samarbeid om kunnskapsutvikling og kompetanseoppbygging. Prøveordningen Miljøvern i kommunene (MIK) som har pågått siden 1989 kan bl.a. oppfattes som et forsøk på legge grunnlaget for et slikt partnerskap mellom staten og kommunene i fremtiden også på miljøområdet.

19.3.2 Prinsippene for plassering av miljøvernoppgaver

Som nevnt var miljøpolitikken i Norge inntil MIK-reformen i stor grad basert på statlig styring, selv om kommunene også har hatt viktige oppgaver knyttet til bl.a. avfall, vann og kloakk. Det synes som om primærkommunene vil få en stadig viktigere rolle i miljøvernarbeidet fremover, både som myndighetsutøver og i forhold til sin egen virksomhet. Satsingen på MIK-programmet, og en utvikling i retning av stadig større delegering av myndighet til kommunenivået de senere år, er konkrete uttrykk for dette. I visse sammenhenger er også fylkes­kommunen tillagt ansvar i miljøpolitikken. Særlig gjelder dette samferdselssektoren (kollektivtransport og deler av vegnett, se del VI, kapittel 24).

De faglige teoretiske prinsippene for plassering av miljøoppgaver på ulike styringsnivå er i utgangspunktet de samme som for øvrige virkemiddelrelaterte spørsmål. Oppgavene bør plasseres der de passer best, slik at man oppnår styrings- og kostnadseffektivitet, og ellers minimerer uheldige sidevirkninger. Man er i praksis i stor grad henvist til å vurdere de enkelte sakene konkret. St.meld. nr. 34 (1990-91) Om miljøvern i kommunene diskuterer dette spørsmålet og oppsummerer:

Kommunen er det mest nærliggende forvaltningsnivå for å ivareta hensynet til egne innbyggeres interesser i miljøvernsammenheng, med mindre dette kommer i strid med tungtveiende nasjonale interesser. Et hovedkriterium for delegering bør således være at kommunene bør ha stor handlefrihet innenfor nasjonale rammer og retningslinjer (St.m. nr. 34 (1990-91) s. 24).

Meldingen fortsetter med å konkretisere noen viktige forhold knyttet til delegering av miljømyndighet til kommunene, for å gi veiledning om hvilke oppgaver som bør delegeres til kommunene. Utgangspunktet er at oppgaver som først og fremst er av lokal betydning, kan løses lokalt. Oppgaver som overføres kommunene bør kunne løses uten spesialkompetanse som kommunene ikke har eller ikke kan utnytte effektivt.

Kommunene bør få virkemidler/myndighet i saker der de allerede sitter med ansvaret. Også i saker som er et statlig ansvar, kan det ligge til rette for at kommunene tar visse typer enkeltavgjørelser m.m. innenfor statlige rammer. Større saker bør søkes løst ved samarbeid mellom kommunene. Med mindre det oppstår konflikt med nasjonale interesser, bør kommunene selv få prioritere oppgavene og velge om, og hvordan, de vil bruke den tildelte myndighet (St.meld. nr. 34 (1990-91) s. 25).