Fornybare og betinga fornybare ressurser

Transkript

1 Fornybare og betinga fornybare ressurser Eirik Romstad Handelshøgskolen ved UMB Universitetet for miljø- og biovitenskap eirik.romstad<at>umb.no Innhold 1 Innledning Hotellings regel for fornybare ressurser Skog og skogbruk Optimalt høstingstidspunkt Optimal hogstalder når skogarealet også har en verdi Skogskjøtsel Skog og klima Skog og biologisk mangfold Forvaltning av fornybare ressurser med uklart eierskap Overfiske Overbeiting Andre forvaltningsproblemer for fornybare ressurser Arealressurser Avsluttende kommentarer Litteratur Innledning Fornybare ressurser omfatter skog, fisk, vilt, beite- og landbruksareal. Med et så bredt spekter av ressurser som har ulike egenskaper og miljømessige sider, så sier det seg sjøl at de forvaltningsmessige utfordringene også er ulike. Fornuftig forvaltning av fornybare ressurser krever derfor forståelse av ressursens og problemets egenart. Mange av de fornybare ressursene er biologiske, og kunnskap om biologien bak er derfor viktig. Samtidig er ikke biologisk kunnskap nok. Biologer har argumenterer ofte for maksimal bærekraftig avkasting, men de glemmer som regel at det er noen kostnader forbundet med dette som biologene har en lei tendens til å glemme. Økonomer, dermot, har som regel god forståelse av kostnader mens det skorter på kunnskapen når biologien blir komplisert og det blir den fort. Forvalting av fornybare ressurser er derfor et område der man har mye å tjene på at biologer og økonomer kan jobbe sammen. Men det krever at biologer og økonomer er i stand til å kommunisere. Det blir lettere viss man kjenner litt til hverandres måte å tenke på. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 1

2 Et av formåla med dette kapitlet er derfor å gi ei innføring i det felles tankegodset som må til for at biologer og økonomer skal kunne kommunisere med hverandre. Her er det imidlertid på plass med en advarsel notatet er skrevet av en økonom med mindre kunnskap om biologi enn det han gjerne skulle ha hatt. Livet er kort, tida er knapp i dagens samfunn og det er krevende å være dyktig nok i et fag. Moderne tverrfaglighet består derfor i å få flinke fagfolk fra de involverte disiplinene til å kommunisere. Det er ikke lett, men viss man lykkes så er belønningen stor for de involverte partene i forhold til økt forståelse for egen og samfunnets nytte. Dette notatet er organisert på følgende måte. Først så tar jeg en tur tilbake til de ikke-fornybare ressursene og Hotellings regel, som får et tillegg når den skal anvendes på fornybare ressurser intuitivt nok verditilveksten i den fornybare ressursen. Deretter ser jeg på skogbruk en ressurs som preges av lang tidshorisont og arealer med klart definerte eiendomsretter. Når skal man hogge et skogbestand, og hvordan påvirkes hogstalderen av ulike miljøaspekter knytta til skog og skogbruk. Skog har som regel en klart definert eier. Det er ikke tilfelle med fiskerier i internasjonale farvann og utmarksbeite som ofte omtales som allmue-ressurser. Garret Hardins (1968) artikkel The tragedy of the commons satte søkelys på dette problemet, og har siden definert et eget forskningsfelt forvaltning av ressurser med uklart eierskap. Hardin brukte fisk i internasjonale farvann som eksempel i artikkelen sin. Det vil også være inngangen til det fjerde avsnittet i dette notatet, som så utvides til å omfatte almeningsressurser som utmarksbeite. Det femte avsnittet tar så for seg forvaltning av arealressurser i en økonomisk-geografisk sammenheng, mens det sjette avsnittet oppsummerer og kommer med forslag til videre lesning. 2 Hotellings regel for fornybare ressurser Hotellings (1931) regel for ikke-fornybare ressurser følger fra Hotelling-prisbanene: p t = 1 r t p 0 eller p t 1 = 1 r p t [1] som i Hotellings opprinnelige formulering ble utledet til å bli: 1 r p t = p t 1 p t r p t = p t 1 rp t = p t 1 p t = p r= p p t [2] Hotellings regel viser hvilken prisbane som må til for at uttaket av lagerressursen skal være konstant over tid. Hvordan ser denne prisbanen til for fornybare ressurser. Den viktigste forskjellen mellom lagerressurser og fornybare ressurser er at fornybare ressurser vokser. Hvordan påvirker det prisbanen og dermed uttrykket r= p [2']? p t Anta at verditilveksten i den fornybare ressursen er t i år t. Det tilsier at prisbanen som gjør skogeieren indifferent mellom å hogge eller vente ett år til må justeres med denne verditilveksten. Dette gjør at [1] blir omskrevet til: 1 t p t 1 = 1 r p t [3]. Vi får dette på samme form som [2'] ved å gjøre følgende omregninger: 1 t p t 1 = 1 r p t p t 1 t p t 1 = p t r p t r p t = p t 1 p t t p t 1 = p t p t 1 som til slutt omformes til Hotellings regel for fornybare ressurser: Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 2

3 r= p t 1 p t 1 [4] p t p t dvs. at renta skal være like prisøkninga pluss verditilveksten mellom år t+1 og t (høyre delen bak likhetstegnet i [4]) for at ressurseieren skal være indifferent mellom å høste ressursen eller la den vokse ett år til. Dette innebærer at mens en profittmaksimerende eier av en lagerressurs (jfr. kakemodellen) er tjent med å tømme ressursen når prisveksten er mindre enn den risikofrie renta, r, så vil det samme først være tilfelle for en eier av en fornybar ressurs når prisveksten pluss verditilveksten er mindre enn renta. Alt annet likt er derfor en fornybar ressurs mindre utsatt for å likvideres enn en lagerressurs. Men alt er ikke likt mange fornybare ressurser som f.eks. fisk i internasjonale farvann har ikke en enkelt ressurseier, slik at andre forhold også spiller inn. Vi kommer tilbake til dette i avsnitt fire. Først skal vi bruke det vi har lært for å se på høsting av skog. 3 Skog og skogbruk Skogbruk er ei langsiktig næring der det går lang tid fra skogeieren gjennomfører skogskjøtseltiltak som planting eller avstandsregulering, til skogen hogges og en eventuell meravkastning av disse tiltakene tilfaller skogeieren. Derfor er lønnsomheten i skogbruket mer avhengig av hvor høg renta er enn mange andre næringer, og nåverdi et sentralt beslutningsstøtteverktøy for skogeieren. Skog er ofte forbundet med en enkelt ressurseier. I Norge eier skogeieren skogen og mange av de andre godene, f.eks. jakt, forbundet med en skog. Unntaket er høsting av bær, lav og mose til eget (ikke forretningsmessig bruk). 1 Dette gjør at eiendomsretten til skog er mer fullstendig i Norge (og mange europeiske land) enn det som er tilfelle i andre deler av verden. F.eks. i USA har skogeieren kun retten til å hogge skogen, mens verdien av jakt og fiske eies av staten. Dette gjør at skogforvaltninga i USA blir mer ensidig lagt opp til å maksimere tømmerverdien enn den totale verdien av skogen. Sida 1970 har den reelle verdien av tømmerproduksjon falt med om lag 2/3. Dette skyldes i stor grad fallende realpriser 2 på tømmer, og det har bidratt til at lønnsomheten i skogbruket, der tømmer fortsatt er en viktig del av totalinntekten, har falt kraftig de siste åra. Samtidig har verdien av andre tjenester fra skogen, i første rekke jakt, økt. Stadig flere skogeiere driver i dag eiendommene sine med formål å maksimere tømmer- og jaktinntektene, såkalt flerbruk av skog. Det kan imidlertid være et betydelig avvik mellom totalinntektene fra et skogeiersynspunkt og de totale verdiene som skog skaper, f.eks. verdien av biologisk mangfold og karbonbinding i skog. Spesielt karbonbinding i skog har fått stor oppmerksomhet som klimatiltak, og bransjeorganisasjonene i skogbruket jobber aktivt for å få til et opplegg med at skogbruket skal få klimabetaling, dvs. få penger for det karbondioksydet skogen tar opp fra atmosfæren gjennom fotosyntesen. Salg av tømmer er fortsatt den viktigste inntektskilden fra skogen for mange skogeiere. Hver enkelt skogeier selger lite tømmer i forhold til størrelsa på tømmermarkedet at markedsprisen ikke påvirkes av hva den enkelte skogeieren gjørd, dvs. at det er rimelig å se på skogeiere som prisfaste kvantumstilpassere. I teorien skal hver skogeier derfor selge tømmeret når summen av pris- og verditilveksten er lik den risikofrie renta (dvs. [4] i det forrige avsnittet). Så enkelt er det ikke fordi 1 Unntaket fra dette unntaket gjelder høsting av molte i deler av Nord-Norge, der kun grunneieren har rett til å plukke molte. Dette er historisk betinget fordi inntektene fra salg av molte har vært og delvis er en viktig del av inntektene fra arealer som ellers produserer lite av markedsverdi. 2 Realpriser er priser som er korrigert for utviklinga av andre priser, som måles gjennom ulike prisindekser. Konsumprisindeksen er den mest brukte prisindeksen, bl.a. fordi den sammen med lønnsutviklinga uttrykker hvordan kjøpekrafta utvikler seg over tid. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 3

4 tilveksten i skog varierer med hvor gammel skogen er og med vekstvilkårene på stedet (skogbonitet viss vi holder oss til skogbruksterminologien). 3.1 Optimalt høstingstidspunkt I avsnitt 2 åpnet vi for at verditilveksten i av den fornybare ressursen kan variere over tid, ved at tilveksten var tidsindeksert ( t i stedet for ). Dette er i høyeste grad tilfelle for skog: når ny skog kommer inn, f.eks. etter planting, så er verditilveksten lav de første årene. Etter hvert som skogen blir eldre så øker verditilveksten, og i en periode av skogens levetid (yngre og eldre produksjonsskog) er verditilveksten langt høyere enn den risikofrie renta, r, før verditilveksten faller igjen. Skogbruk er derfor en langsiktig næring og skogeieren se på verdiavkastninga av skogen over tid. Selv om verditilveksten er liten like etter planting, så innebærer ikke dette at skogen skal hogges. Viss det var tilfelle, så ville man jo ikke plante i utgangspunktet. For å gjøre analysen av skog litt enklere uten at vi mister de viktige poengene antar vi derfor konstante priser. Da kan [4] forenkles til: r= 0 p t 1 = p t 1 [5]. p t p t p t Figur 1 illustrerer verditilveksten i skog over tid og optimal hogstalder med denne forenklinga. Figur 1: Verditilvekst i skog over tid og optimal alder på skogen for hogst T*. I figur 1 er verditilveksten på skogen ( t ) lik renta ved tidspunktet T*, som er den optimale hogstalderen. Ved å vente med å hogge til tidspunktet T* får en gevinst lik arealet B. Hogger man tidligere enn T* krymper arealet, mens vis man hogger seinere så får man mindre verditilvekst i skogen enn ved å hogge i T* og la pengene tømmersalget vokse i banken. En lavere rente innebærer at den horisontale linja, r, flyttes nedover, noe som fører til at blir optimalt å hogge skogen noe senere fordi krysningspunktet (T*) mellom kurven t og linja r flyttes mot høyre. Dette fører også til at arealet A (der skogen har lavere avkastning enn den risikofre renta r ) blir mindre mens arealet B blir større. Alt annet likt fører lavere rente derfor til økt lønnsomhet for produksjon av tømmer. Tilsvarende vil en høgere rente føre til at T* flyttes mot venstre, at arealet A blir større og arealet B blir mindre, og at lønnsomheten ved tømmerproduksjon blir lavere. Tømmerproduksjon og dermed skogbruk er en ekstremt langsiktige næring, noe som gjør at lønnsomheten er meget følsom for endringer i rentenivået. Vekstvilkårene for skog varierer det som skogbruksterminologien kalles bonitet. Høg bonitet innebærer at skogen blir fortere hogstmoden, dvs. at optimalt hogsttidspunkt skjer tidligere, mens lav bonitet innebærer det motsatt. For gran på Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 4

5 høg bonitet i Norge regner man med at optimal hogstalder er ca 60 år, mens for lavere boniteter kan optimal hogstalder fort bli år. I tillegg boniteten så påvirkes optimal hogstalder også av treslag. Det andre viktige treslaget i norsk skogbruk, furu, har en noe høgere hogstalder enn gran. Med de forventa globale klimaendringene regner man vilkårene for skogproduksjon i Norge blir bedre, og at varmekjære løvtrearter som bøk og eik kan bli mer vanlig, mens gran og furu fortrenges til høgereliggende områder (Aftenposten 2011, NorKlima 2011). 3.2 Optimal hogstalder når skogarealet også har en verdi Perioden fra ny skog etableres (plantes) til den hogges, T*, kalles en skogrotasjon. Virkninga av landverdien på optimal hogstalder ble først analysert av Faustmann (1849). For å gjøre en lang historie kort han fant at når skogarealet hadde verdi, så måtte man maksimere verdien av avkastninga på arealet og tømmerproduksjonen. Dette førte til at optimal lengde på en skogrotasjon er noe lavere enn T* i figur 1. Årsaken til dette er er at viss man hogger litt tidligere enn T* så blir avkastninga av tømmerproduksjonen større (arealet B i figur 1) enn den risikofrie renta r for en større andel av tida. 3.3 Skogskjøtsel I forlengelsen av Faustmann (1849) sitt arbeid kommer spørsmålet om man kan øke avkastninga av tømmerproduksjonen ved skogskjøtsel. For å analysere på verdien av av ulike skogskjøtseltiltak (planting, avstandsregulering og tynning) må man se på hvordan disse tiltakene virker inn på tilveksten, kvaliteten på tømmeret (høgere kvalitet gir høgere pris), og den optimale hogstalderen. Skogplanting gjør at man korter ned tida fra ny skog etableres til man kommer til tidspunktet T 1 i figur 1, dvs. at arealet A i figuren blir mindre, og at arealet B (der avkastninga er høgere enn renta) opptar en større andel av rotasjonen. En logisk konsekvens av dette er også at optimal rotasjonstid blir kortere, dvs. at T p * < T*. Dette innebærer nødvendigvis ikke at det lønner seg å plante skog fordi skogplanting koster. La derfor I p angi investeringskostnaden rett etter planting. Planting lønner seg viss nåverdien med planting er større enn nåverdien uten planting. Som vanlig i nåverdiutregninger la diskonteringsfaktoren være gitt ved = 1 1 r. Anta videre at den forventede nettoverdien av tømmeret (inntekter av tømmersalg minus hogstkostnadene) er lik t, der t angir hogstidspunktet. Den forventede nåverdien uten planting er da gitt ved: NV uten planting = T * T * [6a] mens den forventede nåverdien med planting når I p er investeringskostnaden kostnaden med å plante og T p * er den nye rotasjonsalderen er: NV med planting = I p T p * T p * [6b]. Som før nevnt så er den optimale rotasjonsalderen uten planting T* og dermed også T p * høgere ved lave skogboniteter. Dette innebærer at det tar lenger tid før man får gevinsten ved planting. På lavere skogboniteter er derfor den forventede lønnsomheten ved planting mindre, noe som gjør at mange skogbrukere velger ikke å plante på disse bonitetene, såkalt naturlig foryngelse. På høgere skogboniteter er imidlertid den forventede lønnsomheten ved planting større enn ved naturlig foryngelse, spesielt når man tar med at arealet også har en verdi (Faustmann-korreksjonen). Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 5

6 De andre skjøtselstiltakene er avstandsregulering og tynning. Avstandsregulering skjer vanligvis når skogen har nådd 2-3 meters høgde, og innebærer en ekstra kostnad for skogbrukeren. Gevinsten ved avstandsregulering er færre skader på plantene og noe bedre vekst på de gjenværende trærne, dvs. at optimal rotasjonsalder reduseres noe i forhold til viss det ikke avstandsreguleres. Dette er en tilsvarende effekt som ved planting. Anta det lønner seg med planting og la T p+a * angi optimal rotasjonsalder ved planting og avstandsregulering slik at T p+a * < T p * < T*. La I a være kostnaden ved avstandsregulering og anta at denne skjer i år T a. Avstandsregulering lønner seg da viss nåverdien med er større enn uten, dvs. at [7] > [6b] : NV med planting avstandsregulering = I p T a I a T p a * T p a * [7] På tilsvarende måte kan man analysere tynning. Tynning skiller seg imidlertid fra planting og avstandsregulering ved at verdien av tynningsvirket vanligvis er større enn kostnadene ved å utføre tynninga, og skjer normalt år før skogbestandet sluttavvirkes. La angi nettoverdien av tynning, anta at tynning skjer i år T a+t slik at T p+a * < T p+a * < T p * < T* og at sluttavvirkning skjer i år T p+a+t, dvs. at nåverdien ved tynning når det er planta og avstandsregulert er gitt ved: NV med planting avstandsregulering tynning = I p T a I a T a t T p a t * T p a t * [8] Etter som tynning vanligvis gir et nettobidrag i seg sjøl i tillegg til at den framskynder tidspunktet for sluttavvirkning, så er det innlysende at [8] > [7]. Lønnsomhetsanalyser av skogskjøtseltiltak innebærer mao. en serie med nåverdiutregninger. Her er kun et utvalg av disse beregningene presentert (det er en tilsvarende strøm av utregninger uten planting [6a] og modifiserte utgaver av [7] og [8] uten planting). Den mest lønnsomme sekvensen av skogskjøtseltiltak er det alternativet som gir størst nåverdi. Lønnsomheten av de ulike tiltakene avhenger imidlertid også av når tiltakene gjennomføres, og riktig valg av tidspunkt for avstandsregulering og spesielt tynning, og hvordan tiltakene gjennomføres kan gi store økonomiske utslag. Slik sett er skogbruk kunnskapskrevende: man skal ha god kunnskap om virkningene av ulike tiltak på hvor raskt skogen vokser, hvilken kvalitet og dermed pris man kan forvente, og rimelig fornuftige forventninger om framtidige tømmerpriser for ulike kvaltieter og framtidige kostnader/inntekter ved skjøtselstiltak, 3.4 Skog og klima Skog bidrar som nevnt innledningsvis i dette notatet til å redusere konsentrasjonen av karbondioksyd (CO 2 ) i atmosfæren gjennom fotosyntesen, og skogtiltak blir sett på som en potensielt billig måte å redusere omfanget av klimaendringene på. Verdien av det karbonet som bindes i skog er i utgangspunktet lik verdien av reduserte utslipp av karbon. Slik sett bør man kunne bruke prisene for utslippskvoter for CO 2 som et anslag for verdien pr tonn karbon som skogen binder. Så enkelt er det ikke. For det første så fører reduserte utslipp til en varig reduksjon, mens skog lagrer karbon en viss tid. På et eller annet framtidig tidspunkt så hogges eller dør skogen med påfølgende endringer i karbonomsetninga i skogbunnen. Klimagassutslippene ved hogst varierer dessuten ved hvordan skogsvirket brukes som bygningsmateriale immobiliseres karbonet for levetida i bygget, mens skogsvirke brukt til papir har en langt kortere levetid med påfølgende raskere frigjøring av karbonet igjen. I et slikt perspektiv kan man f.eks. tenke seg at skogskjøtseltiltak, i første rekke tynning, som bidrar til at en større andel av tømmerstokken går til bygningsmateriale har en gunstig klimaeffekt. Mens tynning fører til bedre vekst for den gjenværende skogen, så reduserer tynning opptaket av karbon pr. arealenhet skog. Det Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 6

7 teller også negativt at tynningsvirke i stor grad brukes til papir. Usikkerheten og uenigheten om fortegn og størrelse på nettoeffektene av ulike skogskjøtseltiltak på klimaet er derfor stor. Det pågår derfor en omfattende forskning på dette feltet (se f.eks. NorKlima 2011). Bildet kompliseres ytterligere av at ulike interesse organisasjoner driver en aktiv lobbyvirksomhet for at klimapenger skal brukes til formål de anser som viktige. Skogbruksorganisasjonene jobber aktivt for økt lønnsomhet i skogbruket, og ønsker derfor at skogbruket skal få betalt for skjøtselstiltak de allerede i dag gjennomfører, f.eks. tynning. På samme måte bruker mange naturvernorganisasjoner klima som argument for at f.eks. mer gammelskog skal vernes. Dette notatet forfølger ikke disse sidene av klimadebatten nærmere. Jeg bare minner om at det kan være god grunn til å være kritisk til hva man får servert av argumenter. Trass usikkerhet, uenighet og lobbyvirksomhet så er det bred enighet om at et av de mest interessante klimatiltakene i skog er å utsette tidspunktet for sluttavvirkning (T* i figur 1) fordi skog fortsetter å binde karbon lenge etter at den har nådd optimal alder når man kun ser på tømmerverdi. For å gjøre en lang historie kort, anta at man har blitt enig om hvordan man skal prise karbon som bindes i skog. Vi kan da modifisere figur 1 ved å ta inn verdien av karbonbinding. Ytterpunktene i hvor mye karbon som skogen binder er som følger: Karbonbindinga er tilnærmet proporsjonal med skogveksten, dvs. den biologiske delen av verditilveksen, t, i figur 1. La oss kalle dette skogbruksperspektivet. Eldre skog binder fortsatt mye karbon selv om den ikke vokser og en del av skogen dør når den blir eldre. Det er i første rekke omfattende karbonprosesser i jord som bidrar til dette (Ohlson pers. medd.). La oss kalle dette miljøperspektivet. Disse perspektivene er reflektert i figur 2, der skogbruksperspektivet er markert med blått og miljøperspektivet er markert med grønt. Figur 2: Virkninger av verdien av karbonbinding på optimal hogstalder under ulike perspektiv på karbonbinding. Ved et første blikk på figuren kan man undres over hvorfor skogbruket ikke adopterer miljøperspektivet det ser jo ut til å utløse en større klimabetaling (differansen mellom -linja og hhv. den grønne og blå linja). Poenget er at ved miljøperspektivet så skjer det en betydelig karbonbinding etter den tilhørende optimale hogstalderen (T miljø ), som gjør at en evt. skatt ved hogst for tapt framtidig karbonbinding kan bli betydelig. Ved skogbruksperspektivet blir denne skatten vesentlig mindre (arealene A + B) enn ved miljøperspektivet (arealene B + D). For realistiske Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 7

8 forventninger om størrelsa på en evt. klimabetaling eller -skatt så vil fortsatt verdien av tømmersalget være større enn klimakomponentene. 3 Her bør det legges til at nåverdien av en eventuell skatt ved de begge perspektivene blir vesentlig mindre enn i figuren der de årlige verdiene er vist. Viss f.eks. T skog er 100 år så vil nåverdien av skatten ved ei realrente på 3 % være om lag 5 %. Målt i nåverdi er derfor betalingen for karbonbinding før hogst (T skog eller T miljø ) betydelig viktigere for skogbruket. En annen faktor som gjør at skogbruket er skeptisk til miljøperspektivet er at optimal hogstalder øker. Det gjør det mindre lønnsomt med skogskjøtseltiltak, jfr. diskusjonen i det foregående avsnittet. Denne korte gjennomgangen av skog og klima illustrerer til fulle at utforming av virkemidler for at klimatiltak i skogbruket både er komplisert og kontroversielt. Hvilke virkemidler som er best egnet for å få til en fornuftig og rask innfasing av klimatiltak i skogbruket avhenger av flere forhold: Hvilke av de to perspektivene miljøperspektivet eller skogbruksperspektivet er det som best gjenspeiler de faktiske naturvitenskapelige sammenhengene mellom skog og klima? Sannsynligvis gjenstår det mye forskning på dette spennende feltet. Hvordan skal virkemidlene for klimatiltak i skogbruket utformes i en overgangsfase når man enda har ufullstendig kunnskap om de nevnte naturvitenskapelige sammenhengene? Mange, bl.a. Stern (2008), hevder at det haster med å få iverksatt de billige klimatiltakene. Hvordan skal virkemidlene for klimatiltak i skogbruket utformes for at de skal kunne tre i kraft raskt? Klimatiltak i skog dreier seg også om tiltak i utviklingsland, der spesielt det norske opplegget med betaling for å redusere avskoging i utviklingsland har blitt møtt med interesse. Utforming av virkemidler i utviklingsland er en enda mer krevende oppgave enn i land som vårt, med relativt godt utbygde institusjoner, muligheter for å måle hva som faktisk bindes mm. For en videre diskusjon av disse spørsmålene sjekk ut REDD+ (Angelsen 2008). 3.5 Skog og biologisk mangfold Biologisk mangfold i skog er i stor grad knyttet til eldre skog som ikke har vært så sterkt skjøttet som det som vanligvis er tilfelle for norske skoger. Sammenhengende større skogområder med høg verdi ut fra bl.a. biologisk mangfold er i dag delvis vernet, men biologer som jobber med verne- og forvaltningsproblematikk påpeker at mengden skogarealer som er sikret gjennom vern fortsatt er utilstrekkelig. Det er vanskelig og tidkrevende å få gjennomført så omfattende vern som nasjonalparker, jfr. Trillemarka. Samtidig er tapes verneverdige biotoper fortsatt i stort tempo, også i Norge. Ulike initiativ har derfor sett dagens lys. Et av de mest sentrale initiativene i Norge er Levende skog, et samarbeid mellom skogbruk, skogindustri, fagbevegelsen og frilufts- og miljøvernorganisasjoner ( Levende skogstandarden har blitt kritisert for at den er relativt svak. Andre forslag som frivillig vern, auksjoner og andre betalingsmekanismer for forvaltning av verneverdige habitater og biotoper har derfor vært framme i diskusjonen. Formålet med disse forslagene er å dekke om forhold som ikke fanges opp av Levende skog og andre skogstandarder. På 3 Her bør det legges til at nåverdien av en eventuell skatt ved de begge perspektivene blir vesentlig mindre enn i figuren der de årlige verdiene er vist. Viss f.eks. T skog er 100 år så vil nåverdien av skatten ved ei realrente på 3 % være om lag 5 %. Målt i nåverdi er derfor betalingen for karbonbinding før hogst (T skog eller T miljø ) betydelig viktigere for skogbruket. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 8

9 dette feltet foregår det en omfattende forskning (se f.eks. Polasky (2011): nettstedet Biodiversity Bibliography: Ecology, Economics and Policy, ved Universitetet i Minnesota). 4 Forvaltning av fornybare ressurser med uklart eierskap Mens skog vanligvis har et klart eierskap som privat skog eller som allmenning, så stiller det seg ganske forskjellig for f.eks. fisk og vilt, som begge flytter seg over eiendomsgrensene. For fisk i internasjonale farvann (utenfor landenens økonomiske sone 4 ) er det ingen unik råderett. Overfiske og andre problemer forbundet med internasjonale fiskerier skyldes i hovedsak at ingen nasjonalstat kan styre fiskeriene gjennom fiskekvoter eller andre reguleringer. Lignende problemer finnes også der det ikke er klart definerte rettigheter som f.eks. hvor mange rein den enkelte reineier har lov til å ha på beite på Finnmarksvidda. Garret Hardins artikkel The Tragedy of the Commons (Allmuens tragedie, Hardin 1968) markerte starten på dette perspektivet med ufullstendige og uklare eiendomsretter som en hovedforklaring til overfiske i internasjonale farvann, og var direkte delaktig i at flere nasjoanlstater, deriblant Norge, utvidet den økonomiske sonen fra 12 til 200 nautiske mil. Omtrent samtidig med Hardins berømte artikkel kom også de første vitenskapelige arbeidene om omsettelige forurensingskvoter, og vegen var ikke lang før at man også begynte å diskutere (omsettelige) fiskekvoter. I dette ligger det en erkjennelse av at vi egentlig kan snakke om internasjonale fiskerier som åpne adgangsressurser. 5 Dette avsnittet ser først på overfiske i detalj før det blir en mer summarisk gjennomgang av overbeiting. 4.1 Overfiske I følge mange økonomer er hovedproblemet med fiskeriforvaltning (i internasjonale farvann) knyttet til uklare bruker- eller eiendomsretter. Vansker med å estimere bestandsstørrelse og produksjon for fiskeressurser forsterker disse forvaltningsproblemene. Før jeg går til allmuens tragedie vil jeg derfor se på en del av de biologiske egenskapene ved fisk som ressurs. En vanlig måte å betrakte nettoproduksjonen, dvs. yngling minus naturlig død, av en fiskeressurs på er som følger: Ved ingen bestand (null fisk) så nettoproduksjon en lik null. Ved en meget høg bestand er det så lite mat igjen at biomasse tapt ved naturlig død er like stor som ynglingen, dvs. at nettoproduksjonen også er lik null. Ett eller annet sted mellom disse to ytterpunktene for en bestandsstørrelse forekommer den maksimale biologiske nettoproduksjonen. Disse grunnleggende idéene gjenspeiler seg i flere av dagens produksjonsfunksjoner for fisk, bl.a. den mest kjente av disse modellen, Gordon-Schaefer modellen (Gordon 1954; Schaefer 1954), som er gjengitt i figur 3. Intuisjonen følger fiskevann med for mye fisk, såkalte tusenbrødre vann, der det er så mye fisk at det blir for lite mat til fisken med påfølgende liten (netto)produksjon. 4 Økonomisk sone: farvann der nasjonalstaten har råderett over ressursene, begrensa oppad til 200 nautiske mil fra (kyst)grunnlinja. Mer informasjon, se Fiskeri- og kystdepartementet (2011). 5 Ostrom (1999) klargjør dette når hun peker på at Hardins tittel The tragedy of the commons (Allmuens tragedie) er noe misvisende fordi allmenningsressurser kan også ha avklarte eier- eller brukerretter (se ECN 170, forelesning nr. 9 Andre typer virkemidler), og at en riktigere tittel ville vært The tragedy of common pool resources (de åpne adgangsressursenes tragedie). Ostrom (2000) følger opp og forklarer under hvilke forhold allmenningsressurser kan blir forsvarlig forvaltet. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 9

10 Figur 3: Sammenhengen mellom bestandsstørrelse (S) og nettoproduksjon (c) for en fiskeriressurs (skisse av Gordon-Schaefer modellen). Ved bestandsstørrelsa S MSY er nettoproduksjonen størst med verdien c MSY, mens nettoproduksjonen c er mindre for både større og mindre bestandsstørrelser, S. c MSY kalles derfor også for maksimal bærekraftig avkasting (maximum sustainable yield). Ved første øyekast kan maksimal bærekraftig avkastning virke som et fornuftig prinsipp for å forvalte en fiskressurs. Det er imidletid ikke tilfelle av følgende årsaker, en biologisk og en økonomisk: (1) Biologisk fordi når det er usikkerhet om bestandsstørrelsa så vil en høstingsstrategi lik den maksimale bærekraftige avkastninga, c MSY, kunne føre til at uttaket blir større enn nettotilveksten, med det resultat at ressursen gradvis reduseres og til slutt likvideres. Det er vanskelig å estimere størrelsa på fiskebestand tilveksten og dermed bestanden kan variere over år pga. vær og vekstforhold både arten sjøl og arter lever av eller arter som den blir spist av. (2) Økonomisk fordi c MSY sjelden samsvarer med det økonomisk mest lønnsomme innsatsen og dermed det mest lønnsomme høstingsnivået. Vi skal se nærmere på disse to innvendingene mot maksimal bærekraftig avkastning som forvaltningsprinsipp. Tenk deg et konstant høstingsnivå, H L, som er noe mindre enn c MSY. Dette gir to likevekter der høstinga er like stor som nettoproduksjonen, ved bestandsstørrelsene S 1 og S 2. Figur 4 viser virkningene av et slikt høstingsnivå. Ved et bestandsnivå som er litt lavere enn S 1 så vil høstingsnivået, H L, være større enn nettotilveksten c. Fortsatt høsting i H L fører derfor til at bestanden gradvis drives mot null, dvs. til utrydding. For bestandsstørrelser litt over S 1 skjer det motsatte: da er høstingsnivået, H L, lavere enn nettotilveksten, c, slik at bestanden vokser. Høstingsstrategien H L kombinert med bestandsstørrelsa S 1 kalles derfor for en labil likevekt for andre bestandsstørrelser enn S 1 fører derfor til at bestanden flytter seg bort fra S 1. Også ved bestandsstørrelsa S 2 er høstningsnivået H L akkurat lik nettotilveksten, c, slik at bestandsstørrelsa forblir uendra. For bestandsnivå (litt) under S 2 er imidlertid tilveksten større, slik at bestanden vokser. Motsatt, for bestandsnivå (litt) over S 2 er tilveksten mindre med det resultatet at bestanden synker. Høstingsstrategien h kombinert med bestandsstørrelsa S 2 kalles derfor for en Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 10

11 stabil likevekt for bestandsstørrelser (litt) forskjellig fra S 2 så virker tilvekst og bestandsstørrelse i motsatt retning av hverandre slik at man tenderer til å komme tilbake til S 2. Figur 4: Labile og stabile høstings-bestandslikevekter. Labil likevekt: (H L, S 1 ). Stabil likevekt: (H L, S 2 ). Ved bestandsstørrelser mindre enn S 1 vil et konstant høstingsregimet H L føre til at at bestanden drives mot null. For bestandstørrelser mellom S 1 og S 2 vil høstingsregimet H L føre til at bestanden går mot S 2. Det samme er tilfelle for bestandsstørrelser over S 2. I forhold til å opprettholde en fiskebestand er det derfor viktig at man ved et gitt høstingsregime (her H L ) ikke får en situasjon der bestanden blir mindre enn S 1. Så lenge høstingregimet ikke er satt for høgt (optimistisk) så er risikoen for at man skal havne i en slik uheldig situasjon liten. Ser vi på det andre høstingsregimet, H H, så vil den labile likevekten forskyves mot høgre, og risikoen øker for at bestanden skal bli mindre enn den tilhørende labile likevekten. Nå er det også relativt lett å skjønne hvorfor et høstingsregime basert en likevekt med bestandsstørrelsa S MSY er risikofylt: små overvurderinger av bestandsstørrelsa vil føre til at bestanden drives mot utryddelse. Viss man i tillegg legger til at bestandsstørrelsa kan variere mellom år, så er et slikt høstingsregime i høgste grad risikofylt. Sjøl om denne illustrasjonen er en forenklet beskrivelse av sammenhengene mellom bestandsstørrelse, nettoproduksjon og høstingsstrategier, så gir den betydelig innsikt. Enkle modeller gjør det lettere å få fram de viktige årsakssammenhengene, og gjør det lettere å forstå virkelige fiskerier, der man har flere årsklasser med ulik størrelse som påvirkes av en rekke faktorer som gyteforhold, næringstilgang mm. Mange av disse faktorene henger igjen sammen med været, sjøl om disse enda ikke er fullstendig kartlagt (og kanskje aldri viss klimaendringene viser seg å bli så store som det kan se ut som de blir). Dette var den biologiske forklaringa på hvorfor et høstingsregime H MSY ikke er noen god ide. La oss nå se på den økonomiske forklaringa. Da trenger vi en litt annen måte å framstille problemet på. Fra et samfunnsøkonomisk ståsted ønsker vi å maksimere avkastninga (grunnrenta) av et Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 11

12 fiskeri. La høsting være en funksjon av innsats, h(e), der E er innsats, la p angi kiloprisen på fangsten, la v angi kostnaden pr innsatsenhet, og la FC være de faste kostnadene ved fisket. Det gir oss følgende enkle modell for profitten i fiskeriet: = p h E ve FC [9] På vanlig måte finner vi profitmaksimum ved å derivere dette uttrykket med valgvariabelen, i dette tilfellet innsats E, og sette dette lik null og løse ut: E = p h' E v=0 h' E = v p dvs. at profittmaksimum skjer den marginale avkastninga på fiskeriet (målt i kilo biomasse) som følge av innsats er lik stigninga av den relative prislinja v/p (innsatsfaktorpris, v, over produktpris, p, er lik. La oss beskrive dette grafisk. Tenk deg at ved en stor bestand så er det lettere å fange fisk enn i en mindre bestand. Det innebærer at det kreves mer innsats (antall fiskedøgn, antall fiskebåter osv.) når bestanden er liten enn når den er større. Tenk deg også at ved en eller annen fiskeinnsats, så inntreffer maksimal bærekraftig avkastning, c MSY. La fiskeinnsats avtegnes på den horisontale aksen, mens den vertikale aksen beskriver avkastning fra fiskeriet. I forhold til figurene 3 og 4 innebærer dette at bestanden er mindre til høgre i figur 5 (stor innsats gir liten avkastning, h(e). Viss vi regner konstante marginale kostnader ved fiskeinnsats (slik vi har gjort i ligning [9] og [10]) så får vil følgende bilde: [10] Figur 5: Fiskeinnsats, E, og avkastning fra fiske, h(e). Figur 5 viser at den fiskeinnsatsen som maksimerer overskuddet fra fiskeriet, Eo max, er forskjellig fra den fiskeinnsatsen, E MSY, som gjør at mengden høstet fisk blir størst. Hardins Almuens tragedie er også vist i figur 5 ved innsatsen E (som også kalles åpen adgangs likevekten). Ved denne innsatsen så er det ikke noe økonomisk overskudd igjen i fiskeriet. Det skyldes at internasjonale fiskerier er åpne adgangsressurser, dvs. at det er fri etablering. Så lenge det finnes ekstra profitt (grunnrente) så kommer nye båter til, fiskeinnsatsen øker, og bestanden blir stadig mindre. Eller i klartekst: stadig flere fiskere kjemper om stadig færre fisk. Figur 6 er en omforma versjon på følgende måter: (i) i stedet for å operere med det relative prisforholdet v/p så er kostnadene kun gitt ved innsatsfaktorprisen v, (ii) i stedet for å vise kurven for høs- Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 12

13 ting vises verdien av høsting, p (h), (iii) området for profitt er markert, og (iv) ulike nivå på fiskeinsats er gitt en biologisk-økonomisk tolkningen. Figur 6: Biologisk-økonomisk tolkning av ulike innsatsnivå for fiske. Figur 6 viser klart at den innsatsen som maksimerer det økonomiske overskuddet (Eo max ) er langt mindre enn den innsatsen som maksimerer den biologiske produksjonen. Årsaken til dette er at med økende innsats (fra (Eo max til E MSY ) så kreves det vesentlig mer innsats som igjen har en kostnad. Ved innsatsen E (åpen adgangslikevekten) så er profitten i fiskeriet lik null. I forhold til praktisk fiskeriforvaltning og dagens ressursituasjon for mange fiskebestand, så er støttte til å bygge fiskebåter og andre tiltak for å øke innsatsen direkte ødeleggende: innsatsen blir for høg og lønnsomheten i fiskeriet synker (grunnrenta blir null). I stedet burde man verksette virkemidler for å redusere innsatsen fra E til Eo max. I situasjoner der fiskeinnsatsen er større enn den som maksimerer profitten (grunnrenta) så bør man i stedet innføre en skatt lik t slik at profitten i fiskeriene blir null ved innsatsen Eo max, eller omsettelige kvoter på fangst lik Ho max som vist i figur 7. Figur 7: Optimalt satt skatt, t, på innsats eller kvote på fangst, Ho max. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 13

14 Kvote på total fangst eller innsats fungerer relativt likt i forhold til forvaltning av fiskeressursen. Under et kvoteregime styrer man total fangst. Det kan være en fornuftig fangststrategi viss variasjonene i bestanden mellom år er relativt liten. Ved en skatt på innsats blir det opp til fiskerne sjøl å finne ut når det ikke svarer seg å fiske mer. Et slikt forvaltningsregime kan være mer fornuftig når det er store variasjoner i bestanden mellom år: å fiske blir dyrere, og når fiskerne får lite fangst så stopper de å fiske ved et fangstnivå under Ho max, mens de i år med større bestand vil fiske mer uten at dette reduserer bærekraften i fiskeriet. Når det gjelder omsettelige fangstkvoter så bør disse ikke deles ut gratis: man kan se på fisk i den økonomiske sonen som en nasjonal eiendom som tilhører felleskapet (og som kan gi grunnlag for reduksjon i skatter og avgifter med uønskede virkninger eller bedring av det offentlige tilbudet av varer og tjenester) og ikke den enkelte fisker som er så heldig å motta en gave. Under Bondevik-I regjeringa ble kvotene dels gitt ut gratis basert på historiske fangstnivå, noe som representerte en massiv subsidie til de fiskerne som i de foregående årene (tilfeldigvis?) hadde hatt store fangster. Utenfor de nasjonale økonomiske sonene er det vanskelig å innføre slike regler. Ingen land har ensidig disposisjonsrett til disse områdene. Det har vist seg vanskelig å komme fram til enighet om fordelingen av nasjonale fiskekvoter i internasjonale farvann. I så måte har internasjonal fiskeriforvaltning mye til felles med diskusjonen om klimakvoter alle land ønsker så stor inngangskvote som mulig (som gave fra verdenssamfunnet). 4.2 Overbeiting Finnamarksvidda et et annent eksempel på allmuens tragedie. Her er problemet at for mange dyr på beite gir mindre fôr pr. dyr, noe som fører til at simlene blir seinere kjønnsmodne og får færre kalver, og at slaktevektene går ned når bestanden kommer over et visst nivå. De biologiske sammenhengene mellom bestand og nettoproduksjon er dermed ganske like som i Gordon-Schaefer modellen for fisk (figur 3), der nettoproduksjonen går ned når bestanden overstiger S MSY. Forskjellen er at dyra er privateid, slik at ved å sette på ett dyr ekstra så får den enkelte reineieren all gevinsten med dette ene dyret, mens alle reineierne i området bærer deler på kostnadene gjennom redusert beite. Måten å modellere dette på er å lage et spill som man løser på to forskjellige måter: (i) når den enkelte reineier maksimerer det økonomiske overskuddet fra reidrifta, og (ii) når reineierne samlet maksimerer overskuddet. Avviket i løsning mellom de to løsningene kan så brukes til å utforme den optimale beiteavgiften eller et annet virkemiddel som gjør at når den enkelte maksimerer overskuddet sitt så blir den totale løsningen den samme som i (ii). I Sverige har man løst dette problemet ved at beiterettene for tamrein ikke tilhører den enkelte reineier men samebyene i et område. Det lokale samebyrådet tildeler så beiteretter til reineierne, og passer dermed på at det totale beitetrykket ikke blir for stort. Overbeiting for ville hjortedyr kjennetegnes ved mange av de samme mekanismene som for tamreindrift med en viktig forskjell: for de ville hjortedyra prøver hver enkelt å få redusert naboens kvote slik at det blir flere (og større) dyr tilgjengelig for egen jakt. Avkastningen fra tamreindrift og forvaltning av ville hjortedyr avhenger ikke bare av bestandsstørrelse men også av alders- og kjønnssammensetning hos dyra. Dette siste er spesielt et vanskelig tema i elgforvaltninga fordi verdien av kjøttet bare utgjør en del av den totale verdien av jakta. Noen jegere er villige til å betale en betydelig merpris for å kunne skyte okser med store gevir (elghorn). Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 14

15 4.3 Andre forvaltningsproblemer for fornybare ressurser Forvaltningsproblemene for fiske i internasjonale farvann er forskjellig fra fiske innenfor de nasjonale økonomiske sonene fordi i det siste tilfellet kan nasjonalstatene pålegge fangstkvoter eller skatt på innsats. De biologiske sammenhengene er ganske like for fisk, tamreindrift og ville hjortedyr. Eiendomsrettighetene varierer imidlertid, og er med på å sette skranker for hvilke virkemidler som kan brukes for å øke den økonomiske avkastninga. I tillegg er det lettere å estimere bestandsstørrelsa for tamrein og ville hjortedyr enn for fisk, noe som gjør fiskeriforvaltning mer krevende. I noen områder der grunneierne disponerer jaktrettighetene mens allmuen har beiteretter for husdyr, f.eks. for sau, kan det oppstå konflikter fordi sau og ville hjortedyr har ganske lik spiseseddel på sommerstid. Selv om vi vanligvis ser på vinterbeitet som den mest begrensende faktoren for ville hjortedyr, så kan for stort samlet beitetrykk fra tamme og ville dyr føre til at de ville hjortedyra starter å beite på vinterbeitet tidligere om høsten. De senere årene har bestanden av store rovdyr som bjørn og ulv vokst betraktelig i Norge. I noen områder hevder grunneiere med jaktrett at verdien av jakta reduseres som følge av rovdyra. Den mest innlysende sammenhengen her er at de store rovdyra jakter på de samme dyrene som jegerne, noe som reduserer antallet jaktbare hjortedyr om høsten. En annen mulig og mer skjult sammenheng er at forekomsten av bjørn og ulv skaper uro i kalvinga slik at færre kalver overlever. Nok en gang ser (deler av) problemet ut til å være avvikende bruks- og eiendomsretter. Vanligvis regner man med at rekreasjonsverdien av skog øker når man har mulighet til å se ville dyr. Viss man også skal legge ikke-konsumptive rekreasjonsverdier som større muligheter til å se vilt av ulike typer til grunn, så blir forvaltningsproblemene enda mer sammensatte og kompliserte. 5 Arealressurser Bynære strøk og kystsonen preges av økende press på de gjenværende arealene. I USA snakker man ofte om urban sprawl (ukontrollert tettstedsvekst). Det finnes derfor ulike modeller for å forstå disse sammehengene. En av de mest kjente modellene er von Thünen (1826) sin modell for hvordan ulike typer landbruk lokaliseres i forhold til markeder (bysenteret i von Thünens modell). Von Thünens var blant de første økonomiske geografene. For å forstå modellen hans må vi sette oss inn i hvilke økonomiske drivere som var spesielt viktig den gangen. På von Thünens tid var transport vesentlig mer krevende og dyrt enn det som er tilfelle i dag. Følgelig betydde transport mye for lokalisering, f.eks. gjennom Hansa-byene eller at større byer ofte ble lagt i tilknytning til sjø eller elver der båt eller fløtning var langt billigere enn landtransport. Tilbake til von Thünens meget stiliserte modell som i den enkleste utgaven antar et bysentrum (markedsplassen), og fullstendig flatt areal uten veg. Da ville aktiviteter som krevde daglig transport (fersk melk, enkelte frukter og grønnsaker) legges nært sentrum (Land Use 1), mens aktiviteter med mindre eller sjeldnere transportbehov ble lagt gradvis lenger unna (Land Use 2 og 3). Figur 8 viser en illustrasjon av von Thünens modell, der linjene Land Use 1, Land Use 2 og Land Use 3 viser grunnrenta for ulike typer arealbruk med økende avstand fra sentrum. Der grunnrenta for f.eks. Land Use 2 blir større enn grunnrenta for Land Use 1, så overtar førstnevnte aktivitet. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 15

16 Figur 8: von Thünens sirkulære modell over økonomisk aktivitet og lokalitet. (Kilde: ) Nettopp fordi modellen er enkel, så har den inspirert økonomiske geografer til f.eks. å forklare hvordan ulike tettsteder vokser. Viss man tenker seg en by med noen hovedinnfartsårer, gjerne i form av tog eller bane, så oppstår et stjerneformet bybilde, der de åpne områdene mellom spissene på stjerna gradvis krymper etter hvert som folk vurderer kostnadene med å ta seg til togstasjonen mot kostnaden med å reise med tog. En naturlig følge av en slik modell er at om man skal opprettholde rekreasjonsområder nært der folk bor, så må man sette restriksjoner på arealbruken. Tilsvarende idéer danner grunnlaget for Strandlovens (1976) forbud mot å bygge i 100-meterssonen nært vann. Ved å begrense bolig- og hyttebebyggelse nært vann, så gjør man disse antatt mer attraktive rekreasjonsområdene mer tilgjengelig for offentligheten. For ytterligere informasjon, se Miljøverndepartementet (2001). 6 Avsluttende kommentarer Forvaltningsproblemene knyttet til fornybare og betinga fornybare ressurser er mange, noe dette notatet har vist. Slik jeg ser det så er det tre forhold som er spesielt viktig når man skal forklare dagens bruk og tenke framtidig bedre forvaltning av disse ressursene: (1) Ressursens biologiske egenskaper og særtrekk. Dette inkluderer også usikkerhet knytta til estimering av bestandsstørrelse og tilvekst. (2) Eksisterende eiendoms- og brukerretter, der uavklarte eller avvikende retter for ulike bruksformer er særdeles viktig. (3) Forståelse av grunnrenta og interessekonflikter ved ulike typer bruk av ressursen, dvs. hvilke aktiviteter som er mest lønnsomme totalt sett og sett i fra enkelte brukere sitt ståsted. Disse vinklingene kompliserer de samfunnsøkonomiske analysene noe, men bidrar samtidig til at analysene blir mer relevante og samfunnsnyttige. Som økonomer så har vi jo også et ansvar for at det vi sjøl driver på med bidrar til mer innsikt og bedre forvaltning. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 16

17 7 Litteratur Aftenposten (2011): Norge, det heldige klimalandet [ 10. april, 2011]. Angelsen, A. (red.) (2008): Moving ahead with REDD: Issues, options and implications. Center for International Forestry Research (CIFOR), Bogor, Indoesia. [ 5. april 2011]. Faustmann, M. (1849): C alculation of the Value which Forest Land and Immature Stands possess for Forestry, Journal of Forest Economics 1(1):44 (oversatt fra Berechnung des Wertes welchen Waldboden sowie noch nicht haubare Holzbestände für die Waldwirtschaft besitzen, Allgemeine Forst- und Jagd- Zeitung, [ 7. april 2011]. Fiskeri- og kystdepartementet (2011): Norges økonomiske sone. [ 27. januar 2011]. Gordon H.S. (1954): The economic theory of a common property resource. Journal of Political Economy 62(1): Hotelling, H. (1931): The Economics of Exhaustible Resources. Journal of Political Economics 39(1): NorKlima (2011): Klimaendringer og konsekvenser for Norge, Norges Forskningsråd [ lenke NORKLIMA forskningsresultater, 10. april, 2011]. Ostrom, E. (1999): Coping with tragedies of the commons. Annual Review of Political Science 2: [ 16. april 2011] Ostrom, E. (2000): Collective action and the evolution of social norms. Journal of Economic Perspectives 14(3): [ 1. mars 2011]. Polasky, S. (2011): Biodiversity Bibliography: Ecology, Economics and Policy. Department of Applied Economics, University of Minnesota [ 31. mars 2011]. Miljøverndepartementet (2001): Bedre kommunal og regional planlegging etter plan- og bygningsloven. NOU 2001:7 (utdrag om Strandloven og byggeforbudet i 100-meterssonen [ 24. april 2011]. Schaefer, M.B. (1954): Some aspects of the dynamics of populations important to the management of commercial marine fisheries. Inter-American Tropical Tuna Commission, Bulletin 1: Stern, N. (2008): The Economics of Climate Change. American Economic Review 98(2): [ 5. april 2011]. von Thünen, J-H. (1826): The Isolated State. I P.E. Hall (red): Von Thünen's Isolated State (Engelsk oversettelse av Carla M. Wartenberg, med en introduksjon av redaktøren), Pergamon Press [se også april 2011]. Romstad: Forvaltning av fornybare og betinga fornybare ressurser 17