Del 1
Innledning

1 Oversikt og sammendrag

1.1 Innledning

Den første tiden forurensningsproblemene var på den politiske dagsorden ble det særlig fokusert på større enkeltutslipp, bl.a. utslippene fra industrivirksomhet og avløpsanlegg. Etter hvert er det gradvis lagt økt vekt på miljøproblemer som på en mer komplisert måte er innvevd i produksjons- og forbruksmønstrene. Typiske eksempler på dette er den økte oppmerksomheten rettet mot bruken av fossilt brensel i produksjon og samferdsel, innholdet av miljøgifter i produkter og hvordan tiltak i ulike faser av produktenes livsløp påvirker de avfallsproblemene som skapes.

For øvrig er det et viktig utviklingstrekk at ettersom de mest åpenbare miljøproblemene løses, blir kostnadene ved ytterligere miljøforbedringer stigende, slik at det blir stadig viktigere å utforme kostnadseffektive virkemidler. Samtidig kan det sies å være en tendens til at utformingen av kostnadseffektive virkemidler blir mer komplisert. Bakgrunnen for dette er dels et større antall utslippskilder å forholde seg til (slik at det bl.a. blir mer krevende å oppnå kostnadseffektivitet på tvers av kilder), og dels at virkemidler som i større grad rettes mot produksjons- og forbruksmønstre, kan gjøre det vanskeligere å beregne samfunnsøkonomiske ringvirkninger enn hva som er tilfelle for virkemidler som rettes mot et begrenset antall enkeltutslipp.

Disse forholdene danner en viktig bakgrunn for den analysen av miljøpolitiske virkemidler utvalget er bedt om å foreta. Miljøavgiftsutvalget (NOU 1992: 3) har tidligere foretatt en samfunnsøkonomisk analyse på dette feltet. I sin rapport pekte Miljøavgiftsutvalget på at formålet med miljøavgifter var å bidra til en bedre ressursbruk, og fremla flere forslag til hvordan dette kunne oppnås. Sammenlignet med Miljøavgiftsutvalgets rapport har dette utvalget i tråd med sitt mandat lagt større vekt på behandlingen av juridiske og andre administrative virkemidler. I tillegg har utvalget videre­ført Miljøavgiftsutvalgets arbeid med hensyn til anvendelse av økonomisk teori i valget mellom og den nærmere utformingen av virkemidlene, og ved å vurdere praktiske muligheter for økt bruk av økonomiske virkemidler.

Videre har utvalget søkt å besvare spørsmålet om hvilke utslippsreduksjoner som er oppnådd gjennom bruken av eksisterende virkemidler, og kostnadene i den forbindelse. Det har imidlertid i mindre grad enn utvalget hadde lagt opp til latt seg gjøre å gi et fullstendig bilde av kostnadene ved virkemiddelbruken, jf. avsnitt 20.3. Utvalget peker for øvrig på behovet for at det mer systematisk gjennomføres etterfølgende evalueringer når virkemidler har vært i bruk en stund.

1.2 Hovedkonklusjonene fra utvalgets analyse av virkemiddelbruken

Utvalgets konklusjoner er i hovedtrekk:

Miljøgifter og helsefarlige kjemikalier

• Mengdeavhengige miljøavgifter synes godt egnet som virkemiddel overfor miljøgifter i produkter, og bør benyttes i større grad. Hvis man ønsker å påvirke flere egenskaper ved produktet, kan en kombinasjon av avgift og direkte regulering være en god praktisk løsning.

• I tilfeller der målet er rask og fullstendig utfasing av et stoff, eller opphør av en utslippstype, er forbud et hensiktsmessig virkemiddel.

• Dagens system med konsesjonsregulering av miljøgiftutslipp fra de store industribedriftene og andre tilsvarende store enkeltkilder bør fortsette.

• Direkte regulering synes best egnet for å sikre gjennomføring av tiltak rettet mot opprensing av eldre avfallsdeponier og gruvevirksomhet.

• Miljøgiftutslipp fra bransjer med et stort antall mindre virksomheter bør primært løses ved å rette virkemidler (bl.a. produktavgifter) mot innsatsfaktorene som skaper forurensninger. Dersom dette ikke løser problemet, kan det i tillegg eller alternativt fastsettes generelle krav til utforming av anlegget, utslippsgrenser og eventuelt regler for avfallsbehandlingen.

Overgjødsling

• Tatt i betraktning den overveiende lokale karakteren av problemene og behovet for lokaltilpasning og styringseffektivitet, har valget av i hovedsak juridiske virkemidler på feltet overgjødsling til nå etter utvalgets mening vært naturlig.

• Beregninger tyder på at miljøavgift på kunstgjødsel er et kostnadseffektivt virkemiddel mot overgjødsling. De jordfaglige forutsetningene om sammenhengen mellom redusert gjødslingsintensitet og nitrogen-avrenningen er imidlertid svært omstridt. Det bør derfor legges betydelig vekt på å fremskaffe et datagrunnlag som belyser disse sammenhengene bedre.

• Dagens virkemiddelbruk på avløpssektoren overfor de lokale problemene som påvirkes av fosforfjerning og tiltak på ledningsnettsiden, bør fortsette. Det synes også inntil videre å være riktig å fortsette dagens virkemiddelbruk når det gjelder bygging av nitrogen­fjerningstrinn på de største kloakk­renseanleggene.

• Så lenge det er aktuelt å gi statlig investeringstilskudd til kommunale avløpstiltak, synes det riktig å priortere nitrogenfjerning ved tildeling av midler.

• Utviklingen i retning av å delegere en større del av myndigheten overfor lokale problemer på avløpssektoren til kommunene bør fortsette.

Lokale luftforurensninger og støy

Innenfor problemområdet lokale luftforurensninger og støy har utvalget i første rekke vurdert virkemiddelbruken i forhold til transportsektoren. De viktigste forslagene er:

• Utredningsarbeidet vedrørende vegprising bør videreføres med sikte på en avklaring av praktiske muligheter og juridiske rammer. I mellomtiden, og i den utstrekning utredningene viser at vegprising er mindre aktuelt, bør det satses på å utnytte mulighetene for å bruke dagens bompengeringer for å redusere tids- og stedsavgrensede miljøproblemer, bl.a. gjennom en tidsdifferensiering av avgiftssatsene.

• Mulighetene for å bruke parkering som miljøpolitisk virkemiddel bør bedres ved at kommunene gis bedre muligheter for styring av det private parkeringstilbudet.

• Ut fra erfaringene basert på forsøksordninger med tungtrafikknett, bør det vurderes hvordan forholdene kan legges til rette for en spesifikk regulering av denne trafikken.

• For å sikre helhetlige transportløsninger og reelle avveininger mellom ulike transport- og miljøtiltak, bør det foretas en nærmere vurdering av ansvarsdelingen innen transportsektoren, medregnet ordningen med alternativ bruk av riksvegmidler.

• Siden lokale transport- og miljøproblemer i stor grad er et lokalt ansvar, bør det foretas en gjennomgang av alle relevante virkemidler med sikte på å oppnå bedre samsvar mellom ansvar og virkemidler på kommunalt nivå.

Langtransporterte luftforurensninger

• Systemet med konsesjonsregulering av SO₂ -utslippene fra store punktkilder, og forskriften om svovelinnhold i fyringsolje, bør opprettholdes.

• Primært bør avgiften på svovel i fyringsolje videreføres, og i prinsippet utvides til å omfatte også svovel i kull og koks til energiformål, i bensin og i svovelholdige innsatsvarer til prosessformål.

• Utvalget har ikke vurdert om opphevelse av svovelavgiften og innføring av et system med omsettelige kvoter som omfatter alle SO₂ -utslipp i praksis kan være en mer kostnadseffektiv tilnærming. Utvalget mener dette bør utredes.

• Overfor utslippene av nitrogengasser og VOC vil det være vanskelig å anvende generelle sektorovergripende virkemidler på en kostnads- og styringseffektiv måte. En kombinasjon av mer avgrensede administrative og økonomiske virkemidler som rettes inn mot spesielle kilder er derfor mer aktuelt.

• Virkemiddelbruken overfor svovel til nå synes å ha vært relativt godt samordnet på tvers av industri-, transport- og forbrukersektorene. Det synes ut fra det materialet som foreligger som om virkemiddelbruken også på tvers av stoffer som bidrar til forsuringsproblemet har vært godt samordnet.

Klimaendringer

Virkemiddelbruken overfor klimaendringer er ikke analysert med tanke på konkrete forslag (bl.a. pga. det parallelle arbeidet med en handlingsplan mot klimaendringer). Utvalgets syn er at avgifter er et velegnet virkemiddel på dette området, bl.a. på bakgrunn av miljøproblemets globale karakter og det store antallet utslippskilder. Også avgiftsteknisk ligger forholdene godt til rette for bruk av avgifter overfor CO₂ -utslippene. Avgiftsregulering av andre klimagasser enn CO₂ kan være avgiftsteknisk mer komplisert, og det er usikkert hvilke virkemidler som har de beste effektivitetsegenskapene overfor disse utslippene.

På bakgrunn av miljøproblemets globale karakter er hensynet til hva andre land foretar seg av spesielt stor betydning for innfasingen av nasjonale virkemidler mot klimaendringer.

Ozonreduserende stoffer

• Dagens regulering med forskrifter som forbyr bruk, import, eksport og produksjon bør videreføres for de stoffer som skal fases ut innen kort tid (KFK, karbontetraklorid, metylkloroform).

• For stoffer med lang utfasingstid (HKFK) anbefaler utvalget at det innføres avgifter som opptrappes trinnvis i takt med vedtatte og nye reduksjonskrav. Innføring av avgifter må tilpasses de krav til virkemiddelbruk som kan komme gjennom EØS-avtalen.

Akutte forurensninger

Virkemiddelbruken overfor akutte forurensninger har ikke vært prioritert for en detaljert analyse, men på de områder som er vurdert er utvalgets konklusjoner bl.a.:

• Norge bør internasjonalt arbeide for etablering av kriterier for miljøindeksering av skip som grunnlag for en miljødifferensiering av avgifter i forbindelse med havneanløp.

• For å svekke motivet for ulovlig dumping av skipsavfall til havs, kan det være ønskelig at avfallsgebyr som betales i havn er uavhengig av hvor mye og hva slags avfall som leveres.

Avfall og gjenvinning

Når det gjelder avfall og gjenvinning har utvalget kun behandlet deler av problemområdet. Utvalgets hovedkonklusjoner er:

• Virkemiddelbruken i forhold til avfall og gjenvinning bør i større grad rette seg inn mot produktavgifter i kombinasjon med refusjonsordninger der innsamling av avfallet er nødvendig for å redusere miljøproblemene. Produktavgifter med refusjon (ulike former for pantesystemer) er de virkemidler som kommer nærmest opp til teoretisk optimal virkemiddelbruk på de deler av avfalls­området som er avhengig av innsamling.

Konsesjonssystemet

Forurensningslovens konsesjonssystem er av stor betydning i forhold til flere av miljøproblemene. Utvalget har derfor foretatt en egen vurdering av dette virkemidlet, og konkluderer bl.a. med at:

• Konsesjonssystemet er et styringseffektivt virkemiddel og har medført betydelige utslippsreduksjoner på flere områder. Den altoverveiende delen av industriutslipp med lokale miljøkonsekvenser bør fortsatt reguleres gjennom konsesjonssystemet.

• Kostnadseffektivitetshensyn tilsier at konsesjonenes utslippskrav knyttes mest mulig direkte til de forholdene som skaper miljøproblemene, slik at unødvendige begrensninger i bedriftenes tilpasning unngås. Forurensningsmyndighetene bør løpende vurdere mulighetene for forenklinger og økt fleksibilitet i utformingen av utslipps­tillatelsene.

• Det bør legges økt vekt på tiltak for å redusere overtredelsene av utslippskonsesjonene.

• Hensiktsmessigheten av å benytte en gradert avgift på konsesjonsgitte utslipp bør vurderes når det planlegges virkemiddelbruk med sikte på større utslippsreduksjoner.

• Fordi konsesjonssystemet i utgangspunktet innebærer individuell fastsettelse av utslippskravene i forhold til den enkelte utslippskilde, er det viktig at beslutningsprosessen legges opp slik at den så langt som mulig sikrer kostnadseffektivitet på tvers av kilder og sektorer. Når det gjelder regionale og globale miljøproblemer, vil generelle virkemidler normalt være å foretrekke fremfor konsesjonsregulering.

1.3 Bakgrunn for valg av virkemidler

Begreper og definisjoner

Virkemidler er de styringsverktøy myndighetene kan benytte for å påvirke menneskers handlemåte. Som en fellesbetegnelse for de handlinger myndighetene ønsker å utløse med sin virkemiddelbruk, benyttes i denne rapporten begrepet tiltak. Miljøtiltak omfatter således både fysiske tiltak (f.eks. installering av renseanlegg) og adferdsendring (f.eks. mindre bruk av bil).

Administrative virkemidler er en fellesbetegnelse for andre virkemidler enn de økonomiske. Blant de administrative virkemidlene er det juridiske virkemidler som har størst praktisk betydning. Juridiske virkemidler består som regel av forbud eller påbud i ulike kombinasjoner. En vanlig brukt betegnelse på offentlige forbud og påbud er direkte regulering. Også erstatningsreglene og avtaleinngåelser regnes i denne rapporten som juridiske virkemidler.

Andre kategorier av administrative virkemidler er informasjon og fysiske virkemidler (avfallsdunker, fartsdumper etc.)

Mens direkte reguleringer virker ved å forplikte aktørene til å handle på bestemte måter, virker økonomiske virkemidler gjennom å påvirke aktørenes vurdering av hva det er økonomisk fordelaktig å foreta seg. Økonomiske virkemidler omfatter særlig hovedgruppene miljøavgifter, omsettelige utslippskvoter, pantesystemer og ulike former for tilskudd/subsidier. Med begrepet miljøavgift vil utvalget normalt mene avgifter som i prinsippet er fastsatt ut fra miljøskaden av utslippene.

Grensen mellom ulike virkemiddelkategorier er ikke skarp. Bl.a. vil juridiske virkemidler ofte utgjøre et nødvendig grunnlag for annen virkemiddelbruk. Økonomiske virkemidler må ha et juridisk fundament, f.eks. i form av påbud om å fremskaffe dokumentasjon i tilknytning til avgiftsberegningen, og påbud om å innbetale avgiften. Omvendt vil juridiske virkemidler kunne ha en bestanddel av økonomisk karakter, som bot, inndragning, forurensningsgebyr eller erstatning.

Utvalget har i sitt arbeid lagt stor vekt på å finne frem til en samfunnsøkonomisk effektiv virkemiddelbruk. Dette innebærer at virkemidlene velges og utformes slik at hvert gitt nivå for miljøkvalitet oppnås til lavest mulig kostnader for samfunnet (kostnadseffektivitet) samtidig som det riktige nivået for miljøkvalitet nås ut fra en nytte-kostnadsvurdering.

Juridiske rammebetingelser

Grunnlovens § 110 b om miljørettigheter ble vedtatt av Stortinget i 1992 og lyder som følger:

Enhver har Ret til et Milieu som sikrer Sundhed og til en natur hvis Produksjonsævne og Mangfold bevares. Naturens Ressourcer skulle disponeres ud fra en langsiktig og alsidig Betragtning, der ivaretager denne Ret ogsaa for Efterslægten.

For at ivaretage deres Ret i henhold til fore­gaaende Led, ere Borgerne berettigede til Kundskab om Naturmilieuets Tilstand og om Virkningerne af planlagte og iværksatte Indgreb i Naturen.

Statens Myndigheder give nærmere Bestemmelser til at gjennemføre disse Grundsætninger.

Grunnlovsbestemmelsen vil være retningsgivende for lovgivningen og forvaltningens myndighetsutøvelse, og dessuten ha betydning for tolkningen av lover og andre regler.

Et prinsipp som ikke er direkte nedfelt i grunnloven, men som regnes for å ha grunnlovs rang er det såkalte legalitetsprinsippet, som innebærer at myndighetene må ha lovhjemmel for miljøpolitiske virkemidler i den grad det dreier seg om bestemte typer pålegg eller inngrep ovenfor private aktører. At prinsippet har grunnlovs rang, innebærer at det bare kan endres gjennom prosedyrene for grunnlovsendringer.

Forvaltningsloven inneholder bestemmelser om saksbehandlingen i forbindelse med forvaltningsvedtak (bl.a. om retten til å bli varslet og å uttale seg før vedtak treffes, og om retten til å klage). Til grunn for disse saksbehandlingsreglene ligger fundamentale rettssikkerhetsprinsipper vedrørende borgernes adgang til medvirkning i beslutningsprosesser som angår dem. Det er derfor naturlig å betrakte også disse reglene som rammebetingelser for virkemiddelbruk, selv om forvaltningsloven kan endres gjennom vanlig lovendringsprosedyre. Hvilke beslutningsprosesser som kreves, vil bl.a. være av betydning for virkemidlenes administrasjonskostnader.

Grunnlovens § 75 a er tolket slik at skatter og avgifter – i motsetning til lover – vedtas av Stortinget i plenum, og eller bare kan vedtas med virkning frem til utgangen av det påfølgende år ( ettårsregelen). I tilknytning til Stortingets avgiftsvedtak må det imidlertid også vedtas lovbestemmelser bl.a. vedrørende innkrevingen av avgiften og straff for overtredelser. Den spesielle prosedyren for avgiftsvedtak gjelder ikke gebyrer som kan anses som betaling for å få utført en offentlig tjeneste, f.eks. kommunale avfallsgebyrer.

Internasjonale rammebetingelser for virkemiddelbruk

På mange områder av miljøpolitikken danner internasjonale avtaler og erklæringer rammebetingelser for utformingen av nasjonale virkemidler.

Noen former for internasjonale avtaler og erklæringer har i første rekke betydning for ambisjonsnivået i miljøpolitikken, og sier lite om den nærmere utformingen av nasjonenes virkemiddelbruk. Det viktigste eksempelet på dette er avtaler som går ut på at samlede utslipp fra et land skal reduseres med et visst antall prosent innen et visst tidspunkt. Bl.a. er hoved­elementene i nordsjødeklarasjonene vedrørende miljøgifter og næringssalter av en slik art.

Selv om denne typen avtaler ikke legger direkte føringer på virkemiddelutformingen, vil like prosentvise utslippsreduksjoner for alle land være uheldig med tanke på kostnadseffektivitet på tvers av landegrensene. Den nylig reviderte svovelprotokollen er en mer nyansert miljøvernavtale med differensierte forpliktelser mellom landene basert på kostnadseffektivitet og naturens tålegrenser.

Heller ikke internasjonale avtaler om at miljøkvaliteten på et område skal tilfredsstille visse minimumskrav, influerer i utgangspunktet på hva slags virkemidler som skal benyttes. Et eksempel på dette er EUs luftkvalitetsdirektiver, som er bindende for Norge i henhold til EØS-avtalen.

Derimot vil internasjonale forpliktelser i form av standardkrav for kategorier av utslippskilder eller produkter ha direkte betydning for den nærmere utformingen av landenes virkemidler. Denne typen reguleringer tar ofte utgangspunkt i en eller annen definisjon av beste tilgjengelige teknologi. Flere internasjonale avtaler har elementer av en slik karakter, f.eks. Pariskonvensjonen, som for nærmere bestemte utslippskilder inneholder krav og anbefalinger vedrørende utslippene av enkelte miljøgifter. Etter inngåelsen av EØS-avtalen er det imidlertid EUs utslipps- og produktstandarder som er av størst praktisk betydning for norsk virkemiddelbruk. F.eks. er det i EU-direktiver knyttet krav til utslippskilder som kommunale avløpsanlegg, avfallsforbrenningsanlegg og titandioksidindustrien. Videre er det en rekke bestemmelser vedrørende produkters miljøskadelige egenskaper; bl.a. støy- og avgasskrav til kjøretøy, krav til andre støy­ende produkter, krav til svovelinnholdet i mineraloljer, bestemmelser om ozonreduserende stoffer, regulering av helsefarlige stoffer og produkter, samt regelverk med utspring i avfallsproblemene knyttet til drikkevareemballasje, spillolje, miljøfarlige batterier og PCB.

Internasjonale standardkrav vil kunne redusere mulighetene for å ta hensyn til variasjoner i lokale resipientforhold og aktørenes tiltakskostnader; noe som kommer i strid med kostnadseffektivitetskriterier.

Betydningen av dette vil avhenge av miljøproblemets og utslippskildenes karakter. Det vil være betydelig mindre behov for resipienttilpasning når det gjelder virkemidler overfor miljøgifter enn i forhold til næringssaltutslipp, og for så vidt gjelder ozonreduserende stoffer og klimagasser er atmosfæren felles resipient for alle utslipp. Videre vil betydningen av manglende fleksibilitet i forhold til aktørenes tiltaks­kostnader avhenge av i hvor stor grad disse kostnadene varierer fra utslippskilde til utslippskilde.

De uheldige virkningene av stan­dardkrav kan til en viss grad reduseres dersom det tas hensyn til geografiske variasjoner i miljøkvalitet og tiltakskostnader. F.eks. varierer EUs krav til rensing av kommunalt avløpsvann med forskjellige sårbarhetsklasser som resipientene deles inn i.

Bakgrunnen for at det benyttes stan­dardkrav i forbindelse med reguleringer på tvers av landgrensene, er bl.a. at forskjeller i landenes pålegg om miljøtiltak kan innebære konkurransevridninger, med den mulige konsekvens at virksomheter flyttes til land med relativt milde miljøkrav. Ved like resipientforhold vil slik konkurransevridning være uønsket. Dersom resipientforholdene varierer, bør imidlertid virkemiddelbruken overfor virksomhetene variere i samsvar med forskjellene i miljøkonsekvenser.

Når det spesielt gjelder produktkrav, vil en viktig begrunnelse for standardisering være å unngå at nasjonale forskjeller virker handelshindrende. For å tilfredsstille dette hensynet er EUs produktkrav i stor utstrekning totalharmonisert, mens utslippsstandardene for stasjonære kilder bare utgjør minstekrav. EUs produktreguleringer vil dermed legge sterkere føringer på landenes virkemiddelbruk enn utslippsstandardene.

Med hensyn til avgifter krever ikke EØS-avtalen tilpasning til felles politikk i EU, og avtalen vil derfor formelt sett ikke begrense bruken av miljøavgifter under forutsetning av at nasjonale og importerte produkter behandles likt.

I rapportens del III er det for øvrig gitt en nærmere beskrivelse av de internasjonale rammebetingelsene sett i forhold til de enkelte forurensningsproblemene.

Virkemiddelbruken i norsk miljøpolitikk

Som i andre land har det i norsk miljøpolitikk i hovedsak vært benyttet juridiske virkemidler. Bruken av miljøavgifter har imidlertid øket noe fra omkring 1989-90.

Rettsregler med innvirkning på forurensningsproblemene kan inndeles i privatrettslige og offentligrettslige regler. De privatrettslige reglene bestemmer rettsforholdet mellom private aktører, og omfatter bl.a. regler som begrenser utøvelsen av eiendomsretten av hensyn til naboeiendommer, og regler om erstatningsansvar for forurensningsskader. De offentligrettslige reglene bestemmer rettsforholdet mellom myndighetene og den enkelte. Myndighetenes regulering av forurensende virksomhet gjennom f.eks. forurensningsloven tilhører denne kategorien rettsregler.

Utviklingen av miljøretten i vårt århundre har vært preget av at de privatrettslige reglene (eventuelt i kombinasjon med straffebestemmelser) etter hvert har vist seg utilstrekkelig som reguleringsmekanisme, og derfor har blitt supplert og erstattet av offentligrettslige regler.

I lovverket er det forurensningsloven som er viktigst, men også produktkontrolloven og plan- og bygningsloven har betydning i forhold til mange ulike forurensningproblemer. I tillegg kommer en lang rekke sektorlover som kan ha stor innvirkning på mer avgrensede områder av forurensningspolitikken, f.eks. petroleumsloven, vegtrafikkloven og sjødyktighetsloven. Også de generelle lovene på forurensningsfeltet tar utgangspunkt i forskjellige utsnitt av våre omgivelser. I forurensningsloven er det reglene om stedbundne utslippskilder som er av størst praktisk betydning, i produktkontrolloven er det produktene som er gjenstand for regulering, mens det i plan- og bygningloven tas utgangspunkt i arealbruken.

Forurensningslovens oppbygning er slik at det i utgangspunktet er ulovlig å forurense, samtidig som loven inneholder flere unntaksbestemmelser. Praktisk viktig er bestemmelsen om at forurensningsmyndighetene etter søk­nad kan gi tillatelse til virksomhet som kan medføre forurensning. Hvis det gis utslippstillatelse, er det som regel på nærmere bestemte vilkår, f.eks. at utslippene skal holde seg under visse utslippsgrenser eller at det iverksettes konkrete forurensningsbegrensende tiltak. Når forurensningsmyndighetene avgjør om det skal gis utslippskonsesjon og fastsetter vilkårene, følger det av forurensningsloven at det skal legges vekt på de forurensningsmessige ulempene ved virksomheten, sammenholdt med de fordeler og ulemper som virksomheten for øvrig vil medføre.

Konsesjonssystemet danner utgangspunkt for reguleringen av det vesentligste av industriforurensningene, inkludert utslipp fra petroleumssektoren. Også utslippene fra kommunale avløpsanlegg og fiskeoppdrett reguleres i henhold til konsesjonsordningen. På enkelte områder er forurensning tillatt i den grad man holder seg innenfor forskrifter gitt av Miljøverndepartementet for å regulere den forurensende virksomheten. F.eks. er landbruksforurensningene i hovedsak regulert på denne måten.

Et generelt unntak fra forurensningsforbudet gjelder for forurensninger som ikke medfører nevneverdige skader eller ulemper. Forurensningsloven inneholder for øvrig bl.a. bestemmelser om avfall, akutt forurensning og erstatning for forurensningsskader. Reglene om erstatning for forurensningsskader kom inn i loven i 1989 og slår fast et generelt prinsipp om ansvar uten skyld (objektivt ansvar) for slike skader.

Produktkontrolloven fastsetter en generell aktsomhetsplikt som går ut på at den som har befatning med produkter, skal vise aktsomhet og treffe rimelige tiltak for å forebygge at produktene medfører helseskade eller miljøforstyrrelse i form av forurensning, avfall eller støy.

For øvrig er produktkontrolloven en typisk fullmaktslov som overlater mye av den nærmere utformingen av regelverket til forvaltningen. Kompetansen er etter loven delt mellom Miljøverndepartementet og Barne- og familiedepartementet. Miljøverndepartementet har myndigheten til å forebygge at produkter medfører miljøforstyrrelser eller helseskade som følge av kjemiske egenskaper.

Med hjemmel i produktkontrolloven er det bl.a. gitt forskrifter om innholdet i produkter (f.eks. fosfatinnholdet i vaskemidler og innholdet av miljøskadelige stoffer i motorbensin), om støy fra produkter (bl.a. transportable kompressorer, fritidsbåter og gressklippere), vedrørende forbud mot visse produkter (f.eks. KFK og PCB) og om pante- og returordninger for avfall (vrakpantordningen og panteordningene for drikkevareemballasje).

Plan- og bygningsloven inneholder både regler om planlegging og byggesaksbehandling. I miljøpolitikken er det særlig planleggingen som er av betydning, og myndigheten er etter loven derfor delt slik at Miljøverndepartementet er ansvarlig for plandelen av loven, mens Kommunal- og arbeidsdepartementet er ansvarlig for byggesaksdelen.

Hovedtyngden av det praktiske planleggingsarbeidet etter plan- og bygningsloven finner sted på kommunalt nivå. Arealplaner tar utgangspunkt i kart som angir hva det er meningen å bruke de forskjellige områdene til. En bindende arealplan innebærer at omdisponering av arealene ikke kan skje i strid med planen (uten at det først skjer en omregulering eller gis dispensasjon). I allerede utbygde områder vil således annet lovverk, som forurensningsloven, vegtrafikkloven ol., være av større relevans enn plan- og bygningsloven.

Videre har plan- og bygningsloven i første rekke en funksjon i forhold til lokale miljøproblemer. Nye veger, industrivirksomhet og bolig­områder skal f.eks. planlegges slik at lokalbefolkningen i minst mulig grad utsettes for luftforurensninger og støy. Ved å influere på energibruk, transportbehov og mulighetene for kollektiv transport kan imidlertid arealdisponeringen også ha betydning for utslipp fra energi- og samferdselssektoren med regionale og globale miljøkonsekvenser.

Økonomiske virkemidler har hatt størst praktisk betydning i forhold til luftforurensninger, bl.a. gjennom CO₂ -avgiften, blyavgiften på bensin og den svovelgraderte mineraloljeavgiften. I tillegg vil avgiftene på bensin og diesel gi insentiver til lavere forbruk. For øvrig er det i landbrukssektoren lagt miljøavgifter på plantevernmidler og handelsgjødsel, samtidig som man har søkt å foreta en miljøtilpasning av landbrukets overføringsordninger.

I forhold til avfallsproblemet er det bl.a. benyttet avgifter på drikkevareemballasje som ikke går inn i et retursystem, smøreoljeavgift og vrakpantavgift. Det gis også tilskudd til finansiering av pante- og retursystemer for spillolje og bilvrak.

For øvrig gis det ulike former for økonomiske tilskudd til miljøtiltak (bl.a. kommunale avløpsanlegg) og til utvikling og utprøving av miljøteknologi. Det er videre fastsatt ulike gebyrer for offentlige tjenester i miljøsektoren, som f.eks. Statens forurensningstilsyns kontrollgebyr.

Økonomisk teori om virkemiddelbruk

Utvalgets gjennomgang av økonomisk teori om virkemiddelbruk (utredningens del V) danner et viktig grunnlag for de konklusjoner utvalget trekker om fremtidig virkemiddelbruk på de enkelte miljøområdene. Utvalget har gått gjennom relevante deler av nyere økonomisk teori om virkemiddelbruk, og diskutert teoretisk viktige forutsetninger i forhold til den faktiske forurensningssituasjonen og miljøproblemenes egenskaper.

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

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

Et virkemiddel karakteriseres som styringseffektivt dersom det bevirker at miljøforbedringer kan oppnås med stor grad av sikkerhet.

Dynamisk effektivitet betegner i hvilken grad virkemidlene gir stimulans til ytterligere utslippsreduksjoner og/eller kostnadsbesparelser over tid.

Økonomisk teori tar vanligvis utgangspunkt i modeller for fullkommen konkurranse hvor det forutsettes at private aktører tar priser for gitt og at alle selgere og kjøpere har samme informasjon om de varer og tjenester som omsettes. Forurensninger er et samfunnsøkonomisk problem fordi dette er virkninger som ikke fanges opp av prissystemet (eksterne virkninger).

Under forutsetning av at eksterne virkninger ikke løses gjennom avtaler mellom forurenser og skadelidte, er det ønskelig at myndighetene regulerer adgangen til å foreta forurensende utslipp.

Dersom myndighetene har samme informasjon om virksomhetenes kostnader forbundet med å redusere forurensende utslipp (tiltaks­kostnader) som virksomheten selv, og myndighetene kan observere i hvilken grad utslipp reduseres, vil virkemidlene miljøavgift, individuellt fastsatte utslippskvoter og omsettelige utslippskvoter ha de samme effektivitetsegenskapene. Et resipientkrav vil, dersom det bare er en kilde til problemet, også ha de samme effektivitetsegenskapene i en slik enkel modell. De ulike virkemidlene vil imidlertid ha ulike fordelingseffekter og medføre ulike inntekter til statskassen.

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

Hovedkonklusjonen er altså at under enkle, ideelle forutsetninger er alle de virkemidlene som er vurdert like gode. Dette skyldes særlig at myndighetene har fullkommen informasjon og derfor kan gi virkemidlene en optimal utforming. De ulike virkemiddelkategoriene vil imidlertid ha ulike effektivitetsegenskaper når en eller flere av de ideelle forutsetningene ikke er oppfyllt. I punktene under følger en forenklet gjennomgang av noen aktuelle situasjoner der det antas at en og en forutsetning ikke er oppfylt. For en mer fullstendig drøfting vises til utredningens kapittel 16 i del V.

• Ufullkommen informasjon om tiltakskostnader er et sentralt problem i miljøpolitikken. Ved ren usikkerhet både fra myndigheters og forurensers side vil den generelle konklusjonen bli stående, nemlig at alle virkemiddelkategorier er like kostnadseffektive, og like effektive i forhold til å oppnå det optimale utslippsnivået. Ofte har myndigheter mindre kunnskap om tiltakskostnadene (kostnader knyttet til å redusere et utslipp) enn bedriftene. Med én bedrift vil fastsettelse av en utslippstillatelse med en fast kvote for utslipp gi dette utslippsnivået med sikkerhet, men myndighetene vil ikke vite hva dette vil koste bedriften. Med en utslippsavgift vil myndighetene vite inntil hvilken marginal kostnad aktørene vil gjennomføre tiltak, men vil ikke vite hvilket utslippsnivå som blir resultatet. En avgift og en kvote vil derfor kunne ha ulike effektivitetsegenskaper. Når miljøskadekostnadene stiger relativt raskere enn tiltakskostnadene vil det være ønskelig å komme nærmest mulig det optimale utslippsnivået (noe som peker mot kvoteregulering), mens det i det motsatte tilfellet er ønskelig å komme nærmest mulig den optimale marginalkostnaden ved tiltak (der avgiftsregulering er best egnet). Det vises til figur 16.1 i avsnitt 16.3.1.2 i del V.

  Ved flere kilder vil rangeringen mellom en utslippsavgift og en kvote være lik situasjonen med en kilde over dersom kvotene gjøres omsettelige, og dersom vi forutsetter at miljøskaden fra den siste enheten utslipp er den samme for alle kilder. Dette vil først og fremst gjelde for utslipp med regionale og/eller globale miljøkonsekvenser.

• Ofte er det i praksis teknisk vanskelig og/eller kostbart å observere eller å måle utslipp. I slike situasjoner blir myndighetene henvist til å påvirke utslippet indirekte. Hovedprinsippet for en slik tilnærming vil være å rette virkemidlene mot faktorer som i størst mulig grad samvarierer med miljøproblemet, uten at bedriftens øvrige tilpasninger endres. Det vil i slike tilfeller være et empirisk spørsmål hvorvidt generelle avgifter vil være bedre eller dårligere enn direkte generell eller indivuell regulering av faktorbruken.

• For de aller fleste miljøproblemene vil utslippets lokalisering ha betydning for størrelsen på miljøproblemet. Unntak er de rene globale miljøproblemene (bl.a. klimaendringer). I de vanlige situasjoner med lokale eller regionale miljøkonsekvenser av utslippene, slik at samme utslipp fra ulike kilder gir ulik skade pr. utslippsenhet, vil det oppstå uheldige feiltilpasninger dersom det ilegges en flat miljøavgift på alle utslipp. Tilsvarende problemer vil også oppstå dersom det benyttes direkte reguleringer der ulike kilder behandles likt (f.eks. felles tek­nologikrav). I slike situasjoner vil optimal regulering innebære varierende og kildespesifikke eller geografisk differensierte krav i henhold til utslippenes miljøskade.

• For en rekke miljøproblemer vil skader av utslipp ha virkning over lang tid. Det at utslipp har virkning over lang tid påvirker ikke i seg selv valget av virkemidler, og de generelle konklusjonene vil gjelde. Usikkerheten og spesielt risikoen for fremtidige alvorlige skader som vi ikke kjenner til i dag kan imidlertid være spesielt stor for forurensninger som har virkning over lang tid.

• For mange miljøproblemer vil det være flere stoffer som fører til samme problem (avhengighet på miljøskadesiden). Dersom skaden forbundet med et utslipp avhenger av utslippsnivået av andre stoffer, vil dette påvirke hva som er det optimale nivået for utslipp av hvert stoff. Det er i praksis mangel på kunnskap om miljøkonsekvensene av samvirket mellom flere utslippskomponenter. Denne typen usikkerhet vil normalt være mest relevant i forhold til å fastsette mål, og vil i liten grad ha betydning for valg mellom virkemiddelkategorier.

• I flere tilfeller kan det også være avhengighet mellom utslipp av flere ulike miljøskadeligestoffer i en gitt produksjonsprosess. Så lenge utslippene er observerbare og forutsetningene ellers er ideelle, vil den generelle konklusjonen om at alle virkemiddelkategoriene er like effektive i økonomisk forstand fortsatt gjelde.

• Ofte vil det være manglende informasjon om teknologisk utvikling fremover i tid (dynamisk tilpasning). Dersom det bare er en bedrift, vil en teoretisk utformet gradert miljøavgift (en avgift som på ethvert utslipps­nivå svarer til den marginale miljøskadekostnaden) gi de nødvendige insentiver slik at bedriften investerer i ny teknologi når dette er samfunnsøkonomisk lønnsomt. En flat utslippsavgift (en lik avgift uansett utslippsnivå) vil gi for sterke insentiver til investering i ny teknologi, mens en utslippskvote gir for svake insentiver til nyinvestering. Med flere bedrifter vil det i praksis ikke være mulig å bruke en gradert utslippsavgift. Dersom myndighetene lar avgiftssats og kvote være upåvirket av at tiltaks­kostnadene reduseres gjennom ny teknologi, vil de samme konklusjonene som for en bedrift fortsatt gjelde (flat avgift gir for sterke insentiver, fast kvote gir for svake insentiver til nyinvestering). Dersom myndighetene justerer avgiftssats og utslippskvote løpende ettersom tiltakskostnadene reduseres, vil en flat avgift gi tilnærmet optimale insentiver, mens de individuelle, faste kvotene også i dette tilfellet vil gi for svake insentiver til nyinvesteringer. Dersom kvotene i en slik situasjon gjøres omsettelige, og dersom myndighetene reduserer antall kvoter gjennom oppkjøp etter hvert som bedriftene investerer i ny teknologi, vil også et kvotesystem gi god dynamisk effektivitet.

• Som regel vil virkemiddelbruken medføre administrasjonskostnader både for myndighetene og for berørte aktører. Størrelsen på disse kostnadene vil variere mellom ulike virkemidler, og må beregnes på bakgrunn av en konkret vurdering av den enkelte situa­sjon.

• I teorigjennomgangen ovenfor er det forutsatt overholdelse av de rettsreglene som er grunnlaget for de ulike virkemidlene, enten reglene gjelder avgiftsinnbetaling eller utslippsgrenser. Forhold som påvirker aktørenes overholdelse av miljøreguleringer kan være informasjon om reglene, ulemper ved å følge dem, risikoen for at overtredelser blir oppdaget, sanksjoner ved regelbrudd, moralske barrierer mot å bryte reglene, og eventuelle fordeler ved etterlevelse. Forut for virkemiddelbeslutninger bør det således foretas en vurdering av hvordan forholdene ligger til rette for å oppnå etterlevelse, og hvordan bl.a. den konkrete utformingen av virkemidler og sanksjoner kan forebygge overtredelser.

• Det kan tenkes tilfeller med omsettbare kvoter og markedsmakt i kvotemarkedene. Dersom noen bedrifter gjennom sine transaksjoner kan påvirke prisen på omsettbare kvoter, vil disse bedriftene kunne manipulere kvotehandelen på en slik måte at det ikke oppnås like marginale tiltakskostnader. Dette vil ikke påvirke utslippsmengden, men vil øke de samfunnsøkonomiske kostnadene. I slike situasjoner vil derfor avgifter kunne ha fortrinn fremfor omsettbare kvoter.

I presentasjonen av økonomisk teori er det i første rekke tatt utgangspunkt i ulike former for offentlig regulering, fordi det er slike virkemidler som har klart størst praktisk betydning i forhold til forurensningsproblemene. Imidlertid kan også privatrettslige regler, som erstatningsreglene og naborettslige regler, fungere som miljøpolitiske virkemidler – særlig overfor akutte utslipp og forurensningsproblemer med bare lokale miljøkonsekvenser. En regel om objektivt erstatningsansvar innebærer at den ansvarlige må internalisere kostnadene ved negative konsekvenser av sin handlemåte, og har dermed lignende effektivitetsegenskaper som miljøavgifter. Uaktsomhetsansvaret betyr at potensielle skadevoldere kan fri seg fra erstatningsansvaret ved å overholde nærmere bestemte adferdsnormer, og har således enkelte likhetspunkter med forbud og påbud.

1.4 Virkemidler rettet mot de ­enkelte miljøproblemene

Hovedtyngden av utvalgets analyser av fremtidig virkemiddelbruk er rettet mot de miljøproblemene som ikke nylig har vært gjenstand for stortingsbehandling eller inngår i interdepartementale samarbeidsprosesser som går parallelt med utvalgets arbeid. Avfall og gjenvinning er derfor behandlet relativt kort i denne utredningen. Det samme gjelder virkemiddelbruken overfor klimagasser og nitrogenoksider.

Heller ikke akutte forurensninger eller driftsutslipp fra skip og petroleumsvirksomheten, har blitt utførlig behandlet. Dette har dels sammenheng med at Stortinget nylig har behandlet en stortingsmelding om oljevernberedskapen, men også at utvalget av kapasitetsgrunner har måttet foreta enkelte prioriteringer.

I sammendraget er hovedvekten lagt på utvalgets anbefalinger om fremtidig virkemiddelbruk. I del VI av rapporten er det gitt en nærmere beskrivelse av de ulike miljøproblemenes karakter, noe som er av stor betydning for i hvilken grad de ulike forutsetninger for økonomisk teori har gyldighet, og dermed for valget av kostnadseffektive virkemidler. I del VI er det for øvrig gitt en beskrivelse av mål og måloppnåelse for hvert miljøproblem. Der det er tilstrekkelig med kostnadsdata er det også forsøkt å sammenstille kostnader knyttet til tiltak og virkemiddelbruk.

Miljøgifter og helsefarlige stoffer

Miljøgiftene omfatter en stor gruppe ulike kjemiske forbindelser, med tungmetaller og klorholdige organiske stoffer som de mest sentrale. Miljøgifter er stoffer som er lite nedbrytbare i naturen, som er akutt eller kronisk giftige og som kan oppkonsentreres i næringskjeden, slik at selv små konsentrasjoner kan gi skadelige effekter på naturmiljø og mennesker. Miljøgifter kan også være kreftfremkallende eller gi skader på arvestoff, reproduksjonsprosesser og fostre, på immunforsvar, nervesystem og mus­kelfunksjoner hos både mennesker og dyr.

Utslipp av miljøgifter kan skje i alle stadier av produktstrømmene i samfunnet; bl.a. i forbindelse med gruvedrift, produksjon av råstoffer og ferdigvarer i industrien, bruk av produkter i husholdninger og næringsliv, avfallsbehandling og transport.

Konsentrerte utslipp av miljøgifter gir omfattende lokale skader, men stoffene spres også etter hvert over store områder med luft- og havstrømmer. Forurensning av miljøet med slike stoffer er derfor et alvorlig problem både lokalt og regionalt. Direkte skader på menneskers helse i forbindelse med bruk av helsefarlige kjemikalier er et nært beslektet og viktig problem, og virkemiddelutformingen på de to områdene bør vurderes i sammenheng.

Virkemiddelbruken rettet mot miljøgiftsutslipp og helseskadelige kjemikalier i Norge har til nå vært dominert av juridiske reguleringer basert på forurensningsloven og produktkontrolloven. Andre virkemidler som tilskudds­ordninger, informasjon og samarbeidsprosjekter, og i mindre grad avgifter, har vært benyttet som supplerende virkemidler. Det totale antallet enkeltvirkemidler som har betydning på miljøgiftfeltet er relativt stort, og avspeiler kompleksiteten til dette miljøproblemet.

Konsesjonsreguleringen av industrien har vært det viktigste enkeltvirkemidlet, og er hovedårsaken til de betydelige utslippsreduksjonene som er oppnådd for en rekke stoffer. På produktsiden står systemet for klassifisering, merking og registrering av kjemikalier sentralt. For noen av de farligste miljøgiftene er det fastsatt egne forskrifter som forbyr eller regulerer bruken av disse.

Erfaringene med bruk av konsesjonssystemet overfor de største industribedriftene synes gode på miljøgiftsfeltet. Ut fra behovet for lokaltilpasning og en akseptabel lokal miljøkvalitet, de gode erfaringene til nå og det faktum at en svært stor del av nødvendige og mulige tiltak allerede er gjennnomført, vil utvalget anbefale at konsesjonsreguleringen av disse kildene opprettholdes. Muligheten for å kombinere slik regulering med en gradert miljøavgift på konsesjonsgitt utslipp er et alternativ som bør vurderes når det planlegges virkemiddelbruk med sikte på å oppnå ytterligere reduksjoner.

Direkte regulering synes også best egnet for å sikre gjennomføring av tiltak rettet mot eldre deponier og gruvevirksomhet. Bransjer med et større antall mindre bedrifter, som f.eks. fotobransjen, er det ikke praktisk mulig å konsesjonsbehandle innen realistiske ressursrammer. Den beste virkemiddelbruken som kan gjennomføres i praksis synes her å være å hindre at problemer oppstår, ved å rette virkemidler mot innsatsfaktorene som skaper forurensninger. Dersom dette ikke løser problemet, kan det i tillegg eller alternativt fastsettes forskrifter med krav til utforming av anlegget, utslippsgrenser og evt. regler for avfallsbehandlingen.

Etter at tallfestede reduksjonsmål for enkeltstoffer ble vedtatt i 1989/90, og de store industriutslippene er sterkt redusert, er vi nå inne i en fase der fokus skifter fra lokale vurderinger av de store punktkildene til en mer sektorovergripende vurdering av strategier for å oppfylle nasjonale utslippsmål. Det bør derfor legges økt vekt på å gjennomføre tverrsektorielle samfunnsøkonomiske analyser av problemomfang og virkemidler på miljøgiftsfeltet. Antakelig vil dette resultere i at tiltak mot produktrelaterte utslipp blir mer sentrale fremover.

Erfaringene med de virkemidlene som til nå er brukt mot enkeltstoffer og enkeltprodukter viser både gode og dårlige eksempler. De juridiske reguleringene har stort sett virket etter hensikten med hensyn til å oppnå miljømessige resultater, mens erfaringene med informasjon og avgifter/avgiftsforslag er mer blandet. Avgiften på bly i bensin er et eksempel på en vellykket bruk av avgifter. Systemet for klassifisering, merking og registrering av kjemikalier ut fra helsefare synes også å fungere etter hensikten med ordningene. En viktig årsak til å prioritere slike systemer er at generelle rammebetingelser foretrekkes fremfor spesielle virkemidler, f.eks. merkeforskrift fremfor regulering av enkeltstoff, avgifter etter generelle helse- eller miljøkriterier fremfor enkeltavgifter på produkt eller stoff. Dette gir antakelig best ressursutnyttelse på reguleringssiden, best stoffovergripende prioritering, regulering nærmest opp mot effekter og forebyggende fremfor reparerende karakter på virkemidlene. Problemet er at det er praktisk vanskelig å få frem gode overgripende klassifiseringssystemer. Utvalget har ikke empirisk grunnlag for å si noe om hvorvidt en alternativ virkemiddelbruk overfor helsefarlige kjemikalier og miljøgifter i produkter kunne gitt de samme eller bedre resultater til en lavere samfunnsmessig kostnad.

Miljøgifter er et problemfelt der man for ulike stoffer og bruksområder kan komme til ulike konklusjoner angående både optimal virkemiddelbruk, og spesielt praktisk gjennomførbar virkemiddelbruk. Utvalgets generelle syn på dette er at økonomiske virkemidler bør få økt anvendelse på områder der dette er praktisk mulig og tilstrekkelig styringseffektivt, ut fra en konkret vurdering av fordeler og ulemper ved ulike virkemidler i hvert enkelt tilfelle. Generelt synes forbud gjennom forskrifter best egnet hvis målet er rask og fullstendig utfasing av et stoff eller full stopp av en utslippstype. Avgifter synes også mindre egnet hvis stoffet har en meget spredt og uoversiktelig forekomst i produkter, og avgiften ikke kan legges på råvareleddet. Det er åpenbart lettere å gjennomføre og få effekt av et avgiftssystem dersom stoffene som skal avgiftslegges inngår i et begrenset antall produkter og utgjør en vesentlig bestanddel av disse. Når avgiftsgrunnlaget ikke er tydelig, kan forskrifter med påbud og forbud kunne ha fortrinn i tilfeller der det finnes gode alternativer. Et pante- eller retursystem synes videre å ha en rekke positive egenskaper der det kan oppnås miljøgevinster ved separat avfallsbehandling av produktet til akseptable kostnader.

Gjennom EØS-avtalen er eller vil en rekke rammer bli lagt som påvirker Norges valg av virkemidler betydelig. Mulighetene for en nasjonal bruk av juridiske virkemidler som avviker vesentlig fra EUs synes på de fleste produktrelaterte områder å være liten. Avgifter er et nasjonalt anliggende og handlefriheten i forhold til EU derfor større.

Overgjødsling

Overgjødsling (eutrofiering) er et alvorlig forurensningsproblem i norske vassdrag og fjorder. For store tilførsler av næringssaltene fosfor, nitrogen og organisk stoff i innsjøer, elver og fjorder reduserer vannkvaliteten og skaper miljøproblemer. I ferskvann utgjør fosfor hovedproblemet, mens nitrogen utgjør et større problem i saltvann. Overgjødsling skyldes utslipp fra kommunale avløp, fra landbruket, fra fiskeoppdrettsnæringen og fra industrien. Naturlige tilførsler eller bakgrunnsavrenning fra utmarksområder er relativt store på næringssaltområdet. Nitrogennedfall på grunn av langtransporterte luftforurensninger inngår i bakgrunnsavrenningen, slik at også denne er delvis menneskeskapt.

Overgjødsling er først og fremst et lokalt problem. For nitrogenutslipp vil miljøproblemet ha regional karakter, ved at det er den totale mengden nitrogen i de nære kyst- og havområder som bidrar til eutrofieringen. Norske utslippsreduksjoner foretas av hensyn til problemene lokalt, og påvirker i liten eller ingen grad forholdene i selve Nordsjøen utenfor de nærmeste kystfarvannene.

Virkemidlene har hittil i hovedsak vært rettet mot enkelttiltak gjennom bruk av forskrifter, utslippskonsesjoner eller tilskudds­ordninger. I landbrukssektoren er virkemiddelbruken dominert av forskrifter (som bl.a. regulerer enkelttiltak rettet mot silopressaft, husdyrgjødselhåndtering og bakkeplanering) og tilskuddsordninger (til tekniske miljøtiltak og til redusert jordarbeiding). I tillegg har de generelle overføringene til landbruket de senere årene blitt dreid mot økt arealstøtte og redusert prisstøtte, noe som kan dempe motivasjonen for intensiv drift og således redusere avrenningen av næringssalter. Utslippene fra kommunale avløp, fiskeoppdrettsanlegg og industri er regulert gjennnom forurensningslovens konsesjonssystem. Kommunenes kostnader ved bygging og drift av avløpsanlegg kan dekkes fullt ut gjennom de kommunale kloakkavgiftene. I tillegg gis det statlige tilskudd til kommunale oppryddingstiltak på avløpssektoren.

Nordsjødeklarasjonene (fra 1987 og 1990) inneholder en erklæring som for Norge innebærer at utslipp av næringssaltene nitrogen og fosfor skal reduseres i størrelsesorden 50% på kyststrekningen fra svenskegrensen til Lindes­nes fra 1985 til 1995. Med dette utgangspunkt ble det i 1991 gjennomført en omfattende sektorovergripende tiltaksanalyse der aktuelle tiltak ble valgt ut fra kostnadseffektivitet på tvers av sektorer for at reduksjonene skulle nås på billigste måte, samtidig som det ble tatt hensyn til lokale problemer knyttet til overgjødsling. Selv om flere av forutsetningene bak beregningene er endret siden tiltaksanalysen ble gjennomført, mener utvalget at endringene så langt ikke fører til omprioriteringer i forhold til fore­slåtte tiltak i hver sektor. Utvalget anbefaler likevel at tiltaksanalysen revideres i 1995.

Utvalget mener at dagens virkemiddelbruk på avløpssektoren (konsesjonsregulering kombinert med en tilskuddsordning) er rimelig godt tilpasset de lokale problemene knyttet til fosforfjerning og tiltak på ledningsnettsiden. Det synes også inntil videre å være riktig å fortsette dagens virkemiddelbruk når det gjelder bygging av nitrogenfjerningstrinn på de største kloakkrenseanleggene. Utvalget mener imidlertid det videre arbeidet rettet mot nitrogen må vurderes på nytt i lys av resultatene fra den revisjonen av tiltaksanalysen som skal foretas i 1995. I dette arbeidet bør også mulige økonomiske virkemidler (utslippsavgifter eller omsettbare kvoter) overfor nitrogenutslipp fra kommunalt avløp vurderes videre.

Så lenge det er aktuelt å gi statlig investeringstilskudd til kommunale avløpstiltak, mener utvalget det er riktig å priortere nitrogen­fjerning ved tildeling av midler.

Etter hvert som arbeidet med opprydding på avløpssektoren kommer lenger, vil spørsmålet om ytterligere fosforfjerning oftere bli et rent lokalt anliggende. Utvalget anbefaler derfor at utviklingen i retning av å delegere en større del av myndigheten på denne sektoren til kommunene fortsetter.

Landbruket er inne i en periode hvor sektorens rammebetingelser er i endring. Generelt peker utviklingen mot lavere produktpriser og redusert lønnsomhet for de fleste landbruksproduksjoner. Dersom denne utviklingen fører til at jordbruksarealer går ut av drift, vil dette på lang sikt redusere avrenningen av nitrogen og fosfor. Også en overgang til økt grasproduksjon (beiting) i forhold til kornproduksjon vil bidra til å redusere arealavrenningen. Dette kan påvirke rangeringen av tiltak både innen landbrukssektoren og på tvers av sektorer. Nedlegging av arealer i det sentrale Østlandsområdet i et omfang som kan redusere behovet for fosfor- og nitrogenfjerning i avløpssektoren i forhold til arbeidsmålene for kommunal sektor synes imidlertid svært lite sannsynlig.

Når det gjelder nitrogenavrenning fra landbruket er det også stor usikkerhet knyttet til hvilke effekter det er mulig å oppnå med dagens arealbruk og produksjon. Med bakgrunn i at dagens tiltak rettet mot nitrogenavrenning fra landbruket ikke synes å være tilstrekkelige til å nå arbeidsmålet for sektoren i henhold til tiltaksanalysen, har utvalget vurdert generelle virkemidler (henholdsvis økt avgift på nitrogen i handelsgjødsel, omsettbare kvoter for nitrogen i handelsgjødsel og et pantesystem for nitrogen i innsatsvarer og produkter) som et supplement til dagens tiltaksorienterte virkemidler basert på direkte reguleringer gjennom forskrifter. Ved vurderingen av disse virkemidlene har utvalget ved siden av omdiskuterte virkninger av redusert gjødsling på avrenningen, lagt vekt på slike virkemidlers substitusjonseffekter i forhold til tiltak som bidrar til en bedre husholdering med nitrogenressursene (særlig gjennom bedre utnyttelse av husdyrgjødsel).

Beregningene i vedlegg I peker i retning av at generelle økonomiske virkemidler på dette området kan innebære vesentlig lavere samfunnsøkonomiske kostnader enn det tiltaks­analysen beregnet. Videre viser beregningene at det foreslåtte pantesystemet vil ligge nærmest opp til den teoretisk mest optimale virkemiddelbruken både når det gjelder insentivvirkninger og dynamiske virkninger både på kort og lang sikt. Deretter følger en miljøavgift (eventuelt med tilbakeføring av avgiften av hensyn til inntektsfordelingsvirkningene). Omsettbare kvoter vil medføre noe mer administrasjon, og vil dermed i en sammenligning mellom de tre generelle økonomiske virkemidlene komme noe dårligere ut i forhold til kostnadseffektivitet. Omsettbare kvoter på handelsgjødsel vil imidlertid være mer styringseffektive i forhold til totalt forbruk av handelsgjødsel.

Dersom forutsetningene bak disse beregningene gjelder, synes det naturlig å legge økt vekt på slike virkemidler. De jordfaglige forutsetningene om sammenhengen mellom redusert gjødslingsintensitet og nitrogen-avrenningen er imidlertid svært omstridt, og miljøeffekten og dermed kostnadseffektiviteten må i dag anses som usikker. Det bør derfor legges betydelig vekt på å fremskaffe et datagrunnlag som belyser disse sammenhengene bedre.

Utvalgsmedlem Eivind Berg viser til at man i nyere forsøksresultater i liten grad har oppnådd redusert avrenning ved å gjødsle med mindre mengder nitrogen enn det plantene kan nyttiggjøre seg. Miljøtiltakene i landbruket kan stimuleres mer effektivt ved bruk av andre virkemidler enn de generelle økonomiske, jf. merknad under avsnitt 23.5 i del VI.

Lokale luftforurensninger og støy

Lokale luftforurensninger kan ha negativ innvirkning på menneskers helse og trivsel, og dess­uten føre til skader på vegetasjon og nedbryting av materialer i bygninger. Støy kan bl.a. medføre søvnproblemer, konsentrasjonsforstyrrelser og stress. Mens lokale luftforurensninger i første rekke er et problem i byer og tettsteder, har støyplagene en større geografisk utbredelse.

Det er vegtrafikk som er den største bidrags­yteren til lokale luftforurensninger og støy. Andre kilder til lokale luftforurensningsproblemer er industriprosesser, oljefyring og vedfyring, mens støyproblemene også forårsakes av bl.a. flytrafikk, jernbane, industrivirksomhet, bygg- og anleggsvirksomhet, skytebaner og diverse produkter.

Lokale luftforurensninger og støy må sees i sammenheng med klimaendringer og langtransporterte luftforurensninger fordi forbruk av fossilt brensel er en viktig felles årsak til de tre problemkategoriene, og fordi det til dels er de samme utslippskomponentene som forårsaker lokale og langtransporterte luftforurensninger. I avsnittet nedenfor om langtransporterte luftforurensninger redegjøres det nærmere for virkemiddelbruken i forhold til utslippene av SO₂ og NO_X , som også er av sentral betydning for den lokale luftkvaliteten.

De sektorovergripende virkemidlene på området omfatter bl.a. avgifter og forskrifter ved­rørende fossilt brensel, som til dels er rettet mot globale og regionale miljøproblemer, men som også vil ha innvirkning på lokale miljøproblemer (se avsnittene om klimaendringer og langtransporterte luftforurensninger). Videre har plan- og bygningsloven en overordnet funksjon i forhold til lokaliseringen av kildene til lokale luftforurensninger og støy.

Når det spesielt gjelder forurensninger og støy fra vegtrafikk benyttes et stort antall virkemidler, og mange myndigheter er involvert. Vegtrafikkens omfang og transportmiddelfordelingen influeres av virkemidler som påvirker pris og kvalitet på ulike transportmidler (drivstoffavgifter, bompengeordninger, tilskudd til kollektivtransport m.m.). I tillegg kan planlegging etter plan- og bygningsloven i noen grad påvirke transportbehovet. Utslippene fra det enkelte kjøretøy påvirkes bl.a. av den blydifferensierte bensinavgiften og den svovelgraderte mineraloljeavgiften. Videre er det fastsatt forskrifter med støy- og avgasskrav for nye kjøretøy. Kanalisering av trafikkstrømmene utenom steder med befolkningskonsentrasjoner, kan redusere miljøulempene ved vegtrafikk. For å sikre en mer helhetlig planlegging av arealbruken foregår nå all vegplanlegging etter plan- og bygningsloven. Utformingen og bruken av veg­anleggene har også betydning for miljøbelastningen fra vegtraséene. Vegnormaler stiller tekniske krav til dimensjonering og utforming av veganleggene og omhandler bl.a. støytiltak. Vegtrafikkloven regulerer trafikken på vegnettet, bl.a. gjennom fartsgrenser.

Industriutslippene er i hovedsak regulert gjennom forurensningslovens konsesjonssystem. Utslippene fra vedfyring er foreløpig ikke undergitt regulering, men det legges opp til at nye byggeforskrifter skal inneholde utslipps­krav for vedovner i nye bygg.

Det benyttes for øvrig virkemidler rettet mot nærmere spesifiserte støykilder, bl.a. støygraderte landingsavgifter ved Fornebu og Bodø lufthavn og forskrifter om støy fra transportable kompressorer, gravemaskiner, motorgressklippere, m.m.

Utvalget har i analysen valgt å konsentrere seg om transportsektoren. Det er denne sektoren, og spesielt vegtrafikken, som er den viktigste utslippskilden på området. Den relative betydningen av vegtrafikken øker etter som industriutslippene reduseres. Selv om det fokuseres på transportsektoren, understrekes imidlertid at den konkrete utformingen og dimensjoneringen av virkemidlene må baseres på nytte-kostnadsvurderinger som omfatter alle relevante utslippskilder.

Optimal virkemiddelutforming overfor vegtrafikk innebærer at alle aktørene stilles overfor de marginale samfunnsøkonomiske kostnadene knyttet til deres bidrag til miljøproblemene. Den mest aktuelle tilnærmingen til dette er gjennom et avgiftssystem, men det er i praksis vanskelig å finne velegnede avgiftsgrunnlag for avgifter som skal avspeile lokalt avgrensede problemer. Drivstoffavgiftene kan vanskelig tilpasses geografiske variasjoner i utslippenes skadevirkninger. Vegprising innebærer at det må betales for bruk av visse vegstrekninger, men bl.a. kostnadene ved slike ordninger vil være en begrensende faktor.

Utredningsarbeidet vedrørende vegprising bør videreføres med sikte på en avklaring av bl.a. praktiske muligheter og juridiske rammer. I mellomtiden og i den utstrekning utredningene viser at vegprising er mindre aktuelt, bør det satses på å utnytte mulighetene for å bruke dagens bompengeringer for å redusere tids- og stedsavhengige kø- og miljøproblemer, bl.a. gjennom tidsdifferensiering av avgiftssatsene.

Ved fornuftig planlegging i forbindelse med vegutbygginger, vil behovet for dyre reparerende tiltak, f.eks. av støyhensyn, kunne reduseres. Utviklingen i arealbruken (bl.a. lokaliseringen av boliger og arbeidsplasser) vil for øvrig på lang sikt påvirke aktørenes muligheter for å tilpasse seg høyere pris på fossilt brensel eller andre restriksjoner på transport.

Hva som er den samlede miljøeffekten av investeringer i infrastruktur, må vurderes konkret. Vegutbygginger kan gjøre det mer attraktivt å kjøre bil – f.eks. ved at køproblemene reduseres og reisetiden går ned – og vil således kunne være et insitament til økt bilbruk. På den annen side kan vegomlegninger medføre kanalisering av trafikken som reduserer lokale miljøulemper. Det er derfor av sentral betydning at det i forbindelse med planer om nye transportanlegg gjennomføres konsekvens­analyser, herunder nytte- kostnadsanalyser, som så langt det er mulig inkluderer miljøhensynene.

Mulighetene for bruk av parkering som miljøpolitisk virkemiddel bør bedres ved at kommunene gis bedre mulighet for styring av det private parkeringstilbudet. Bruk av parkeringsavgifter vil bidra til mer kostnadseffektive løsninger enn ved bare å regulere antallet parkeringsplasser.

Tungtrafikk er et så betydelig miljøproblem i enkelte områder at det på bakgrunn av erfaringene fra varslede forsøksordninger bør vurderes hvordan forholdene kan legges til rette for en spesifikk regulering av denne trafikken.

At samferdselssektorens miljøvirkninger er både lokale, regionale og globale, tilsier en ansvarsdeling mellom nasjonalt og lokalt beslutningsnivå. Det er et naturlig utgangspunkt at lokale miljøproblemer løses på lokalt nivå. Imidlertid kan landsomfattende virkemidler benyttes overfor lokale miljøproblemer dersom fordelene ved generell virkemiddelbruk oppveier ulempene ved manglende lokaltilpasning. Dessuten bør sentrale myndigheter fastsette rammebetingelser for lokal virkemiddelbruk for å sikre at lokale myndigheter i sine virkemiddelvalg tar hensyn til effekten i forhold til regionale og globale problemer. En viktig rammebetingelse er generelle statlige virkemidler som øker kostnadene ved bilbruk. Andre aktuelle rammebetingelser er bl.a. retningslinjer for den kommunale planleggingen og generelle minstekrav til miljøkvalitet. For øvrig kan grenseverdier for luftforurensninger og støy benyttes for å sikre visse minimums­krav til den lokale miljøkvaliteten.

Når det spesielt gjelder det lokale transportsystemet, er ansvaret i dag delt mellom stat, fylkeskommune og kommune. For å sikre helhetlige transportløsninger og reelle avveininger mellom ulike transport- og miljøtiltak, bør det foretas en nærmere vurdering av ansvarsdelingen innen transportsektoren, medregnet ordningen med alternativ bruk av riksvegmidler.

Siden lokale transport- og miljøproblemer i stor grad er et lokalt ansvar, bør det foretas en gjennomgang av alle relevante virkemidler med sikte på å oppnå bedre samsvar mellom ansvar og virkemidler på kommunalt nivå.

Langtransporterte luftforurensninger

Langtransporterte luftforurensninger omfatter her to miljøproblemer; forsuring som skyldes utslipp av svoveldioksid (SO₂ ), nitrogenoksider (NO_X ) og ammoniakk; og ozon ved bakken, som skyldes utslipp av flyktige organiske forbindelser (VOC) og nitrogenoksider. Begge problemene skyldes i hovedsak langtransporterte luftforurensninger fra andre land, med Storbritannia og Tyskland som de største bidrags­yterne. Dette er typiske regionale miljøproblemer.

Nedfall av sure forbindelser forsurer vassdrag og skader fiskebestander og planteliv. Surt vann kan føre til at metaller løses ut fra jordsmonn og vannledninger, som kan medføre dårligere drikkevannskvalitet og helseproblemer. Sur nedbør tærer også på tre, stein og metall i bygninger og monumenter. De forsurende gassene medfører også dårlig lokal luftkvalitet og gir helseskader ved høye konsentrasjoner (jf. avsnittet om lokale luftforurensninger og støy ovenfor). Ozon og andre fotokjemiske oksidanter dannes i de lavere luftlag når blandinger av NO_X og VOC utsettes for sterkt sollys. Ozon ved bakken kan ved høye konsentrasjoner gi akutte skader på helse, vegetasjon, avlinger og materialer. Også ved lavere konsentrasjoner kan det oppstå slike skader, men da etter lengre tids eksponering. Både SO₂ -, NO_X - og VOC-utslippene er sterkt knyttet til utvinning og bruk av fossile brensler, mens landbruket er den viktigste ammoniakkilden. Det er hittil i liten grad brukt virkemidler overfor NH₃ og VOC-utslippene i Norge.

Det norske arbeidet med å redusere forsuringsproblemene har i stor grad vært preget av internasjonalt samarbeid med sikte på å få redusert utslippene i Europa. Et resultat av dette er ECE-konvensjonen om langtransporterte grenseoverskridende luftforurensninger, som danner rammen for spesifikke bindende reduksjonsavtaler mellom landene i Europa – såkalte protokoller. Den siste SO₂ -protokollen er en avansert miljøavtale med differensierte forpliktelser, som bygger på prinsippene om kostnadseffektivitet og naturens tålegrenser.

De norske reduksjonene av SO₂ og NO_X har hittil i stor grad også vært påkrevet av hensyn til lokale miljøkonsekvenser. Hovedvirkemidlet overfor de store industriutslippene og andre større punktutslipp av SO₂ , og i noen få tilfeller av NO_X , er konsesjonsregulering etter forurensningsloven. Utslippene fra mindre kilder, som i hovedsak skyldes bruk av fyringsolje, er regulert gjennom forskriften om svovelinnhold i fyringsolje. Den setter øvre grenser for tillatt svovelinnhold i olje for henholdsvis Oslo og Drammen, de tolv sørligste fylkene og i resten av landet. For store punktkilder som ligger i områder der hensynet til en akseptabel lokal luftkvalitet gjør det nødvendig med tiltak overfor disse kildene, bør systemet med konsesjonsgrenser opprettholdes. Forskriftskravene til svovelinnholdet i fyringsolje bør også videreføres, bl.a. for å oppfylle EØS-avtalen.

For ytterligere reduksjoner ut over disse administrative kravene, og for kilder som ikke omfattes av kravene, vil avgiften på svovel i fyringsolje med tilhørende refusjonsordning etter utvalgets vurdering sikre en kostnadseffektiv gjennomføring av tiltak. Svovelavgiften utgjør i 1994 7 øre pr. påbegynt 0,25 % vektandel svovel i oljen. Avgiften dekker om lag 70 % av forbrenningsutslippene av SO₂ , og omfatter bl.a. ikke bensin (som inneholder relativt lite svovel) eller faste brensler som koks og kull. Avgiften dekker heller ikke produktrelaterte prosessutslipp av SO₂ .

Utvalget ser positivt på en overgang til en finere inndeling av avgiftstrinnene spesielt for de laveste svovelkonsentrasjonene, og mener i utgangspunktet at avgiften bør utvides til å omfatte også svovel i kull og koks til energiformål og bensin. Utvalget mener videre prinsipielt at en utvidelse av avgiften til også å omfatte bruk av svovelholdige innsatsvarer til prosessformål er en god tilnærming til et ideelt virkemiddel for å oppnå tiltak rettet mot prosessutslippene av SO₂ ut over det som er påkrevd ut fra lokale hensyn. Fordi kull, koks og råolje til raffinering gir de største bidragene, er det særlig viktig at avgiften omfatter disse innsatsvarene, men en eventuell utvidelse av avgiften burde i prinsippet omfatte alle innsatsvarer.

Dersom svovelavgiften videreføres som hovedvirkemiddel, samtidig som en utvidelse av denne avgiften til å omfatte innsatsvarer med prosessformål av praktiske eller konkurransemessige årsaker ikke er mulig å gjennomføre, mener utvalget at en noe endret praktisering av konsesjonssystemet basert på konsernvis konsesjonsbehandling vil kunne være en aktuell virkemiddelbruk overfor disse utslippene. Utvalget har ikke vurdert om opphevelse av svovelavgiften og innføring av et system med omsettelige kvoter som omfatter alle utslipp kan være en praktisk og gjennomførbar tilnærming. Utvalget mener dette alternativet bør utredes videre. En slik utredning må sees i sammenheng med utarbeidelsen av en handlingsplan for å oppfylle det nasjonale målet om 76 % reduksjon i SO₂ -utslippene innen år 2000 sammenliknet med 1980.

Kjøretøyforskriftenes avgasskrav er det viktigste virkemidlet overfor utslipp av NO_X fra vegtrafikken, og vil bli videreført innenfor EU/EØS-systemet. NO_X -utslipp er årsak til flere ulike miljøproblemer, og reduksjoner i disse utslippene vil være vesentlige både i forhold til lokale helseskader, bakkenær ozon, forsuring og overgjødsling. Overfor utslippene av nitrogengasser og VOC vil det være vanskelig å anvende generelle sektorovergripende virkemidler på en kostnads- og styringseffektiv måte. En kombinasjon av mer avgrensede administrative og økonomiske virkemidler som rettes inn mot spesielle kilder vil derfor trolig være mer aktuelt. Doseringen og rekkefølgen av en slik virkemiddelbruk bør avpasses i forhold til en sektorovergripende analyse av kostnadseffektiviteten av virkemidler og tiltak. Blant tiltak med like store kostnader pr. kg utslipp bør tiltak med store lokale effekter utløses først. For store enkeltkilder der måling eller beregning av utslipp kan være økonomisk forsvarlig, er utslippsavgifter et interessant alternativ, forutsatt at hensynet til lokal luftkvalitet blir ivaretatt.

Den historiske virkemiddelbruken overfor svovel synes alt i alt å ha vært relativt godt samordnet på tvers av industri-, transport- og forbrukersektorene. Tiltak overfor SO₂ synes også å ha vært forholdvis billige i forhold til alternative tiltak mot NO_X for å oppnå samme reduksjon i forsuring. Vurdert i ettertid synes det derfor i hovedsak å ha vært hensiktsmessig å prioritere SO₂ først slik man har gjort.

Klimaendringer

Menneskeskapte utslipp fører til økning i den atmosfæriske konsentrasjonen av klimagasser. Blant verdens ledende forskere er det bred enighet om at dette bidrar til økning i den globale middeltemperaturen fordi disse gassene fungerer som glasset i et drivhus – de slipper inn kortbølget stråling fra solen og hindrer langbølget stråling fra jorden fra å slippe ut igjen. Økning i den globale middeltemperaturen og regionale forskjeller i temperaturøkningen vil kunne føre til endringer i nedbørsmønstre og vindsystemer, forflytting av klimasoner og heving av havnivået.

Klimaendringer er et globalt miljøproblem, der lokaliseringen av utslippskildene ikke har betydning for skadene av utslippet.

Den viktigste klimagassen er CO₂ . Bruk av fossilt brensel (olje, kull og gass) er hovedårsaken til de menneskeskapte CO₂ -utslippene. Fossilt brensel benyttes i stor grad til energiformål, bl.a. i industrien, petroleumsvirksomheten, samferdselssektoren og i husholdningene. I deler av industrien inngår fossilt brensel direkte i fremstillingen av produktet, og resulterer i det man omtaler som prosessutslipp av CO₂ . Andre viktige klimagasser er metan, lystgass og fluorholdige gasser.

I 1991 ble CO₂ -avgiften innført. Avgiften er begrenset til bruk av fossile brensler til energiformål, og inneholder dessuten diverse unntak. Resultatet er at avgiften dekker ca. 60-70 % av totale CO₂ -utslipp og mindre enn halvparten av samlede norske utslipp av klimagasser. I enkelte sektorer og bransjer er det benyttet virkemidler dels for å redusere utslipp av klimagasser og dels for å løse andre miljøproblemer eller oppfylle andre samfunnsmål. På samferdselssektoren vil alle virkemidler som påvirker vegtrafikkens omfang eller energieffektiviteten til det enkelte kjøretøy, også påvirke CO₂ -utslippene.

Det er i mindre grad iverksatt virkemidler mot andre klimagasser enn CO₂ . Et eksempel er imidlertid at det i henhold til forurensningsloven er gitt pålegg om tiltak for å begrense metanutslippene fra nye avfallsdeponier.

De norske CO₂ -utslippene økte sterkt fra 1960 til 1980. Etter 1980 har utslippene vært relativt stabile. Utviklingen i utslippene av CO₂ er fra 1991 påvirket av CO₂ -avgiften. Det er imidlertid vanskelig å tallfeste virkningen av en avgift på dette området med særlig sikkerhet fordi mange andre faktorer influerer på utslippene.

Fordi det parallelt med utvalgets arbeid er under utarbeidelse en handlingsplan mot klimaendringer, nøyer utvalget seg med en kort redegjørelse for spesielle hensyn bak valg av virkemidler på dette området.

CO₂ -utslippene stammer fra mange små kilder og noen store. At det dreier seg om mange kilder til samme miljøproblem, innebærer at kostnadseffektivitet på tvers av kilder er viktig, og det er et hensyn som generelle avgifter er egnet til å fremme. Det eksisterer en entydig sammenheng mellom bruken av fossilt brensel til energiformål og størrelsen på utslippet, slik at en produktavgift her vil utgjøre en god tilnærming til en utslippsavgift.

For andre klimagasser enn CO₂ er det usikkert hvilke virkemidler som har de beste effektivitetsegenskapene. Hovedpoengene er at det for disse gassene til dels dreier seg om et mindre antall kilder, og at forholdene heller ikke avgiftsteknisk ligger så godt til rette som i forhold til CO₂ .

Foruten rammebetingelsene i Klimakonvensjonen som Norge har undertegnet, vil også andre lands faktiske virkemiddelbruk ha betydning for hvilke virkemidler som vurderes som hensiktsmessig nasjonalt. Dette fordi det dreier seg om et globalt miljøproblem, og at det derfor er fare for såkalt karbonlekkasje, f.eks. ved at industribedrifter flyttes til land med mildere virkemiddelbruk ovenfor klimagasser.

Ozonreduserende stoffer

Ozonlaget beskytter mot skadelig ultrafiolett stråling (UV-stråling) og er helt nødvendig for livet på jorden. Stoffer med klor- eller bromforbindelser bidrar til reduksjon av ozonlaget. Omkring 80 % av klorforbindelser og 30 % av bromforbindelser som i dag finnes i stratosfæren, er menneskeskapte. De viktigste ozonreduserende stoffene er klorfluorkarboner (KFK), haloner, metylkloroform, karbontetraklorid, metylbromid, hydrobromfluorkarboner (HBFK) og hydroklorfluorkarboner (HKFK). Disse benyttes i dag i hovedsak i kuldebransjen og til tekstilrens, samt i brannslokningsapparater. For miljøvirkningen av ozonreduserende stoffer er det de samlede globale utslippene som bestemmer miljøproblemets omfang.

Reguleringen av ozonnedbrytende stoffer har skjedd gjennom bruk av forskrifter som forbyr bruk, import, eksport og produksjon av KFK og haloner. Tilsvarende forslag til regulering foreligger for karbontetraklorid og metylkloroform. I forkant av KFK-forskriften ble det opprettet et bransjeorganisert mottakssystem for brukt KFK, delvis motivert av et betinget stortingsvedtak om avgift på KFK dersom ikke forbruket gikk ned.

Ozonområdet er kjennetegnet ved at Norge er bundet av internasjonale avtaler som for de fleste stoffene setter relativt korte utfasingsfrister, og at målsettingene og utfasingstidspunktene er skjerpet flere ganger. Dersom utfasingsperioden er kort, vil effektivitetstapet ved at tiltak ikke gjennomføres etter stigende kostnader i forhold til nytte være relativt beskjedent. Jo nærmere utfasingstidspunktet man er på det tidspunkt virkemiddelbruken skal fastsettes, desto viktigere er kravet til styringseffektivitet. På denne bakgrunn vil utvalget anbefale at dagens forskriftsregulering videreføres for stoffer med kort utfasingstid.

I utgangspunktet bør kostnadseffektivitet være det viktigste kriteriet for valg av virkemidler for stoffer med lang utfasingstid. HKFK skal etter dagens mål utfases trinnvis over en lang tidsperiode. Etter utvalgets vurdering vil en kostnadseffektiv tilnærming tilsi at bruk av avgifter er det best egnede virkemidlet når det gjelder stoffer med lang utfasingstid. En avgift bør da opptrappes trinnvis i takt med reduksjonsmålene.

Slik EØS-avtalen og EU-regelverket i dag er utformet står Norge fritt til selv å velge virkemidler på dette området. EØS-avtalen legger opp til en ny gjennomgang av dette miljøproblemet i løpet av 1995. Videre er det forventet at EU i løpet av kort tid vil vedta et generelt forbud mot HKFK på alle områder som ikke har unntak. Utvalgets konklusjon om avgift som det mest kostnadseffektive virkemidlet når det gjelder stoffer med lang utfasingstid må derfor tilpasses de krav som kan komme gjennom EØS-avtalen og gjennom endringer i EUs politikk på området.

Akutte forurensninger, samt driftsutslipp til vann fra skip og petroleumsvirksomheten

I forurensningsloven defineres akutte utslipp som forurensninger av betydning som inntrer plutselig, og som ikke er tillatt i henhold til loven. Driftsutslipp til vann fra skip og petroleumsvirksomheten er av hensiktsmessighetsgrunner behandlet sammen med akutt forurensning, bl.a. fordi begge problemområdene i praksis handler mye om oljeutslipp til vann.

Akutte utslipp kan stamme fra mange forskjellige typer utslippskilder, og gjelde utslipp til både vann, luft og jord av alle slags stoffer. Mest vanlig i Norge er akutte oljeutslipp til sjø. Akutte oljesøl har i første rekke lokale miljøkonsekvenser, men sammen med driftsutslippene av olje bidrar de akutte utslippene også til et forhøyet nivå av olje i vannmassene over større områder.

I forurensningsloven er det fastsatt en generell plikt for alle aktører til å forebygge akutt forurensning. I en situasjon hvor det er fare for ulovlige forurensninger, kan dessuten forurensningsmyndighetene gi pålegg om hvilke tiltak som skal iverksettes. Videre inneholder forurensningsloven nærmere bestemmelser om beredskapsplikt og om plikt til å varsle om akutte utslipp. Når akutte utslipp har skjedd, har den ansvarlige plikt til å foreta opprydning. Erstatningsreglene og straffebestemmelsene er praktisk viktige i forhold til akutte utslipp.

Forskrift om gjennomføring og bruk av risikoanalyser i petroleumsvirksomheten fastsatt av Miljøverndepartementet og Oljedirektoratet har bl.a. som formål å forebygge akutte utslipp, mens forurensningslovens konsesjonssystem er det sentrale virkemidlet i forhold til driftsutslippene fra denne sektoren.

Forskrift om hindring av forurensning fra skip m.m. fastsatt av Sjøfartsdirektoratet er det viktigste virkemidlet både overfor akutte utslipp og driftsutslipp fra skip.

Selv om utvalget ikke har prioritert å foreta en nærmere analyse av virkemiddelbruken overfor de miljøproblemer som omfattes av dette kapitlet, er det foretatt en drøftelse av enkelte aktuelle problemstillinger vedrørende akutte forurensninger.

Erstatningsansvaret er stort sett mer anvendelig som virkemiddelinstrument overfor akutte utslipp enn i forhold til andre typer forurensninger. Dette har bl.a. sammenheng med at akutte utslipp representerer en ekstraordinær hendelse, slik at erstatningsansvarets svakheter med hensyn til koordinering av virkemiddelbruken på tvers av utslippskilder, er av mindre betydning enn ellers. Videre har erstatningsreglene spesielle insentivvirkninger som vil kunne ha en gunstig effekt i forhold akutte utslipp.

Direkte reguleringer av tiltak for å forebygge akutte utslipp kan i gitte tilfeller være hensiktsmessig, men må ikke legge sterkere bånd på virksomhetene enn det som er nødvendig for formålet.

Etter utvalgets vurdering bør Norge være en aktiv pådriver i arbeidet med å utarbeide kriterier for miljøindeksering av skip som grunnlag for en differensiering av avgifter i forbindelse med havneanløp.

Under gitte forutsetninger mener utvalget at det i forhold til skipsavfall kan være ønskelig at avfallsgebyret er uavhengig av hvor mye og hva slags avfall som leveres. Dette for å svekke motivene for ulovlig dumping av avfallet.

Avfall og gjenvinning

De siste 40-50 årene har vært kjennetegnet av en sterk økonomisk vekst i hele den vestlige verden, som igjen har ført til en kraftig økning av avfallsmengdene. Det genereres årlig over 5 millioner tonn avfall i Norge i form av forbruksavfall, produksjonsavfall (ekskl. bl.a. treforedlings- og gruveavfall) og spesialavfall.

Det meste av avfallet går til deponering eller forbrenning. Gjenvinningen i Norge er preget av gode løsninger på enkelte områder, mens det på andre områder er lite gjenvinning i forhold til det teknologiske potensialet. Dagens avfallshåndtering medfører en rekke miljøproblemer, hvorav de viktigste er forurensning av vann, luft og jord. Videre innebærer dagens avfallshåndtering en sløsing med ressurser som i større grad kunne vært utnyttet ved resirkulering.

Forurensningsloven inneholder et alminnelig forbud mot forsøpling. Kommunene er gjort ansvarlige for innsamlingen av forbruksavfall finansiert med avfallsgebyr. Virkemidlene på avfallsområdet omfatter ellers både forskriftsregulering (bl.a. om spesialavfall, eksport og import av farlig avfall og PCB), produktavgifter (drikkevareemballasje), retursystemer basert på produktavgifter og refusjon ved innsamling (spillolje, bilvrak) og tilskudd. Myndighetenes arbeid med spesialavfall ble intensivert mot slutten av 1980-tallet. For å bedre situasjonen på innsamlingssiden ble selskapet A/S Norsk spesialavfallsselskap (NORSAS) stiftet i 1988. I 1991 ble selskapet Norsk avfallshandtering A/S (NOAH) etablert for å arbeide frem tilfredsstillende behandlingsløsninger for sluttbehandling av spesialavfallet. Bl.a. som en følge av frivillige avtaler mellom Miljøverndepartementet og aktuelle bransjer, er det for en del avfallskategorier iverksatt en bransjeorganisert innsamlingsordning finansiert ved såkalte bransjegebyr (blybatterier, drikkekartonger).

Prinsippene bak dagens nye avfallspolitikk stiller strenge krav til rett prising i forhold til avfallsproblemenes samlede samfunnsøkonomiske kostnader (gjennom bl.a. avgifter, gebyrer og krav til innsamling og behandling av avfallet). Videre er finansieringen av avfallspolitikken sentral for å kunne fordele kostnadene på de rette instanser. For å minimere problemene med avfall er det som en hovedregel nødvendig at avfallet samles inn for felles gjenvinning/ombruk/forbrenning/deponering. Der avfallet har en stabilt høyere verdi enn innsamlingskostnadene, vil innsamlingssystemer normalt organisere seg selv uten statlig inngripen. For en del produkter vil det være slik at innsamling er bedriftsøkonomisk lønnsom i visse regioner, men ulønnsom i andre regioner på grunn av små mengder og/eller store avstander (f.eks. når det gjelder spillolje).

Etter utvalgets vurdering bør en på avfalls­området i større grad enn i dag innføre produktavgifter som i størst mulig grad relateres til de samfunnsøkonomiske kostnadene knyttet til avfallsdisponeringen. Videre bør deler av produktavgiften bli refundert når avfallet leveres til forsvarlig håndtering som reduserer de samfunnsmessige kostnadene. Hvorvidt det skal utvikles refusjonssystemer mot innsamlerne eller refusjon til den enkelte avfallsbesitter (pantesystem) vil etter utvalgets vurdering avhenge av forhold knyttet til den enkelte avfallsfraksjon.

Utvalget vil understreke at det virkemidlet som ligger nærmest opp til en teoretisk ideell utslippsavgift på avfallsområdet vil være en produktavgift med et refusjonssystem. I praksis vil det etter utvalgets vurdering være flere måter å organisere og finansiere et innsamlings- og behandlingssystem for avfall. Generelt bør bransjene stimuleres til selv å løse oppgavene f.eks. gjennom selvpålagte gebyrer der bransjene er oversiktelige og mulighetene for gratispassasjerer er små. På avfallsområder der gratispassasjerer kan hindre utvikling av innsamlings- og behandlingssystemer som er samfunnsøkonomisk lønnsomme, bør fastsettelse av produktavgift, innkreving og refusjon etter utvalgets vurdering i større grad overlates til myndighetene.

Produktavgiften skal i prinsippet reflektere to forhold. Den ene komponenten er de marginale miljøkostnadene ved avfallsdisponeringen. Den andre komponenten skal reflektere statens kostnader knyttet til den virkemiddelbruken som settes inn for å oppnå en optimal innsamlingsgrad for vedkommende produkt. I praksis vil det være hensiktsmessig at størrelsen på produktavgiften fastlegges gjennom en langsiktig, samfunnsøkonomisk vurdering, hvor man forsøker å fange opp de gjennomsnittlige kostnadselementene over en periode på noen år.

Utvalgets flertall, medlemmene Asheim, Berg, Bugge, Fretheim (leder) og Glad Stokland, mener at den delen av produktavgiften som fastsettes ut fra statens kostnader ved innsamlingssystemet er å betrakte som et forhåndsbetalt avfallsgebyr, dvs. betaling for en konkret avfallsbehandlingstjeneste. Flertallet mener at et slikt system etablerer et klart skille mellom miljøavgifter, som ikke bør øremerkes, og gebyrer, som er betaling for en konkret tjenste.

Utvalgets mindretall, medlemmene Røvik, Raasok, Schreiner og Tandberg, mener en slik begrepsbruk legger opp til øremerking av avgifter og dermed reiser skatte- og avgiftspolitiske spørsmål som ligger utenfor utvalgets mandat.

Forurensningslovens konsesjonssystem

Fordi konsesjonssystemet for forurensende virksomhet er et sentralt virkemiddel med et anvendelsesområde som går på tvers av de ulike forurensningsproblemene, har utvalget fore­tatt en samlet drøftelse av dette virkemidlet. Størst betydning har konsesjonssystemet i forhold til industriforurensninger, og det er derfor i første rekke bruken av utslippskonsesjoner overfor industrivirksomhet som behandles.

Konsesjonssystemet er i utgangspunktet et styringseffektivt virkemiddel i den forstand at det gir grunnlag for fastsettelse av konkrete og kontrollerbare krav som er egnet til å sikre at eventuelle målsettinger nås til fastsatt tid. Gjennom konsesjonssystemet er det oppnådd betydelige utslippsreduksjoner på flere områder.

Manglende etterlevelse av konsesjonenes utslippsbegrensninger vil imidlertid kunne redusere konsesjonssystemets styringseffektivitet. Opplysninger kan tyde på en uakseptabel høy andel overtredelser av utslippskonsesjonene, og det bør derfor vurderes å skjerpe sanksjonene overfor slike overtredelser.

Av hensyn til kostnadseffektiviteten i forhold til den enkelte bedrift bør utslippskravene knyttes mest mulig direkte opp til det forholdet som skaper miljøproblemet slik at unødvendige begrensninger i bedriftenes tilpasning unngås. Utslippsgrenser er derfor å fore­trekke fremfor teknologikrav. For øvrig bør forurensningsmyndighetene løpende vurdere mulighetene for forenklinger og økt fleksibilitet i utformingen av utslippstillatelsene, bl.a. under hensyntagen til den tekniske og kostnadsmessige utviklingen i måle- og kontrollmetoder.

Konsesjonssystemet innebærer individuell fastsettelse av utslippskravene i forhold til den enkelte utslippskilde. Beslutningsprosessen skal sikre at berørte interesser blir trukket inn. Samtidig er det viktig at beslutningsprosessen legges opp slik at den så langt som mulig sikrer kostnadseffektivitet på tvers av kilder og sektorer. Når det gjelder regionale og globale miljøproblemer, vil generelle virkemidler være å fore­trekke fremfor konsesjonsregulering. Der hvor det av praktiske grunner likevel er aktuelt å benytte konsesjonssystemet overfor regionale og globale miljøproblemer, må kravene til den enkelte virksomhet sees i sammenheng med de virkemidlene som rettes mot andre kilder til samme problem ved hjelp av sektorovergripende analyser.

En hovedinnvending mot konsesjonssystemet er at det ikke gir de rette insentiver til å redusere tiltakskostnader og utslipp over tid ( dynamisk effektivitet). Dagens ordning inneholder visse insentiver til utslippsreduksjoner, bl.a. gjennom krav til bedriftene om utredninger av ytterligere tiltak og mulighet for å skjerpe kravene hvis forutsetningene endrer seg, men dette sikrer ikke at utslippsnivåene vil samsvare med det de rette insentivene ville ha gitt.

Konsesjonssystemet legger opp til såkalt integrert forurensningskontroll som betyr at det i virksomhetenes utslippskonsesjoner kan fastsettes bestemmelser vedrørende forurensninger av både vann, luft og jord, samt avfallsbehandling og støy. Både for bedriftene og myndighetene er det administrative fordeler med å kunne nøye seg med én konsesjonsbehandling. I tillegg legger integrert forurensningskontroll forholdene til rette for en helhetlig vurdering av bedriftenes utslipp og avfalls­problemer.

På bakgrunn av gjennomgangen av ulike alternativer til dagens konsesjonssystem, har utvalget kommet til at den altoverveiende delen av industriutslipp med lokale miljøkonsekvenser fortsatt bør reguleres ved hjelp av konsesjonssystemet. Samtidig mener utvalget at man nå har kommet i en fase av forurensningspolitikken hvor det for enkelte typer utslipp og virksomheter kan være ønskelig å erstatte eller supplere konsesjonssystemet med andre virkemidler.

Bruk av avgifter er mest aktuelt i forhold til regionale og globale miljøproblemer. Når det gjelder industriutslipp med lokale miljøkonsekvenser som skyldes en enkelt bedrifts utslipp er en gradert avgift på konsesjonsgitte utslipp et alternativ som må tas med i vurderingen når det planlegges virkemiddelbruk med sikte på større utslippsreduksjoner.

Omsettlige utslippskvoter kombinerer i prinsippet hensynet til styringseffektivitet med ønsket om kostnadseffektiviet på tvers av kilder. Forutsetningen er at overføringen av utslippskvoter fra et sted til et annet ikke medfører uakseptable endringer i miljøkonsekvensene.

For å forenkle regelverket bør det vurderes om forskrifter kan supplere konsesjonssystemet på områder hvor det er mange små og ensartede utslippskilder og resipientforholdene ikke varierer for mye, samtidig som forholdene ikke ligger til rette for bruk av generelle økonomiske virkemidler.

1.5 Sammenfatning av erfaringene fra analysen av forurensningsproblemene

For å kunne velge de mest effektive virkemidlene, bør det foretas sammenlignende vurderinger av de aktuelle alternativene. Gjennom utvalgets arbeid med konkrete virkemiddelvalg har det vist seg at det særlig er to dimensjoner ved problemområdene som er utslagsgivende i slike vurderinger, og det er miljøproblemenes og utslippskildenes karakter.

Relevante sider ved miljøproblemets karakter er bl.a. i hvilken grad miljøkonsekvensene varierer med utslippsstedet, om én og samme utslippskomponent har ulike typer miljøkonsekvenser, om utslippene akkumuleres slik at de har virkninger over tid, om det er bestemte tålegrenser i resipientene og andre forhold av betydning for miljøskadefunksjonen.

Med utslippskildenes karakter menes bl.a. antallet kilder, variasjoner i tiltakskostnadene mellom ulike kilder, om ett og samme miljøtiltak har effekt på flere utslippskomponenter, mulighetene for å måle utslipp, om forbruket av bestemte produkter (f.eks. som innsatsfaktorer) samvarierer med miljøproblemene og om det finnes et felles tilknytningspunkt for virkemiddelbruken på tvers av kilder og sektorer.

Med tanke på de ulike virkemiddeltypenes anvendelsesområde har det særlig vist seg å være av betydning i hvilken grad forurensningenes miljøkonsekvenser varierer med utslippsstedet. En vanlig inndeling i denne forbindelse er om miljøvirkningene er lokale, regionale eller globale.

Flere momenter trekker i retning av at det viktigste anvendelsesområdet for avgifter er i forhold til miljøproblemer av global eller regional karakter. Dette skyldes bl.a. at avgifters fortrinn med tanke på kostnadseffektivitet på tvers av kilder er av stor betydning i tilfeller hvor det er mange utslippskilder som bidrar til samme problem. Samtidig vil flate avgifter pga. redusert styringseffektivitet og lokaltilpasning være mindre egnet overfor lokale miljøproblemer hvor miljøskadene er sterkt avhengig av utslippsstedet.

Det er avgiftstekniske fordeler ved å knytte avgiftsordninger til omsetningen av produkter. Dermed forsterkes også konklusjonen om at miljøavgifter har sitt kjerneområde i forhold til globale og regionale miljøkonsekvenser. Dette fordi produkter kan fraktes fra sted til sted slik at produktavgifter som regel vil være lite målrettede i forhold til lokale miljøproblemer.

Bruk av omsettlige utslippskvoter er mest aktuelt i tilfeller hvor miljøeffektene er uavhengige av hvilke av de involverte utslippskildene som står for utslippene. Bakgrunnen er forutsetningen om at overføringen av utslippskvoter fra et sted til et annet ikke skal medføre uakseptable endringer i miljøkonsekvensene. Denne forutsetningen vil lettest kunne være oppfylt når det dreier seg om globale og regionale miljøproblemer. Bruk av omsettelige utslippskvoter kan imidlertid også tenkes å være et alternativ når flere virksomheter har utslipp til samme lokale resipient, f.eks. en fjord.

Det er naturlig å benytte direkte reguleringer i form av forbud dersom nytte- kostnadsvurderinger leder til at visse utslipp eller produkt­egenskaper ikke bør forekomme i det hele tatt. Bl.a. på bakgrunn av komplikasjonene ved å differensiere økonomiske virkemidler i forhold til at miljøskadene kan variere med utslippsstedet, vil dessuten direkte reguleringer i al­minnelighet ha fortrinn når det dreier seg om få og store kilder til lokale miljøproblemer. I den grad lokale miljøproblemer forårsakes av mange utslippskilder (som f.eks. lokale luftforurensninger og støy som følge av vegtrafikk), kan det imidlertid være fordelaktig å benytte økonomiske virkemidler. For øvrig vil som regel direkte reguleringer være det mest nærliggende alternativet dersom administrasjonskostnadene knyttet til kontroll av aktuelle avgiftsgrunnlag blir for høye, og det heller ikke er hensiktsmessig å benytte omsettelige kvoter.

Privatrettslige regler, som f.eks. erstatningsreglene, vil i første rekke kunne ha praktisk betydning i forhold til akutte utslipp og rent lokale forurensningsproblemer.

Erfaringen fra gjennomgangen av de ulike forurensningsproblemene er at de fleste utslippskomponentene har størst skadevirkninger i nærheten av utslippspunktet. Unntaket er i første rekke utslipp som kan bidra til globale miljøproblemer gjennom reduksjon av ozonlaget og klimaendringer. Det typiske ved utslipp som medfører regionale miljøproblemer er at disse utslippskomponentene også har lokale miljøvirkninger. Dette gjelder f.eks. SO₂ - og NO_X -utslipp til luft og utslipp av næringssalter og miljøgifter til vann.

I tilfeller hvor ett og samme utslipp har forskjellige miljøvirkninger er det ønskelig å kunne anvende ulike virkemidler overfor de ulike typene av miljøproblemer. Analysen av virkemidler overfor SO₂ -utslipp i kapittel 25 gir et eksempel på dette. For store punktutslipp av SO₂ bør det av hensyn til lokal luftkvalitet fastsettes utslippsgrenser. For ytterligere utslippsreduksjoner av hensyn til regionale forsuringsproblemer, kan forholdene ligge til rette for bruk av generelle økonomiske virkemidler, som f.eks. omsettelige kvoter.

Når det benyttes ulike virkemidler overfor samme type utslipp, må dimensjoneringen av virkemidlene justeres i forhold til hverandre. I den grad utslippet reduseres av hensyn til lokale miljøkonsekvenser, vil det selvfølgelig også ha betydning for de regionale miljøkonsekvensene og vice versa.

I tillegg til at det før innføring av nye virkemidler bør foretas helhetlige vurderinger av aktuelle alternativer, mener utvalget at det i større grad enn i dag bør gjennomføres etterfølgende evalueringer når virkemidlene har vært i bruk en stund. Etablering av resultatkontrollsystemer bør være en integrert del av virkemiddelbruken på ethvert område. Gjennom slik oppfølging vil myndighetene både kunne korrigere kursen på området og dessuten bygge opp erfaringsmateriale vedrørende egenskapene til ulike typer miljøpolitiske virkemidler både når det gjelder miljøvirkninger og kostnader.

2 Utvalgets mandat, sammensetning og arbeid

2.1 Bakgrunn, mandat og sammensetning

I nasjonalbudsjettet for 1992, s. 45 heter det:

Bruk av administrative virkemidler har vært dominerende i miljøpolitikken i 70- og 80-årene. Disse virkemidlene vil fortsatt være viktige, bl.a. overfor lokale miljøproblemer og problemer som krever raske resultater med stor grad av sikkerhet. Regjeringen vil imidlertid foreta en gjennomgang av eksisterende bruk av slike virkemidler for å se om de tjener til å nå miljømålene på en effektiv måte.

Dette fikk tilslutning ved Stortingets behandling. I St.meld. nr. 2 (1992-93) Revidert nasjonalbudsjett, er dette gjentatt i følgende form:

Regjeringen vil legge opp til at berørte departementer sammen utformer et program for oppfølging av forslagene i Miljøavgiftsutvalgets innstilling. Herunder nedsettes det en interdepartemental arbeidsgruppe som skal gjennomgå de administrative virkemidlene som i dag benyttes for å redusere miljøproblemene med sikte på en effektivisering av virkemiddelbruken.

Utvalget ble nedsatt av Miljøverndepartementet i oktober 1992 under navnet Utvalg for vurdering av administrative virkemidler i miljøpolitikken (Virkemiddelutvalget). Utvalget fikk følgende mandat:

Utvalget skal gjennomgå de administrative virkemidlene som i dag benyttes for å redusere miljøproblemene med sikte på en effektivisering av virkemiddelbruken. Arbeidet bør i hovedtrekk konsentrere seg om følgende oppgaver:

• Beskrive de administrative virkemidlene som benyttes i dag, hvilke utslippsreduksjoner som er oppnådd gjennom bruken av disse virkemidlene, samt de økonomiske og adminstrative konsekvensene forbundet med dette. Erfaringene med bruk av administrative virkemidler i andre land skal også beskrives.

• Analysere virkemidlenes effekt i forhold til måloppnåelse, kostnads­effektivitet, fordelingsvirkninger, evne til å stimulere til ­teknologisk utvikling, samt andre positive og negative virkninger.

• Beskrive og analysere effekten av eksisterende og planlagte økonomiske virkemidler, så langt utvalget finner det naturlig og nødvendig for sitt arbeid.

• Vurdere kriterier for bruk av administrative virkemidler, herunder avgrensing til og sammenheng med andre virkemidler, og i denne sammenheng vurdere endrede rammebetingelser som følge av den internasjonale utviklingen, utviklingen innen EU m.v.

• Fremme konkrete forslag til effektivisering av virkemiddelbruken.

Utvalgets sammensetning har vært:

• Forhandlingsleder Atle Fretheim (leder), Miljøverndepartementet

• Professor Geir Asheim, Sosialøkonomisk institutt, Universitetet i Oslo

• Førsteamanuensis Hans Chr. Bugge, Institutt for offentlig rett, Universitet i Oslo

• Rådgiver Einar Holtane, Kommunal- og arbeidsdepartementet, til 1.6.93

• Avdelingsdirektør Tore Raasok, Samferdselsdepartementet

• Rådgiver Aarne Ø. Røvik, Nærings- og energidepartementet, fra 1.3.93

• Byråsjef Alette Schreiner, Kommunal- og arbeidsdepartementet, fra 1.6.93

• Rådgiver John M. Skjelvik, Nærings- og energidepartementet, til 1.3.93

• Avdelingsdirektør Inger Glad Stokland, Miljøverndepartementet, fra 1.7.93

• Rådgiver Eivind Berg, Landbruksdepartementet

• Avdelingsdirektør Eivind Tandberg, Finansdepartementet

I tillegg har underdirektør Trygve Hallingstad, Miljøverndepartementet, deltatt i utvalgets møter som fast observatør. Miljøverndepartementet har hatt ansvaret for sekretariatsarbeidet, som i hovedsak har blitt utført av utvalgssekretær Anders Haugestad, forsker Øivind Holm og rådssekretær Dag Petter Sødal. En rekke personer i deltakende departementer og i Statens forurensningstilsyn har bidratt til sekretariatsarbeidet, og har deltatt i utvalgets møter etter behov.

2.2 Nærmere om mandatet og ­utvalgets arbeid

Mandatet

En vurdering av virkemiddelbruken på alle områder innen miljøvernpolitikken ville vært en meget omfattende oppgave. Utvalget har derfor konsentrert seg om forurensningsproblematikken inkludert avfallsbehandling, slik mandatet legger opp til. En viktig årsak til at utvalget ble opprettet, er ønsket om å sikre at miljøpolitikken utformes på en mest mulig kostnadseffektiv måte. En hovedoppgave har således vært å foreta en gjennomgang av økonomisk teori om virkemiddelbruk, og de praktiske erfaringene med virkemiddelbruken på forurensningsfeltet vurdert ut fra hensynet til samfunnsøkonomisk effektivitet. Utvalget har lagt begge disse tilnærmingsmåtene til grunn for sine vurderinger av eksisterende og fremtidig virkemiddelbruk.

Utvalget har derfor ansett det som nødvendig å gå detaljert og grundig inn i både økonomisk teori og praktiske erfaringer og problemstillinger. Utvalgets arbeidsmål har vært så langt som mulig å vurdere teoretiske effektiviseringsmuligheter opp mot den praktiske situasjonen på de ulike innsatsområdene i forurensningspolitikken, inkludert drøfting av hvilke forutsetninger som må oppfylles for at man skal kunne ta et foreslått virkemiddel i praktisk bruk. Utredningen er derfor blitt omfattende, og stoffet til dels komplisert.

Av utvalgets mandat fremgår at det i hovedsak er de administrative virkemidlene utvalget skal gjennomgå. Dette har sammenheng med at de økonomiske virkemidlene var tema for Miljøavgiftsutvalget, som avga sin utredning i 1992 (NOU 1992: 3). Samtidig fremgår det av mandatet at utvalget skal beskrive og analysere effekten av økonomiske virkemidler, så langt utvalget finner det nødvendig for sitt arbeid. I praksis har utvalget i relativt stor grad også behandlet de økonomiske virkemidlene, fordi det er ønskelig å se de ulike virkemiddeltypene i forhold til hverandre, slik at det kan avklares hvor de respektive virkemidlene har sine fortrinn, og hvordan de kan utfylle hverandre.

Hovedvekten i utvalgets analyser er lagt på de områdene i forurensningspolitikken som ikke nylig har vært gjenstand for stortingsbehandling eller inngår i andre interdepartementale samarbeidsprosesser som går parallelt med utvalgets arbeid. Virkemiddelbruken innen områdene klimagasser og nitrogenoksider er derfor behandlet relativt kort her, fordi dette inngår i handlingsplaner for disse to områdene som er under utarbeiding. Avfallspolitikken er nylig inngående behandlet av Regjering og Storting, og vil ikke bli behandlet utførlig her.

Utvalget har lagt til grunn at det er Regjeringens totale politikk og alle berørte myndigheters samlede arbeid på de ulike problemområdene som skal vurderes, ikke bare den delen av virkemiddelbruken som miljøvernmyndighetene har ansvaret for. En hensiktsmessig ansvars- og oppgavedeling mellom ulike myndigheter er en sentral forutsetning for en effektiv gjennomføring av miljøvernpolitikken. Til grunn for diskusjonen av dette ligger prinsippet om integrering av miljøhensyn i sektorpolitikken og sektormyndighetenes ansvar for miljø/bærekraftig utvikling på egne områder, som er en sentral del av Regjeringens politikk.

Naturligvis er det ikke bare myndighetenes virkemiddelbruk som kan lede til miljøforbedringer. Private aktører kan endre adferd i miljøvennlig retning uten at det nødvendigvis har sammenheng med virkemidler iverksatt av myndighetene. F.eks. vil bedriftsøkonomisk ­lønnsomme prosessendringer for bedre utnyttelse av råvarene, samtidig kunne medføre reduserte utslipp. Også krav i markedet om miljøvennlig produksjon og produkter får stadig større betydning. Dette bl.a. fordi det finnes aktører som har moralske motiv for å handle miljøvennlig, selv om resultatet av det skulle være i strid med den økonomiske egeninteressen.

I denne rapporten er det myndighetenes virkemiddelbruk som fokuseres. Likevel er det klart at man ved utformingen av virkemidlene må ta hensyn til hvilke andre positive påvirkningsfaktorer som finnes, slik at eventuelle samspillseffekter kan utnyttes.

Det har ikke ligget i utvalgets mandat å gjennomgå målene for miljøpolitikken. Arbeidet er således avgrenset til spørsmålet om å finne de mest effektive virkemidlene for å oppnå forbedringer i miljøtilstanden og oppfylle de målene som er satt. Dette betyr at selv om utvalgets analyser på et område skulle vise at målene er nådd på en effektiv måte innen gitte frister, er ikke det noe endelig grunnlag for å si om politikken har vært bærekraftig eller ikke i et langsiktig perspektiv. Om forholdet mellom økonomisk effektivitet og bærekraftig utvikling henvises til del V, avsnitt 16.1.2.

Rapportens innhold

Utvalgets innstilling starter i del I med oversikt og sammendrag (kapitel 1), mandat ( kapittel 2), definisjoner og begrepsavklaringer ( kapittel 3).

Deretter gis det i del II en oversikt over rettsregler på forurensningsfeltet (både privatrettslige ( kapittel 4) og offentligrettslige ( kapittel 5)) og juridiske rammebetingelser for virkemiddelbruk ( kapittel 6), bl.a forvaltningslovens saksbehandlingsregler og det rettslige grunnlaget for bruk av miljøavgifter.

I del III ( kapitlene 7- 9) blir internasjonale rammebetingelser for norsk virkemiddelbruk beskrevet både generelt og konkret for hvert forurensningsproblem. Det er fokusert på hvordan disse føringene påvirker valg av virkemidler.

I del IV ( kapitlene 10- 15) gis det en oversikt over viktige trekk ved virkemiddelbruken i forurensningspolitikken i noen utvalgte land.

Med et teoretisk utgangspunkt foretas det i del V en gjennomgang av generelle retningslinjer for virkemiddelbruk overfor forurensningsproblemer. Hovedvekten i teoridelen er lagt på økonomisk teori, men det blir også presentert elementer basert på rettssosiologi, statsvitenskap og informasjonsfag. Del V omfatter kapitlene 16- 19.

Gjennom analysen i del VI undersøker utvalget den praktiske rekkevidden av de teoretiske utgangspunktene for virkemiddelbruken, og forsøker å finne frem til praktisk realiserbare forslag til forbedringer i virkemiddelbruken ( kapitlene 22- 29). Fremstillingen er disponert i forhold til forurensningsproblemene, og analysen av hvert problem følger i hovedsak en felles mal med tre hoveddeler. Først gis det en beskrivelse av miljøproblemet og årsakene til at det oppstår, hvilke politiske mål som er satt og hvilke virkemidler har vært brukt på området. Deretter gis en vurdering av virkemidlene på innsatsområdet, ut fra bl.a. miljøeffekter og kostnader, samt ulike kriterier for virkemiddelbruken, herunder kostnadseffektivitet og styringseffektivitet. Vurderingene søkes så langt mulig basert på faktiske opplysninger og erfaringsmateriale, i tillegg til det teoretiske grunnlaget. Organisering, ansvarsdeling og implementering av sektoransvaret for miljø på området drøftes også der det er relevant. Den tredje delen av analysen tar utgangspunkt i noen utvalgte forbedringspunkter, og gir en mer detaljert analyse av mulige alternative virkemidler og tilpasninger overfor disse avgrensede problemene.

I tillegg til de ulike forurensningsproblemene behandles også konsesjonssystemet for forurensende utslipp i del VI ( kapittel 21). Bakgrunnen er at dette virkemidlet er av sentral betydning i forhold til flere forskjellige forurensningsproblemer.

Rapporten avsluttes med en oppsummering av generelle erfaringer fra analysen av de enkelte forurensningsproblemene (del VI, kapittel 30).

Utvalgets arbeid

Utvalget har i alt hatt 22 ordinære arbeidsmøter i perioden 23.11.92 til 24.11.94. Avslutningen av rapporten har tatt noe lengre tid enn beregnet. Dette har ført til visse variasjoner mellom de ulike kapitlene når det gjelder oppdatering av faktiske forhold. Hele rapporten er oppdatert frem til august 1994.

Det har vært skriftlig kontakt med de mest berørte organisasjoner m.m., som har hatt anledning til å fremme sine oppfatninger overfor utvalget. Videre har utvalget hatt møter med Næringslivets hovedorganisasjon og representanter fra Norsk Hydro knyttet til et besøk i Grenland.

Som et ledd i arbeidet har utvalget arrangert tre seminarer med inviterte foredragsholdere over spesielle temaer. Temaene var (i) historisk gjennomgang og vurdering av virkemiddelbruken i miljøpolitikken, (ii) økonomisk teori om virkemiddelbruk, og (iii) erfaringene med og oppfølgingen av SFTs tiltaksanalyser, med spesiell vekt på Osloluftanalysen.

Utvalget har engasjert Det Norske Veritas Industri Norge A/S og ECON Energi a.s. til i fellesskap å foreta en ekstern, tverrfaglig og empirisk vurdering av virkemidler og tiltak i miljøpolitikken. Evalueringen er delt i tre delstudier. Den første tar for seg alle utslipp til luft og vann i Grenlandsområdet ut fra et tverrsektorielt resipientperspektiv. Den andre har et bransjeperspektiv med treforedlingsindustrien som eksempel. Den tredje tar for seg virkemiddelbruken overfor fem utvalgte stoffer på tvers av alle sektorer og typer av kilder.

Fritjof Nansens Institutt (FNI) har vært engasjert til å foreta en studie av virkemiddelbruken i fem andre land. Rapporten presenterer de virkemidlene landene har benyttet og deres erfaringer med dem. I tillegg vurderes sammenhengene mellom landenes virkemiddelvalg og deres styringsmessige tradisjoner, herunder ansvarsdelingen mellom ulike myndighetsorganer. Videre har utvalgsmedlem Hans Chr. Bugge og stipendiatene H. Christopher Heyerdahl og Endre Stavang ved Institutt for offentlig rett ved Universitetet i Oslo utredet juridiske og rettsøkonomiske problemstillinger.

3 Definisjoner og begrepsavklaring

3.1 Oversikt over de ulike typene virkemidler

Det finnes ulike måter å dele inn offentlige virkemidler på, se bl.a. Eckhoff (1983). Utvalget har valgt å benytte en inndeling og begrepsbruk som ligger nært opp til det som brukes av de relevante politiske og administrative myndigheter.

Virkemidler er de styringsverktøy myndighetene kan benytte for å påvirke menneskers handlemåte. Som en fellesbetegnelse for de handlinger som utløses av myndighetenes virkemiddelbruk, benyttes i denne rapporten begrepet tiltak. Miljøtiltak omfatter således både tekniske tiltak (f.eks installering av renseanlegg) og andre former for tilpasning (f.eks mindre bruk av bil).

Det skilles mellom økonomiske og administrative virkemidler. Blant de administrative virkemidlene er det juridiske virkemidler som har størst praktisk betydning. Juridiske virkemidler består som regel av forbud og påbud i ulike kombinasjoner. Forbudet eller påbudet kan rette seg direkte mot formålet med reguleringen, som f.eks forbud mot bruk av ozonreduserende stoffer eller påbud om innlevering av spesialavfall, men kan også gjelde forhold av mer indirekte betydning. Eksempler på det siste er påbud om å foreta utslippsmålinger og påbud om gi myndighetene opplysninger om mulige miljøkonsekvenser av nye kjemikalier.

Forbud og påbud kan være enten generelle eller individuelle, og kan kombineres med adgang til å gi tillatelser eller fritak. F.eks er forurensningslovens generelle forurensningsforbud kombinert med at miljømyndighetene kan gi utslippskonsesjon.

En vanlig brukt fellesbetegnelse på offentlige forbud og påbud er direkte regulering. Utslippkvoter og resipientkrav er ulike former for direkte regulering. En utslippskvote er i denne sammenheng et forbud mot utslipp utover en fastsatt grense. Et resipientkrav innebærer et forbud mot at miljøtilstanden i en gitt resipient blir dårligere enn det fastsatte kravet. Dersom det er bare en utslippskilde til resipienten, er det i prinsippet mulig å benytte resipientkrav som et selvstendig virkemiddel. Dersom miljøproblemet forårsakes av flere utslippskilder/aktører, bør det i tillegg benyttes virkemidler som fordeler ansvaret mellom de ulike aktørene.

Begrepet miljøkvalitetsnorm benyttes i denne utredningen om mer generelle krav til miljøkvaliteten, f.eks. om nasjonale grenseverdier for konsentrasjoner av forurensende stoffer. Veiledende miljøkvalitetsnormer kan sees på som et hjelpemiddel for det offentlige i arbeidet med å utforme de miljøpolitiske virkemidlene. Bindende miljøkvalitetsnormer påvirker virkemiddelbruken ved at de fungerer som nedre grenser for ambisjonsnivået i miljøpolitikken

Erstatningsreglene kan sies å ligge i grenselandet mellom juridiske og økonomiske virkemidler. At en handling medfører erstatningsansvar, vil i praksis kunne ha samme virkning som et forbud. På den annen side har erstatningsreglene det til felles med økonomiske virkemidler at reaksjonen er av økonomisk art. I denne rapporten betraktes likevel erstatningsansvaret som et juridisk virkemiddel.

Som juridiske virkemidler regnes også avtaler mellom myndigheter og private aktører, som bl.a. kan innebære en forpliktelse for myndighetenes avtalepartner til å foreta nærmere bestemte forurensningsbegrensende tiltak. Et praktisk eksempel er at en bransjeorganisasjon påtar seg å stå for innsamling og gjenvinning av bransjens avfallsprodukter.

En annen kategori administrative virkemidler er informasjon. Dersom manglende informasjon er årsaken til at aktørene lar være å opptre miljøvennlig, f.eks ved at de ikke er klar over at det er økonomisk fordelaktig for dem å gjennomføre miljøtiltak eller ikke vet hvordan det skal gjøres, kan informasjon fungere godt som et selvstendig virkemiddel.

Blant de administrative virkemidlene regnes dessuten fysiske virkemidler, dvs. innretninger som kan lette eller vanskeliggjøre bestemte handlinger. Eksempler er myndighetenes utplassering av avfallsdunker og bygging av fartsdumper.

Mens direkte reguleringer virker ved å forplikte aktørene til å handle på bestemte måter, virker økonomiske virkemidler gjennom å påvirke aktørenes vurdering av hva det er økonomisk fordelaktig å foreta seg. Økonomiske virkemidler omfatter hovedgruppene miljøavgifter, omsettelige utslippskvoter, pantesystemer og tilskudd/subsidier. De ulike økonomiske virkemidlene er nærmere beskrevet av Miljøavgiftsutvalget (NOU 1993:3, s. 104-107).

Grensen mellom forskjellige virkemiddelkategorier er ikke skarp. Bl.a. vil juridiske virkemidler ofte utgjøre et nødvendig grunnlag for annen virkemiddelbruk. Økonomiske virkemidler må ha et juridisk fundament, f.eks. i form av påbud om å fremskaffe dokumentasjon i tilknytning til avgiftsberegningen og påbud om å innbetale avgiften. Omvendt vil juridiske virkemidler kunne ha en bestanddel av økonomisk karakter, som bot, inndragning, forurensningsgebyr og erstatning.

Videre vil informasjon kunne være en nødvendig del av annen virkemiddelbruk. Folk må f.eks. få kjennskap til en ny forskrift eller avgiftsordning dersom slike virkemidler skal ha noen effekt.

3.2 Hensyn ved valg av virkemidler

Utvalget har funnet det naturlig innledningsvis kort å presentere de viktigste hensyn som bør telle med ved valg mellom alternative virkemidler for å løse et forurensningsproblem. Gjennom presentasjonen klargjøres også flere sentrale begreper som omtales senere i del V. Gjennomgangen er i tillegg ment å gi en bakgrunn for utvalgets analyser av virkemiddelbruken på hvert innsatsområde i del VI.

Ønsket om å bruke dagens virkemidler på en mer effektiv måte eller å finne nye mer effektive virkemidler er et hovedpunkt i utvalgets mandat. Økonomisk effektivitet og kostnads­effektivitet vil derfor normalt være overordnede hensyn i analysen. Betydningen av de ulike momentene kan ellers variere fra sak til sak. Vurderinger ut fra kriteriene kan knyttes til enkeltvirkemidler eller til den samlede virkemiddelbruken på et område.

Styringseffektivitet er et annet sentralt hensyn. Kriteriet dreier seg om hvorvidt et virkemiddel fører til at et gitt mål oppnås med tilfredstillende treffsikkerhet og lokaltilpasning, og til fastsatt tid.

Dynamisk effektivitet dreier seg om i hvilken grad virkemidlene gir riktige insentiver til utvikling av ny teknologi og overgang til alternative innsatsfaktorer.

Fordelingsvirkninger dreier seg om hvilken fordeling av fordeler og ulemper ulike virkemidler gir mellom ulike aktører og interessegrupper. Ofte står fordelingen av kostnader og inntekter sentralt, men også miljømessige effekter og andre momenter kan være en del av fordelingsvirkningene. Slike hensyn bør etter utvalget syn ikke trekkes direkte inn i beregningen/diskusjonen av virkemidlenes samfunnsøkonomisk effektivitet, men beskrives som et eget moment. Virkning på konkurranseevnen overfor utlandet er en spesiell type fordelingsvirkning som kan ha stor betydning både for ambisjonsnivå og for valg av virkemidler, spesielt i forbindelse med globale og regionale miljøproblemer.

Spørsmål som hvordan virkemidler påvirker stabiliteten i næringslivets rammebetingelser, og hvor fleksible de er ved endringer i ytre rammebetingelser eller andre viktige forhold kan også være relevante ved vurdering av ulike virkemidler. For en nærmere drøfting av fordelingsvirkninger vises til avsnitt 3.5.

All virkemiddelbruk medfører visse administrasjonskostnader. I en vurdering av de ulike virkemidlenes kostnadseffektivitet vil administrasjonskostnadene telle med som ett av flere elementer.

Ulikheter mellom virkemidler i forhold til beslutningsprosess og myndighetsfordeling er et moment som kan ha betydning for virkemiddelbruken i noen sammenhenger. Kunnskap om organisatoriske forhold kan være viktig for å forstå hvorfor et isolert sett mindre kostnads­effektivt virkemiddel har blitt foretrukket.

Det er et relevant spørsmål om vi er i stand til og villige til å treffe de beslutninger som er påkrevd for å oppnå en langsiktig bærekraftig utvikling. Beslutningene må fattes raskt nok til at styringen holder tritt med utviklingen i miljøproblemene og den økonomiske utviklingen. Denne typen perspektiver og spørsmål var sentralt for Verdenskommisjonen for miljø og utvikling (VMU 1987).

Effektivitet og resultatorientering er ikke den eneste verdien som den offentlige forvaltningen har å strebe etter. Prinsippet om rettssikkerhet står sentralt, og innebærer krav til likebehandling, forutsigbarhet og lojalitet overfor lovverket og de øvrige beslutninger som de folkevalgte organene fatter. Prinsippet innebærer også medvirkning og mulighet for berørte parter til å ha innflytelse på avgjørelser. Disse verdiene må ligge til grunn også for det videre arbeidet med å utvikle virkemidlene i miljøpolitikken.

Internasjonale avtaler og spilleregler, herunder spesielt EØS/EU-systemet legger føringer på hva vi kan foreta oss i Norge, og må derfor være med som et moment i analyser av ulike virkemidlers egnethet.

3.3 Miljøpolitiske prinsipper og begreper

Formålet med avsnittet er å gi en kort beskrivelse av sentrale miljøpolitiske prinsipper og begreper i forurensningspolitikken. Utvalget går ikke i dette avsnittet nærmere inn på hvordan prinsippene kan anvendes på de ulike innsatsområdene. I den grad prinsippene er viktige for de spørsmål utvalget ser på, vil de bli drøftet mer i detalj i del VI.

Hva er et miljøpolitisk prinsipp ?

Miljøpolitiske prinsipper og begreper omfatter en rekke ulike utsagn. Prinsipp i denne sammenhengen brukes ofte vidt, og avgrensingen mot andre begreper som mål og virkemidler er ikke alltid klar. Prinsippene kan ha varierende status fra lovfestede rettsregler til mer løse slag­ordpregede argumenter. De viktigste prinsippene og begrepene som omtales her har fått en politisk forankring ved at Regjeringen har vedtatt å legge dem til grunn for sitt arbeide. Prinsippene har også kommet til uttrykk i lover og gjennom internasjonale konvensjoner som Norge har sluttet seg til. Betydningen av de miljøpolitiske prinsippene varierer over tid, men de har likevel spilt en viktig rolle i utformingen av miljøpolitikken. De ulike prinsippene og begrepene vil på ulike måter gripe inn i og ha relevans for den teoretiske analysen av virkemiddelbruken i del V. Ofte vil prinsippene være mer verbale, lett-tilgjengelige uttrykk for forhold som også kan uttrykkes mer presist i en faglig terminologi.

Beskrivelse og vurdering av utvalgte prinsipper og begreper

Vi skal her kort beskrive innholdet i noen av de miljøpolitiske prinsippene og begrepene. Overordnede prinsipp knyttet til bærekraftig utvikling fokuserer på den langsiktige hovedtanken i miljøpolitikken om å forebygge og løse miljøproblemene slik at de ikke blir en trussel mot dagens eller fremtidens generasjoner. Verdenskommisjonen for miljø og utvikling definerer bærekraftig utvikling både i forhold til en rettferdig fordeling blant verdens befolkning innen dagens generasjoner og mellom nåværende og fremtidige generasjoner. For en nærmere beskrivelse av dette vises til del V, avsnitt 16.1.2.

Prinsippet om å handle føre var er definert generelt for alle miljøproblemer av FNs miljøkonferanse om oppfølging av Verdenskommisjonen for miljø og utvikling i Bergen i 1990: «For å oppnå bærekraftig utvikling, må politikk og strategier baseres på «føre var»-prinsippet. Miljømessige tiltak må forutse, forhindre og angripe årsakene til miljøforringelse. Der hvor det er fare for alvorlig eller uomstøtelig skade, bør ikke mangel på full vitenskapelig sikkerhet bli brukt som grunn til å utsette tiltak med sikte på å unngå miljøforringelse». Prinsippet om å handle føre var har likhetstrekk med vanlige prinsipper for ulykkesforsikring. Der det er usikkerhet om ulike utfall, bør en forsikre seg særlig mot de mest ubehagelige utfallene. Føre var-prinsippet innebærer at de mulige skadevirkningene tillegges betydelig vekt ved fastlegging av mål i miljøpolitikken, dersom det er fare for alvorlig eller uomstøtelig skade på miljøet.

I St.meld. nr. 64 (91-92) blir begrepet den omvendte bevisbyrde og prinsippet om at miljøkonsekvensene skal utredes på forhånd avledet fra føre-var-prinsippet. Her uttrykkes målet om «å la føre var-prinsippet bli styrende i miljøgiftpolitikken, for slik å forhindre at det er natur og helse som blir skadelidende av manglende eller mangelfulle kunnskaper. Dette vil i praksis innebære at det er de som ønsker å slippe ut et stoff som har bevisbyrden mht. å legge frem tilfredsstillende dokumentasjon på at dette ikke vil medføre miljøskade. Analogt bør det være en betingelse for bruk av miljøgifter i produkter at det kan fremlegges akseptable løsninger for å forhindre at dette vil medføre forurensning, både gjennom miljømessig forsvarlig bruk av produktet, og at brukte/utrangerte produkter blir tatt hånd om på en miljømessig forsvarlig måte. Tilsvarende forutsetninger bør gjelde for import av produkter med innhold av miljøgifter».

Naturens tålegrense blir iblant omtalt som et prinsipp i miljøpolitikken. Vektlegging av naturens tålegrense kan oppfattes som et politisk signal om at utslippene bør reduseres til nivåer der merkbare skadelige konsekvenser for naturmiljøet ikke oppstår. Tålegrenser er til nå vesentlig brukt som et faglig begrep for å fokusere på effektene i resipienten. Disse grensene har derfor mer karakter av å være langsiktige prinsipielle mål enn kortsiktige politiske mål. Avhengig av hvordan slike grenser defineres kan det argumenteres både for at prinsippet er et alternativ til nytte-kostnads­vurdering og at det inngår i grunnlaget for en slik vurdering. I forbindelse med arbeidet med reforhandlingen av SO₂ -protokollen i ECE-samarbeidet er det utviklet en metode for å fastsette differensierte utslippsreduksjonsforpliktelser for hvert land basert på naturens tålegrense og ulikheter i rensekostnader. Denne metoden er blitt kalt tålegrensetilnærmingen. Se også kapittel 25 i analysedelen av rapporten.

Prinsippet om at forurenser skal betale (FSB-prinsippet) har blitt gitt flere ulike tolkninger. I sin svakeste form er prinsippet en regel om kostnadsfordelingen ved gjennomføring av miljøtiltak, som ganske enkelt innebærer at den som forårsaker miljøskaden skal bære de direkte kostnadene ved å gjennomføre miljøtiltakene. Prinsippet omhandler dermed ansvarsdelingen i forurensningsarbeidet. I en mer utvidet tolkning innebærer prinsippet at forurenseren også skal betale de samfunnsøkonomiske kostnadene som utslippene medfører. FSB-prinsippet vil isolert sett tale mot subsidieordninger og til fordel for avgifter eller andre virkemidler som fører til at kostnadene må bæres av forurenseren. Ut over dette kan økonomisk effektivitet her som ellers analyseres uavhengig av spørsmålet om fordeling av ansvar og byrder.

Kostnadseffektivitet er også et grunnleggende prinsipp i den norske miljøpolitikken. Bakgrunnen for dette er en generell målsetting om å få mest mulig velferd ut av de ressursene samfunnet har til disposisjon. Hva kostnadseffektivitet innebærer er nærmere drøftet i del V.

Vugge til grav-prinsippet er knyttet opp mot vurderingen av produkters miljøegenskaper. Prinsippet innebærer at virkemidler rettet mot produkter prinsipielt må vurderes ut fra de totale miljømessige konsekvensene i hele livssyklusen, fra utvinning som råstoff til det eventuelt ender som avfall. Også miljøvirkninger knyttet til bruk av innsatsfaktorer, produksjonsprosesser, transport og bruk i alle stadier inngår i en slik betraktning. Prinsippet innebærer at det bør gjøres helhetlige vurderinger, slik at det ikke skapes nye uforutsette problemer, og slik at de samlede problemene løses kostnadseffektivt.

Begrepet beste tilgjengelige teknologi (BAT) for punktkilder og det parallelle begrepet beste miljøpraksis (BEP) for diffuse kilder er betegnelser på teknologi og produksjonsmåter som er vurdert som de minst miljøskadelige for et gitt formål. Prinsippet om at man skal legge BAT til grunn for arbeidet med å redusere forurensningene er et av de mest sentrale og omstridte miljøpolitiske prinsippene. Brukt i en rendyrket form vil et slikt prinsipp normalt være i konflikt med kriteriene for økonomisk effektivitet, fordi det i en streng tolkning utelukker lokaltilpasning ut fra konkrete resipientvurderinger og vurderinger av nytte og kostnad. Erfaringene med bruk av prinsippet i det internasjonale miljøsamarbeidet viser imidlertid at BAT ofte defineres så vidt at det i realiteten gis rom for både lokaltilpasning og økonomiske vurderinger, jf. f.eks. definisjonen av BAT i den reviderte Oslo/Pariskonvensjonen av 1992. Se også kapittel 22 om miljøgifter i del VI.

3.4 Avgift eller gebyr – begrepsavklaring

Ved riktig bruk av miljøpolitiske virkemidler vil forurensende aktører stilles overfor de samfunnsøkonomiske kostnader som deres bruk av miljøet innebærer. Dersom en bedrift bruker miljøets resipienttjenester som innsatsfaktor, kan det argumenteres for at den bør betale til det offentlige for bruken av denne faktoren, på samme måte som bedriften betaler for alle andre innsatsfaktorer. Den riktige prisen vil være lik den marginale skaden som utslippet påfører miljøet. Med begrepet (miljø)avgift vil utvalget normalt mene en slik betaling for bruk av miljøets resipienttjenester, der avgiftssatsen i prinsippet er fastsatt ut fra den marginale miljøskaden av vedkommende utslipp. I praksis vil det som regel være vanskelig å fastslå den marginale miljøskaden. Praktiske eksempler på miljøavgifter er avgiften på svovel i fyringsolje og avgiften på CO₂ -utslipp.

Begrepet gebyr brukes vanligvis i betydningen betaling for en offentlig eller privat tjeneste. I forhold til offentlige gebyrer er det ofte eksplisitt forutsatt at inntektene fra gebyret ikke skal overstige kostnadene ved å produsere tjenesten. Et eksempel er kontrollgebyrene som SFT innkrever fra bedrifter som kontrolleres. Begrepet gebyr brukes også i andre sammenhenger, bl.a. ved overtredelse av parkeringsbestemmelser. Det brukes også i betydningen tvangsmulkt i uttrykket forurensningsgebyr. De kommunale vann- og kloakkavgiftene vil etter definisjonen over være gebyrer når de i tråd med loven benyttes til finansiering av vann- og kloakktjenester.

3.5 Fordelingsvirkninger

3.5.1 Hvorfor er fordelingsvirkningene interessante?

Utgangspunktet for bruk av offentlige virkemidler overfor økonomisk aktivitet er å påvirke samfunnsutviklingen slik at en oppnår høy­est mulig velferd. Denne målsettingen inneholder både et ønske om å oppnå den størst mulige tilgang på goder i samfunnet, og et ønske om å ivareta andre hensyn som f.eks. at disse godene fordeles mellom ulike befolkningsgrupper på en rettferdig måte. Det vil kunne være konflikter mellom de ulike hensynene, der effektivitet må avveies mot bl.a. fordeling ved politiske beslutninger. På miljøområdet knytter fordelingspørsmålene seg både til fordelingen av selve miljøgodene og til fordelingen av kostnadene i forbindelse med miljøtiltak.

Primært bør andre virkemidler enn de miljøpolitiske benyttes i fordelingspolitikken. Effektiv virkemiddelbruk forutsetter at virkemidlene rettes mest mulig direkte mot de målene man ønsker å oppnå. Dersom en har flere mål for samfunnsutviklingen må en også ta i bruk flere virkemidler. Dette betyr at miljøpolitiske virkemidler bør utformes for å nå miljøpolitiske mål, mens fordelingspolitiske virkemidler bør brukes for å oppnå den ønskede fordelingen. Hvis et miljøpolitisk virkemiddel har uheldige fordelingsmessige virkninger er løsningen altså ikke å la være å innføre det, men i stedet å bruke andre virkemidler for å oppnå den ønskede fordelingen. En fordelingspolitisk tilnærming i miljøpolitikken ville medføre at en viss miljøtilstand/kvalitet ble oppnådd til høyere samfunnsøkonomiske kostnader enn nødvendig.

Fordelingsvirkningene kan også påvirke hvor lett det er for myndighetene å få innført et virkemiddel. Hvis det er få kilder til et miljøproblem vil virkemiddelbruken nødvendigvis innebære at kostnadene konsentreres på noen få aktører, mens nyttevirkningene ofte spres på store deler av befolkningen. I slike tilfeller vil det være lettere å organisere motstanden mot den foreslåtte politikken fra de som må bære kostnadene enn å organisere støtten fra de som vil nyte godt av den. Det kan selvsagt også tenkes at situasjonen er motsatt, nemlig at det innføres virkemidler som tar vare på miljøhensyn som er viktige bare for en liten gruppe aktører, mens kostnadene spres på hele befolkningen, f.eks. ved finansiering over statsbudsjettet.

Bruk av miljøpolitiske virkemidler kan også føre til konkurransevridninger mellom aktører nasjonalt og i utlandet. En ensidig innføring av virkemidler i et land vil føre til at bedriftene i dette landet påføres høyere kostnader enn konkurrentene fra land uten tilsvarende virkemidler. I forhold til globale miljøproblemer er dette klart problematisk, fordi resultatet kan bli at den forurensende produksjonen flyttes til andre land, og slik gir økonomisk tap for fore­gangslandet og liten eller ingen netto miljøforbedring. Ved lokale miljøproblemer er konkurranseevnen i forhold til utlandet ikke et like reelt argument. Med utgangspunkt i prinsippet om at forurenser skal betale, skal den forurensende virksomheten bære kostnadene ved den miljøskaden utslippene forårsaker. Prisen på resipient-tjenestene blir da et vanlig konkurransemessig moment på samme måte som prisene på andre innsatsfaktorer. Internasjonal koordinering av virkemidler mellom land kan imidlertid redusere det enkelte lands kostnader ved å nå en gitt miljøkvalitet, og slik være til alles fordel når bedriftene er konkuranseutsatte. Dette forutsetter at det aktuelle miljøproblemet er relativt likeartet i de landene som koordinerer virkemiddelbruken.

3.5.2 De ulike virkemidlenes fordelingsvirkninger

I forhold til en situasjon uten regulering, har avgifter sterkere fordelingsvirkninger enn direkte reguleringer. Ved direkte regulering er forurenserens kostnader ved virkemiddelbruken begrenset til tiltakskostnadene. Ved bruk av avgifter må forurenseren i tillegg betale for det resterende utslippet. Dette forholdet bidrar til at det kan være vanskeligere å få politisk gjennomslag for bruk av avgifter enn for bruk av direkte reguleringer. I praksis er derfor direkte reguleringer ofte blitt valgt, selv om de samfunnsøkonomiske kostnadene er høyere enn ved bruk av avgifter.

Fordelingsvirkningene ved bruk av omsettelige kvoter avhenger av hvordan kvotene tildeles. Dersom de auksjoneres ut vil verdien av kvotene tilfalle myndighetene (på samme måte som ved avgifter), samtidig som nye og gamle bedrifter likebehandles. Dersom kvotene deles ut til eksisterende bedrifter, f.eks. på grunnlag av historiske utslipp, vil dette innebære en inntektsoverføring til disse bedriftene, på bekostning av myndighetene og nye bedrifter.

Sett i forhold til en situasjon uten reguleringer, vil tildeling av kvoter eller direkte regulering kunne oppfattes som mest rettferdig, fordi disse virkemidlene gir de minste fordelingsvirkningene i forhold til utgangspunktet. Dersom det i stedet tas utgangspunkt i at miljøgoder er samfunnets eiendom, og at forurenserne skal betale for å bruke disse godene, vil bruk av avgifter eller kvoter som auksjoneres ut gi de mest rettferdige fordelingsvirkningene. Utslippskildene skal da ikke bare dekke kostnadene ved tiltak mot egne utslipp, men også betale for de skadene som restutslippet forårsaker. Miljøgodene bør i miljøpolitisk sammenheng disponeres av fellesskapet. Det forhold at utslippsretter stilles til disposisjon for forurenserne vederlagsfritt kan derfor oppfattes som en subsidiering av forurensernes bruk av miljøet som innsatsfaktor dersom bedriften gjennom et optimalt avgifts-/omsetningssystem ville endret tilpasning/lagt ned bedriften.

3.5.3 Tilbakeføring av provenyet fra miljøavgifter

Refusjon og pant, nærmere beskrevet i avsnitt 16.6 i del V, er eksempler på virkemiddelbruk der utbetaling av hele eller deler av avgiftsinntektene inngår som en integrert del av det økonomiske virkemidlet, og har egne tilsiktede insentivvirkninger som forbedrer virkemidlets effektivitet. Tilsvarende er refusjonsordningen for svovelavgift med på å forbedre dette virkemidlets insentivegenskaper.

Nettoprovenyet (etter eventuelle refusjoner) kan i prinsippet benyttes til tre ulike formål:

1. Økt offentlig forbruk av varer og tjenester.

2. En generell kompensasjon til økonomien som helhet, i form av reduserte skatter eller økte overføringer. Begrepet grønn skattereform brukes ofte om kompensasjon i form av reduserte skatter.

3. Tilbakeføring, ved at provenyet utbetales til den samme gruppen av bedrifter/produsenter/forbrukere som betalte avgiften.

Alternativene 1 og 2 vil ikke påvirke virkemidlenes insentivegenskaper. Det samme gjelder for alternativ 3 så lenge kriteriene for tilbakeføring er uavhengige av avgiftsinnbetalingene. På hvilken måte staten ønsker å benytte inntektene fra miljøavgifter er derfor ikke direkte relevant for virkemidlenes effektivitet. Tilbakeføring medfører imidlertid at bedriftenes totale inntjening ikke endres så mye som miljøavgiften isolert sett skulle tilsi. Dette vil på lengre sikt kunne påvirke omfanget av produksjonen og strukturen i bransjene på en ineffektiv måte.

Ofte benyttes begrepet øremerking om avgiftsinntekter som bindes til bestemte formål. Utvalget går på prinsipielt grunnlag imot øremerking av avgifter til bestemte formål.