Økonomisk Institutt, mai 2004 Robert G. Hansen, rom 1208 ECON 1210: FORBRUKER, BEDRIFT OG MARKED MILJØ-ØKONOMI 1. ØKONOMI OG MILJØ 1.1 Bakgrunn og begreper 1.2 Forurensning, eksterne virkninger og kollektive goder 1.3 Sammenhengen mellom miljøgoder og økonomisk aktivitet 1.4 Miljømodell 1: Avveining mellom miljøgoder og forbruksgoder 2. MILJØPOLITISKE VIRKEMIDLER 2.1 Miljømodell 2: Optimal forurensning 2.2 Coases teorem og FSB-prinsippet 2.3 Virkemidler i) Direkte regulering ii) Indirekte regulering 1. Utslippsavgifter (Pigou-skatt) 2. Subsidier. Pant 3. Omsettelige utslippstillatelser 4. Sammenlikning kvoter og avgifter 1
ØKONOMI OG MILJØ 1.1 Bakgrunn og begreper Utgangspunktet for miljø-økonomisk analyse er forståelsen av naturmiljøet som en ressurs (naturkapital). Denne ressursen kan tenkes å yte flere ulike tjenester, og i denne sammenheng kan det være nyttig å dele naturkapitalens tjenester i tre hovedkategorier: i) Renovasjonstjenester ii) _ tjenester og iii) tjenester. Vi kan nå tenke oss at økonomisk aktivitet medfører en viss mengde forurensning, dvs. utslipp av spillprodukter. Ved utslipp utover et bestemt nivå til en resipient (naturmiljø), vil dennes selvrensingsevne bli overskredet. Selvrensingsevnen er den mengden spillprodukter resipienten kan motta før ekstraherings og _-tjenestene påvirkes negativt. (Selvsagt kan en slik fri renovasjonskapasitet i visse tilfeller være lik null). Sammenhengen kan illustreres som i figuren under Ekstraherings- og rekreasjonstjenester Renovasjonstjenester Forurensning i økonomisk forstand har vi når utslippet av spillprodukter er større enn. Utover dette nivået koster bruken av naturens renovasjonstjenester verdireduksjonen i naturkapitalens _. 2
Kommentar: Økonomisk analyse tar utgangspunkt i menneskets rett til å benytte naturmiljøet slik vi måtte ønske. Med en slik veldefinert eiendomsrett er problemet altså begrenset til å maksimere menneskehetens velferd ved det gitte ressursgrunnlaget som naturkapitalen representerer. De fleste miljøkonferanser og debatter synes jo nettopp derfor å problematisere avveiningen mellom miljøgoder og forbruksgoder over tid. (Jfr. den pågående diskusjonen om føre-var - prinsippet). Et slikt syn på naturen har røtter helt tilbake til etikken til den nederlandske filosofen Spinoza. Et dramatisk annerledes utgangspunkt, er å tilkjenne naturmiljøet en egenverdi utover menneskets oppfatninger dvs. eiendomsrettigheter utenfor menneskets kontroll. (Ettersom dette naturmiljøet ikke besitter et kommunikasjonsredskap (vi kan ikke prate med trærne og dyrene i skogen), bryter forutsetningene for Coases teorem sammen). Dette synet er utgangspunktet for den dypøkologiske bevegelsens arbeid, og har funnet støtte i arbeidene til norske filosofer som Arne Næss og Peter Wessel Zapffe. 1.2 Forurensning, eksterne virkninger og kollektive goder Som nevnt i forrige avsnitt har vi forurensning i økonomisk forstand når utslippet av spillprodukter overskrider resipientens selvrensingsevne, dvs. den frie _, slik at verdien av ekstraherings- og rekreasjonstjenestene fra resipienten synker. Den samfunnsøkonomiske virkningen av forurensningen kan dermed forstå som en ekstern virkning på _ og rekreasjonstjenestene til resipienten ved benyttelse av resipientens for produksjon av et forbruksgode x. 3
Figuren illustrerer: P F (x): Marginal forurensn. kostn. S (x): Samf.øk. grensekostn C (x) x P(x) x Det kan også være nyttig å tenke på visse miljøgoder som kollektive goder. Eksempelvis kan tilgangen til ren luft ikke stykkes opp og selges til individuelle kjøpere, - samtidig eksisterer det heller ingen veldefinerte eiendomsrettigheter knyttet til ren luft. Forurensning av luftkvaliteten (eksempelvis ved bilkjøring) blir dermed et eksempel både på en ekstern virkning (utslipp av spillprodukter), og på en reduksjon i kvaliteten på et kollektivt gode. Dette kan uttrykkes noe mer presist ved å betrakte nyttefunksjonen til enkeltindividene i et samfunn som funksjon av forbruksgoder (x) og _ miljøgoder (M). (1) u = f (x, M ), i 1,2,..., N i i i = der f x _ 0, f M _ 0. 1.3 Sammenhengen mellom miljøgoder og økonomisk aktivitet Vi har i tidligere avsnitt antydet at det er rimelig å tenke seg en samvariasjon mellom økonomisk aktivitet (dvs. produksjon av forbruksgoder) og mengden av miljøgoder. Økt økonomisk aktivitet medfører større utslipp av spillprodukter, og gir dermed en reduksjon i miljøgodets verdi (mengde og/eller kvalitet). 4
Problemet blir dermed å finne den samfunnsøkonomisk optimale avveiningen mellom miljøgoder og produksjon av forbruksgoder langs produksjonsmulighetskurven. Denne problemstillingen forfølges videre i neste avsnitt. M X 1.4 Miljømodell 1: Avveining mellom miljøgoder og forbruksgoder Vi skal nå studere en enkel miljømodell for samspillet mellom økonomisk aktivitet (= produksjon = forbruk) og miljøgoder. Modellen på strukturform er gitt ved følgende sammenhenger: (1) S = s(x), s 0 S: Utslipp av spillprodukter (2) M = m(s), m 0 x: Produksjon = forbruk (3) W = w(x, M), w' x 0 W: Velferd (i samfunnet) w' M 0 M: Miljøgode Problemstillingen er nå å maksimere samfunnets velferdsfunksjon uttrykt ved likning (3), gitt bibetingelsene uttrykt ved de produksjonstekniske forholdene i likning (1) og de naturvitenskapelige forholdene (økologi) i likning (2). 5
Sammenhengen mellom miljøgoder og forbruksgoder finner vi nå ved å sette likning (1) inn i (2): (4) M= m(s(x)) T(x), T = 0 T(x) i likning (4) kalles transformasjons funksjonen, og viser altså at når produksjonen av forbruksgoder x øker, vil utslippet av spillprodukter øke, og dermed _ naturens ytelse (produksjon) av miljøgodet M. Transformasjons funksjon (4) svarer til hva vi tidligere har kalt _ (jfr. avsnitt 1.3). Den deriverte T (x) _0, kalles (den marginale) transformasjonsbrøk og gir uttrykk for reduksjonen i miljøgodet når produksjonen av forbruksgodet _. Figuren under illustrerer. M T(x) Bufferkapasitet x Det samfunnsøkonomiske optimeringsproblemet er altså: (*) Maks _ gitt M = m (s(x)) Maks W = w(x, m(s(x)) ) 1. ordens betingelsen for maksimum er gitt ved *) 6
(5) _ Samfunnsøkonomisk optimal avveining mellom miljøgoder og forbruksgoder har vi altså i _ mellom grafen til transformasjonsfunksjonen og en indifferenskurve for samfunnets velferdsfunksjon, se figuren på forrige side. Optimumspunktet (X*, M*) er altså karakterisert ved (6) *) krever kjennskap til kjerneregelen for derivasjon av funksjoner av to variabler : z = f(u(x),v(x) ) => z x = fu u x + f v v x 7
2. MILJØPOLITISKE VIRKEMIDLER I forrige kapittel studerte vi en modell for optimal avveining mellom miljøgoder og forbruksgoder i et samfunn. Dette kan tolkes som problemet å finne optimalt nivå på forurensningene, dvs. forskjellen mellom maksimal mengde av miljøgodet og optimal mengde av dette:. Vi skal i dette kapitlet drøfte hvordan myndighetene ved ulike virkemidler kan bidra til å realisere den samfunnsøkonomiske optimale løsningen på forurensningsporblemet. I noen grad vil vi i denne sammenheng vurdere valg av virkemidler ut fra krav om styringseffektivitet og kostnadseffektivitet. Vi starter drøftingen med en mer eksplisitt modell for optimal mengde forurensning. 2.1 Miljømodell 2: Optimal forurensning Noe mer realistisk enn i forrige modell tenker vi oss nå at utslippet av spillprodukter (S) kan renses (R) til en kostnad C. Rimeligvis vil rensekostnadene være desto større jo renset mengde er, dvs. jo restutslippet U = _ er. Videre antar vi at miljøskadene (reduksjonen i verdien av ekstraherings- og _ tjenestene) øker når restutslippet U. Modellen er på strukturform ingenting annet enn en formalisering av disse sammenhengene: (1) D = D(U), D _ 0 D: Miljøskade i kr. U= S - R: restutslipp (2) C = C(R) C(S - U) C: rensekostnader R: renset mengde C _ 0 S: Primærutslipp. 8
Figuren under illustrerer sammenhengene. U : Så langt er modellen gitt ved (1) (2) kun en beskrivelse av den økonomisk-tekniskøkologiske virkelighet. Vi ønsker nå å finne optimalt nivå på forurensningene, dvs. restutslippene. Det samfunnsøkonomiske optimeringsproblemet er altså: (*) Min gitt (1) D = D(U) (2) C = C(R) C(S - U) (3) S U Min ( D(U) + C(S - U)) med hensyn på U I denne sammenheng antar vi at total produksjon er en fast størrelse, slik at primærutslippene S er en konstant gitt utenfor modellen. 9
1. ordens betingelsen for minimum er gitt ved (4) _ Samfunnsøkonomisk optimal mengde restutslipp U* har vi altså når er lik _. Punktet U* gir dermed den mengden forurensning som samfunnsøkonomisk minimerer summen av rensekostnader og, jfr. figuren over. * * * Det kan tenkes tilfeller der miljøskadene er svært store i forhold til rensekostnadene, slik at vi har samfunnsøkonomisk optimal mengde forurensning i punktet U* =. Et slikt tilfelle oppstår når D (U) _ C (S - U) i hele intervallet [U, S]. Omvendt kan det på tilsvarende vis tenkes tilfeller der rensekostnadene er svært store i forhold til miljøskadene, slik at vi har samfunnsøkonomisk optimal mengde forurensning i punktet U* = _. Et slikt tilfelle oppstår når C (S - U) _ D (U) i hele intervallet [U, S]. Yttertilfellene beskrevet ovenfor kalles hjørneløsninger med hhv. total rensing og ingen rensing, og kan illustreres som i figurene under: D, C D, C U U S U S U U* = _ U* = _ 10
2.2 Coases teorem og FSB-prinsippet På begynnelsen av 1970 tallet vedtok OECD prinsippet om at forurenseren skal betale for den negative eksterne virkningen forurensninger representerer (FSB-prinsippet eller PPP). Dette prinsippet må forstås dithen at dersom eksternaliteten på en eller annen måte blir tvunget inn i markedet og internalisert fullt ut, er prinsippet oppfyllt. Det spiller m.a.o. ingen rolle effektivitetsmessig hvem (produsenter/konsumenter) som betaler for eksternaliteten, bare noen faktisk belastes de fulle samfunnsøkonomiske kostnadene ved forurensningen. (Men selvsagt har dette fordelingsvirkninger, jfr. for øvrig avsnitt 1.2). I følge Coases teorem vil en FK-økonomi uten transaksjonskostnader og med veldefinerte eiendomsrettigheter, på egen hånd etablere markedsmekanismer som internaliserer enhver eksternalitet. Dette kan eksempelvis foregå ved sidebetalinger mellom to produsenter der den ene betaler den ander et gitt beløp for å redusere forurensningen/få lov til å forurense, avhengig av hvordan eiendomsrettighetene er definert. I slike tilfeller vil forurensningen bli internalisert i markedet, og det er følgelig ingen grunn for myndighetene til å gripe inn av hensyn til en effektiv _. Inngrep kan i slike tilfeller kun forsvares ut fra _. Imidlertid er det god grunn til å tro at forutsetningene for Coases teorem i de fleste tilfeller ikke er oppfylt i praksis. Spesielt er det lett å tenke seg at transaksjonskostnadene kan bli betydelige når et stort antall aktører berøres av eksterne virkninger. Dette begrunner offentlige inngrep for å realisere en kostnadseffektiv optimal mengde forurensning. 2.3 Virkemidler i) Direkte regulering Med dette menes ulike forbud/påbud/konsesjoner fra myndighetenes side som realiserer den samfunnsøkonomisk optimale mengden forurensning, jfr. punktet U* i modellen fra avsnitt 2.1. 11
Vi forstår at denne typen virkemidler er svært _- effektive, men ettersom informasjonsnivået hos den regulerende myndighet må være fullstendig (eksempelvis om alle produsentenes produksjons- og renseteknologi), vil slike direkte reguleringer sjelden være _ - effektive. Dette skyldes bla. at det er svært usannsynlig at det blant forurenserne oppstår likhet i marginale rensekostnader, selv om den optimale mengde restutslipp realiseres. På den annen side vil også visse indirekte reguleringer (avgifter, subsidier, pant) føre til kostnader ved prøving og feiling for å finne den riktige satsen som realiserer optimal mengde forurensning. ii) Indirekte regulering 1. Utslippsavgifter (Pigou-skatter) Før vi diskuterer virkningen av å pålegge en avgift per enhet spillprodukt, reformulerer vi optimumsløsningen for optimal mengde forurensning fra avsnitt 2.1 ved å tegne kurvene for marginal rensekostnad,, og marginal skadekostnad,, isteden for totalkostnadskurvene. Figuren under viser situasjonen i tilfellet med lineære marginalkostnader. C, D U 0 S U 12
Optimal mengde forurensning (restutslipp), U*, fremkommer i skjæringspunktet mellom C og D. Hvorfor? Dersom myndighetene innfører en avgift t per enhet restutslipp U, kan produsentenes beslutningsproblem formulerers slik: (*) Min mhp. U 1. ordens betingelsen for minimum er gitt ved 1. Optimal tilpasning for produsentene er altså å velge den mengde restutslipp U (og dermed renset mengde R = _ ) som gir likhet mellom marginal rensekostnad og _. Myndighetenes problem er å finne den avgiftssatsen som realiserer samfunnsøk. optimal mengde restutslipp U*. Ved å regulere avgiftssatsen kan myndighetene få produsenten til å tilpasse seg hvor som helst langs kurven for marginal rensekostand C. Samfunnsøkonomisk optimal avgiftssats t* er dermed den som gir likhet mellom marginal rensekostnad og _: (2) t* = _ En slik optimal avgiftssats vil sørge for å realisere samfunnsøkonomisk optimal mengde forurensning U*, jfr. foregående figur. Produsentenes samlete avgiftskostnader blir nå _, mens samfunnsøkonomisk skade ved restutslippet er arealet under D'(U) fra Uº til U*. Ettersom bedriftenes 13
avgiftskostnader altså blir enn den samfunnsøkonomiske skaden ved restutslippene, kan dette være et fordelingsargument for å subsidiere bedriften ved eksempelvis kontantoverføringer (for ikke å gi nye vridninger i tilpasningen). * * * Avgifter vil være et - effektivt virkemiddel for å realisere U*, og dessuten være styringseffektivt hvis t = t* gir U = U* 2 Subsidier. Pant Vi tenker oss nå at myndighetene innfører et subsidium s ~ per enhet renset primærutslipp. Produsentenes beslutningsproblem blir dermed: (*) Min mhp. U 1. ordens betingelsen for minimum er gitt ved (1) _ _ På tilsvarende vis som i forrige avsnitt om utslippsavgifter, kan myndighetene ved å regulerer subsidiesatsen få realisert hvilket som helst punkt langs produsentenes. Samfunnsøkonomisk optimal subsidiesats ~ s * er dermed den som gir likhet mellom marginal rensekostand og marginal skadekostnad: (2) ~ s * = 14
Figuren viser situasjonen: C, D C (S-U) D (U) U S U Ved ~ s = ~ s * vil vi få realisert samfunnsøkonomisk optimal mengde forurensning U*. I prinsippet vil subsidier på samme måte som avgifter kunne være både et kostnads- og styringseffektivt virkemiddel for å realisere U*. Det er i denne sammenheng viktig å minne om at resonnementene over hviler på forutsetningen om at total produksjon og primærutslippene er en gitt konstant. I mer generelle sammenhenger der primærutslippene kan tenkes å variere, vil bedriften ved subsidier per enhet renset primærutslipp få et incentiv til å _ primærutslippene! Merknad: Pant ved retur av spillprodukter (flasker, bilvrak, osv.) virker nøyaktig på samme måte som et subsidium per enhet renset primærutslipp. 3 Omsettelige utslippstillatelser I tilfellet med flere forurensere vil skadefunksjonen fra avsnitt 2.1 bli: (1) D = D(U 1 + U 2 +... + U n ) = D(U) Det samfunnsøkonomiske optmeringsproblemet blir nå ( + U +... + U ) + C (S - U ) +... C (S - U )) (*) MIN D(U1 2 n 1 1 1 + n n n 15
1.ordens betingelsene for minimum er gitt ved: ' i i i i = (2) D' - C = 0 C' = D', i 1,2,..., n (3) D' i = D' (U), i = 1,2,..., n Dersom myndighetene skal få realisert samfunnsøkonomisk optimal mengde restutslipp U* =, må de altså sørge for at de marginale rensekostandene i alle bedrifter blir like og lik den marginale skade ved utslipp: (4). Ved avgiftsløsningen må derfor den fellesavgiftssatsen t* tilpasses slik at samlet utslipp * ( U* U + U +... + ) * * 1 2 U n = gir en marginal skade (D (U*)) som er lik produsentenes marginale ' ' ' rensekostnader ( C1 = C 2 =... = C n ): (5) t* = _. Selv om avgiftsløsningen er et kostnadseffektivt virkemiddel, kan det i noen grad diskuteres om det er et styringseffektivt virkemiddel. I tillegg til justeringskostnader, tilpasningstid og feilberegninger, må vi kunne tilpasse avgiftssatsen til eventuelle skift i renseteknologi for å kunne realisere U*. Av denne grunn foreslås det ofte å kombinere direkte reguleringers (utslippskvoter) styringseffektivitet med avgiftsløsningens kostnadseffektivitet ved å gjøre utslippstillatelser omsettelige. 16
De åpenbare fordelene ved en slik ordning kan deles i to: (i) Myndighetene får i prinsippet sikker kontroll over total mengde forurensing, og kan sette U = U*. ( _-effektivitet). (ii) Forurensningen finner sted i de bedriftene der betalingsvilligheten for utslippstillatelser er størst, dvs. i de bedriftene som gir den høyeste avkastningen på naturkapitalens -tjenester. (Dette sikrer en _- effektiv tilpasning). * * * I dag gjennomføres de fleste tiltak i miljøpolitikken som direkte reguleringer; selv om avgifter er på sterk fremmarsj som miljøpolitisk virkemiddel. Omsettelige utslippstillatelser benyttes svært sjelden, til tross for at man i USA alene har beregnet kostandsbesparelsen til flere titalls milliarder kr. hvert år ved overgang til omsettelige utslippstillatelser i stedet for direkte regulering. 4. Sammenlikning kvoter og avgifter Omsettbare kvoter foretrekkes ofte av økonomer fremfor avgifter i miljøpolitikken. Dette skyldes i hovedsak følgende forhold: (i) Omsettbare kvoter sammenliknet med avgifter overlater til markedet å sette prisen for å retten til å forurense. Dermed unngås eventuelle problemer ved at den regulerende myndighet setter avgiften for høyt eller for lavt, slik at realisert mengde forurensing blir ulik den optimale. (ii) Generelle endringer i prisnivået medfører at avgifter fortløpende må inflasjonsjusteres for å fungere riktig. Dette problemet unngås ved omsettbare kvoter. 17
(iii) Kravet til informasjon, kontroll, oppfølging og administrasjon er mindre ved kvoter enn ved Pigou-skatter. (iv) Omsettbare kvoter stimulerer til utvikling av ny teknologi, ettersom man kan selge egne utslippstillatelser i markedet dersom man utvikler renseteknologi som gjør det billigere å rense selv enn å benytte utslippskvotene. (v) Tildeling av kvoter kan brukes som et globalt omfordelingsinstrument ved at land som får tildelt utslippstillatelser kan selge disse videre. 18