Miljöaspekter i samhällsekonomiska kalkyler

Nationalekonomiska institutionen Examensarbete C

Författare: Susanna von Sydow Handledare: Maria Vredin Johansson Vårterminen 2011

Miljöaspekter i samhällsekonomiska kalkyler

1

Sammanfattning

Utifrån nationalekonomiska teorier om samhällsekonomiska kalkyler och miljö utreds i uppsatsen om det togs tillräcklig hänsyn till miljöaspekter i de två samhällsekonomiska kalkylerna för Botniabanan. Fokus ligger på två miljöaspekter; värdet av intrång i natur och värdet av minskade CO2-utsläpp till följd av förväntade trafiköverflyttningar, samt

kalkylparametern diskonteringsräntan. Diskonteringsräntan har stor inverkan på kalkyler för projekt med långsiktiga effekter. Den första samhällsekonomiska kalkylen gjordes 1996 och hade en nettonuvärdeskvot på 0,54-0,83. Den andra gjordes 2004 till följd av ökade kostnader och hade en nettonuvärdeskvot på noll. Min slutsats är att det kunde ha tagits mer hänsyn till miljöaspekter i kalkylerna, vilket antagligen hade lett till större nettonuvärdeskvoter. Att kompensationsåtgärdskostnaderna var inräknade i den andra kalkylen kanske kan antas motsvara värdet av intrånget i natur. Att komplettera med någon typ av värdering hade dock varit önskvärt. Det går att anta att CO2-värderingarna i kalkylerna var något lågt satta, ett högre

värde hade ökat nyttonuvärdekvoten. Samtidigt är det möjligt att prognoserna för trafiköverflyttning var överskattade och lägre prognoser hade minskat nettonuvärdeskvoten. Det går slutligen att argumentera för en lägre, alternativt avtagande, diskonteringsränta vilket hade ökat nettonuvärdeskvoten. Det finns dock betydande osäkerheter med de tre miljöaspekternas värden, varför det borde ha gjorts ett flertal känslighets- och scenarioanalyser.

Nyckelord: miljöekonomi, samhällsekonomisk kalkyl, cost benefit analys, Botniabanan,

2

Innehållsförteckning

1. Inledning 3

2. Botniabanan 5

2.1 Miljöeffekter och miljöarbete 6

3. Vad är en samhällsekonomisk kalkyl? 9

4. Bakomliggande principer och teorier 11

5. Miljöaspekter i samhällsekonomiska kalkyler 16

5.1 Svårigheter och begränsningar med att inkludera miljöaspekter 16

5.2 Värdering av miljöaspekter 18 5.2.1 Stated preference 19 5.2.2 Värdering av CO2 21 5.2.3 Värdeöverföring 22 5.2.4 Skuggprojekt 23 5.3 Diskontering 24

6. Analys av de samhällsekonomiska kalkylerna för Botniabanan 27

6.1 Intrång i natur 29

6.2 Minskade CO2-utsläppoch trafiköverflyttningar 31

6.3 Diskontering 36

7. Slutsatser 38

8. Appendix 1 - Botniabanan 40

9. Appendix 2 – Samhällsekonomiska kalkyler 42

3

1. Inledning

Ekonomiska verktyg i allmänhet, och samhällsekonomiska kalkyler i synnerhet, används i allt högre utsträckning vid politiskt beslutsfattande. En samhällsekonomisk kalkyl1 väger ett projekts kostnader mot dess nyttor. Syftet är att upplysa beslutsfattare om vilka projekt som är samhällsekonomiskt effektiva, det vill säga genererar större nytta än kostnad, och ge en möjlighet till rangordning av olika projekt. Med det här i åtanke är det mycket viktigt att de metoder och kalkylvärden som används bygger på vetenskapliga antaganden och regelbundet granskas samt vid behov revideras.

Jag kommer i den här uppsatsen att undersöka om det togs tillräcklig hänsyn till miljöaspekter i de samhällsekonomiska kalkyler som gjordes inför projektet Botniabanan, och om man utifrån det kan avgöra om beslutet att bygga Botniabanan var det rätta. Jag kommer att utgå från teorier om samhällsekonomiska kalkyler och miljö, samt i analysen jämföra med de kalkylvärden Trafikverket rekommenderar och använder sig av idag för att visa hur den svenska situationen har förändrats sedan kalkylerna för Botniabanan gjordes.

Miljöfrågor är något som de senaste årtiondena har fått ökad betydelse i politiskt beslutsfattande2 och därmed även i utformningen av samhällsekonomiska kalkyler. Då det från början inte var menat att samhällsekonomiska kalkyler skulle inkludera miljöeffekter har det här lett till kritik mot en del av de principer och teorier som kalkylerna bygger på, vilket gör det till ett ännu intressantare område att studera.

Jag har valt att studera Botniabanan, dels för att Botniabanan är en av vår tids största ekonomiska infrastrukturinvesteringar, dels för att Botniabanan är lite extra intressant ur miljösynvinkel då sträckningen av järnvägen går genom Umeälvens deltaområde. Umeälvens deltaområde är ett viktigt naturområde för bland annat flyttfåglar, fiskar och insekter, intrånget

1

Det finns flera alternativa beteckningar för uttrycket, såsom samhällsekonomisk analys, kostnadsnyttoanalys eller cost-benefit-analys (CBA). Det finns de (se till exempel SIKA, 2005) som menar att det är skillnad på samhällsekonomiska kalkyler och samhällsekonomiska analyser; att en samhällsekonomisk analys skulle innefatta även sådana värden som är svåra att mäta och därmed ge en bättre helhetsbild än en samhällsekonomisk kalkyl. Andra håller inte med (se till exempel Finnveden & Sterner, 2007) utan anser att målet med kalkylen (eller analysen) är att inkludera alla värden, även de svårvärderade. I den här uppsatsen har jag valt att inte använda termen ”samhällsekonomisk analys” för att undvika förvirring.

2

4

ledde därför till stora konflikter och kritik från olika miljöorganisationer. Det här samtidigt som ett av de stora motiven till byggandet av Botniabanan var att den skulle bidra till en hållbar framtida trafikinfrastruktur med god miljö. Det andra stora motivet var regionsförstoring (med utveckling och tillväxt i regionen som följd). (Lindblom, 2010, s. 25)

Banverket (numera Trafikverket) gjorde två samhällsekonomiska kalkyler för Botniabanan (inkl. upprustning av Ådalsbanan). Den första gjordes 1996 och låg till grund för beslutet att bygga järnvägen. Den andra gjordes 2004 till följd av dels införandet av miljöbalken 1999, och de ökade miljökrav (och därmed kostnader) den ställde, dels de ökade kostnaderna som följde på grund av konflikten om intrånget i Umeälvens delta.

Då ramen för uppsatsen är begränsad kommer jag inte att kunna undersöka alla miljöaspekter utan har istället valt att koncentrera mig på de tre som jag anser vara mest betydelsefulla i de samhällsekonomiska kalkylerna för Botniabanan. Dels värdet av intrång i natur vilket inte inkluderades i någon av kalkylerna, även om kompensationsåtgärdskostnader inkluderades i kalkylen från 2004, vilket kanske kan ses som ett substitut för värdet av intrånget. Dels värdet av de minskade utsläppen av CO2 som kommer till följd av prognostiserade överflyttningar från

andra trafikslag. Slutligen undersöker jag effekter av diskonteringsräntan eftersom en förändrad diskonteringsränta kan ha stor påverkan på resultatet när det gäller projekt med långsiktiga effekter3.

Exempel på andra faktorer som kunde vara intressanta att undersöka i fortsatt forskning är: (1) Huruvida det vore möjligt att inkludera ett livscykelperspektiv. Till exempel utsläpp från konstruktionen av järnvägen och från produktionen av de material som används vid konstruktionen (exempelvis tågräls, cement, elkablar och tågvagnar). Dessutom skulle man kunna undersöka om den el som används för att driva tågen verkligen borde räknas som helt ”ren” (se till exempel Jonsson, 2005). (2) Kalkylperioden – många miljöeffekter uppkommer efter den utsatta kalkylperioden vilket gör att de inte inkluderas. (3) Värderingar av andra luftföroreningar. Jag kommer att fokusera på värderingen av koldioxid då koldioxiden står för

ungefär 80 % av nyttan av utsläppsminskningarna (Banverket, 2004), men även nyttan av minskningen av andra luftföroreningar inkluderas i de samhällsekonomiska kalkylerna.

3

5

I avsnitt 2 kommer jag att kortfattat beskriva projektet Botniabanan. Därefter kommer jag, i avsnitt 3, gå igenom rent generellt vad en samhällsekonomisk kalkyl är. Det fjärde avsnittet kommer att handla om de mikroekonomiska principer och teorier som samhällsekonomiska kalkyler bygger på, då de är essentiella för att förstå de svårigheter som finns med att värdera miljöeffekter. I avsnitt 5 kommer jag att ta upp teorier om miljöaspekter i samhällsekonomiska kalkyler samt svårigheter och begränsningar med att inkludera miljöaspekter i kalkylerna. I avsnitt 6 kommer jag först att presentera de samhällsekonomiska kalkylerna för Botniabanan samt därefter analysera dem utifrån de tre miljöaspekter jag nämnde ovan. Avslutningsvis kommer jag i avsnitt 7 att sammanfatta slutsatserna i uppsatsen och besvara frågeställningen.

När det gäller källor bör det nämnas att informationen om Botniabanan till stor delkommerfrån material som tagits fram av Botniabanan AB; dels boken ”Klart spår – boken om Botniabanan” av Sven Lindblom, dels en rapport av Rindeskog m.fl. (2010) om miljöhanteringen i projektet. Min förhoppning är att materialet är relativt objektivt, men det är viktigt att vara medveten om att det kan vara något vinklat till Botniabanans fördel.

2. Botniabanan

Botniabanan är ett av Sveriges största nutida infrastrukturprojekt och kampen för en järnväg längs Norrlandskusten har pågått sedan 1800-talet. Inte förrän i slutet av 1980-talet väcktes dock hoppet om förverkligande på riktigt. Den norrländska järnvägen hade längs flera sträckor nått kapacitetstaket och behövde byggas om för att klara framtidens krav. (Lindblom, 2010, s. 33) De pådrivande regionala politikerna och näringslivsrepresentanterna bildade 1989 Botniabanegruppen, en lobbyorganisation utan vars påtryckningar och arbete Botniabanan antagligen inte hade blivit av (Lindblom, 2010, s. 30). Beslutet att bygga Botniabanan samt rusta upp Ådalsbanan togs av regeringen 1996.

6

existerade sedan tidigare, men behövde rustas upp för att klara trafiken från Botniabanan. (Trafikverket, 2011-03-23)

Källa: Botniabanan AB, http://www.botniabanan.se/Forstasidan-Historia/Om-Botniabanan/

Byggandet startade i augusti 1999 (Lindblom, 2010, s. 75) och elva år senare, i augusti 2010, invigdes Botniabanan (Lindblom, 2010, s. 296). Trafikstart på Ådalsbanan beräknades till augusti 2011 men har fått skjutas upp till december 2011 (Trafikverket, 2010-11-17). För mer information om Botniabanan se Appendix 1.

2.1 Miljöeffekter och miljöarbete

Då Botniabanan är en ny stor järnväg är den största miljöeffekten en minskning av luftutsläpp till följd av (förväntade) överflyttningar från andra trafikslag. Ett så stort trafikinfrastruktur-projekt som Botniabanan medför dock inte bara positiva miljöeffekter, exempelvis är det intrång i naturen som järnvägen gör en viktig negativ miljöeffekt.

7

förebygga och lindra skador och samla kunskap för att hela tiden kunna uppnå förbättringar (Lindblom, 2010, s. 169). Särskilt många åtgärder sattes in för att kompensera intrånget i Umeälvens delta.

Umeälvens delta är ett mäktigt deltaområde som karakteriseras av varierande naturmiljöer med stor artrikedom (Länsstyrelsen Västerbottens län, 2007a). Våtmarker är i allmänhet utmärkta fortplantningsområden för både fåglar och fiskar, och många fågelarter rastar i deltaområdet under vår- och höstflyttarna. Dessutom finns där en rik, relativt orörd, lövskogsvegetation som producerar stora mängder död ved. En liten del av Umeälvens delta var sedan 1971 skyddad som naturreservat, dessutom har Sverige åtagit sig att skydda hela delta-området sedan 1989 genom Ramsar Convention on Wetlands (Länsstyrelsen Västerbottens län, 2008). Banverket var redan från början medveten om de viktiga naturvärdena i Umeälvens delta och planerade därför sträckningen utanför det dåvarande naturreservatet (Lindblom, 2010, s. 284). År 2005 beslutade dock EU kommissionen att området skulle skyddas av EU:s natur- och biodiversitetspolicy och dess nätverk Natura 2000 (Länsstyrelsen Västerbottens län, 2008). Två delvis överlappande Natura 2000-områden, ett med stöd av Art- och habitatdirektivet (SCI) och ett med stöd av Fågeldirektivet (SPA), skyddar sedan dess Umedeltat. SCI-området omfattar hela deltat och de närmaste omgivningarna, och SPA-området omfattar utöver SCI-området även ett slättområde med lövskog nordväst om deltat (Länsstyrelsen Västerbottens län, 2007b; Länsstyrelsen Västerbottens län, 2008). Det här gjorde att Banverkets planerade sträckning hamnade i den norra delen av SCI-området, med ett direkt intrång på 7 ha, och delade SPA-området i två delar, med ett direkt intrång på 6 ha. (Lindblom, 2010, s. 285)

Den planerade sträckningen valdes, trots intrånget och protester från bland annat Sveriges Ornitologiska förening och Svenska Naturskyddsföreningen, av flera skäl. Jämfört med den alternativa sträckningen var den dels kortare, vilket skulle ge restidsvinster, dels billigare att bygga. Den var dessutom det enda sättet att undvika en säckstation4 i Umeå, vilket hade försenat tågresorna, försvårat för godstransporterna samt minskat möjligheterna till regionsförstoring och omöjliggjort eventuella planer för en fortsatt utbyggnad av Norrbotniabanan5. Slutligen hade den alternativa sträckningen medfört risker för Umeås vattentäkt, passerat genom stora jordbruksmarker och genom Umeälvens dalgång vid Klabböle, som är ett viktigt natur- och

4

En station med bara en in-/utgång, det vill säga där tågen tvingas vända färdriktning för att fortsätta.

8

kulturområde, samt försvårat samernas renskötsel. Banverket bedömde att den planerade sträckningen gav minst sammanlagd påverkan på de olika riksintressena i området. (Lindblom, 2010, s. 145-150)

Den rättsliga processen om sträckningen genom Umeälvens delta pågick i sammanlagt nio år med åtskilliga överklaganden. Först 2008 beslutade Högsta domstolen att Miljööverdomsstolens dom, som godkände sträckningen och den kompensationsplan (se nedan) som Banverket lagt fram, stod fast. (Lindblom, 2010, s. 216-231)

Åtgärderna i kompensationsplanen blev omfattande. Det direkta intrånget i SCI- och SPA-områdena kompenserades genom anläggandet av naturreservat av områden som var ca 34 respektive ca 48 gånger så stora som det direkta intrånget. Jämfört med internationella kompensationsplaner är det stora ytor. (Lindblom, 2010, s. 285-286) Botniabanan korsar de norra delarna av naturreservatet på en ca 2 km lång sträcka. För att minska barriäreffekten och störningen på djurlivet sker en del av sträckan på en landbro6. (Länsstyrelsen Västerbottens län, 2008) Dessutom genomfördes flera fågelskyddsåtgärder längs med järnvägen (Lindblom, 2010, s. 246-247). Det här var första gången en konflikt av det här slaget uppstod, en liknande miljökompensation har därför aldrig tidigare genomförts i Sverige (Lindblom, 2010, s. 280). Banverket är övertygat om att kompensationsåtgärderna är tillräckliga och kommer att vara ett föredöme för liknande projekt i framtiden (Lindblom, 2010, s. 278). År 2009, det första efter anläggningen av kompensationsåtgärderna, var ett år med rekordmånga fåglar i deltaområdet. Då hade dock inte trafiken börjat än, dessutom kan man inte veta hur många fåglar som kommit om Botniabanan inte hade byggts. En ordentlig utvärdering behövs fortfarande. Kompensationsåtgärderna har prövotider på upp till tio år och under den här perioden ska åtgärderna analyseras för att se om fler åtgärder behövs. (Lindblom, 2010, s. 286-287)

Rindeskog m.fl. (2010) uppskattar att miljöskyddsåtgärderna under bygget var både effektiva och nödvändiga. Åtgärderna för driftstiden uppskattas vara kostnadseffektiva och till nytta för djuren, utifrån de begränsade uppföljningar som hittills har gjorts. Kostnaderna för miljöåtgärderna7 uppgick till 624 miljoner kronor. De största utgifterna gick till bullerskydd

6

En bro på land, utan vatten under.

7

9

(vilket inte bara är en miljöåtgärd utan också obligatorisk för människors hälsa och välmående), kompensationsåtgärder (varav 128 miljoner kronor gick till Umedeltat) och sakprövning enligt Miljöbalken. (Rindeskog m.fl., 2010)

3. Vad är en samhällsekonomisk kalkyl?

En samhällsekonomisk kalkyl väger nyttor och kostnader, vanligtvis värderade i samma monetära enhet, mot varandra i syfte att ge de politiska beslutsfattarna underlag för att kunna välja det projekt som maximerar samhällsnyttan. Därför måste alla kostnader och nyttor som är förknippade med projektet ingå, även de som inte naturligt har monetära värden, det vill säga inte regleras av någon marknad. Det här kan ses i jämförelse med en företagsekonomisk kostnadskalkyl där endast monetära utgifter och inkomster ingår och där målet är att maximera vinsten. I en samhällsekonomisk kalkyl behöver alltså de kostnader och nyttor som inte har ett marknadspris värderas ekonomiskt, något som inte alltid är helt enkelt. Jag kommer i avsnitt 5.2 att mer ingående förklara hur det går till. Det är dessutom inte säkert att alla marknadspriser är korrekta. Om det råder imperfekt konkurrens på marknaden bör priserna justeras, eftersom de då inte reflekterar marginalkostnaden, och alltså inte är optimala. (Hanley & Spash, 1993, s. 13) Ofta antas dock i praktiken marknadspriserna vara korrekta (Kågebro & Vredin Johansson, 2008). För att kunna uppskatta den totala samhällsnyttan med ett projekt behöver alla, även indirekta och externa, effekter inkluderas.

Den samhällsekonomiska kalkylen är normalt sett uttryckt i reala termer, det vill säga man räknar bort inflationen med hjälp av prisindex och uttrycker alla kostnader och nyttor i ett visst basårs priser, och alla kostnader och intäkter i kalkylen diskonteras till nuvärde (Hanley & Spash, 1993, s. 12). Hur hög diskonteringsräntan bör vara är en omtvistad fråga vilket kommer att diskuteras i avsnitt 5.3.

10

När man har nuvärdesberäknat alla kostnader och intäkter använder man något lönsamhetskriterium för att avgöra om projektet är samhällsekonomiskt önskvärt. De två som vanligtvis används i Sverige är:

NNV = NB – NC (1)

där NNV står för nettonuvärdet, NB står för nuvärdesnyttan och NC står för nuvärdes-kostnaderna. Projektet anses vara lönsamt om nettonuvärdet (NNV) är lika med eller större än noll.

NNK = NNV/NIC (2)

där NNK står för nettonuvärdeskvoten, NNV står för nettonuvärdet (NNV) och NIC står för investeringskostnaderna. Projektet anses vara lönsamt om nettonuvärdeskvoten (NNK) är lika med eller större än noll. Om kvoten blir 0,5 betyder det att man får tillbaka 1,5 kronor för varje investerad krona. (SIKA, 2009)

Då prognoser innebär osäkerhet bör känslighetsanalyser göras för stora investeringsprojekt. Känslighetsanalyser innebär att man använder alternativa värden för att se hur det påverkar nettonuvärdeskvoten. Scenarioanalyser kan också göras vid mycket stora projekt, det är en variant av känslighetsanalys där flera variabler ändras samtidigt. Det är vanligt att göra ett optimistiskt och ett pessimistiskt alternativ. Som komplement till den samhällsekonomiska kalkylen är det dessutom viktigt att beslutsfattare även tar del av icke-prissatta effekter beskrivna i kvalitativa termer, så som miljökonsekvensbeskrivningar och analyser av åtgärdens bidrag till trafikpolitisk måluppfyllelse. (SIKA, 2009)

11

4. Bakomliggande principer och teorier

En samhällsekonomisk kalkyl ska först och främst mäta om ett projekt är ekonomiskt effektivt, vilket projektet anses vara om det uppfyller de tidigare nämnda lönsamhetskriterierna. Effektivitetsmålet bygger på principen om paretoförbättringar som säger att effektiviteten, och därmed välfärden, i samhället ökar om åtminstone en person får det bättre utan att någon får det sämre. Bakom principen ligger antaganden om att samhällets välfärd är beroende av medborgarnas välfärd och att individerna är rationella och nyttomaximerande. (Brent, 2006, s. 36-38) Då en rättvis fördelning ofta anses viktig för samhällets välfärd kan man lägga till ett fördelningsmål till effektivitetsmålet. Det här var vanligt mellan 1970 och 2000, men används i mindre omfattning idag (Sterner & Persson, 2007).

Den nyttoförändring en individ får till följd av genomförandet av ett projekt kan mätas genom att titta på förändringen i individens konsumentöverskott. Problemet är att den vanliga (observerbara) Marshallianska efterfrågekurvan, och det tillhörande konsumentöverskottet, bygger på ett antal antaganden som sällan håller8. (Hanley & Spash, 1993, s. 27-30) För att få ett mer korrekt mått kan man använda sig av kompenserad variation (CV) eller ekvivalent variation (EV) som båda två isolerar substitutionseffekten och eliminerar inkomsteffekten (se figur 1 och 2 nedan). Med hjälp av dem kan man härleda kompenserade efterfrågekurvor, och därefter använda sig av förändringar i konsumentöverskottet för att mäta nyttoförändringar. (Brent, 2006, s. 76-77)

Kompenserad variation håller den ursprungliga nyttan konstant. Vid en förbättring mäter CV hur mycket pengar man behöver ta från individen för att hamna på den ursprungliga nyttonivån. Det brukar kallas individens betalningsvilja, ”willingness to pay” (WTP), för att få förbättringen. Vid en försämring mäter CV hur mycket pengar man behöver kompensera individen med för att hamna på den ursprungliga nyttonivån. Det brukar kallas individens kompensationskrav, ”willingness to accept compensation” (WTA), för att acceptera en försämring. Ekvivalent variation utgår istället från den hypotetiska nyttan, som individen hade fått vid en förändring.

8 _{Om det exempelvis sker både en prisförändring och en inkomstförändring måste inkomstelasticiteten vara noll för}

12

WTP är i det här fallet hur mycket individen är villig att betala för att undvika försämringen. WTA är hur mycket pengar man måste ge individen för att kompensera frånvaron av förbättring. (Hanley & Spash, 1993, s. 25-27)

Figur 1: CV och EV vid förbättring

Figur 2: CV och EV vid försämring

Om inkomstelasticiteten för varan är noll9 blir de två måtten lika stora. För en normal vara10 däremot är den ekvivalenta variationen större än den kompenserade variationen vid en förbättring och tvärt om vid en försämring (se figur 1 och 2 ovan). Det här bygger på antagandet

9

Det vill säga man köper lika mycket av varan oavsett vilken inkomst man har, ett exempel är salt.

10

13

att marginalnyttan av inkomst är avtagande11. (Brent, 2006, s. 79-80; Hanley & Spash, 1993, s. 34-36) Vid en förbättring är man ”rikare” efter förändringen, än innan. Man värderar därför förändringen högre vid EV, som utgår från nyttan efter förbättringen, än vid CV, som utgår från den ursprungliga nyttonivån. En försämring ger det motsatta resultatet. (Brent, 2006, s. 79-80)

Valet mellan CV och EV beror på vilken välfärdsförändring som ska analyseras och hur situationen ser ut. Till exempel beror de två måtten på hur man värderar äganderätterna; CV utgår från att individen har rätt till den ursprungliga nyttonivån, medan EV utgår från att individen har rätt till den nya nyttonivån. Så länge inkomstelasticiteten inte är alltför hög antas de två måtten dock ligga relativt nära varandra vilket gör att de bör ge approximativt samma resultat – det vill säga WTP och WTA borde vara relativt lika. (Hanley & Spash, 1993, s. 38-40) Det här har dock visat sig inte stämma empiriskt, se vidare avsnitt 5.2.1.

För kollektiva varor, vilket många miljövaror och -tjänster är, kan man använda sig av kompensations- och ekvivalentöverskott (compensating- och equivalent surplus).De fungerar på samma sätt som kompenserad- och ekvivalent variation men håller den konsumerade kvantiteten konstant (se figur 3 nedan). Vid en kvantitetsökning kommer kompensationsöverskottet att vara mindre än den kompenserade variationen (se figur 4 nedan) och ekvivalentöverkottet kommer att vara större än den ekvivalenta variationen (se figur 5 nedan) eftersom den konsumerade kvantiteten hålls konstant. Det motsatta gäller vid en kvantitetsminskning (Hanley & Spash, 1993, s. 32-37).

Figur 3: CS och ES vid en förbättring

11

14

Figur 4: CV och CS vid en förbättring

Figur 5: EV och ES vid en förbättring

Genom att aggregera alla de individuella kurvorna och se på förändringen i samhällets totala överskott får vi ett approximativt mått på om projektet medför en total ökning eller total minskning av nytta. En total ökning av samhällsnyttan behöver dock inte innebära en paretoförbättring, enligt den ovannämnda definitionen, eftersom det är troligt att en del individer får det sämre. För att komma runt det här problemet används Kaldor-Hicks kompensationstest. Det bygger på att ett projekt ska genomföras om den genererar en potentiell paretoförbättring. Med andra ord, om de som tjänar på projektet skulle kunna kompensera förlorarna och fortfarande gå med vinst bör projektet genomföras. Det här är möjligt så länge nyttorna i den samhällsekonomiska kalkylen är större än kostnaderna, det vill säga om nettonuvärdet är positivt. (Brent, 2006, s. 39-41)

15

kalkyler var till en början menade att användas för relativt små projekt, men med tiden har användningsområdena ökat för att numera inkludera väldigt stora projekt med nyttor och kostnader som inte är prissatta på marknaden och som uppkommer långt fram i tiden. Det här har gjort att en del av de principer som de samhällsekonomiska kalkylerna bygger på inte längre lämpar sig utan behöver ses över. Beteendeekonomer (behavioural economists) har de senaste åren börjat ifrågasätta den neo-klassiska synen på hur individer värdesätter saker och att individer är rationella nyttomaximerare. De menar att empiriska studier visar att individer i många fall har en begränsad rationalitet och istället för endast nyttomaximering kan ha flera mål. Att då endast använda sig av antagandet om rationella nyttomaximerare kan leda till ineffektivitet. (Venkatachalam, 2008) Det finns idag en mycket större acceptans hos ekonomer att även psykologiska motiv är viktiga för att förklara individers värderingar. Det finns ett behov av att ta hjälp från socialpsykologin för att förklara det mänskliga beteendet, och fler har börjat inkludera även passiva/indirekta (non-use) värden när de mäter/uppskattar värden (Spash & Vatn, 2006). Det här kan anses vara rationellt om man ser individens välfärd som ett psykologiskt välbefinnande som inte bara beror av konsumtion (Sagoff, 1998). Beteendeekonomer går steget längre och anser att man, istället för att försöka uppskatta och addera individuella preferenser för en miljötjänst, bör uppskatta kollektivets värdering, då de menar att den är större än summan av de individuella preferenserna. Även ekologiska ekonomer har kritiserat neo-klassiska ekonomers atomistiska12 sätt att resonera, och menar att ett holistiskt13 sätt, som ekologer använder sig av, är mer realistiskt för värderingar i samhällsekonomiska kalkyler. De anser att kollektiva värderingar är bättre än individuella då individer främst tar hänsyn till sin egen nyttomaximering medan kollektivet har fler mål och sätter ekologiska (och/eller etiska) begränsningar på individernas individuella beteende. Dessutom kritiserar de att neo-klassiska ekonomer är fixerade vid att hitta de ”sanna” monetära värdena, trots att det inte alltid är lätt att sätta ett monetärt värde på miljötjänster som inte har någon marknad. Det kan tänkas finnas flera ”sanna” värden och att en pluralistisk ansats vore bättre. (Hanley & Spash, 1993, s. 158-159) Jag kommer i avsnitt 5.2 att återkomma till de nya värderingsmetoder som har utvecklats utifrån de här tankarna.

12

Helheten är lika med summan av delarna.

16

5. Miljöaspekter i samhällsekonomiska kalkyler

Alla anser inte att miljöeffekter bör ingå i samhällsekonomiska kalkyler, vilket jag återkommer till i avsnitt 5.1. Den generella åsikten bland miljöekonomer är dock att det är nödvändigt att försöka uppskatta och inkludera så många som möjligt av de kostnader och nyttor som ett projekt medför genom dess påverkan på miljön, eftersom risken annars är att de antingen ignoreras eller undervärderas då många ekosystemtjänster inte har någon marknad och därmed kan uppfattas som gratis (Hanley, 1992). I avsnitt 5.2 kommer jag att gå igenom hur värdering av natur och miljöeffekter, som till exempel intrång i natur eller luftföroreningar, går till. I avsnitt 5.3 kommer jag att gå igenom olika teorier för hur diskonteringsräntan för projekt med långsiktiga miljöeffekter bör sättas.

5.1 Svårigheter och begränsningar med att inkludera miljöaspekter

17

hjälpmedlet, utan behöver kompletteras med sådan information som inte går att klumpa ihop till ett nettonuvärde (Hanley, 1992).

Att värdera miljöeffekter fungerar bäst vid marginella förändringar. Till exempel kan det vara möjligt att uppskatta värdet av en lokal skog, men det är svårare att sätta ett totalt värde på alla världens skogar. När det inte finns (acceptabla) substitut för ekosystemvaror och -tjänster är det svårt att ge dem ett värde, och det blir svårare ju större del av ekosystemet som degraderas (det vill säga när förändringen inte längre är marginell). När det gäller funktioner som är viktiga för vår välfärd, antingen för vår överlevnad som ren luft eller moraliskt/filosofiskt som en hel djurart, kan värderingen bli oändligt stor. Det gäller därför att vara medveten om att monetära värderingar bara fungerar inom vissa gränser. När det gäller värderingen av ett helt ekosystem är det också viktigt att tänka på att det totala värdet inte är lika med summan av värdena för ekosystemets varor och tjänster, utan är större än så (enligt ekologers holistiska synsätt), vilket gör det än svårare att beräkna. Det här beror på att ekosystemet bidrar med ett slags ”infrastruktur”, utöver varorna och tjänsterna, som gör att systemet fungerar. På liknande sätt är det svårt att uppskatta värdet av biodiversitet eftersom alla djur och växter är kopplade till varandra i en symbios. Ju mer biodiversiteten degraderas ju sämre fungerar ekosystemet – både ekosystemets produktivitet och resiliens14. (Turner m.fl., 2003) Ekosystemens komplexitet innebär inte bara en risk när man försöker uppskatta värdet på hela ekosystemet, utan det kan också vara problematiskt att försöka värdesätta en ekosystemvara eller –tjänst. Risken är att värdet blir för lågt satt, då frånvaron av en speciell vara eller tjänst kanske påverkar resten av ekosystemet genom komplexa interaktioner vilket ger större effekter än bara själva frånvaron av varan/tjänsten. Mycket forskning behövs fortfarande på området. (Atkinson & Mourato, 2008)

Utöver kritiken mot att det är svårt att värdera miljö i monetära termer, kan man också kritisera själva principen att ge naturen ett monetärt värde. Vissa menar att det är etiskt fel att försöka prissätta naturen, då den kan ses som något ovärderligt. Det finns de som går så långt att de ser det som motbjudande och jämför det med att sätta ett pris på sin familj eller på värden som frihet och vänskap. (Beder, 1996) Det finns också de som kritiserar att värderingarna endast utgår från vår mänskliga syn och inte inkluderar andra levande varelsers känslor, eller för den delen att naturen kan ha ett egenvärde, oavsett vad vi människor anser (Turner m.fl., 2003).

18

En sista svårighet är huruvida det är möjligt att kombinera samhällsekonomiska kalkyler med den ekologiska delen av konceptet om en hållbar utveckling. Den säger att kapitalstocken måste vara konstant och att varken konsumtionen eller nyttan får sjunka över tiden. För stark hållbarhet måste även naturkapitalstocken och dess olika delar vara konstanta då det inte helt går att substituera naturligt och människotillverkat kapital15 eller olika typer av naturligt kapital. (Hanley & Spash, 1993, s. 166) Ett försök att kombinera samhällsekonomiska kalkyler med ekologisk hållbarhet är att göra skuggprojekt, där man kompenserar de negativa miljöeffekter ett visst projekt genererar. På det sättet kan man försöka hålla naturkapitalstocken intakt. (Hanley & Spash, 1993, s. 167) Jag återkommer till skuggprojekt i slutet av nästa avsnitt.

5.2 Värdering av miljöaspekter

Ekonomer utgår, generellt sett, från en antropocentrisk och individualistisk syn på värderingar. Värde är något som vi människor ger objekten omkring oss. Det går att dela upp det här värdet, kallat totalt ekonomiskt värde, i två delar; det värde vi får av objektet vid användning, och det värde vi känner för objektet även om vi inte har någon användning för den (estetiskt, moraliskt, filosofiskt etc.). (Turner m.fl., 2003) Som nämndes i avsnitt 4 har den förra delen länge varit dominerande, men på senare tid har en större acceptans för att även inkludera den andra delen utvecklats. Det är inte helt oproblematiskt att använda sig av individers värderingar. En individs värdering av något beror dels av den information individen besitter, dels av den kultur och moral som råder i samhället där individen bor. När värderingar mäts genom att uppskatta individernas betalningsvilja spelar också deras inkomster roll. Det är därför möjligt att olika individers värderingar varierar både inom och mellan samhällen.

När man ska genomföra ett projekt och vill uppskatta värdet av de miljöeffekter som projektet medför gäller det först att identifiera och mäta effekterna och därefter försöka uppskatta deras inverkan på människors välfärd. Inverkan brukar, som nämnts i avsnitt 4, mätas antingen i WTP eller i WTA. Uppskattningar kan ske antingen genom så kallade ”stated preference metoder” eller genom så kallade ”revealed preference metoder”. De förra innebär att man ställer direkta frågor om WTP eller WTA till individer. De senare att man på olika sätt försöker observera värderingar utifrån individernas faktiska beteende på marknader som på något sätt är knutna till varan man vill värdera (så kallade surrogatmarknader). De senare metoderna observerar endast

15

19

användarvärdet då man antar ”svag komplementaritet”. Det innebär att man antar att en individ som väljer att inte köpa en viss vara värderar den miljötjänst som är kopplad till varan till noll. Stated preference-metoderna däremot tar inte bara hänsyn till användarvärdet utan även det moraliska/estetiska/filosofiska värdet som individer som inte använder sig av varan kan känna. (Hanley & Spash, 1993, s. 65) Jag kommer först att gå igenom de vanligaste stated preference-metoderna (5.2.1) och de vanligaste preference-metoderna för att uppskatta kostnaden för CO2-utsläpp

(5.2.2). Därefter kommer jag att gå igenom möjligheten att göra värdeöverföringar från tidigare värderingsstudier (5.2.3). Slutligen kommer jag att ta upp skuggprojekt (5.2.4) som ett alternativt sätt att inkludera negativa miljöeffekter i kalkylen.

5.2.1 Stated preference

Den vanligaste stated preference-metoden är Contingent valuation (CVM). Den är flexibel och den empiri som finns tyder på att CVM, givet att den är väl genomförd, ger bra uppskattningar av värden på varor och tjänster som inte har någon marknad. (Atkinson & Mourato, 2008) Metoden innebär att man, genom att använda sig av en hypotetisk marknad, helt enkelt frågar individer antingen om deras maximala betalningsvilja (WTP) eller om deras lägsta kompensationskrav (WTA). Man brukar inte låta individer ge värderingar helt själva då individer sällan har erfarenhet av prissättning av den här typen av varor och tjänster. Istället finns andra metoder som till exempel att låta individerna välja mellan olika förslag eller att använda sig av budgivning. (Hanley & Spash, 1993, s. 54) Därefter räknar man ut medelvärdet och/eller medianvärdet av de svar man fått. När man räknar ut medelvärdet kan man välja att utesluta extremvärden om man kan anta att de är ”protest-bud”, det vill säga extremt låga (normalt sett noll) eller extremt höga värden som individer ger för att protestera mot undersökningen eller mot att värdesätta natur rent generellt. Om varan eller tjänsten är kollektiv multiplicerar man därefter värdet med antal berörda individer. (Hanley & Spash, 1993, s. 54-57)

20

Beroende av om man mäter betalningsvilja eller kompensationskrav får man olika resultat, vilket kan vara problematiskt då användandet av fel mått kan leda till en felaktig värdering. Trots att man kan anta att de två måtten ligger relativt nära varandra (se avsnitt 4) har empiriska undersökningar visat att WTA ofta ger mycket högre värderingar samt medför ett högre antal protestbud. Det här har lett till att WTP används i de flesta fall, även när det kanske inte är det mest optimala måttet (beroende av om CV eller EV vore mest optimalt). (Hanley & Spash, 1993, s. 63-64) Man har försökt att förklara skillnaden mellan värderingarna med olika tekniska problem i CVM-undersökningarna, men även om det kan vara en del av förklaringen så räcker det inte för att förklara hela skillnaden. Istället har man börjat lyssna på beteendeekonomerna som hävdar att individer är begränsat rationella, och att det här är ett exempel på individers irrationella beteende som de kallar för ”the endowment effect”. Det innebär att en individ sätter ett högre värde på en sak om han redan äger den och riskerar att förlora den, än på samma sak innan han äger den. (Venkatchalam, 2008) En annan anledning till att värdena skiljer sig kan vara att WTP begränsas av individernas inkomst (Hanley & Spash, 1993, s. 63-64).

21

exempelvis uttröttnings-effekter vilket kan leda till slumpvisa fel och irrationella val) och att analysera statistiskt. Dessutom möter Choice modelling många av de ovannämnda problem som CVM har kritiserats för. (Atkinson & Mourato, 2008)

På senare tid har en ny metod, Deliberative valuation (ungefär ”reflekterande värdering”), börjat användas i allt större utsträckning. Den är inspirerad av ett flertal discipliner såsom psykologi, filosofi och statskunskap och har utvecklats i ett försök att möta de problem som förknippas med CVM och Choice modelling. Både ”tekniska” problem, som snedvridna svar, och kritiken av de bakomliggande antagandena, som till exempel att individer alltid är obundet rationella. Genom att individerna aktivt får dela information med varandra kan man minska snedvridningen i svaren och genom diskussion främjas kollektiva (medborgar-) värderingar snarare än individuella (konsument-) värderingar. (Lo & Spash, 2011) Deltagarna får dessutom förklara och motivera sina åsikter vilket ger en mer detaljerad bild av värderingen vilket kan vara till hjälp vid beslutsfattandet (Sagoff, 1998). Metoderna är naturligtvis inte felfria, till exempel är frågan om vilka deltagarna är och om de representerar sig själva, intresseorganisationer eller sociala grupper viktig att undersöka (Spash & Vatn, 2006). Lo & Spash (2011) skriver också att det är viktigt att inte begränsa individernas värderingar. Alla typer av värderingar och åsikter måste vara accepterade, det vill säga man bör inte bygga diskussionen på några specifika antaganden utan diskussionen bör släppas fri. Bara på det sättet kan man få fram ett rättvist framdiskuterat WTP/WTA som kan representera en demokratisk och pluralistisk process. Lo & Spash (2011) skriver vidare att man inte bör se de monetära värderingarna som perfekta priser utan som acceptabla värden för att nå ett visst mål, där det viktiga är att man når det mål som man är överens om, inte vilka preferenser som ligger bakom. Det behövs mer forskning och utvärdering av empiriska resultat, men förhoppningen finns att metoden är bra och en lösning på några av de problem som tidigare metoder stött på (Atkinson & Mourato, 2008).

5.2.2 Värdering av CO2

Det är extra komplicerat att uppskatta kostnaden av koldioxidutsläpp då effekterna av klimatförändringar är så många och svåra att prognostisera. De två vanligaste metoderna att uppskatta kostnaden av CO2-utsläpp är skadekostnadsansatsen (social cost approach) och

skuggprisansatsen (shadow price approach). Båda metoderna mäter den marginella kostnaden av en enhet (ofta ton) CO2. Skadekostnadsansatsen utgår från värdet av de effekter

22

utsläppskurvan kommer att se ut, vilka effekter som kommer att uppstå samt effekternas värde (genom någon värderingsmetod, ofta används också värdeöverföringar). Man kan direkt försöka räkna ut förändringen i framtida skada av en till enhet utsläpp, alternativt kan man försöka att avgöra den optimala nivån av utsläpp genom att sätta den marginella kostnaden för utsläppsreducering (även kallad den marginella undvikandekostnaden) lika med den marginella skadekostnaden. Det senare innebär att man också behöver uppskatta vilka åtgärder som behövs för att reducera utsläppen och vad de skulle kosta. Alla antaganden och uppskattningar gör metoden osäker och dessutom komplicerad att använda. Skuggprisansatsen är en mer indirekt metod som baseras på politiska beslut (som skatter och lagar) och utgår från att politikerna redan har uppskattat den optimala utsläppsnivån av CO2. Metoden innebär mindre arbete i sig, men

utgår från politiska beslut, som i sin tur baseras på uppskattningar och antaganden, och som inte behöver vara optimala. (Angelov m.fl., 2010) En tredje metod är att skapa en marknad för CO2

där ett optimalt pris uppkommer genom marknadsmekanismerna. Då den bäst fungerande marknaden för CO2, EU:s marknad för utsläppsrätter (ETS), inte öppnades förrän 2005, och

fortfarande inte fungerar helt optimalt, kommer jag inte att gå in djupare på den metoden.

5.2.3 Värdeöverföring

Det kan vara frestande att använda sig av tidigare gjorda värderingar från en annan plats för att spara tid och pengar. Det här kallas för värdeöverföringar (value transfers) och innefattar värderingar av både kostnader och nyttor. Det är svårt att överföra värden från en plats till en annan eftersom naturen och ekosystem är så komplicerade, varje plats är unik. Effekterna kan därför variera stort. Värdeöverföringar medför ännu en nivå av osäkerhet, utöver den osäkerhet och de antaganden som redan finns i värderingen. (Atkinson & Mourato, 2008) På grund av de fel som värdeöverföringar ofta medför rekommenderas de nu endast i de fall där det inte är så viktigt med exakt precision (Spash & Vatn, 2006). Atkinson & Mourato (2008) skriver ändå att om värderingar av miljöeffekter ska inkluderas i CBA i en högre utsträckning i framtiden än det görs idag kommer värdeöverföringar troligtvis att vara nödvändiga. Det gäller att göra en avvägning av den potentiella risken att värderingarna inte stämmer, och kostnaderna för att göra nya uppskattningar.

23

Den tidigare anses mer robust då den tar hänsyn till förklarande variabler. (Spash & Vatn, 2006) För att göra en funktionsöverföring behöver man data om de relevanta socio-ekonomiska förklaringsvariablerna. Det innebär att den här datan kan behöva samlas in från den nya platsen om den inte redan finns tillgänglig, vilket bryter mot idén om att värdeöverföringar ska förenkla arbetet. (Spash & Vatn, 2006)

Möjligheten att göra värdeöverföringar är fortfarande på ett tidigt stadium. Det behövs mer forskning av när och på vilket sätt värdeöverföringar är möjliga, samt vilka och hur många variabler som behövs för att minska överföringsfelen. (Atkinson & Mourato, 2008) Ju fler variabler man inkluderar desto dyrare blir undersökningen, men för få variabler gör värdeöverföringen värdelös. (Spash & Vatn, 2006) Dessutom behövs fler primära värderingsstudier göras, för att fylla på de värdedatabaser (t.ex. EVRI och ValueBase) som finns (Atkinson & Mourato, 2008).

5.2.3 Skuggprojekt

24

åtgärderna behöver vara för att faktiskt kompensera den negativa miljöeffekten projektet åsamkar. Dessutom kanske åtgärderna i sig, eller kostnaderna för åtgärderna, inte motsvarar människornas värderingar, som utgör basen för samhällsekonomiska kalkyler. En annan kritik mot fysisk kompensation är att endast ekologiskt värdelöst naturkapital kan användas för kompensationsåtgärder, eftersom kompensationsåtgärden annars leder till en ny förlust av naturkapital (Hanley & Spash, 1993, s. 167).

5.3 Diskontering

En av de mest omdiskuterade delarna i samhällsekonomiska kalkyler är diskonteringsräntan. Det gäller framför allt för projekt som har kostnader eller nyttor som uppkommer långt fram i tiden, vilket många kostnader och nyttor som förknippas med miljön gör. (Hanley & Spash, 1993, s. 127) När man diskonterar till nuvärde innebär det att kostnader och nyttor som uppkommer i framtiden blir mindre värda, och ju längre fram i tiden de inträffar desto mindre värde får de eftersom nuvärdesuträkningen är exponentiell (givet en konstant diskonteringsränta). Det här kan naturligtvis få stora konsekvenser, även en låg diskonteringsränta kan medföra att en gigantisk kostnad långt fram i tiden har ett näst intill oväsentligt nuvärde. (Zhuang m.fl., 2007) En diskonteringsränta på 4 % under en tidsperiod av 1 000 år innebär till exempel att det i princip bara är det första seklet som räknas. Det första seklet får 98 % av det totala värdet och de följande 9 seklen endast 2 % (Azar & Sterner, 1996). Ett annat exempel visar att en diskonteringsränta på 1 % gör att en summa på $1 000 000 om 300 år får nuvärdet $50 000, medan en diskonteringsränta på 5 % gör nuvärdet till mindre än 50 cent (Sterner & Persson, 2007). Jämför exempelvis kärnkraft och kolkraft, som båda kan ha negativa miljöeffekter, som uppkommer i framtiden, med investeringar i ny förnyelsebar energi där investeringskostnaderna (per enhet energi) är höga idag men där miljövinsterna kan vara potentiellt höga i framtiden. En hög diskonteringsränta medför i de här fallen att sannolikheten är större att man investerar i kärnkraft- eller kolkraft än i nya förnyelsebara energikällor.

25

Konsumentperspektivet utgår från att människor har en positiv tidspreferens, vilken kan delas upp i tre delar. För det första antas individer ha en positiv, ”ren”, tidspreferens, det vill säga man får hellre en viss summa pengar, eller konsumerar en viss vara, i dag än i morgon. Det här kan förklaras med att individer är otåliga (myopic) och att risken att dö gör att man vill konsumera så fort som möjligt. (Zhuang m.fl., 2007) För det andra antas en avtagande marginalnytta av konsumtion, och för det tredje antas en fortsatt tillväxt per capita i framtiden. En positiv tillväxt gör oss rikare i framtiden, och tillsammans med en avtagande marginalnytta av konsumtion gör det att nyttan av en summa pengar än lägre i framtiden än idag. (Hanley & Spash, 1993, s. 128-129) Den ekvation som beskriver sambandet kallas för Ramsey-ekvationen:

r = δ + η g (3)

där δ är den ”rena” tidspreferensen, η är den avtagande marginalnyttan av pengar, och g är tillväxttakten i real konsumtion per capita (Zhuang m.fl., 2007). Om δ = 0 värderas alla tidpunkter lika högt, och ju större δ är desto högre värderas nuet jämfört med framtiden. Om η = 0 får man lika mycket nytta av en viss summa pengar oavsett hur rik man är och ju större η är desto större skillnad i nytta blir det mellan olika förmögenhetsnivåer. Om η = 1 ger en procentuell förändring av förmögenheten lika stor nytta oavsett hur rik man är (det vill säga någon som äger 100 kronor blir lika glad för en extra krona som någon som äger 100 000 kronor blir för 1 000 kronor) (Häggström, 2007).

Om det hade funnits marknader för alla varor och tjänster, och inga marknadsimperfektioner existerade, skulle diskonteringsräntan ha motsvarat marknadsräntan. Då det här inte gäller i praktiken, och framför allt inte för stora offentliga projekt som påverkar flera generationer, behöver någon bestämma hur hög den sociala diskonteringsräntan bör vara. För att kunna göra det behöver man svara på vilka värden den sociala rena tidspreferensen, marginalnyttan av pengar samt den framtida tillväxten/capita antar. Då det inte finns några solklara svar på de här frågorna kommer beslutet oundvikligen att vara normativt. (Hanley & Spash, 1993, s. 144)

26

framtiden högre som medborgare, framför allt när det gäller offentliga investeringar. Staten bör följa individernas medborgerliga värderingar och inte deras konsumentvärderingar. (3) Samhället bör inte bara tänka på dagens generationer utan även på framtida generationer. Att individer värderar sin egen livstid högre än tiden efter sin död bör inte innebära att samhället inte ska ta lika stor hänsyn till framtida generationer som till dagens då samhället fortsätter att existera så länge det har medborgare.

Utöver den rena tidspreferensen är det inte heller säkert att tillväxten kommer att fortsätta för evigt, eftersom vi har begränsade resurser (naturkapital) (Azar & Sterner, 1996). Om man tror att det går att substituera naturkapital med människotillverkat kapital genom teknikutveckling är det teoretiskt möjligt att ha fortsatt tillväxt i oändlighet. Allt naturkapital går dock inte att ersätta utan man kommer efter ett tag att komma till en kritisk gräns, en miniminivå av naturkapital som inte går att ersätta med något annat. (Sáez & Requena, 2005) Om tillväxten avstannar eller till och med minskar i framtiden leder det till en lägre diskonteringsränta (Hoel & Sterner, 2006). Dessutom leder de knappa resurserna till att naturkapitalet antagligen kommer att bli mer värt i framtiden vilket går emot tanken om diskontering (Hanley & Spash, 1993, s. 154).

27

påverkar kostnaden av projektet bör riskpremien vara negativ (vilket ökar betydelsen för framtida kostnader).

Det finns många olika teorier om vad diskonteringsräntan borde sättas till, allt från noll till höga värden. De flesta nationalekonomer är överens om att ha en positiv diskonteringsränta, men exakt på vilken nivå den ska ligga råder det ingen konsensus om (Zhuang m.fl., 2007).

6. Analys av de samhällsekonomiska kalkylerna för Botniabanan

Det gjordes två samhällsekonomiska kalkyler för Botniabanan (se Appendix 2). Den första gjordes 1996 och lade grunden till beslutet att bygga järnvägen. Den andra gjordes 2004, efter införandet av Miljöbalken 1999 och då järnvägen var ca två år försenad på grund av problemen med Umeälvens delta. Jag kommer först att gå igenom kalkylerna rent allmänt, för att därefter gå in på de tre aspekter uppsatsen fokuserar på; intrång i natur, minskade CO2-utsläpp till följd

av trafiköverflyttningar samt diskonteringsräntan.

Den första kalkylen (Banverket, 1996) använder sig av 1997 års prisnivå och nuvärde för 1998. Den andra kalkylen (Banverket, 2004) använder sig av 1999 års prisnivå och nuvärde för 2002. Båda använder 60 års kalkylperiod och 4 % kalkylränta. Utredningsalternativet (UA) i båda kalkylerna består av byggnation av Botniabanan samt upprustning av Ådalsbanan. I den andra kalkylen jämförs utredningsalternativet med ett jämförelsealternativ (JA) där Botniabanan inte byggs och Ådalsbanan inte renoveras men där Norra stambanan åtminstone till viss del upprustas. Författarna till den första kalkylen menade att det inte fanns något realistiskt jämförelsealternativ eftersom den dåvarande infrastruktursituationen inte var hållbar, och att en utbyggnad och renovering av Norra stambanan inte ansågs vara samhällsekonomiskt lönsam (Banverket, 1996). Det är dock lite märkligt att inte ha något jämförelsealternativ då alternativet att inte göra något alls åt situationen inte heller vore ett realistiskt alternativ.

28

lyckades man ändå klara den sluttid som satts 2004. Den totala notan blev tillslut 629 miljoner kronor mindre än vad som uppskattats 2004, dels tack vare effektiviseringar och sparåtgärder, dels tack vare att upphandlingarna kunde ske under lågkonjunkturen då priserna var låga. (Lindblom, 2010, s. 78-80) Totalt uppskattades kostnaden för förseningarna till ca 3 miljarder, varav 1,8 miljarder i direkta förseningskostnader och 1,1 miljard i utebliven samhällsekonomisk nytta (Lindblom, 2010, s. 282-283).

Den samhällsekonomiska kalkylen från 1996 kom fram till en nettonuvärdeskvot på 0,54 exkl. sysselsättningseffekter eller 0,83 inkl. sysselsättningseffekter. Nettonuvärdet beräknades till 7,2 miljarder kronor respektive 10,8 miljarder kronor. Kalkylen från 2004 fick inte lika positiva resultat; nettonuvärdeskvoten beräknades till noll och nettonuvärdet till 432 miljoner kronor.

Om den senare kalkylen inte hade haft ett jämförelsealternativ hade resultatet gett en lägre, det vill säga negativ, nettonuvärdeskvot16. Jämförelsealternativet innebär både kostnader och nyttor, vilket gör att både kostnaderna och nyttorna för Botniabanan blir lägre vid jämförelsen än om man bara tittar på utredningsalternativet. Då kostnaderna för jämförelsealternativet är betydligt större än nyttorna medförde det en positiv effekt på nettonuvärdet och nettonuvärdeskvoten. (Banverket, 2004) På samma sätt hade den första kalkylen fått en högre nettonuvärdeskvot om den hade haft ett jämförelsealternativ17 (Banverket, 1996). Det är också viktigt att notera att en del av de förseningskostnader som skedde på grund av konflikten samt en del av de administrativa kostnaderna för miljöåtgärderna troligtvis hade blivit lägre om Botniabanan inte hade varit det första i sitt slag – både den första stora infrastruktursatsningen med den nya miljöbalken och det första projektet med ett så stort och viktigt naturintrång. Om man bortsåg från de kostnaderna skulle det ge en positiv effekt på kalkylen från 2004.

Inga känslighetsanalyser gjordes vad gäller miljöaspekter. Författaren till den första kalkylen skrev dock att nyttan av Botniabanan kan tänkas bli större i och med att människors värdering av miljön kan komma att öka i framtiden (Banverket, 1996). Det skulle dock samtidigt antagligen innebära en högre värdering av intrång i natur, vilket skulle ge en negativ effekt i kalkylen. Författaren till den andra kalkylen skrev att Botniabanan kan anses medföra ett

16 _{Exakta siffror på hur stort nettonuvärdet och nettonuvärdeskvoten skulle bli med endast utredningsalternativet är}

svårt att ge då kalkylen från 2004 endast anger de totala anläggningskostnaderna i nuvärde. Övriga siffror i kalkylen är alltså inte diskonterade.

17

29

betydande samhällsekonomiskt överskott (trots nettonuvärdeskvoten på noll) då många effekter, såsom regional utveckling och Botniabanans roll som pilotprojekt för miljöbalken, inte tagits med i kalkylen (Banverket, 2004).

6.1 Intrång i natur

Värdet av intrång i natur är något som inte räknas in i samhällsekonomiska kalkyler för svenska trafikinfrastrukturprojekt då SIKA (2009) anser det för komplicerat. Intrång i natur räknades alltså inte in i någon av de två samhällsekonomiska kalkylerna för Botniabanan trots att intrånget i Umeälvens delta var en viktig miljöeffekt. I kalkylen från 2004 räknades dock anläggningskostnaderna för kompensationsåtgärderna in, vilket kanske kan ses som ett substitut för en värdering av intrånget. Som nämnts tidigare uppgick kompensationsåtgärderna för intrånget i Umedeltat till 128 miljoner kronor. Kompensationsåtgärder (skuggprojekt) är bra då de knyter an till tanken om en hållbar utveckling (stark hållbarhet i det här fallet då det handlade om att behålla naturkapitalstocken och dess olika dela konstant). Frågan om hur stor kompensation som är rimlig är dock svår att svara på, och vem som ska utföra uppskattningen och fatta beslutet om åtgärderna kan också diskuteras. Man kan också fråga sig om kostnaderna för kompensationsåtgärder kan anses vara representativa för medborgarnas värderingar eller om man kanske skulle behöva komplettera kompensationsåtgärdskostnader med andra värderingar.

Som konstaterats i tidigare avsnitt är det inte helt lätt att uppskatta värdet på natur. Då Botniabanan är ett stort samhällsprojekt kan man tänka sig att kollektiva värderingar kanske är viktigare än individuella, vilket skulle kunna peka på att Deliberative valuation-metoden är att föredra framför CVM eller Choice modelling-metoderna. De nya insikterna från andra vetenskapliga områden om vilka faktorer som påverkar individers val och den pluralism som finns bland individer verkar dessutom peka åt samma håll. Då det är ganska nya metoder är det dock lite osäkert att använda sig av dem och mer forskning behövs på området.

30

från 167 studier, med en något mindre dominans av Nordamerikanska studier. Båda utgick från den definition av våtmarker som fastställts i the Ramsar Convention of Wetlands18, men Ghermandi m.fl. (2008) inkluderade även människoskapade våtmarker (38 värderingar). Båda analyserna visar att stated preference-metoder ger högst värderingar19 (inga värderingar gjorda med deliberative valutation fanns dock med), samt att vattenkvalitet, översvämningskontroll och stormbuffring, biodiversitet och tillgångsvärde är de ekosystemtjänster som värderas högst20. Ett intressant resultat av analysen från 2008 är att människoskapade (tillsammans med marina) våtmarker värderas högst av de olika typerna av våtmarker21. Utöver metaregressionerna visade Brander m.fl. (2005) att medelvärdet för våtmarker i Europa är ca 10 000 USD (1995 års prisnivå) per hektar och år. När det gäller värdeöverföringar uppskattade Brander m.fl. (2005) 200 stycken utifrån datat med hjälp av en n-1 datauppdelningsteknik (n-1 data splitting technique). Det innebär att man utesluter en värdering från metaanalysen och använder de återstående värderingarna för att göra en värdeöverföring till det uteslutna området. På så sätt kan man jämföra det uppskattade överförda värdet med primärvärderingen som finns för området. Brander m.fl. (2005) visar att det i flera fall finns stora skillnader mellan överförda och primära värderingar. Generellt sett blev lågt värderade våtmarker överskattade, och högt värderade våtmarker underskattade. Totalt blev medelöverföringsfelet (average transfer error) 74 %. Något mindre än 20 % av överföringarna hade överföringsfel på mindre än 10 %, och ungefär 15 % hade överföringsfel på mer än 100%. Ett medelöverföringsfel på 74 % är högt, men författarna bedömde det ändå som acceptabelt givet de höga kostnaderna för att göra nya värderingsstudier. Anledningen till att felen blir så pass stora är dels att egenskaperna för våtmarker ofta är förenklade vilket gör att de inte fångar de olika variationer som finns, dels att primärvärderingarna kan vara felaktiga och inte visa de ”sanna” värdena. Metaanalysen i det här fallet visar ett medelfel (mean absolute percentage error) i primärvärderingarna på 58 % vilket även det är högt. (Brander m.fl., 2005) Fler och bättre primära värderingsstudier behövs för att öka exaktheten i värdeöverföringar.

18

“For the purpose of this Convention wetlands are areas of marsh, fen, peatland or water, whether natural or artificial, permanent or temporary, with water that is static or flowing, fresh, brackish or salt, including areas of marine water the depth of which at low tide does not exceed six metres” and “[wetlands] may incorporate riparian and coastal zones adjacent to the wetlands, and islands or bodies of marine water deeper than six metres at low tide lying within the wetlands” (FN, 1971, articles 1.1 and 2.1)

19 _{Vilket dock endast är statistiskt säkerställt i Brander mfl (2005)} 20

Endast översvämningskontroll och stormbuffring i Ghermandi (2008) är statistiskt säkerställd

21

31

Då man behöver vara mycket insatt i de specifika ekologiska och demografiska faktorerna som påverkar värderingar kan jag inte avgöra om det skulle gå att göra värdeöverföringar för de intrång som gjordes i Umeälvens deltaområde, eller hur stort det värdet i så fall skulle vara. Att Branders studie ovan visar ett medelöverföringsfel på 74 % bekräftar dock hur osäkert det är att överföra värden och att det troligtvis inte bör göras om man behöver ett exakt värde. Intressant i Ghermandis m.fl. (2008) studie är att människoskapade våtmarker värderas högst. Om man använder sig av skuggprojekt, givet att kompensationsåtgärderna är bra och baserade på stark hållbarhet, kanske det innebär att nettonyttan kan bli lika med noll, eller till och med positiv, och att det därför räcker att inkludera kostnaderna för kompensationsåtgärderna i kalkylen. Det kunde dock vara intressant att göra värderingsstudier på intrång i natur dels före och dels efter kompensationsåtgärder för att se mer exakt hur effekterna av kompensationsåtgärderna påverkar värderingen. I meta-analyserna fanns inga värderingar gjorda med deliberative valutation. Det hade varit intressant att se om det skulle ha lett till något annat resultat, då deliberative valuation bygger på en modernisering av de nationalekonomiska principerna och stämmer bättre överens med tanken om pluralistiska samhällen och medborgarvärderingar.

När det gäller de intrång som gjordes utöver Umeälvens deltaområde kan man anta att kostnaderna inte var lika stora då det inte var lika viktiga miljöområden utan främst odlad skog eller bebyggelse. Det medför dock fortfarande kostnader, främst kanske då det uppkommer en barriäreffekt som hindrar djurlivet att förflytta sig fritt. En del åtgärder har gjorts även längs resten av järnvägen, som tunnlar under spåren och att omdragna bäckar har gjorts mer naturliga. Kostnaderna för åtgärderna är inräknade i kalkylen från 2004 och ingår i de totala miljöåtgärdskostnaderna på 624 miljoner kronor. Miljöåtgärderna har dock ingen egen post i kalkylen utan ingår i anläggningskostnaderna.

6.2 Minskade CO

2

-utsläpp och trafiköverflyttningar

Något som var inräknat i båda kalkylerna var de utsläppsminskningar av luftföroreningar som beräknades följa av en överflyttning av trafik från bilar, lastbilar, flyg och buss till Botniabanan.

Totalt uppgick nyttan av utsläppsminskningar till 2 749 miljoner kronor i 2004-års kalkyl, varav 2 295 miljoner kronor tack vare minskade CO2-utsläpp. (Banverket, 2004) I kalkylen från 1996

32

I kalkylen från 1996 beräknades kostnaden för CO2-utsläpp till 0,25 kr/kg, vilket baserades på

den dåvarande koldioxidskatten (SIKA, 2008). Den uppskattade minskningen till följd av trafiköverflyttning var 35 400 ton/år (Banverket 1996). I kalkylen från 2004 beräknades värdet av CO2 istället till 1,5 kr/kg vilket motsvarade den nivå som genom skatt var nödvändig för att

uppnå målet att transportsektorns utsläpp av CO2 år 2010 skulle ligga på samma nivå som år

1990 (SIKA, 2009). Den uppskattade minskningen var 75 000 ton/år (Banverket, 2004). Både värdet av koldioxid och den beräknade minskningen förändrades alltså kraftigt mellan de två kalkylerna och bör därmed också ha haft en stor inverkan på resultatet; om man behållit värdena och kvantiteterna från 1996 hade kalkylen från 2004 (UA jämfört med JA) fått en negativ nettonuvärdeskvot. Jag kommer först att diskutera värderingen av utsläpp, för att därefter återkomma till prognoserna för trafiköverföring.

Att använda sig av skuggprisansatsen, vilket var fallet i båda kalkylerna, är problematiskt då det inte är säkert att de politiska målen är samhällsekonomiskt effektiva. Till exempel uppdagades att värdet 1,5 kr/kg som användes i kalkylen från 2004 var för lågt satt för att kunna nå det politiska målet. Senare beräkningar visade på att ett värde mellan 1,9 kr/kg och 2,7 kr/kg hade behövts. (SIKA, 2009) Man skulle därför kunna argumentera för att skadekostnadsansatsen är bättre att använda då den är mer direkt. Då den innebär så många osäkra antaganden är det dock inte säkert att det uppskattade värdet blir optimalt. Angelov m.fl. (2010) argumenterar för att skuggprisansatsen bör användas då det inte finns möjlighet att uppskatta det ”korrekta” värdet, och att den demokratiska lösningen därmed bör vara att låta politikerna bestämma. Politikernas värderingar bör ju representera folkets värderingar. Beroende av vad de politiska målen säger kan värdet av luftföroreningar variera stort. Det trafikpolitiska mål vi har idag säger exempelvis att fordonsflottan ska vara fri från fossila bränslen 2030 (Regeringen, 2008), vilket skulle motivera en hög kostnad av CO2 då det kommer att kräva att en stor del av trafiken drivs på

”grön” el. Koldioxid- och energiskatten på bensin ligger idag på ca 2,7 kr/kg CO2, varav

koldioxidskatten ligger på ca 1,09 kr/kg CO222. Drivmedelsskatterna är dessutom inte de enda

ekonomiska styrmedlen inom transportsektorn, fordonsskatten, vägavgifter och trängselavgifter är andra exempel. Att endast använda sig av koldioxidskatten som värdering vore inte optimalt då alla de olika ekonomiska styrmedlen påverkar mängden utsläpp (SIKA, 2009). Om målet när

22