Del 1
Innledning og bakgrunn

1 Mandat, sammensetning og arbeid

1.1 Mandat

Med økosystemtjenester menes økosystemenes direkte og indirekte bidrag til menneskenes eksistens og velferd. Den 28. oktober 2011 nedsatte regjeringen et ekspertutvalg som skulle arbeide med verdier av økosystemtjenester, beskrive konsekvenser for samfunnet av at disse tjenestene forringes, peke på hvordan relevant kunnskap best kan formidles til beslutningstakere og gi anbefalinger om hvordan hensynet til økosystemtjenester kan bli bedre ivaretatt i private og offentlige beslutninger. Utvalget har hatt følgende mandat:

Mandat

«Gjennom prosjektet «The Economics of Ecosystem Services and Biodiversity» (TEEB) er kunnskapen om, og erkjennelsen av verdier fra økosystemtjenestene styrket. Dette er godt reflektert i vedtak fra partsmøte til Konvensjonen om biologisk mangfold, høsten 2010.

Nasjonalt er det behov for en bedre oversikt over økosystemtjenester og hvilken betydning disse kan ha for økonomisk utvikling og vår langsiktige velferd, samt hva slags konsekvenser tap og forringelse av økosystemer kan gi.

Norsk oppfølging av TEEB vil bidra til å følge opp norske forpliktelser under FN-konvensjonen om biologisk mangfold (CBD). CBDs strategiske plan for 2011 – 2020 har et mål som sier at «Senest innen 2020 er verdier fra biologisk mangfold integrert i nasjonale og lokale utviklings- og fattigdomsreduksjonsstrategier og planprosesser, og om mulig innarbeidet i nasjonalregnskaper og rapporteringssystemer».

Utvalget skal særlig vurdere

Tilnærming og begrepsbruk

Utvalget skal ta utgangspunkt i konklusjonene/anbefalingene fra prosjektet «The Economics of Ecosystems and Biodiversity» (TEEB) og vurdere hvilke elementer og anbefalinger som er særlig relevante for Norge.

Utvalget skal vurdere TEEBs tilnærming og begrepsapparat, og blant annet drøfte forholdet mellom begrepet «økosystemtjenester» og andre begreper som beskriver naturgrunnlaget («biologisk mangfold», naturkapital», økologisk infrastruktur m.v.)

Beskrivelse av de verdier naturmangfold og økosystemtjenester representerer

Utvalget skal beskrive status og utviklingstendenser for norsk naturmangfold og økosystemtjenester og peke på økosystemer som er under press eller i nedgang og hovedårsakene til dette. På den bakgrunn skal utvalget beskrive hvilke økosystemtjenester som kan forringes og foreta beregninger av hvilke tap av nytte dette innebærer på kort og lang sikt. Utvalget skal vurdere om det vil være mulig å rette opp disse skadene, og anslå kostnader knyttet til dette. Det skal legges særlig vekt på økosystemtjenester som er viktige for å møte klimaendringer og forventede arealbruksendringer (jf. økologisk infrastruktur). Utvalget skal gjennomgå og vurdere eksisterende utredninger av naturmangfold og økosystemtjenesters ulike verdier i Norge, samt utredninger fra nærliggende områder og/eller lignende natur.

Utvalget skal utrede ulike former for måling og synliggjøring av økosystemtjenester, og vurdere fordeler og ulemper ved og potensialet for monetær verdsetting.

Bedre beslutningsunderlag og -prosesser og mer effektiv virkemiddelbruk

Det vises til at TEEB-prosjektet legger stor vekt både på hvordan kunnskapen om økosystemtjenestenes betydning og verdi kan bedres og på hvordan denne kunnskapen bedre kan integreres i alle relevante beslutningsprosesser. Utvalget skal peke på behov for bedre statistikk og indikatorer knyttet til økosystemtjenester. Videre skal utvalget peke på hvordan relevant kunnskap best kan formidles til dem som tar beslutninger – nasjonalt, i lokalsamfunn og i bedrifter. Erfaringer fra Verdensbankens prosjekt «Wealth Accounting and Valuation of Ecosystem Services (WAVES) Partnership» er særlig relevant. Videre gis det i TEEB-prosjektet anbefalinger om hvordan en bedre kan reflektere naturens og økosystemtjenestenes betydning for utviklingen av menneskelig velferd.

Utvalget skal gjennomgå og vurdere ulike verdsettingsmetoder og måleverktøy, og komme med anbefalinger knyttet til bruk av slike metoder i Norge.

Utvalget skal gjennomgå og vurdere hvordan en bedre kan reflektere betydningen av naturmangfold og økosystemtjenestenes for utviklingen av menneskelig velferd, sett i lys av eksisterende beskrivelser, statistikk og indikatorer. Utvalget skal ikke legge føringer på hvordan Nasjonalregnskapet skal utformes.

Utvalget skal identifisere eventuelle barrierer og hindringer for ivaretakelse av viktige økosystemverdier i dagens forvaltningssystem, og komme med anbefalinger for hvordan hensynet til økosystemtjenester kan bli bedre ivaretatt i private og offentlige beslutninger. Utvalget skal også vurdere om insentivene beslutningstakerne står overfor gir tilstrekkelige motiver til å ta hensyn til samfunnsøkonomiske kostnader ved bruk av økosystemtjenester, og eventuelt foreslå tiltak for å bøte på dette.

Andre føringer

I sine vurderinger skal utvalget se på relevante forslag fra NOU 2009: 16 Globale miljøutfordringer – norsk politikk.

Utvalget skal vurdere behov for ny relevant kunnskapsoppbygging om naturmangfold i Norge. I vurderingen av eksisterende og eventuelt ny kunnskap, skal utvalget også vurdere relevante forslag fra NOU 2010: 10 Tilpassing til eit klima i endring (spesielt kap 1.2 og 7), som inneholder en rekke anbefalinger om bedre kunnskap om økosystemenes funksjon.

Utvalget skal også bygge på det faglige arbeidet som er gjort i Finansdepartementets veileder i samfunnsøkonomiske analyser, jf. kap 6 «verdsetting av goder som ikke omsettes i markeder».

Utvalget bør ha kontakt med Finansdepartementets ekspertutvalg som skal gjennomgå rammeverk for samfunnsøkonomiske analyser, for å identifisere mulige felles problemstillinger.

Utvalget skal vurdere økonomiske og administrative konsekvenser og andre vesentlige konsekvenser av eventuelle forslag, jf. Utredningsinstruksen. Minst ett forslag må kunne gjennomføres innenfor gjeldende økonomiske rammer.

Organisering av arbeidet

Arbeidet med økosystemtjenester og økonomiske aspekter knyttet til dette forutsetter erfaring og kompetanse i økologi og økonomi, samt kunnskap om offentlige beslutningsprosesser og om ulike sektorers bruk og avhengighet av økosystemtjenester. Det foreslås derfor å opprette et bredt sammensatt offentlig ekspertutvalg med 12 medlemmer. Medlemmene er valgt ut fra sin faglige ekspertise og brede erfaring fra og kontakter med forskning, forvaltning og næringsliv, og ikke som representanter for sektorer, interesseorganisasjoner eller myndigheter. I tillegg opprettes det en referansegruppe for utvalget der departementene er representert, som vil bli holdt orientert om utvalgets arbeid og som kan bidra med sentrale sektorvise perspektiver. Utvalgets sekretariat legges til Miljøverndepartementet.

Utvalget skal gjennom sitt arbeid ha kontakt med interessenter fra berørte sektorer og organisasjoner, for eksempel gjennom offentlige høringer. Utvalget kan ved behov trekke veksler på relevante fagmiljøer.

Resultater og vurderinger fra utvalgets arbeid kan også utnyttes i Norges forberedelser til Verdenstoppmøtet om bærekraftig utvikling (Rio + 20) som bl.a. skal behandle grønn økonomi. Utvalget skal være i dialog med Miljøverndepartementet og Utenriksdepartementet i disse forberedelsene slik at utvalgets kompetanse kan benyttes i posisjonsutforming til Verdenstoppmøtet om bærekraftig utvikling i juni 2012.

Arbeidet vil videre utgjøre et sentralt element i nasjonal oppfølging av strategisk plan for perioden 2011 – 2020 for FN-konvensjonen om biologisk mangfold. Den strategiske planen legger stor vekt på integrering av naturmangfold og økosystemtjenester i ulike sektorers forvaltning og på å synliggjøre hvilke verdier naturmangfold og økosystemtjenester representerer for utvikling og fattigdomsbekjempelse. Landene er oppfordret til å utvikle nasjonale mål i tråd med de globale målene, og Norge skal rapportere om dette til partsmøtet under FN-konvensjonen om biologisk mangfold i India, oktober 2012. Utvalget bes derfor om å avlevere en vurdering knyttet til delmål 2, 3, 14 og deler av mål 19 under den strategiske planen for Konvensjonen om biologisk mangfold innen 1. august 2012.

Utvalgets arbeid skal munne ut i NOU. Frist for arbeidet er 31. august 2013. »

Etter avtale med Miljøverndepartementet leverte utvalget allikevel ikke en vurdering av delmålene under den strategiske planen for konvensjonen om biologisk mangfold.

1.2 Utvalgets sammensetning og arbeid

Utvalget har hatt følgende medlemmer:

• Administrerende direktør Stein Lier-Hansen, Drammen (leder)

• Professor Pål Vedeld, Ås

• Miljøøkonom Kristin Magnussen, Fredrikstad

• Seniorforsker Iulie Aslaksen, Oslo

• Professor Claire Armstrong, Tromsø

• Professor Dag Hessen, Oslo

• Forsker Peter Johan Schei, Trondheim

• Professor Kjell Arne Brekke, Oslo

• Assisterende forskningssjef Signe Nybø, Trondheim

• Direktør Kristin Sørheim, Tingvoll

• Førsteamanuensis Morten Clemetsen, Aurland

• Professor emeritus Karl-Göran Mäler, Stockholm

Sekretariatet har bestått av følgende personer:

• Anne Brendemoen, Miljøverndepartementet (leder)

• Kirsten Grønvik Bråten, Miljøverndepartementet

• Finn Katerås, Miljøverndepartementet

I tillegg har Bent Arne Sæther fra Miljøverndepartementet bidratt i sekretariatsarbeidet.

Utvalget har hatt i alt 13 møter.

En rekke norske og utenlandske fagfolk har holdt presentasjoner for utvalget og har gitt viktige faglige bidrag til arbeidet. Utvalget har også mottatt utredninger om Verdier av urbane økosystemtjenester i Norge (Vista analyse), Verdier av økosystemtjenester i skog i Norge (Norsk institutt for naturforskning), Verdi av plantegenetiske ressurser fra vill flora som økosystemtjeneste (Norsk Genressurssenter), En gjennomgang av virkemidler under Landbruks- og matdepartementet med betydning for økosystemtjenester (Norsk institutt for landbruksøkonomisk forskning), Kasusstudie: villaks og oppdrettslaks i et økosystemtjenesteperspektiv (Havforskningsinstituttet) og Norsk økonomi og økosystemer i utlandet: Kartlegging og virkninger (Vista analyse). Utredningene har vært tilgjengelige på utvalgets hjemmeside1. Utvalget har også fått skriftlige bidrag fra Miljøverndepartementet, Fiskeri- og kystdepartementet, Direktoratet for naturforvaltning, Norsk polarinstitutt, Norsk institutt for naturforskning, Havforskningsinstituttet, Statistisk sentralbyrå, Vista analyse og Asplan Viak.

Utvalget har vært opptatt av at arbeidet skal være relevant for flest mulige grupper i samfunnet. Det gjelder blant annet myndigheter på alle nivå, kunnskapsmiljøer, næringsliv, grunneiere, politiske organisasjoner, miljøorganisasjoner og andre organisasjoner. Utvalget har sett på innspill fra organisasjoner og andre som har interesser i norske økosystemer som en viktig kilde til kunnskap og rettesnor for arbeidet, og en mulighet til å skape dialog om hvordan kunnskapsgrunnlaget for politikk og forvaltning kan styrkes. Utvalget inviterte derfor til et åpent innspillsmøte 9. mai 2012 der alle som ønsket fikk anledning til å holde innlegg. Det ble også invitert til å gi skriftlige innspill.

Følgende organisasjoner holdt innlegg på innspillsmøtet: Norsk Industri, Norges bondelag, Det norske hageselskapet, Samarbeidsrådet for biologisk mangfold (SABIMA), Næringslivets hovedorganisasjon (NHO), Naturvernforbundet, Norsk institutt for vannforskning (NIVA), Hovedorganisasjonen VIRKE, Faglig utviklingssenter for grøntanleggssektoren (FAGUS), Verdens naturfond Norge (WWF), Norsk Genressurssenter, Havforskningsinstituttet, Norsk senter for bygdeforskning, ARENA Innovative Opplevelser, Den norske turistforening (DNT), Energi Norge, GRID Arendal, Friluftsrådenes Landsforbund, Norsk entomologisk forening, Regnskogfondet, Utmarkskommunenes sammenslutning og Oslo kommune.

Flere av deltakerne representerte selv næringer og virksomheter der økosystemtjenestene gir særdeles viktige, men ofte oversette, bidrag til nytte og verdiskaping. Behovet for å synliggjøre bidragene fra naturen til økonomi og velferd ble påpekt av mange. Mange mente at økonomisk verdsetting av økosystemtjenester kunne være en riktig og nødvendig vei å gå, men at dette også er krevende og at det er behov for videreutvikling av metoder.

Betydningen av tilgjengelig «hverdagsnatur» for friluftsliv og helse ble trukket fram av flere. Mange var også opptatt av behovet for bedre kunnskap om økologiske sammenhenger, og om sammenhengene mellom økologi, økonomi og forvaltning. Metoder for å ivareta verdier fra økosystemtjenester i konkrete beslutningsprosesser ble etterlyst.

Utvalget har lagt vekt på innspillene fra møtet både i innretningen av rapporten og i de vurderingene som er gjort. De fleste temaer som kom opp på møtet er blitt drøftet.

1.3 Oppsummering av mandatet og disposisjon for utredningen

Utvalget har gruppert mandatets problemstillinger under fire hovedoverskrifter, og disponert rapporten etter disse:

Del I Innledning og bakgrunn går gjennom økosystemtjenestebegrepet, TEEB-prosjektet og forløpere for dette. Vi diskuterer om og hvordan økosystemtjenestetilnærmingen er fornuftig og relevant for Norge.

Del II Økosystemer og økosystemtjenester presenterer tilstanden og utviklingen for norske økosystemer og økosystemtjenester, og kunnskapsbehovet knyttet til dette. Vi ser også på hvordan Norges økonomiske samkvem med utlandet kan tenkes å påvirke økosystemene der.

Del III Synliggjøring av verdier for bedre forvaltning presenterer og vurderer ulike verdibegreper og metoder for å synliggjøre betydningen av økosystemer og økosystemtjenester. Vi diskuterer også hvordan betydning av økosystemtjenestene kan synliggjøres i henholdsvis nytte-kostnadsanalyser og i nasjonalregnskapet. Delen inkluderer også en gjennomgang av gjennomførte studier og analyser av verdier av økosystemtjenester, med hovedvekt på økonomiske verdier av norske økosystemtjenester.

Del IV Synliggjøring av verdier gjennom virkemidler og rammebetingelser dreier seg om i hvilken grad rammebetingelsene som offentlige og private beslutningstakere handler under formidler verdiene av økosystemer og -tjenester, og om hva som bør gjøres for at verdiene skal komme bedre til syne for private og offentlige beslutningstakere.

Del V Økonomiske og administrative konsekvenser avslutter rapporten.

2 Økosystemtjenestetilnærmingen – utvikling og bakgrunn

2.1 Innledning

Vi mennesker er grunnleggende avhengige av verdens små og store økosystemer på mange måter, og flere av godene vi får fra naturen kan ikke erstattes. Økosystemene bidrar bl.a. med forsyning av mat, regulering av klima, rensing av vann, og til opplevelse og glede av naturen. Økosystemene bidrar på denne måten med en rekke goder og tjenester, og menneskers liv og virksomhet er fundamentalt avhengig av økosystemene. Robuste og godt forvaltede økosystemer er en forutsetning for bærekraftig utvikling. Befolkningen i fattige land, som ofte er direkte avhengig av naturen, rammes ofte først og mest direkte når mulighetene for livsopphold trues av svekket tilstand i økosystemene. Begrepet økosystemtjenester benyttes i mange sammenhenger for å betegne godene vi får fra økosystemene.

De siste femti årene har menneskers forbruk av naturressurser økt betydelig, noe som har ført til en påvirkning og belastning på økosystemene vi tidligere ikke har sett maken til. Økt forbruk av naturressurser har gitt rom for høyere levestandard for mange, ikke minst gjennom større matproduksjon. Men den økte bruken av arealer og naturressurser medfører også et betydelig press på naturen og økosystemene. Verden har de siste tiårene blitt påført et omfattende tap av biologisk mangfold og en forringelse av mange økosystemer som er viktige for oss (se f.eks. MA 2005a og c, CBD 2010 og UNEP 2012b). Også OECD (2012) advarer mot utarming av naturen i sitt utsyn mot 2050, og sier at jordas økosystemer nå er under så stort press at en fremtidig reduksjon i levestandarden kan bli uunngåelig. Flere hevder den samlede menneskelige påvirkningen av jordas økosystemer er så stor at den kan settes inn i et geologisk tidsperspektiv (Rockström mfl. 2009 og Galaz mfl. 2012), og dette krever nye faglige og forvaltningsmessige tilnærminger som kan håndtere større økologiske og sosioøkonomiske systemer.

Boks 2.2 Planetens grenser

Begrepet planetens tålegrense ble introdusert i 2009 av en gruppe forskere bl.a. fra Stockholm Resilience Center (Rockström mfl. 2009). Begrepet og tilnærmingen tar utgangspunkt i at menneskelig aktivitet er den viktigste påvirkningsfaktoren bak endringer i forholdene i naturen. Dersom menneskelig påvirkning går ut over nærmere definerte vippepunkter eller grenser (safe operating space), definert som planetens tålegrense, er det en risiko for plutselige og irreversible endringer i naturforholdene. Så lenge man holder seg innenfor disse grensene, kan utviklingen betegnes som bærekraftig.

Forskerne angir slike tålegrenser på globalt nivå for ni større fysiske prosesser: Klimaendringene, raten av tapt biologisk mangfold, biogeokjemiske sykluser (både nitrogen og fosfor), ozonnedbryting i stratosfæren, forsuring av havet, globalt vannforbruk, endring i arealbruk, atmosfærisk partikkelbelastning og miljøgifter.

Dagens tilstand globalt er angitt i gult, mens det økologiske handlingsrommet er angitt i grønt.

Kilde: Basert på Rockström mfl. (2009) – gjengitt i Nykvist (2013). Illustrasjon av R. Kautsky/Azote.

Forskergruppen mener menneskelig aktivitet allerede har overskredet tålegrensen for klimaendring, for raten av tapt biologisk mangfold, og for endringer i det globale nitrogenkretsløpet (se figur 2.1). Menneskeheten nærmer seg raskt tålegrensen for det globale fosforkretsløpet, globalt vannforbruk, forsuring av havet, og global endring i arealbruk. Grensene for atmosfærisk partikkelbelastning og miljøgifter er foreløpig ikke anslått.

Begrepet og tilnærmingen ble brukt i grunnlagsdokumentet for FNs toppmøte i Rio 2012, og fikk norsk oversettelse «naturens tålegrense» i stortingsmeldingen om norsk klimapolitikk (Meld. St. 21 (2011 – 2012)). For en omtale av hvordan konseptet «planetens tålegrenser» kan benyttes for å se på miljøtilstand i enkeltland kan det vises til Nykvist mfl. (2013), som særlig ser på forholdet mellom de svenske miljømålene og global miljøtilstand.

Situasjonen i Norge er nok på de fleste områder mindre alvorlig enn i en rekke andre land, men også i Norge har vi utfordringer knyttet til å ta vare på våre økosystemer og vår naturkapital som grunnlag for viktige varer og tjenester. I kapitlene 4 og 5 kommer vi tilbake til tilstanden i og utviklingen for norske økosystemer og økosystemtjenester, og i kapittel 6 vil vi omtale hvordan Norge gjennom forbruk, produksjon og investeringer påvirker økosystemer i andre land.

De bakenforliggende årsakene til at mange økosystemer er under press er mange og sammensatte, og ulike faggrupper vil legge vekt på ulike forhold. Innen samfunnsfagene, og spesielt innen samfunnsøkonomien, vil man særlig peke på utfordringen som ligger i at mange av godene og tjenestene vi får fra økosystemene fremstår som gratis eller billige å bruke, – til tross for at verdien av godene og tjenestene kan være svært høy både for samfunnet og den enkelte. Når godene er gratis – eller har lav pris – har hver og en av oss sterke motiver for økt forbruk. Men når tilstrekkelig mange forbruker mye, kan det samlede presset på økosystemene bli så høyt at det påvirker evnen til å levere goder og tjenester. Og selv om vi innser at vi bør redusere bruken har vi få motiver til å lette presset på økosystemet hver for oss, særlig ikke når det er mange brukere. Gevinstene ved å fortsette som før får vi nemlig selv, mens kostnadene ved overforbruket deler vi med «alle de andre». Det er lett å tenke at det strengt tatt ikke er nødvendig at akkurat jeg reduserer min bruk, – så lenge de andre reduserer sin. Allmenningens tragedie, fellesgoder og eksterne effekter er begreper som brukes innen bl.a. samfunnsøkonomien for å beskrive slike fenomener der det som er rasjonelt for den enkelte er uheldig for samfunnet samlet sett (Se boks 2.3).

I dette kapitlet skal vi trekke opp noen sentrale utfordringer knyttet til å ta vare på økosystemer som er viktige for vår velferd og utvikling. I tråd med utvalgets mandat skal vi fokusere på bakgrunnen for og utviklingen av det vi vil kalle økosystemtjenestetilnærmingen2. Utgangspunktet for diskusjonen er hvordan denne tilnærmingen er utviklet og brukt internasjonalt, spesielt i FN-prosjektet om økonomiske sider ved biologisk mangfold og økosystemer (TEEB). Vi vil også belyse det vi ser som muligheter, utfordringer og begrensninger knyttet til økosystemtjenestetilnærmingen. Dette skal danne bakteppe for resten av utredningen, hvor vi vil gå mer detaljert og tematisk gjennom ulike aktuelle problemstillinger, og fokusere på muligheter i økosystemtjenestetilnærmingen.

2.2 Avveininger – bedre valg og kritiske valg

Menneskelig virksomhet avhenger av mange nødvendige og komplekse økologiske interaksjoner. Vi fatter hele tiden beslutninger og foretar avveininger som – direkte eller indirekte, bevisst eller ubevisst – påvirker disse interaksjonene. Beslutninger og avveininger (trade offs) av ulike slag må være slik at vi sikrer robuste økosystemer over tid. Det er særlig viktig at vi unngår å velge bort økosystemenes evne til å levere nødvendige og livskritiske prosesser og tjenester. Dette krever forståelse og kunnskap.

Avveiningene kan grupperes som følger (Fitter mfl. 2010 og TEEB 2010a):

Boks 2.4 Mange konger i skogen – avveininger og valg mellom økosystemtjenester

Skog levere en lang rekke økosystemtjenester, og forvaltning av skog innebærer at det må gjøres avveininger mellom tjenester, interesser og i tid og rom. figur 2.2 illustrerer at slike avveininger må gjøres langs en rekke dimensjoner.

Kilde: Basert på det svenske forskningsprosjektet Future Forests, se http://www.futureforests.se/

En viktig avveining er den som må gjøres mellom skogbruk på den ene siden, og biologisk mangfold og andre typer økosystemtjenester på den andre. Dette er både en avveining mellom ulike tjenester og mellom ulike interesser. Avveiningen mellom skogbruk og karbonlagring er i tillegg en avveining i tid og rom – gevinstene ved skogbruket tilfaller et fåtall mennesker her og nå, mens kostnadene ved høyere CO₂-utslipp bæres av alle, inklusive fremtidige generasjoner. I noen grad må det også gjøres avveininger mellom tjenestene på høyre side i figuren (f.eks. turisme og hverdagsrekreasjon), selv om disse tjenestene i større grad kan leve godt side ved side og også kan forsterke hverandre. De ulike økosystemtjenestene fra skog må dessuten veies mot behovet for arealer til boligbygging og infrastruktur. Slike avveininger inkluderer ofte en avveining mot andre økosystemer, særlig jordbruksområder.

Ulike avveininger knyttet til økosystemtjenester i skog blir drøftet bl.a. i Lindhjem og Magnussen (2012)¹. Bioforsk er i gang med et prosjekt der nettopp avveiningene mellom ulike økosystemtjenester fra skog skal studeres, nærmere bestemt om det er plass i skogen for både ville og tamme klauvdyr, for tradisjonelt skogbruk og økt produksjon av bioenergi².

¹ Se også Land (2012b).

² www.skogsbeite.no.

Kilde: Foto: Marianne Gjørv

• Avveininger over tid – dette er avveininger hvor det er gevinster og fordeler i dag og kostnader senere (eller omvendt), for vår egen levetid og kommende generasjoner.

• Avveininger i rom – dette er avveininger hvor det er gevinster og fordeler ett sted og kostnader et annet sted, innen et land og mellom grupper av land, som rike og fattige land.

• Avveininger mellom økosystemtjenester – dette er avveininger hvor bruk og forvaltning fremmer en eller noen få tjenester og bruksområder, men på bekostning av andre tjenester og bruksområder.

• Avveininger mellom interessenter – dette er avveininger hvor noen høster gevinster og andre opplever ulemper, og dette kan bl.a. omfatte avveining mellom natur i privat eie og natur forvaltet av fellesskapet.

At det må gjøres samfunnsmessige avveininger og valg er ikke spesielt for økosystemtjenester – alle goder det ikke finnes uendelige mengder av må på en eller annen måte rasjoneres mellom ulike anvendelser, grupper og i tid og rom. For «vanlige» produserte varer og tjenester er det markedsprisene som i prinsippet sørger for å reflektere knapphet, og mye av avveiningene skjer på grunnlag av varens og tjenestens pris. Men, blant annet fordi tjenestene fra naturen ofte fremstår som gratis, tar ikke produsenter, forbrukere, utbyggere og andre som høster av naturen hensyn til at ressursene er begrenset, og at én type bruk kan gå på bekostning av annen type bruk. Man tar med andre ord ikke hensyn til at det ofte må gjøres avveininger mellom brukergrupper og bruksområder.

Gjennomgangen av norske økosystemer og økosystemtjenester i Del II vil vise at en rekke slike avveininger er aktuelle for Norge, og ulike tilnærminger for å løfte fram og håndtere dem vil bli presentert og diskutert i Del III og Del IV. For en bredere omtale av slike avveininger kan det bl.a. vises til Elmqvist mfl. (2011), som særlig ser på avveininger mellom forsynende tjenester (spesielt fra landbruket) og regulerende tjenester (boks 4.4).

Det har de siste tiårene vært en økende forståelse og anerkjennelse av sammenhengene mellom økosystemer og menneskers velferd, og for behovet for å foreta avveininger. Den økende bruken av begrepet «økosystemtjenester» illustrerer dette. Begrepet brukes om fordeler mennesker har av økosystemene. FN-prosjektet om økonomiske sider ved biomangfold og økosystemer (TEEB) er en viktig premissleverandør både faglig og politisk når det gjelder utvikling av økosystemtjenestetilnærmingen. Konklusjonene og anbefalingene fra TEEB-prosjektet vil bli presentert og drøftet senere i dette kapitlet, og vi vil i tråd med utvalgets mandat ta utgangspunkt i disse og vurdere hvilke elementer og anbefalinger som er relevante for Norge. Innledningsvis vil vi imidlertid gi en kort gjennomgang av hvorfor og hvordan økosystemtjenestetilnærmingen har fått en stadig mer sentral rolle.

2.3 Miljø- og ressurstilstanden globalt

Utvalget er bedt om å se særlig på tilstand og utviklingstrekk for norske økosystemer, men understreker at situasjonen globalt bør danne et viktig bakteppe for slike vurderinger. Tilstanden i andre lands økosystemer påvirker norske økosystemer, og illustrerer også mulige utviklingstrekk for norske økosystemer.

FNs miljøprogram viser i sine siste globale rapporter (UNEP 2012a, 2012b og 2012d) til at en rekke miljøpåvirkninger fortsatt er store og negative, og til at dette bl.a. fører til tap av biologisk mangfold, ørkenspredning, forringelse av jord og landarealer, mindre tilgang til ferskvann, mindre fiskeressurser og betydelige forurensningsproblemer. Menneskenes press på jordas økosystemer har nådd et nivå hvor omfattende globale miljøendringer kan gi store konsekvenser for mennesker og hvor det også kan være irreversible virkninger på økosystemene.

Mange kilder trekker fram fem hovedtyper menneskeskapte påvirkningsfaktorer mot biologisk mangfold og den levende delen av økosystemene (se f.eks. MA 2005a og c, NOU 2009: 16, CBD 2010 og UNEP 2012b):

• Tap, forringelse og fragmentering av leveområder (habitat- eller arealbruksendring).

• Overbeskatning, bl.a. ved jakt eller fiske (overutnyttelse eller overhøsting).

• Menneskeskapte klimaendringer.

• Forurensning: Forsuring, overgjødsling og miljøgifter.

• Spredning av fremmede arter, herunder genmodifiserte organismer (GMO).

Disse påvirkningsfaktorene er sentrale også for tilstanden i norske økosystemer, og dette kommer vi tilbake til i kapittel 4. Den globale biomangfoldstudien fra 2010, Global Biodiversity Outlook 3 (CBD 2010),viser til en del funn som illustrerer denne utviklingen, bl.a. i form av tap av verdens regnskoger, våtmarker og mangroveskoger, ødeleggelse av korallrev, forringelse av viktige ferskvannsressurser, forsuring av havet, overbeskatning av en lang rekke arter og bestander, og økende bruk og omfang av genteknologi og genmodifiserte organismer (GMO).

Endringer i artsmangfold og i utbredelse av arter kan gi alvorlige konsekvenser for samfunnet, og det er en høy risiko for dramatiske tap av biologisk mangfold og medfølgende sammenbrudd av et bredt spekter av økosystemtjenester hvis økosystemene skyves utover visse terskler eller kritiske punkt (se f.eks. rapporten fra Leadley mfl. 2010, som ble utarbeidet for den globale biomangfoldstudien til CBD i 2010). Det understrekes at verdens fattige først vil rammes av de mest alvorlige konsekvensene av slike endringer, men at alle samfunn og lokalsamfunn vil bli påvirket. I kapittel 4 kommer vi også tilbake til hvilke drivkrefter som ligger bak disse påvirkningsfaktorene, med bl.a. et økende forbruk av ressurser og areal per innbygger.

Boks 2.6 Stabile og robuste økosystemer

Robuste økosystemer kan bidra til å motvirke negative effekter av menneskeskapte påvirkninger og kan på den måten være med på å opprettholde livsnødvendige økosystemtjenester som bl.a. er avgjørende for helse, velferd og verdiskaping i samfunnet vårt.

To faktorer som er avgjørende for økosystemets tilstand og evne til å opprettholde økosystemtjenester er motstandsdyktighet (eller robusthet) og resiliens. Motstandsdyktighet (resistance) beskriver økosystemets evne til å tåle forstyrrelser og forbli innenfor en viss tilstand, mens resiliens (resilience) beskriver økosystemets evne til å innhente seg etter forstyrrelser. Dersom en ny påvirkning blir permanent kan økosystemet igjen bli stabilt, men da vil det være et system i en annen likevekt og med et annet artsutvalg og en annen produktivitet enn det opprinnelige, for eksempel et ferskvann som utsettes for overgjødsling.

Økosystemenes resiliens kan også ha betydning i en bredere samfunnsmessig sammenheng, og robuste økosystemer kan styrke samfunnets evne til å møte uvante, uventede og ekstreme forstyrrelser og påkjenninger. Carpenter mfl. (2012) drøfter bl.a. hvordan økosystemene og ulike typer mangfold bidrar til generell resiliens i sosio-økologiske systemer, mens Arktisk råd i en rapport (Arctic Council 2013) drøfter sosio-økologisk resiliens og betydningen av robuste arktiske økosystemer i lys av de store endringene vi ser i nordområdene.

Av og til utsettes økosystemer for påvirkinger som gjør at de bryter helt sammen. Når økosystemenes evne til å innhente seg etter forstyrrelser overstiges, kan det gå over i en annen tilstand, og grenseverdien for å gå over i en svekket tilstand kalles for en terskel eller et vippepunkt (tipping point). Ikke alle systemer har slike vippepunkt, ofte kan endringen være gradvis og lineær, i motsetning til terskelresponsen som er typisk kompleks (ikke-lineær) og irreversibel. Ofte kan det være vanskeligere å komme tilbake til utgangspunktet enn det var å endre det. Utviklingen av slike terskeleffekter er illustrert i figur 2.4, som viser hvordan endrede miljøforhold (conditions) og forstyrrelser (perturbation) fører til endret økosystemtilstand (ecosystem state).

Ved økt økosystemstress kan systemet (kulen) vippes over i et annet basseng, og det kan være vanskelig å reversere denne utviklingen tilbake.

Kilde: Scheffer og Carpenter (2003)

Et eksempel på en terskeleffekt er eutrofiering av innsjøer som følge av bl.a. sterk og vedvarende tilførsel av næringsstoffer (overgjødsling¹). Når innsjøen får bunnvann uten oksygeninnhold på grunn av høy nedbryting av døde alger vil det frigjøres store mengder fosfor som var bundet i sedimentet. Dette bringes ut i vannmassene og bidrar til å opprettholde en overgjødslet tilstand selv om de ytre fosfortilførsler reduseres kraftig. Et ferskvann kan også bli så overgjødslet at det forsvinner ved gjengroing, og en beitemark kan bli så sterkt nedbeitet at vegetasjonen ikke lenger makter å holde på jorda som eroderes bort med vind eller vann. For en gjennomgang av ulike eksempler på økologiske regimeskifter og konsekvenser for økosystemtjenester kan det vises til Crépin mfl. (2012).

Det er gjort mange forsøk på å finne ut hvilke egenskaper ved økosystemene som fremmer stabilitet og gjør dem robuste, og vi vil i kapittel 4.2 bl.a. se på hvordan ulike studier fram til nå understøtter at høy biodiversitet (høyt artsmangfold) fremmer stabiliteten.

¹ Begrepet overgjødsling brukes i denne utredningen i betydningen overskuddsgjødsling, som kan føre til at en del plantenæringsstoffer (fosfor og nitrogen) vaskes ut av jorden og forurenser innsjøer og vassdrag.

2.4 Utvikling av økosystemtjenestetilnærmingen

Mennesker er grunnleggende helt avhengige av naturen og nyter godt av en rekke goder og tjenester derfra. Begrepet økosystemtjenester er utviklet for bedre å kunne forstå sammenhengen mellom tilstanden i økosystemene og menneskelig velferd. Økosystemtjenestetilnærmingen oppfattes i dag som et aktuelt og potensielt viktig verktøy for å analysere, synliggjøre og kommunisere samfunnets og menneskers avhengighet av økosystemer. Vi vil i denne utredningen bruke begrepet økosystemtjenester om både fysiske goder og ikke-fysiske tjenester vi får fra naturen. Vi benytter også noen ganger begrepet naturgoder om det samme. NOU 2012: 16 om samfunnsøkonomiske analyser bruker i hovedsak begrepet miljøgoder.

Begrepet og økosystemtjenestetilnærmingen dukket trolig først opp i faglitteraturen på slutten av 1970-tallet, og brukes i dag mye både i forskning, forvaltning, politikk og formidling. Gómez-Baggethun mfl. (2010) går gjennom utviklingen og bruken av økosystemtjenestebegrepet i økonomisk teori og praksis, og viser blant annet til hvordan nyttebegrepet ble brukt i sammenheng med økosystemfunksjoner for å styrke offentlighetens interesse for bevaring av biologisk mangfold, og for å vise at tapet av biologisk mangfold medfører tap som er kritisk viktige for menneskers velferd. Begrepet er de siste tiårene i økende grad koblet til bærekraftig utvikling generelt og til økonomisk verdsetting spesielt, og er stadig mer brukt både i forvaltning og i faglitteratur.

Boks 2.7 Økosystemtjenester og skillet mellom goder og tjenester

En del faglitteratur skiller mellom økosystemtjenester og økosystemgoder. Tjenester er da bidragene direkte fra økosystemene til menneskelig velferd, mens godene¹ er det mennesker skaper eller henter fra økosystemene og som igjen bidrar til menneskelig velferd. Et eksempel på dette er økosystemtjenesten vannrensing, som bidrar til goder bl.a. i form av rent drikkevann, badevann og fritidsfiske. Dette skillet vil være viktig i en del sammenhenger, og for en omtale av dette kan det bl.a. vises til Fisher mfl. (2009), Haines-Young og Potschin (2009 og 2013). Skillet drøftes også i det konseptuelle rammeverket for den britiske økosystemstudien (Mace mfl. 2011), og dette er illustrert i figur 2.5.

Kilde: Mace mfl. (2011)

I det opprinnelige begrepet på engelsk, ecosystem goods and services, ble begrepet goods brukt for fysiske varer og services for leveranse eller tilførsel av både fysiske varer og andre fordeler eller goder. Bruken av den kortere samlebetegnelsen økosystemtjenester er blitt stadig mer vanlig, og betraktes nå i praksis som dekkende for både varer og tjenester, altså slik vi benytter begrepet².

¹ På engelsk brukes bl.a. begrepene goods, products og benefits for slike goder.

² I nasjonalregnskapet (se kapittel 11.1) er goder fellesbetegnelsen på varer og tjenester.

For en generell gjennomgang av begrepet økosystemtjenester og bruken i faglitteraturen og i forvaltningen kan det vises bl.a. til Costanza og Kubiszewski (2012), Cornell (2011), Barton (2011), Fisher mfl. (2009), Gómez-Baggethun mfl. (2010) og Haines-Young og Potschin (2009). Studien til Costanza og Kubiszewski (2012) inneholder bl.a. en oversikt over hvem som har bidratt til dette arbeidet, og det kan nevnes at denne oversikten inneholder ti svenske navn, men ellers ingen nordiske bidragsytere.

Begrepet økosystemtjenester defineres generelt for å få fram hvordan økologiske strukturer og prosesser bidrar til økologiske funksjoner som setter økosystemer i stand til å levere ulike tjenester, som igjen bidrar til nytte og verdi for menneskers velferd og utvikling. Begrepet defineres av MA (2005a) som «fordeler mennesker har av økosystemer» og av TEEB-prosjektet (TEEB 2010a) som «økosystemenes direkte og indirekte bidrag til menneskelig velferd». Det vises ofte til disse to definisjonene i internasjonalt samarbeid og i faglitteraturen, men det finnes en rekke alternative definisjoner og begrepsrammer. For en gjennomgang av ulike definisjoner som er utviklet og foreslått kan det vises bl.a. til Fisher mfl. (2009), Haines-Young og Potschin (2009) og Nahlik mfl. (2012). De viser til at definisjonene generelt kan grupperes i to, hvor den ene tilnærmingen tar utgangspunkt i at økosystemtjenester er alle sider ved økosystemene som bidrar til menneskers ve og vel, mens den andre tilnærmingen tar utgangspunkt i økosystemtjenester som bidrar direkte med nytte.

Denne utredningen legger TEEBs definisjon til grunn, og ser på økosystemtjenester som «økosystemenes direkte og indirekte bidrag til menneskelig velferd». Denne definisjonen reflekterer både direkte og indirekte bidrag fra økosystemene, og både nytteverdiene folk er klar over og fordelene som folk ikke er klar over.

Faglitteraturen viser bl.a. til at den økonomiske vinklingen i økosystemtjenestetilnærmingen kan være godt egnet til å involvere aktuelle sektormyndigheter og berørte interessenter (se f.eks. Braat og Groot 2012), og kan derfor være viktig for styrket samarbeid både innen og mellom sektorer når det gjelder økosystemforvaltning. Noen peker også på at tilnærmingen kan sette oss bedre i stand til å håndtere større systemutfordringer med bl.a. stor kompleksitet og usikkerhet (se f.eks. Armsworth mfl. 2007), noe som preger mye av dagens miljøutfordringer. Andre trekker fram at tilnærmingen kan gi et bredere perspektiv på betydningen av natur og intakte økosystemer, og viser bl.a. til at ulike verne- og bevaringstiltak må ivareta også andre samfunnsmål dersom de skal lykkes, både etisk og praktisk (se f.eks. Robinson 2011). Det hevdes også at økosystemtjenestetilnærmingen kan brukes for å sette økosystemer inn i en mer helhetlig sammenheng med vektlegging av kapabilitet – det vil si menneskets mulighet til et godt liv – som samfunnsmål, som foreslått av Amartya Sen (se f.eks. Ballet mfl. 2011 og Polishchuk og Rauschmayer 2012), og dermed bidra til langsiktig planlegging for en bærekraftig utvikling.

Boks 2.8 Sammenhenger mellom økosystemer og samfunnet

Figur 2.6 viser hvordan EUs arbeidsgruppe for økosystemstudier og økosystemtjenester (The Mapping and Assessment of Ecosystems and their Services – MAES) ser for seg hvordan forskjellige sider av samfunnet og naturen påvirker hverandre (Maes mfl. 2013). Figuren fokuserer spesielt på økosystemtilstand, hvor argumentet er at sunne økosystemer (med god økologisk tilstand) har et fullt potensial for å ivareta økosystemfunksjoner. Det er lagt vekt på å synliggjøre hvordan biologisk mangfold er viktig både for økosystemfunksjoner og for mange økosystemtjenester.

Kilde: Maes mfl. (2013)

Økosystemer defineres som nevnt over som en fullt integrert del av det biologiske mangfoldet, sammen med genetisk mangfold og artsmangfold (boks 2.1 og boks 4.1). Alle de tre nivåene med biologisk mangfold (og interaksjonene mellom dem) bidrar til økosystemtjenester, og dette kan illustreres som i figur 2.7.

Strømmen av tjenester fra økosystemer som gir nytte for mennesker fremkommer ofte i et samspill med arbeidskraft og andre innsatsfaktorer (se også boks 5.1 og boks 5.8). Bruk og forvaltning av økosystemene påvirker både tilstanden i økosystemene og hvilken nytte (og dermed verdi) vi samlet får av økosystemtjenestene. Samfunnet påvirker også økosystemene gjennom underliggende drivkrefter og ulike påvirkningsfaktorer, og dette utvikles i et langsiktig og komplekst samspill i samfunnet og ulike institusjoner, forvaltningsregimer og interessenter. For en diskusjon av hvordan økosystemtjenester kan kobles til menneskelig velferd og til bredere sosio-økologiske sammenhenger kan det bl.a. vises til Reyers mfl. (2013).

Økosystemtjenestebegrepet er utviklet på bakgrunn av og sammen ned en rekke andre begreper som vektlegger sosiale verdier av naturens funksjoner og naturens kapital. Sentrale referanser som bidro til at naturverdier i større grad ble synliggjort i samfunnet omfatter bl.a. bøkene «Den tause våren» av Rachel Carson fra 1962 og «The Hungry Planet» av Georg Borgström fra 1965 og rapportene «Grenser for vekst» fra Roma-klubben i 1972 og «Vår felles fremtid» fra Brundtlandkommisjonen om bærekraftig utvikling i 1987 (WCED 1987).

2.5 Millennium Ecosystem Assessment

Den globale FN-studien om økosystemer, Millennium Ecosystem Assessment (MA), utgjør en milepæl i å plassere økosystemtjenester på den internasjonale politiske dagsorden, og har bidratt til å synliggjøre menneskers avhengighet av biologisk mangfold, økosystemenes funksjoner og de økosystemtjenestene som kommer fra dette3.

MA-studien ble igangsatt av FN og gjennom ulike internasjonale miljøavtaler i 2001, og hovedrapporten og ulike delrapporter ble presentert i 2005. MA har blitt brukt som faglig underlag i CBD og andre miljøavtaler og blir fulgt opp faglig bl.a. gjennom TEEB og andre studier (se f.eks. Ash mfl. 2010). MA følges også opp gjennom et nettverk for sub-globale studier, og Booth mfl. (2012) gjennomgår funn og anbefalinger basert på erfaringer til medlemmer i dette nettverket. For øvrig ble et opplegg for en større økosystemstudie etter mal av MA utarbeidet i Norge, basert bl.a. på en pilotstudie fra 2000 (Direktoratet for naturforvaltning 2002), men dette ble ikke gjennomført. Pilotstudien omtaler bl.a. utviklingstendenser for sju norske økosystemtyper og deres evne til å levere fem ulike økosystemtjenestegrupper.

Rammeverket for MA er bygd opp slik at det viser hvordan økosystemtjenester påvirkes av ulike direkte og indirekte drivkrefter og påvirkningsfaktorer, og hvordan dette igjen påvirker menneskelig velferd. Økosystemtjenester er i MA definert som «fordelene mennesker får fra økosystemer», og de blir kategorisert i fire hovedgrupper: Forsynende (produserende) tjenester, regulerende tjenester, kulturelle tjenester og støttende tjenester. Detre første bidrar direkte til menneskelig velferd, men disse er igjen avhengig av den fjerde kategorien med støttende økosystemtjenester. De fire økosystemtjenestetypene presenteres og drøftes på noe ulike måter i ulike temarapporter fra MA, men hovedelementene og noen eksempler er disse (MA 2005a):

• Støttende tjenester er grunnleggende for nesten alle andre tjenester som ytes av økosystemene. Økosystemene gir leveområder for planter og dyr, og de opprettholder også et mangfold av ulike plante- og dyrearter og av det genetiske mangfoldet.

• Forsynende tjenester (også kalt produserende tjenester) er økosystemenes materielle produksjon eller energiproduksjon, og disse inkluderer mat (grunnlaget for produksjon av mat – i ville habitater eller i forvaltede jordbruksøkosystemer), råvarer, ferskvann og medisinske ressurser.

• Regulerende tjenester er de tjenestene økosystemene gir f.eks. ved å regulere kvaliteten på luft, jord og vann, og ved å gi vern mot flom- og sykdom, bl.a. gjennom regulering av lokalt klima og luftkvalitet, karbonbinding og -lagring, demping av ekstreme naturhendelser, behandling av spillvann, forebygging av erosjon og opprettholdelse av jordsmonn, pollinering og biologisk regulering av skadedyr og sykdommer.

• Kulturelle tjenester utgjør de ikke-materielle godene mennesker får i fra økosystemer, bl.a. gjennom naturopplevelser, naturkontakt og friluftsliv som kilde til åndelig berikelse, kognitiv utvikling, refleksjon, rekreasjon og estetiske opplevelser.

MA peker på hvordan endringer i disse tjenestene virker inn på menneskers velferd4 ved å påvirke forutsetningene for sikkerhet, grunnleggende materielle goder for et godt liv, helse og sosiale og kulturelle relasjoner. Det vises videre til at disse bestandsdelene av velferd igjen blir påvirket av og har en påvirkning på folks frihet og valgmuligheter (figur 2.8). Studien viser til at disse fordelene og denne avhengigheten mellom menneske og natur ikke bare er knyttet til materiell velferd og livsgrunnlag, men også til sikkerhet, økologisk robusthet og motstandskraft, sosiale forbindelser, helse og folks frihet og valgmuligheter.

Kilde: MA (2005a)

Et hovedfunn i MA (2005a) er at 15 av de 24 økosystemtjenestene som ble vurdert er i nedgang. Dette omfatter flere viktige forsynende tjenester og de aller fleste regulerende tjenester og kulturelle tjenester, bl.a. fiskerier, genetiske ressurser, ferskvann, luftkvalitet, erosjonsbeskyttelse og pollinering. Fire økosystemtjenester ble vurdert til å være i oppgang, i første omgang produksjon av mat fra jordbruk og fra fiskeoppdrett. For fem økosystemtjenester var bildet for sammensatt til å konkludere. MA (2005a) identifiserte som nevnt fem viktige direkte drivkrefter som påvirker økosystemene (arealbruksendringer, klimaendringer, fremmede arter, overutnyttelse og forurensning), og fant at mange av disse drivkreftene er tiltakende.

MA viser videre at mennesker de siste årene har endret verdens økosystemer raskere og mer omfattende enn i noen sammenlignbare perioder i menneskelig historie, i hovedsak for å møte den raskt økende etterspørselen etter mat, ferskvann, tømmer, fiber og drivstoff. Dette har resultert i et betydelig og ofte irreversibelt tap av biologisk mangfold på jorda. MA påpeker også at disse endringene i økosystemer har bidratt til betydelige gevinster i form av menneskelig velferd og økonomisk utvikling, men at gevinstene er oppnådd med økende kostnader i form av forringelse av viktige økosystemtjenester, økt risiko for komplekse (ikke-lineære) negative endringer for livsgrunnlaget og økende fattigdom for utsatte grupper av mennesker.

MA konkluderer med at forringelsen av økosystemtjenester kan bli betydelig mer alvorlig i løpet av første halvdel av dette hundreåret og at dette vil være et hinder for å nå FNs tusenårsmål for utvikling. MA sier så at man må ta tak i disse problemene og løse dem dersom vi skal unngå en betydelig reduksjon i fordelene fremtidige generasjoner kan høste fra økosystemene, men sier også at de ikke ser at nødvendige endringer i politikk eller praksis er underveis.

2.6 Det internasjonale TEEB-prosjektet

2.6.1 Om TEEB-prosjektet

Det internasjonale initiativet for vurdering av økonomiske verdier knyttet til økosystemtjenester og biologisk mangfold, The Economics of Ecosystem Services and Biodiversity (TEEB), ble startet opp i 2007, etter modell av Stern-rapporten om økonomiske vurderinger av klimaendringer. En bred vurdering av økonomiske sider ved klimaendringer ble ferdigstilt i 2006 under ledelse av Sir Nicholas Stern på oppdrag fra den britiske regjeringen (Stern mfl. 2006) og fikk stor oppmerksomhet. Rapporten viste at fordelene med tidlige tiltak mot klimaendringer er langt større enn kostnadene, og at manglende hensyn til klimaendringer på sikt vil ødelegge for økonomisk vekst. Studien viste også at mange av konsekvensene av klimaendringene vil være irreversible eller svært kostbare å reversere, og at klimatilpasning uansett vil være påkrevd.

Stern-rapporten viste viktige koblinger mellom økonomi og klimautfordringene, og det ble etterlyst en tilsvarende studie for biologisk mangfold. Blant annet understreket partsmøtet for konvensjonen om biologisk mangfold i 2006 at det er viktig å få bedre fram den økonomiske betydningen av biologisk mangfold og økosystemtjenester. EU-kommisjonen og den tyske regjeringen startet så i 2007 et større internasjonalt prosjekt om den økonomiske betydningen av økosystemtjenester og biologisk mangfold (TEEB). Arbeidet ble ledet av den tysk-indiske økonomen og tidligere bankmannen Pavan Sukhdev.

I TEEB-prosjektet5 brukes økonomisk tenkning til å vise hvorfor og hvordan utvikling og fattigdomsbekjempelse avhenger av biologisk mangfold og av at vi klarer å opprettholde tilførselen av økosystemtjenester. Prosjektet mener at miljøvern, for å lykkes, må bygge på en økonomisk tankegang. TEEB-analysen bygger på et omfattende arbeid som er utført på dette feltet i løpet av de siste tiårene, ikke minst MA-studien

TEEB-arbeidet samordnes av FNs miljøprogram (UNEP), og hovedoppgaver i dag er knyttet til oppfølging og veiledning av nasjonale og regionale studier (se f.eks. TEEB 2013 som er en manual med retningslinjer for nasjonale TEEB-relaterte studier), formidling og informasjon, videreutvikling av faglige nettverk, og utvikling av tematiske og sektorrettede studier.

Initiativet og rapportene har bidratt til økt politisk interesse for den økonomiske betydningen av biologisk mangfold og økosystemtjenester, og en rekke land har igangsatt nasjonale eller regionale studier av verdier av økosystemtjenester. Som en del av dette vil bl.a. flere utviklingsland styrke sin kapasitet knyttet til miljøøkonomi, politikkanalyse og mulig bruk av økonomiske virkemidler i praktisk forvaltning.

I henhold til mandatet skal utvalget «ta utgangspunkt i konklusjonene/anbefalingene fra TEEB-prosjektet og vurdere hvilke elementer og anbefalinger som er særlig relevante for Norge» og videre «vurdere TEEBs tilnærming og begrepsapparat, og blant annet drøfte forholdet mellom begrepet «økosystemtjenester» og andre begreper som beskriver naturgrunnlaget». Nedenfor følger en gjennomgang av TEEB-prosjektets tilnærminger og konklusjoner. Utvalgets vurderinger følger til slutt i kapitlet.

2.6.2 TEEBs tilnærming og begrepsapparat

TEEB-studiene bygger på tre trinn for analyse og politikkutvikling. For det første er det viktig å få en oversikt over tilstanden i økosystemene og for økosystemtjenestene, og å forstå og innse (recognize) hvilke verdier de representerer. For det andre må disse verdiene påvises og synliggjøres (demonstrate). Siste trinn er å integrere og internalisere (capture) verdier slik at de blir tatt hensyn til i offentlige og private beslutninger.

TEEB-studien tar utgangspunkt i at økosystemene inneholder biofysiske strukturer og prosesser og økologiske funksjoner som yter et sett med tjenester som gir gevinster og verdier for menneskelig velferd. De økologiske strukturene og prosessene kan beskrives som grunnlaget for økosystemfunksjonene som utgjør potensialet til å levere tjenester, og det er viktig å skille mellom de underliggende systemene og de endelige tjenestene og godene. figur 2.9 viser TEEBs konseptuelle rammeverk for å illustrere dette, som bl.a. skiller mellom økosystemer som kapasitet (eller beholdning) og økosystemtjenester som strømmer som bidrar til menneskelig velferd og nytte.

Kilde: TEEB (2010a)

TEEBs definisjon av økosystemtjenester bygger på mye av tilnærmingen fra MA, men de bruker en noe annen kategorisering og har en noe strammere tilnærming til selve tjenestene (begrunnet bl.a. med økonomisk verdsetting), jf. kapittel 5.

Begrepet naturkapital brukes av TEEB som en økonomisk metafor for den begrensede beholdningen av fysiske og biologiske ressurser som finnes på jorden og økosystemenes begrensede evne til å yte økosystemtjenester (TEEB 2010a). Kareiva mfl. (2011) viser til at økosystemenes strukturer, prosesser og funksjoner inngår i naturkapitalen, mens økosystemtjenester er en strøm av goder og tjenester som gir nytte til mennesket. TEEB beskriver videre kritisk naturkapital som den delen av naturkapitalen som er uerstattelig for økosystemets funksjon og følgelig for levering av økosystemtjenester.

Verdsetting er et sentralt begrep i TEEB, som både brukes bredt for å si at noe har verdi og mer spesifikt for å sette en (økonomisk) verdi på noe. TEEB bruker og definerer bl.a. følgende begreper knyttet til verdi (value):

• Total økonomisk verdi (total economic value) defineres som verdien fra de ulike delene av nytteverdien (utilitarian value). På norsk oversettes ofte total economic value med total samfunnsøkonomisk verdi, og begrepet med underkategorier presenteres nærmere i kapittel 8.

• Egenverdi (intrinsic value) er definert som den verdien som ligger i noen eller noe i seg selv, uavhengig av dets nytte for noen andre.

• Økologisk verdi omtales som ikke-monetær vurdering av økosystemintegritet, økosystemhelse og resiliens, som alle er viktige indikatorer for å avgjøre kritiske terskelverdier og minimumsbetingelser for forsyning av økosystemtjenester.

Verdsettingbeskrives av TEEB som prosessen som gjennomføres for å beregne en verdi for en gitt vare eller tjeneste i en gitt sammenheng, f.eks. for beslutningsformål. TEEB viser til at verdier vanligvis beregnes med kvantitative (herunder monetære) metoder, men også gjennom bruk av ikke-monetære metoder både fra økonomi og fra andre fagdisipliner (f.eks. sosiologi og økologi). TEEB anerkjenner at en bred tilnærming til verdsetting betyr at ulike verdier må uttrykkes på forskjellige måter, og at ulike typer verdsetting vil være hensiktsmessige i ulike sammenhenger. Poenget er illustrert i figur 2.10.

Kilde: Basert på Brink (2008) og gjengitt bl.a. i TEEB (2008) og Magnussen mfl. (2010a).

Det nederste nivået i pyramiden i figur 2.10 illustrerer at naturen har en rekke verdier som vi ikke klarer å beskrive, synliggjøre eller verdsette, blant annet på grunn av økosystemenes kompleksitet og mange kompliserte koblinger til menneskelig adferd og velferd. De tre øverste nivåene er en inndeling av hvordan naturverdier som bidrar til menneskenes velferd kan synliggjøres på forskjellige måter, som krever ulik grad av detaljert kunnskap.

På det nederste nivået finnes det økosystemtjenester som fremdeles ikke er identifisert og vi vil sannsynligvis heller aldri bli i stand til fullt ut å beskrive alle tjenestene og sammenhengene mellom dem. Nivået over illustrerer den delen av økosystemtjenestene som det er mulig å beskrive omfanget og viktigheten av kvalitativt, f.eks. gjennom beskrivelse av ulike scenarier for utviklingen av biologisk mangfold og økosystemtjenester. Slike kvalitative vurderinger vil også kunne peke på manglende kunnskap som ny forskning kan bidra til å få på plass.

Neste nivå illustrerer kunnskapsstatus for en del av økosystemtjenestene der vi har relativt god kunnskap om den økologiske «produksjonsfunksjonen», og der det er tilfredsstillende data tilgjengelig, slik at det også vil være mulig å beskrive sammenhengene og verdiene i kvantitative termer. Dette kan f.eks. være antall kubikkmeter renset vann som resultat av et fungerende ferskvannsøkosystem, eller andel av befolkningen som blir berørt av bortfall eller reduksjon i produksjonen av en gitt økosystemtjeneste, f.eks. nedbygging av et naturområde. Til slutt viser det øverste nivået i pyramiden at det bare er en liten del av de totale naturverdiene det finnes nok kunnskap om til at de i det hele tatt er mulig å verdsette økonomisk.

Gjennom pyramideillustrasjonen understreker TEEB behovet og mulighetene for å benytte både kvalitative og kvantitative metoder, i tillegg til økonomiske verdsettingsmetoder, for å synliggjøre verdien av økosystemtjenester. Samtidig peker illustrasjonen på at blant alle de verdiene vi kjenner til og kan beskrive kvalitativt, er det bare noen få verdier som lar seg beskrive økonomisk på en meningsfull måte.

2.6.3 Hovedkonklusjoner og anbefalinger fra TEEB

TEEBs konklusjoner og anbefalinger er gjennom ulike rapporter rettet mot og tilpasset et bredt spekter av beslutningstakere og aktører, herunder nasjonale myndigheter (TEEB 2009 og 2011a), lokale og regionale myndigheter (TEEB 2010d, 2011b og 2012b), næringsliv (TEEB 2010c og 2012a) og kunnskapsmiljøer (TEEB 2010a). Under gjengir vi noen av de mer generelle hovedanbefalingene fra TEEB-prosjektet. Disse er i stor grad hentet fra TEEBs synteserapport (TEEB 2010b).

Synliggjøre naturens verdier

TEEB viser til at det å erkjenne den verdien som økosystemer, landskap, arter og andre sider ved det biologiske mangfold representerer, er noe som gjøres – i varierende grad – i alle samfunn og kulturer. Det vises videre til at det å erkjenne verdien i blant er tilstrekkelig for å sikre bevaring og bærekraftig bruk, og at dette særlig er tilfelle der naturens åndelige eller kulturelle verdier står sterkt i form av fellesskapsverdier.

Mange av naturens tjenester fremstår som gratis eller billige å benytte seg av, og knappheten på naturkapital blir derfor i begrenset grad tatt hensyn til når det fattes beslutninger om produksjon og forbruk. Dette kan føre til en høsting av naturens tjenester som kan være uheldig for økosystemtjenestene og biologisk mangfold. TEEB mener at ødeleggelsen av naturen nå har gått så langt at vi har fått merke de alvorlige sosiale og økonomiske kostnadene, og at dette bare vil øke om vi ikke endrer atferd.

TEEB anbefaler at beslutningstakere på alle nivåer bør verdsette og formidle hvilken rolle det biologiske mangfold og økosystemtjenestene spiller både for økonomisk utvikling og velferd. Dette bør omfatte analyse av hvordan kostnadene og utbyttet fra økosystemtjenestene fordeles på ulike deler av samfunnet, ulike geografiske steder og ulike tidsrom. TEEB mener videre det er viktig med offentliggjøring av skadevirkninger på naturen, og plikt til å stå til regnskap for slike virkninger.

Vurdere verdier av økosystemtjenester

TEEB mener forutinntatte meninger og mangel på kunnskap om verdien av økosystemtjenestene preger dagens beslutningsprosesser, og at disse ofte favoriserer privat rikdom og fysisk kapital fremfor fellesgoder og naturkapital. TEEB konkluderer med at det å påvise verdier økonomisk ofte vil være nyttig for bl.a. politiske beslutningstakere og næringslivsledere, og at kostnader og nytte lettere vil bli tatt med i beslutningene når det er knyttet en pris til bruk av økosystemer. TEEB viser også til at en rekke økonomiske verdsettingsmetoder er blitt utviklet, forbedret og anvendt i ulike sammenhenger de siste tiårene.

Videre viser TEEB til at politiske beslutningstakere trenger informasjon om hvem som berøres og hvor, og når forandringene vil skje, slik at det kan tas hensyn til fordelingsvirkninger. TEEB anbefaler at økonomisk verdsetting av biologisk mangfold tar utgangspunkt i økosystemtjenestene, og fokuserer på hvordan fordelene (nytten) og ulempene (kostnadene) ved bevaring og restaurering av natur kan tas bedre med i offentlige og private beslutninger.

TEEB understreker at økonomisk verdsetting er mest egnet til å synliggjøre konsekvensene av endringer som følge av alternativ forvaltning, og mindre egnet til å beregne verdi av selve økosystemene. I noen sammenhenger er ikke økonomisk verdsetting nødvendig for å få gjennomført tiltak, f.eks. der det er nok at samfunnet erkjenner visse naturverdier som ønskes bevart. I andre sammenhenger kan verdsetting i prinsippet være enklere, f.eks. der det finnes markeder og priser.

TEEB legger ikke skjul på at det å anslå verdien av økosystemtjenester og naturmangfold i pengeverdier kan være komplisert og kontroversielt. Økonomisk verdsetting kan videre virke mot sin hensikt dersom det anses å være i strid med kulturelle normer eller at en ikke klarer å gjenspeile mangfoldet av verdier. De viser også til at økonomisk verdsetting er vanskelig og kan være mindre hensiktsmessig i situasjoner som er preget av ikke-marginale endringer, grunnleggende usikkerhet eller manglende kunnskap om potensielle vippepunkter.

TEEB (2010b) mener deres tilnærming til økonomisk vurdering og verdsetting (valuing) av økosystemene og naturmangfold generelt anerkjenner grensene, farene og kompleksiteten som er involvert, at deomfatter ulike former for synliggjøring av verdi og vurderer ulike typer tiltak og virkemidler. TEEB mener det er uakseptabelt ikke å prøve verdsetting i større grad enn i dag, da det kan bidra til å videreføre oppfatningen om at naturkapitalen har en verdi lik null og dermed legge grunnlaget for fortsatt feilaktige avveininger.

Del III i denne rapporten er viet spørsmål knyttet til økonomisk verdsetting og andre måter å synliggjøre verdier på for å oppnå bedre forvaltning.

Ta hensyn til risiko og usikkerhet

TEEB påpeker at kunnskapen om hvordan økosystemene fungerer er mangelfull. Samtidig viser de til at vi får en økende mengde bevis for at biologisk mangfold spiller en nøkkelrolle når det gjelder levering av mange – men ikke alle – økosystemtjenester. Blant annet gir velfungerende økosystemer en «naturlig forsikring» mot eventuelle sjokk og tap av økosystemtjenester, og den forsikringsverdien dette representerer bør anses som en integrert del av deres samlede økonomiske verdi.

TEEB peker på at det er vanskelig å fange opp verdiene av f.eks. økologisk robusthet og resiliens, og kostnadene knyttet til økologiske sammenbruddstilstander. Informasjon om slike terskelverdier basert på andre metoder bør derfor legges fram parallelt med eventuelle verdiberegninger. TEEB mener videre det bør bygges på føre var-prinsippet og innføres sikre minimumsstandarder i forbindelse med beslutninger som gjelder særdeles viktig naturkapital. Dette er i tråd med norsk miljø- og ressursforvaltning, og vil bli nærmere diskutert i Del IV.

Verdsetting av fremtiden

Avveiningen mellom dagens og fremtidige kostnader og gevinster representerer en særskilt utfordring. TEEB mener valg av diskonteringsrente bør avspeile vårt ansvar overfor fremtidige generasjoner og at det derfor dreier seg om et etisk eller moralsk valg. For eksempel vil en diskonteringsrente på 4 pst. innebærer at et tap av naturmangfold om 50 år får en verdi som er bare 1/7 av verdien av tilsvarende tap av naturmangfold i dag.

TEEB mener det er nødvendig å være varsom ved valg av diskonteringsrenter for ulike kategorier kapital, avhengig av om det dreier seg om fellesgoder eller private goder, eller menneskeskapte eller økologiske ressurser. TEEB viser også til at det finnes gode argumenter for å benytte lavere diskonteringsrenter for offentlige goder og naturlig/økologisk kapital. TEEB skriver også at usikkerhet ikke nødvendigvis gjør det berettiget med en høyere diskonteringsrente.

TEEB anbefaler at det alltid legges fram en følsomhetsanalyse av nytte i forhold til kostnader, der det benyttes en rekke ulike diskonteringsrenter for å fremheve ulike etiske perspektiver og deres innvirkning på vår vurdering av fremtidige generasjoner. Ulike sider ved bl.a. diskonteringssatser og samfunnsøkonomiske analyser vil bli nærmere omtalt i Del III.

Bedre måling gir bedre forvaltning

TEEB konkluderer med at naturressursene er en økonomisk kapital, enten de omsettes i markeder eller ikke, og at konvensjonelle verktøy for måling av nasjonale økonomiske resultater og formue ikke er i stand til å avspeile naturkapitalbeholdning eller strømmer av økosystemtjenester. Dette bidrar etter TEEBs mening til «økonomisk usynliggjøring av naturen».

TEEB anbefaler at nåværende nasjonalregnskapssystemer snarest bør oppgraderes slik at verdien av endringer i naturkapitalbeholdningen og økosystemtjenestene tas med. Dette kan gjennomføres bl.a. ved å innføre endringer i FNs håndbok om integrert miljø- og økonomiregnskap og ved at regjeringer utarbeider et «kontrollpanel» med indikatorer som sikrer en kontinuerlig overvåking av endringer i fysisk kapital, naturkapital, menneskelig kapital og sosialkapital. Ulike sider ved måling av naturkapitalen som en del av nasjonalformuen, herunder eventuelle koblinger til nasjonalregnskapssystemer, er omtalt i kapittel 11.

Naturkapital og fattigdomsbekjempelse

Fattigdom er et sammensatt fenomen, og forholdet mellom fattigdom og biologisk mangfold er ikke alltid entydig. I mange land er imidlertid fattige husstander direkte avhengige av naturkapital, og inntekter fra naturkapital utgjør ofte en stor andel av inntekten (f.eks. i jordbruk, skogbruk og fiskerier). Fattige har dessuten få muligheter til å takle tap av viktige økosystemtjenester, som f.eks. rensing av drikkevann eller beskyttelse mot naturkatastrofer. En bærekraftig forvaltning av naturkapitalen er derfor viktig for å redusere fattigdom og for å nå FNs tusenårsmål for utvikling, og økosystemtjenestenes betydning for mange fattige husstander må integreres fullt ut i politikken. TEEB mener dette bør gjelde både når det settes mål for å styre utviklingen og ved vurdering av de sosiale følgene av en politikk som har negativ innvirkning på miljøet. Det må også tas hensyn til hvordan politikk og tiltak kan påvirke fremtidig tilgang til og fordeling av økosystemtjenester.

Under bunnlinjen – offentliggjøring og kompenserende tiltak

TEEB konkluderer med at økt offentliggjøring av næringslivets innvirkning på og avhengighet av biologisk mangfold og økosystemtjenester er avgjørende for å få nødvendige endringer i bedriftenes investeringer og drift. Gjeldende regnskapsregler og rapporteringsstandarder krever f.eks. ikke alltid at miljømessige eksterne virkninger gjøres synlige. TEEB viser også til at bedrifter ved å integrere økosystemtjenester i sine strategier og verdikjeder kan oppnå kostnadsbesparelser, finne nye inntektsmuligheter, bedre sitt omdømme og styrke sine muligheter til å få driftstillatelser. Dette gjelder også for bedrifter som påvirker økosystemtjenestene indirekte, f.eks. innen bank, finans og forsikring.

Bedriftenes og andre organisasjoners årsrapporter og årsregnskap bør i følge TEEB avdekke alle viktige eksterne faktorer, herunder påvirkning av miljø og endringer i naturkapital som ikke er inkludert i lovpålagte årsregnskap. Metoder, mål og standarder for bærekraftig forvaltning og regnskap som integrerer biologisk mangfold og økosystemtjenester bør utvikles og prioriteres av nasjonale og internasjonale regnskapsorganisasjoner i samarbeid med miljøvernorganisasjoner og andre interesserte parter.

TEEB mener prinsippene «intet nettotap» eller «netto positiv effekt» bør betraktes som normal praksis for bedrifter, med tilhørende strenge kvalitetskrav og resultatmåling. Dette kan innebære ulike former for investeringer som styrker økosystemer og kompenserende tiltak for skadevirkninger som ikke kan unngås. Virkemidler som brukes i Norge for å bidra til at næringslivet tar hensyn til verdier av økosystemtjenester er omtalt i Del IV.

Endringer i virkemidler

TEEB viser til at økonomiske virkemidler som avgifter, subsidier og andre signaler spiller en vesentlig rolle for hvordan naturkapitalen brukes. I de fleste land tar disse markedssignalene ikke hensyn til den fulle verdien av økosystemtjenestene, og noen av dem har utilsiktede negative virkninger på naturkapitalen. TEEB mener det kan oppnås svært gunstige resultater både for naturen og for offentlige budsjetter ved å endre og legge om kursen for subsidier som har skadevirkninger for miljøet. Globalt er slike subsidier knyttet særlig til fossilt brensel, landbruk, fiskerier, transport og vannforvaltning.

Prinsippene «forurenser betaler» og «full kostnadsdekning» krever en omlegging av virkemidler og skattereformer. TEEB argumenterer også for positive virkemidler, som betaling for økosystemtjenester, skattelettelser og andre skattemessige overføringer som har som mål å oppmuntre aktører i privat og offentlig sektor til å sørge for at konsekvensene av den økonomiske virksomheten ikke er til hinder for at naturen kan fortsette å yte økosystemtjenester. TEEB viser til at endringer innenfor eiendomsrett, ansvarsordninger, forbrukerinformasjon og andre tiltak kan stimulere til private investeringer i bevaring og bærekraftig bruk. Som et første skritt mener TEEB at regjeringer bør ta sikte på full åpenhet rundt subsidier, og på å rapportere årlig slik at uheldige sider ved slike subsidier kan bli avdekket, kartlagt og til slutt avviklet.

TEEB-rapportene gjengir eksempler på bruk av markedsbaserte mekanismer for å bevare naturmangfold, og viser til at dette i en del tilfeller kan være en hensiktsmessig tilnærming. Det sies imidlertid også at det er en utfordring for beslutningstakere å vurdere når det er sannsynlig at markedsbaserte løsninger for å håndtere tap av naturmangfold vil være kulturelt akseptabelt og samtidig effektive, hensiktsmessige og rettferdige.

TEEB sier videre at en eksplisitt verdsetting av utvalgte økosystemtjenestene i mange tilfeller kan bidra til å sikre økonomisk effektiv bruk. De viser også til at det ikke alltid er nødvendig å sette en prislapp på naturressursene og økosystemtjenestene for å kunne etablere markedsbaserte ordninger, og til at økonomisk verdsetting ikke nødvendigvis innebærer en privatisering av tjenestene eller at de må omsettes i markedet.

Eksisterende og mulige nye virkemidler for å synliggjøre og sikre verdier av økosystemtjenester, herunder subsidier og andre økonomiske virkemidler, er omtalt i Del IV.

Investering i verneområder

TEEB påpeker at om lag 12 pst. av jordas landareal består av verneområder, men at en betydelig del forvaltes lite effektivt og at marine verneområder fortsatt er relativt sjeldne. TEEB mener en rekke studier viser at kostnadene ved etablering og forvaltning av verneområder, inklusive alternativkostnader ved avstått økonomisk aktivitet, vanligvis langt oppveies av de økosystemtjenestene som slike områder produserer. TEEB påpeker også at mange av fordelene verneområdene gir kan nytes på steder som ligger langt unna eller langt inn i fremtiden (f.eks. karbonlagring), mens kostnadene ofte er lokale og umiddelbare.

TEEB anbefaler at arbeidet med å opprette omfattende, representative, effektive og rettferdig forvaltede nettverk av nasjonale og regionale verneområder bør videreføres (spesielt i havet) for å bevare biologisk mangfold og for å opprettholde et bredt spekter av økosystemtjenester. TEEB mener videre at økonomisk verdsetting av økosystemer kan bidra til å rettferdiggjøre verneområder, identifisere finansierings- og investeringsmuligheter og underbygge prioriteringer innen vern.

Investering i økologisk infrastruktur

TEEB konkluderer med at investeringer i såkalt «økologisk infrastruktur» ofte er økonomisk fornuftig når man tar hensyn til hele spekteret av fordeler. Å opprettholde, gjenopprette eller forbedre f.eks. mangrover, annen våtmark og vanntilsig i skog, kan sammenlignes med alternativ menneskeskapt infrastruktur, som behandlingsanlegg for avløpsvann eller diker. Det er vanligvis billigere å unngå at et økosystem brytes ned enn å betale for restaurering, men det er likevel mange tilfeller der fordelene ved å restaurere ødelagte økosystemer langt overgår kostnadene. TEEB mener slike restaureringsprosjekter kan bli stadig viktigere i innsatsen for å tilpasse oss klimaendringer. TEEB sier videre at reduserte utslipp knyttet til avskoging og skogforringelse gir viktige muligheter til å begrense klimaendringenes omfang og konsekvenser, og også kan være fordelaktig for biologisk mangfold og for lokalsamfunn.

TEEB anbefaler at vern og restaurering av økosystemer betraktes som en bærekraftig, alternativ investering som støtter opp om en rekke politiske mål, herunder matsikkerhet, byutvikling, vannrensing og behandling av avløpsvann, regional utvikling, reduserte utslipp av klimagasser og tilpasning til klimaendringer. TEEB anbefaler videre at reduserte utslipp fra avskoging og skogforringelse i utviklingsland (REDD+)prioriteres under klimakonvensjonen (UNFCCC) for å få til en rask iverksettelse av denne mekanismen, med pilotprosjekter og tiltak for å styrke utviklingslandenes kapasitet til å opprette troverdige overvåkings- og verifiseringssystemer.

Vern som virkemiddel for å sikre biologisk mangfold og økosystemtjenester, inklusive klimarettede tiltak og tiltak for økosystemrestaurering, er nærmere omtalt i Del IV. Norsk politikk som kan sikre viktig økologisk infrastruktur i andre land, herunder skog (REDD+), er omtalt i kapittel 6.

Verdien av naturen må inn i beslutningsprosessene

TEEB konkluderer med at investeringer og aktiviteter som bryter ned naturkapitalen får fortsette fordi verdiene av økosystemtjenester og naturmangfold ikke blir integrert i økonomiske beslutninger. TEEB mener den fulle verdien av det biologiske mangfold og økosystemtjenester vil integreres i beslutningsprosessene hvis bærekraftig forvaltning anses som en økonomisk mulighet snarere enn som et hinder for «utvikling».

TEEB mener synliggjøring av de økonomiske verdiene knyttet til økosystemtjenestene kan bidra til å øke menneskers bevissthet om og engasjement for en bærekraftig forvaltning av det biologiske mangfold. For at disse verdiene skal kunne integreres, må naturkapitalen systematisk tas med blant annet i politikk som gjelder økonomi, handel og utvikling, transport, energi og gruvedrift, landbruk, fiskerier, skogbruksmetoder, næringslivets strategier og beslutninger, utviklingspolitikk, offentlige anskaffelser og privat forbruk. Tiltak og virkemidler for å synliggjøre verdier for å integrere hensynet til naturen i norsk politikk er nærmere omtalt i Del IV.

2.7 Økosystemtjenester i mellomstatlig samarbeid

Økosystemtjenestebegrepet og -tilnærmingen fanges i økende grad opp i ulike mellomstatlige og faglige sammenhenger, og er de siste årene reflektert i flere sentrale internasjonale vedtak knyttet til biologisk mangfold. En ser at begrepet i økende grad brukes sammen med biologisk mangfold, og at det snakkes om «biologisk mangfold og økosystemtjenester».

Konvensjonen om biologisk mangfold (CBD) har de siste årene lagt stadig mer vekt på å fremheve koblingene mellom biologisk mangfold og menneskelig velferd og fattigdomsbekjempelse. Dette illustreres bl.a. av at økosystemtjenester i økende grad tas hensyn til i vedtak under CBD, bl.a. i en rekke vedtak fra konvensjonens øverste organ (partsmøtene) i Curitiba, Brasil i 2008 og i Nagoya, Japan, i 2010. Hensynet til økosystemtjenester står sentralt i flere av Aichi-målene under konvensjonens strategiske plan for perioden 2011 – 20, hvor det overordnede globale målet for arbeidet mot 2020 er at landene skal gjennomføre «effektiv og umiddelbar handling for å stanse tapet av biologisk mangfold for å sikre at økosystemene i 2020 er robuste og leverer livsviktige økosystemtjenester til folk». Målformuleringen viser at konvensjonen de neste årene skal ha et sterkt fokus på nytteverdier, men det må også nevnes at naturens egenverdi ligger som en premiss i selve konvensjonsteksten sammen med en rekke andre verdier.

Økosystemtjenester står også sentralt i Naturpanelet (Intergovernmental Science-Policy Platform on Biodiversity and Ecosystem Services, IPBES), som ble opprettet i 2012. Naturpanelet er et uavhengig mellomstatlig vitenskapelig organ, som på samme måte som FNs klimapanel (IPCC) skal levere faglig underlagsmateriale til det internasjonale miljøsamarbeidet. Naturpanelets formål er å utrede og sammenfatte status for kunnskap om biomangfold og om økosystemtjenester, identifisere fagområder der det er behov for ny kunnskap, fremme utvikling av forvaltningsverktøy (som skal bedre overføring av kunnskap til politiske beslutningstakere) og bygge kapasitet og kartlegge behov for finansiering av tiltak i utviklingsland. Det er ventet at økosystemtjenester vil stå sentralt i de fleste arbeidsprogrammene som nå skal utvikles og iverksettes under Naturpanelet.

I tillegg til FNs miljøprogram (UNEP) bidrar også andre FN-aktører i det internasjonale samarbeidet om utvikling og bruk av økosystemtjenestetilnærmingen, herunder FNs statistikkavdeling, FNs organisasjon for mat og landbruk (FAO) i FNs utviklingsprogram (UNDP). OECD ser også på viktige sider av TEEBs anbefalinger, både synliggjøring av verdier gjennom bl.a. konsekvensutredninger og indikatorer, og integrering av verdier gjennom virkemidler.

Økosystemtjenestetilnærmingen står sentralt i EUs miljøpolitikk generelt og arbeid med biomangfold spesielt, og dette er ikke minst reflektert i EUs biomangfoldstrategi fram mot 2020. Strategien ble vedtatt i 2011 og understreker betydningen av biomangfold som livsforsikring og av naturkapitalen som grunnlag for utvikling og velferd. Et av tiltakene krever at medlemslandene skal kartlegge sine økosystemer og økosystemtjenester innen 2014 og at økonomiske verdier skal vurderes innen 2020. Som en del av arbeidet med strategien har EU bl.a. opprettet en egen arbeidsgruppe for kartlegging og vurdering av økosystemer og økosystemtjenester (MAES), og det er satt i gang tematiske pilotprosjekter6 og ulike forskningsaktiviteter. EU-kommisjonen har også lagt fram en melding om grønn infrastruktur (European Commission 2013), som skal fremme grønn infrastruktur i arealplanlegging og områdeutvikling. Arbeidet skal bl.a. løfte fram betydningen av økosystemer for rassikring, flomdemping, overvannshåndtering, klimaregulering (spesielt i byer) og rekreasjon. For en gjennomgang av arbeidet med kartlegging av økosystemer for politikkutvikling og beslutningsstøtte i EU kan det bl.a. vises til Maes mfl. (2012c). De viser også til hvordan naturkapital- og økosystemtjenestetilnærmingene blir koblet til EUs bredere politikk, bl.a. for miljø, vann, sysselsetting, ressursbruk og økonomi og til EUs felles sektorpolitikk innen landbruk og fiskeri.

Det europeiske miljøbyrået (EEA) står sentralt i det faglige samarbeidet om økosystemstudier og om økosystemtilnærminger i Europa, og de er en viktig premissleverandør for bl.a. EUs arbeid med økosystemer og for bredere europeisk samarbeid gjennom Miljø for Europa-prosessen.

Nordisk ministerråd har fulgt opp økosystemtjenestetilnærmingen bl.a. i sitt samarbeid om biomangfold og om miljøøkonomi. En sentral referanse i dette samarbeidet er en stor studie av den sosioøkonomiske betydningen av økosystemtjenester i nordiske land (Kettunen mfl. 2012), som bl.a. setter TEEB-prosjektet inn i en nordisk sammenheng og tar for seg arbeider og analyser som er aktuelle for nordiske forhold. Det er også utviklet prosjekter og gitt ut rapporter om bl.a. virkemidler for forvaltning av biologisk mangfold (se bl.a. Vatn mfl. 2005), biologisk mangfold som naturkapital (Mazza mfl. 2013), økosystemtjenester i nordiske vassdrag (Barton mfl. 2012), håndtering av miljøskadelige subsidier (Bruvoll mfl. 2011), betaling og forvaltning av økosystemtjenester (Zandersen mfl. 2009) og karbonlagring og skog (Framstad mfl. 2013).

Utviklingen i internasjonalt samarbeid viser betydelig og økende støtte til både økosystemtjenestetilnærmingen generelt og til TEEBs arbeid spesielt, men det kan ikke sies å være en allmenn eller global tilslutning. Dette skyldes bl.a. ønsker om bedre forståelse av det faktiske innholdet i disse tilnærmingene og om å kunne gjøre nasjonale tilpasninger og avgrensinger.

2.8 Økosystemtjenester og arbeidet med grønn økonomi

Det er de siste årene utviklet ulike tilnærminger til det som betegnes som grønn økonomi (se f.eks. UNEP 2011a) og grønn vekst (se f.eks. OECD 2011). I dette arbeidet legges det stor vekt på bevaring av naturkapitalen som forutsetning for en overgang til en grønn økonomi. Dette er omtalt bl.a. i grunnlagsrapporten om grønn økonomi fra FNs miljøprogram (UNEP 2011a) og i TEEB-prosjektets rapport om naturens rolle i utviklingen mot en grønn økonomi (Brink mfl. 2012). Økosystemenes betydning er imidlertid mindre fremhevet i nordisk samarbeid rundt grønn økonomi, hvor det bl.a. er sterkere fokus på ressurseffektivitet, utslipp og klimahensyn (se f.eks. Skjelvik mfl. 2011).

En grønn økonomi skal være bærekraftig både miljømessig, økonomisk og sosialt, og det forutsettes at naturressurser utnyttes innenfor trygge økologiske rammer, at kritiske økologiske tilstander unngås, at det ikke er noe nettotap av biologisk mangfold, og at samfunnet har tilgang til naturkapital og et rent miljø. Litteraturen om grønn økonomi viser til at en rekke byggesteiner må på plass for å få til en ønsket utvikling bort fra bl.a. overutnyttelse av naturressurser, tap av naturkapital, kritiske økologiske tilstander og ressursbegrensninger. Dette omfatter bl.a. bedre avveininger for å sikre bærekraftige løsninger, mer aktiv håndtering av risiko i forvaltningen, proaktive investeringer i naturkapital og sterkere fokus på ressurseffektivitet.

Arbeidet med en «grønn økonomi» møter også utfordringer forbundet bl.a. med fordeling og hensynet til fattige og til marginaliserte befolkningsgrupper, og det kan f.eks. vises til Vatn mfl. (2013) for en diskusjon om fordeling, vekst og grønn økonomi. Land med ulike behov vil også legge ulike ting i begrepet grønn økonomi, både når det gjelder hva den skal føre til og hvordan den kan utvikles.

Arbeidet med en grønn økonomi ble diskutert på verdenstoppmøtet om bærekraftig utvikling i Rio i 2012, men vedtaket om grønn økonomi, bærekraftig utvikling og fattigdomsbekjempelse7 ble mindre forpliktende og konkret enn opprinnelig planlagt. Det anerkjennes i vedtaket at grønn økonomi kan bidra til bærekraftig forvaltning av naturressurser, mindre miljøpåvirkning, ressurseffektivitet, rettferdig vekst og jobbskaping, Vedtaket inneholder også en rekke forbehold om hva som kan legges i begrepet grønn økonomi, og understreker også at landene selv må finne sine tilnærminger.

2.9 Eksempler på TEEB-oppfølging og økosystemstudier i andre land

Økt fokus på økosystemtjenester generelt og TEEB-prosjektet spesielt har ført til at myndighetene i en rekke land har igangsatt ulike studier knyttet til økosystemer og økosystemtjenester. Omfanget er varierende, og dekker både brede økosystemstudier og ulike tematiske og geografiske studier. For en oversikt kan det vises bl.a. til TEEBs hjemmesider og til gjennomganger som f.eks. Brouwer mfl. (2013) om TEEB-relaterte initiativ i europeiske land). Waage mfl. (2013) viser i sin gjennomgang til fem globale trender som kjennetegner myndighetenes bruk av økosystemtjenestetilnærmingen, og som de mener det er viktig at bedrifter og næringslivet er klar over. Trendene speiler i stor grad punktene i TEEB-studiene, og omfatter økende innsats for å fange opp verdier av økosystemtjenester i nasjonalregnskap og andre nasjonale beslutningsstøtteverktøy, økende utforsking av verdsetting, tiltak for å tiltrekke seg investeringer i økosystemtjenester, økte offentlige tilskudd til aktuell forskning, og tiltakende dialog mellom privat og offentlig sektor rundt temaet. En del studier knyttet til økonomisk verdsetting vil bli omtalt i kapittel 8 og en del av arbeidet med økosystemregnskap vil bli omtalt i kapittel 11.

Sverige

Naturvårdsverket og Havs- och vattenmyndigheten leverte i 2012 en rapport (Naturvårdsverket 2012) til Miljödepartementet hvor de sammenstilte informasjon om økosystemer og økosystemtjenester som er viktige i svensk sammenheng og identifiserte sentrale påvirkningsfaktorer. Den svenske regjeringen vedtok i januar 2013 å igangsette en utredning for å analysere og foreslå metoder for å verdsette (värdera) økosystemtjenester. Utredningen skal også foreslå hvordan disse verdiene skal kunne integreres i økonomiske beslutninger, politiske avveininger og i andre samfunnsbeslutninger. Utredningen skal leveres innen 30. september 2013, og arbeidet med utredningen gjøres av et sekretariat ledet av Stockholm Resilience Center. Det svenske arbeidet skal bidra til den svenske regjeringens mål om å synliggjøre verdien som økosystemtjenester bidrar med for samfunnet (se Miljödepartementet 2012).

Storbritannia

Storbritannia har gjort en større vurdering av sine økosystemer og på ulike måter anvendt økosystemtjenestetilnærmingen både i politikkutvikling og i praktisk bruk. Arbeidet med deres National Ecosystem Assessment (UK NEA 2011a og 2011b) ble satt i gang i 2009 som en respons på MA, og ble underveis utvidet med den mer økonomiske tilnærmingen fra TEEB-prosjektet. Arbeidet med UK NEA har involvert et stort antall offentlige, akademiske og private institusjoner, i tillegg til interesseorganisasjoner. Totalt har omkring 500 eksperter med naturfaglig, økonomisk og samfunnsfaglig bakgrunn bidratt i prosessen.

Rapporten gir en omfattende vurdering av status og trender for Storbritannias ulike habitater og samfunnets bruk av dem de siste 50 – 60 årene. Det fokuseres spesielt på de største endringene og deres effekt på produksjon av økosystemtjenester, og det vises til at av de vurderte økosystemtjenestene er omkring 30 pst. i nedgang og mange flere er i en redusert eller degradert tilstand. Det pekes også på kunnskapshull i sammenheng med bærekraftig forvaltning av de ulike habitattypene.

Scenarier benyttes for å belyse hvordan samfunnet vil kunne se ut om 50 år, avhengig av hvilke drivere og trender som får dominere samfunnsutviklingen. Resultatene viser blant annet at å fortsette med dagens politikk og virkemidler for å sikre økosystemtjenester vil ha en viss positiv effekt i det lange løp. Det er også interessant å se at et scenario der sterk økonomisk vekst fokusert på sekundær- og tertiærnæringer (med påfølgende redusert press i landbruksområder) og et scenario med høy fokus på å vedlikeholde økosystemtjenester innenfor alle sektorer, har tilnærmet samme positive effekter på økosystemtjenestene i landet. For å illustrere hvordan økosystemtjenestetilnærmingen kan spille en viktig rolle i beslutningstaking, verdsetter rapporten utvalgte økosystemtjenester som følger av endret bruk av landområder under de ulike scenariene.

Avslutningsvis presenterer rapporten et utvalg responsalternativer som har vært implementert eller diskutert av aktører på ulike nivåer i Storbritannia gjennom flere år, og vurderer effekten på habitater, tilhørende økosystemtjenester og til syvende og sist på befolkningens velferd. Resultatene viser at bærekraftig forvaltning av økosystemer og deres tjenester i de fleste tilfeller involverer flere tilnærminger inkludert regulering, (økonomiske) insentiver, holdningsendringer, teknologi og frivillig innsats.

Som en oppfølging av bl.a. resultatene fra UK NEA la britiske myndigheter i 2011 fram en melding The natural choice: securing the value of nature (Defra 2011a), som trekker opp visjonen på miljøområdet femti år fremover i tid. Samme år publiserte det britiske miljø-, mat og distriktsdepartementet en strategi for arbeidet med Englands natur og økosystemtjenester fram mot 2020 (Defra 2011b), som baserer seg på denne meldingen.

Det er også igangsatt og planlagt en rekke større og mindre initiativer for å følge opp disse rapportene. Eksempler er strategiske partnerskap mellom privatpersoner, næringslivsaktører og organisasjoner på lokalt nivå, pilotprosjekter for å teste en frivillig ordning for omsetning av rettigheter til erstatningsområder og tiltak som bidrar til å ta vare på biologisk mangfold (biodiversity offsets, se boks 15.5), etablering av en arbeidsgruppe med næringslivsledere og eksperter som ser etter muligheter for å bidra både til en forbedret bunnlinje og til et bedre miljø (Ecosystem Markets Task Force 2013), og initiativ for å støtte lokale samarbeidsinitiativer for «naturforbedringsområder». Videre er det etablert en komité (Natural Capital Committee) som skal gi myndighetene en bedre forståelse av naturkapitalens verdi og gi råd om naturkapitalens tilstand til finansministerens økonomikomité.

Australia

Australia fanget tidlig opp økosystemtjenestetilnærmingen både i forskning og forvaltning, og har i økende grad anvendt den både nasjonalt og på delstatsnivå. For en omtale av aktuelle erfaringer og innganger kan det bl.a. vises til en rapport som nylig ble laget for det australske landbruks-, fiskeri- og skogbruksdepartementet (Australia 21 Limited 2012). Australia har også lagt vekt på å forbedre og komplettere sin miljøstatistikk for bedre å fange opp landets naturkapital og økonomisk viktigste økosystemer. De har også opprettet en ny nasjonal komité for forvaltning av biomangfold og økosystemtjenester.

For en gjennomgang av bruken av økosystemtjenestetilnærmingen i Australia kan det vises til bl.a. Pittock mfl. (2012). De nevner at en årsak til økt bruk av økosystemtjenestetilnærmingen kan være økt fokus på økosystembasert forvaltning (særlig nedbørsfelt), bl.a. for å løse miljøutfordringer på tvers av en rekke forvaltningsgrenser. En annen årsak kan være Australias økende interesse for bruk av økonomiske og markedsbaserte virkemidler.

USA og Canada

Ulike sider ved økosystemtjenestetilnærmingen spiller i praksis også viktige roller i USA og Canada, og bl.a. Molnar og Kubiszewski (2012) gir en oversikt over forskning og anvendelse av tilnærmingen for forvaltningen av naturverdier og økosystemer i disse to landene. Deres gjennomgang viser bl.a. et økende antall forskningsutgivelser og verdsettingsstudier for økosystemtjenester, og også en økende interesse i næringslivet for denne tilnærmingen.

Kanadiske miljømyndigheter ser på hvordan økosystemtjenestetilnærmingen kan anvendes og på hvordan verdier av tjenestene kan synliggjøres og integreres, og har bl.a. utført studier om aktuelle økonomiske virkemidler (Kenny mfl. 2011). Canada har også startet et prosjekt som skal utvikle et system for å kunne måle og gjøre rede for status og utvikling i viktige økosystemer innenfor rammene av nasjonalregnskapet (MEGS – se omtale bl.a. i Mazza mfl. 2013). Det kan også vises til Canadas arbeid med skog, bl.a. gjennom samarbeid med næringslivet og skogsektoren og ulike tematiske studier (se f.eks. Anielski og Wilson 2005).

Amerikanske myndigheter har fulgt opp tankegangen i økosystemtjenestetilnærmingen både i miljø- og ressurspolitikken og i kunnskapsutvikling. Sentrale eksempler på utviklingen av det faglige grunnlaget er bl.a. rapporten fra vitenskapsorganet til det amerikanske miljøbyrået om verdsetting av økosystemer og økosystemtjenester (EPA-SAB 2009) og rapporten med vitenskapelige råd til den amerikanske presidenten om bærekraftig ivaretakelse av miljøkapitalen for å beskytte samfunnet og økonomien (PCAST 2011). For en oversikt over nyere statlig finansiert forskning i USA knyttet til økosystemtjenester kan det vises til Cox mfl. (2013).

I USA er det også innført ulike innovative (ofte markedsbaserte) ordninger for å bevare eller øke verdien av økosystemtjenester, bl.a. innen våtmarker, jordbruk, skog og vannkvalitet, og noe av dette vil vi komme tilbake til i Del IV i rapporten. Vi viser også til en velgerundersøkelse som ble gjennomført i USA i 2010 rundt forståelsen av naturens verdier og bruken av begrepet økosystemtjenester, og til anbefalinger som ble laget på grunnlag av denne (Metz og Weigel 2010). Anbefalingene viser bl.a. til behovet for å se bredt på naturens betydning samtidig som det lages konkrete koblinger til bl.a. folkehelse, sikkerhet, medisiner og mat.

Andre land

Andre land som har gjennomført studier og igangsatt ulike prosjekter som kan være relevante for Norge er bl.a. Tyskland, Nederland, Finland, Japan, New Zealand, Kina og Brasil. Norge ønsker generelt å bidra til multilateralt samarbeid for styrking og anvendelse av kunnskap om økosystemenes verdi og å stimulere til synliggjøring av verdiene av økosystemene i nasjonale beslutningsprosesser i utviklingsland (se bl.a. Meld. St. 14 (2010 – 2011)). Som en del av dette bidrar Norge bl.a. økonomisk til Verdensbankens prosjekt om verdsetting av økosystemtjenester (WAVES), jf. boks 11.3.

2.10 Utfordringer og begrensninger ved økosystemtjenestetilnærmingen

Gjennomgangen over viser at det kan ligge mange muligheter i økosystemtjenestetilnærmingen, og for en generell oversikt kan det i tillegg til MA (2005a og c) og TEEB (2010a) bl.a. vises til McNeely mfl. (2009), Braat og Groot (2012) og Kumar mfl. (2013).

Det er imidlertid bred enighet om at det fortsatt er en rekke utfordringer og utviklingsbehov knyttet til økosystemtjenestetilnærmingen, ikke minst knyttet til kunnskapsgrunnlaget og verdsettingsmetoder.

Kunnskapen om sammenhengene i naturen og hvordan vi påvirker den er mangelfull. Vi har lite kunnskap om økologiske funksjoner, økosystemtilstand og biologisk mangfold, om økologisk robusthet og motstandskraft, og om sammenhenger mellom ulike former for biologisk mangfold og ulike former for økosystemtjenester. Vi mangler også kunnskap om tilstanden i naturen og for økosystemtjenestene, om hva tjenestene betyr for menneskelig velferd, og om hvordan vi skal få til gode avveininger i tid og rom og mellom ulike tjenester og interesser. Dette er utfordringer for all naturforvaltning, uavhengig av økologisk eller økonomisk tilnærming. Kunnskapsbehovet vil fremheves gjennom hele utredningen.

Økosystemtjenestetilnærmingen er imidlertid også møtt med mer spesifikk kritikk, rettet prinsipielt mot etiske perspektiver og mot den grunnleggende forståelsen av samspillet mellom menneske og natur, mot ulike faglige og metodemessige svakheter, og mot den praktiske og forvaltningsmessige anvendelsen av tilnærmingen og mulige konsekvenser av dette. For en gjennomgang av ulike aktuelle faglige spenningsfelt og kritiske perspektiver viser vi til Dempsey og Robertson (2012), Gómez-Baggethun og Ruiz-Pérez (2011) og Luck mfl. (2012).

Luck mfl. (2012) ser spesielt på etiske vurderinger i anvendelsen av økosystemtjenestetilnærmingen, og gjennomgår disse i lys av antroposentrisk fokus, forbruk, økonomisk verdsetting, kommersialisering (eller varegjøring av natur – commodification), sosiokulturelle virkninger, endringer i motivasjon og fordelingsvirkninger. Et generelt inntrykk er at mange av dem som presenterer kritiske perspektiver ønsker at mye eller deler av økosystemtjenestetilnærmingen skal anvendes og videreutvikles, men at det er viktig å forstå og reflektere hvilke faglige og forvaltningsmessige begrensninger og utfordringer den står overfor. Mye av kritikken er rettet spesielt mot økonomisk verdsetting og spørsmålet om økt økonomisk verdsetting nødvendigvis vil gi bedre løsninger for økosystemene og for samfunnet (se f.eks. Pritchard 2011).

Utvalget mener det er viktig at disse utviklingsbehovene og kritiske perspektivene blir vurdert nøye. Nedenfor presenterer vi noen av de utfordringer og begrensninger som er særlig aktuelle for økosystemtjenestetilnærmingen. Deler av dette vil også gjelde andre tilnærminger til forvaltning av miljø og økosystemer. Det bør også understrekes at utfordringene vil komme fra ulike faglige perspektiver, hvor det bl.a. er aktuelt å skille mellom naturfaglige og økonomifaglige innganger. Utvalgets vurderinger vil vi komme tilbake til i kapittel 2.11.

Er det egentlig noe nytt i økosystemtjenestetilnærmingen?

Noen spør om hva økosystemtjenestebegrepet egentlig omfatter og fanger opp som ikke kan dekkes eller vurderes innenfor allerede etablerte økonomifaglige rammeverk. Mange samfunnsøkonomer vil mene at det å gjøre avveininger av hvordan knappe ressurser skal disponeres i tid, rom og mellom ulike anvendelser er det hele samfunnsøkonomifaget dreier seg om. At naturen leverer varer og tjenester til mennesker, og at disse godene (eller goder generelt) kan ha en verdi uten å ha en pris, er også velkjent. Eksterne effekter og kollektive goder er klassiske begreper fra samfunnsøkonomien for å beskrive situasjoner der summen av enkeltmenneskes handlinger ikke nødvendigvis gagner samfunnets interesser samlet sett. Sharman (2010) sier at «nytte for mennesker» på ulike vis har vært framme i diskusjonen i flere tiår, herunder i internasjonale miljøforhandlinger, uten at dette har endret utviklingen. Andre igjen (se f.eks. MacDonald og Corson 2012) hevder at TEEB og økosystemtjenestetankegangen ikke medfører noe substansielt nytt, men at «ny innpakning» har bidratt til å engasjere nye grupper (bl.a. økonomer og næringslivet) som er viktige for bruk og bevaring av økosystemer.

Enkelte (f.eks. Redford og Adams 2009) hevder videre at det er en fare for at også økosystemtjenestetilnærmingen blir en motesak i miljøforvaltningen, som i likhet med tidligere «nye» tilnærminger kan kreve mye oppmerksomhet før den blir forlatt uten egentlig å ha klart å møte de store utfordringene knyttet til bevaring av økosystemer.

Økonomisk og mekanisk sneversyn eller nyttig metafor?

Flere (se f.eks. Dempsey og Robertson 2012) mener at økosystemtjenestebegrepet brukes for bredt og for lite presist. De hevder at begrepet «tjeneste» i noen sammenhenger fremstår som alle sider ved miljøet som er nyttige for mennesker, og at begrepet da blir vanskelig å sette inn i noenlunde stringente rammeverk. Det blir også vist til behovet for å synliggjøre abiotiske (ikke-biologiske) elementer og til ulike former for menneskelig innsats som er viktige for økosystemtjenestene. Mer grunnleggende er det imidlertid at det fra ulike ståsted blir påpekt at tankegangen i økosystemtjenestetilnærmingen kan begrense våre perspektiver og gi mangelfulle svar på de utfordringene som skal løses. Norgaard (2010) benytter f.eks. tittelen «Ecosystem services: From eye-opening metaphor to complexity blinder» i en artikkel og hevder at økosystemtjenestetilnærmingen ikke fanger opp økologisk kompleksitet eller økonomisk og politisk helhet på en god nok måte.

Norgaard (2011) hevder videre at økosystemtjenestebegrepet lenge hadde som hensikt å informere og utfordre samfunnet til å tenke bredere på viktigheten av naturen og på ødeleggelse av økosystemer gjennom høyt uttak av energi og materialer, men at det nå er i ferd med å utvikle seg til en for dominerende modell for miljøpolitikk og -forvaltning, med for stor fokus på økonomiske tilnærminger. Han mener dette særlig synes å gjelde i en del utviklingsland, og i mindre grad i industriland, og antyder at dette kan skyldes større økologisk kunnskap og mer vitenskapelig diskusjon i industriland.

Det er bred enighet om at økosystemtjenestetilnærmingen krever en både flerfaglig og tverrfaglig tilnærming, og at det fortsatt er store utviklingsbehov her (se f.eks. Kumar mfl. 2013). Fra ulike hold blir det imidlertid hevdet at utviklingen og anvendelsen domineres for mye av økologiske og/eller økonomiske fagdisipliner. Chan mfl. (2007) peker f.eks. på behovet for å trekke inn antropologi, geografi og historie, mens Kumar og Kumar (2008) trekker fram behovet for mer psykososiale og kulturelle perspektiver og bl.a. Büscher og Wolmer (2007) understreker behovet for samfunnsvitenskaplige perspektiver på mer strukturelle og institusjonelle forhold.

Enkelte kritikere (se f.eks. Spash 2009 og 2011, Sharman 2010 og Sullivan 2013) mener at bruk av begreper fra fagfelt som økonomi og ingeniørfag kan medføre at vi angriper utfordringene på for mekaniske og lite helhetlige måter. Spash (2009) og Sullivan (2009) mener også at den tilhørende språkbruken vil favorisere etablerte maktstrukturer og tankeganger, og at dette setter miljødebatten inn i den dominerende formen for maktdiskurs med for sterkt fokus på penger og kortsiktig privatøkonomisk lønnsomhet fremfor langsiktig samfunnsøkonomisk lønnsomhet.

Et liknende poeng er at ulike faglige tilnærminger og institusjonelle prosesser kan resultere i at verdier og verdibegreper uttrykkes og forstås svært forskjellig, f.eks. av økonomer og økologer (se f.eks. Vedeld 1994). Dette vil kunne føre til at ulike fagdisipliner og forvaltningsinnganger legger ulike ting i grunnleggende begreper som «synliggjøring av verdier». En økolog kan her tenke på alle forhold i økosystemene som vurderes som viktige både for naturen og for mennesker, mens en økonom kan tenke på hvilken økonomisk verdi denne naturen gir mennesker i dag og for fremtiden.

Sharman (2010) stiller en rekke prinsipielle spørsmål til bruken av begrepet «økosystemtjenester», og mener at språkbruken bidrar til å kamuflere menneskers overforbruk av naturen og jordas ressurser. Ved å snevre inn perspektivet gir tilnærmingen rom for å videreføre en politikk som over tid vil ødelegge naturen og livsgrunnlaget. Sharman mener videre at dagens bruk av begrepet fokuserer for mye på verdiene økosystemene har for mennesker, og at dette underkjenner at vi har et ansvar for å ikke ødelegge naturen, uavhengig av nytten den har for oss. Child (2009) sier videre at bevaring av biologisk mangfold krever en argumentasjon som er klarere forankret i etiske argumenter og livets egenverdi, en språkbruk som klarere uttrykker menneskers følelser for naturen, og mindre bruk av politisk ufarlige begreper og mer nyttepregete argumenter.

En liknende kritikk mot økosystemtjenestetilnærmingen (og TEEB) er at fokuset på økosystemtjenester kan gå på bekostning av hensynet til biologisk mangfold (se f.eks. Child 2009, Ridder 2008 og McCauley 2006). Tilnærmingen kan dermed svekke arbeidet med bevaring av biologisk mangfold som sådan, og redusere anerkjennelsen av den betydningen biologisk mangfold har for mange økosystemtjenester på sikt. Det kan bl.a. hevdes at tilnærmingen kan føre til forvaltningsstrategier hvor biomangfold kan erstattes så lenge økosystemtjenestene kan opprettholdes.

Reyers mfl. (2012) diskuterer hvordan det i en del sammenhenger vil være viktig å klargjøre om hovedmålet for tiltak er bevaring av biologisk mangfold som sådan og/eller sikring av én eller flere økosystemtjenester. Som nevnt over kan det i mange tilfeller være en positiv sammenheng mellom tiltak rettet mot bevaring av biologisk mangfold og tiltak rettet mot sikring av økosystemtjenester (se f.eks. Polasky mfl. 2012 og Maes mfl. 2012a), men i andre tilfeller kan det være motsetninger mellom slike mål.

Forholdet mellom natur og kultur og immaterielle verdier

Det er fremmet ulike former for kritikk mot begrepene og rammeverkene som brukes i økosystemtjenestetilnærmingen for å håndtere forholdet mellom natur og kultur, og for håndteringen av de såkalte kulturelle økosystemtjenestene spesielt. En gjennomgang av denne kritikken og disse utfordringene blir gitt bl.a. av Setten mfl. (2012), Daniel mfl. (2012) og Chan mfl. (2012).

Setten mfl. (2012) viser bl.a. til at natur og samfunn ikke kan betraktes som adskilte enheter, og at denne helheten må reflekteres i analyseverktøyene som brukes. De viser også til at kategorien kulturelle tjenester ofte blir behandlet mer stemoderlig enn andre tjenester, og til at det ofte ikke gjøres klart hva som er økosystemenes bidrag eller hvordan verdiene oppstår i et samspill mellom natur og kultur. Setten mfl. oppfordrer også til økt bruk av landskapsmessige tilnærminger og viser til at det i større grad er påkrevd å forstå hvordan sosiokulturelle prosesser er avgjørende for holdninger og adferd knyttet til miljø. Ulike landskapsmessige tilnærminger står også sentralt hos bl.a. Gobster mfl. (2007), som diskuterer landskapet som inngang til å forstå hvordan vi oppfatter og påvirker miljøet rundt oss, og til hvordan estetiske oppfatninger av landskapet må sees sammen med viktige økologiske forhold.

Chan mfl. (2012) trekker opp en del av de samme argumentene, og understreker at det er viktig å gi større plass til sosiale (ofte vanskelig håndterbare) perspektiver. De mener imidlertid også at økosystemtjenestetilnærmingen kan anvendes på en måte som respekterer og ivaretar ulike interesser og perspektiver, og dermed kan overkomme noe av den «kulturelle ufølsomheten» som de mener har preget naturvernet. Andre (f.eks. Menzel og Teng 2010) mener økosystemtjenestetilnærmingen og -begrepene kan gi for mye «definisjonsmakt» til eksperter og for lite til lokale brukere og interessenter, og at det må arbeides aktivt for klarere å få fram menneskelige verdier på lokalt plan.

«Crowding out» er et sentralt begrep som beskriver at naturverdier kan «bli fortrengt» hvis naturforvaltning blir preget av økonomisk verdsetting (Berglund 2006, Bowles 2008, Bowles og Polonia-Reyes 2012 og Luck mfl. 2012). Motivasjonen for å ta vare på naturen kan bli svekket hvis man kan kjøpe seg fri fra forpliktelsene som ansvarlig naturforvaltning innebærer (se f.eks. Spash 2008b og Claro 2007). Det klassiske argumentet er at innsatsviljen for fellesskapet svekkes når det blir mulig å kjøpe seg fri (Frey og Jegen 2001). Tilsvarende blir kjøp av klimakvoter sammenliknet med å kjøpe seg god samvittighet (Gooding 1994 og Spash 2010).

Større økologiske sammenhenger – sammenbrudd og ikke-linearitet

Kunnskapen om økologiske sammenhenger er mangelfull, og flere viser til at den må antas å forbli mangelfull i lang tid fremover. Norgaard (2010) mener at selv om det finnes en del studier av økologiske sammenhenger, er få studier godt nok utviklet eller godt egnet til å vurdere sammenhengen mellom beholdningen av økologisk kapital og strømmen av økosystemtjenester. Vi kan heller ikke vente at vi vil få økologiske modeller som er store og helhetlige nok til å fange opp alle relevante sammenhenger eller til å forutse alvorlige tap av biologisk mangfold og/eller kritiske systemskift i økosystemer. Norgaard hevder at økosystemtjenestetilnærmingen kan føre til at vi utelater mange viktige økologiske perspektiver og til at vi undervurderer kompleksiteten i økologiske systemer.

Komplekse (ikke-lineære) sammenhenger og terskelverdier, som ofte kan observeres eller forventes i økologiske systemer, representerer en ekstra utfordring i verdsettingssammenheng (se f.eks. Kumar mfl. 2013 for en generell drøfting). Sett fra menneskenes ståsted, er det to forskjellige verdiaspekter som til sammen bidrar til økosystemenes verdi. Det første er knyttet til de verdiene økosystemets tjenester bidrar med i en gitt tilstand, mens det andre verdiaspektet er knyttet til økosystemets robusthet og evne til å opprettholde en stabil produksjon av økosystemtjenester selv om det utsettes for ulike påvirkninger. De vanlige økonomiske verdsettingsmetodene er utviklet for det første av disse verdiaspektene, og beregner verdien av endringer på et nivå som ikke setter viktige økologiske prosesser eller funksjoner i fare. Verdien av et økosystems robusthet ligger i evnen til å opprettholde produksjonen av økosystemtjenester selv når det utsettes for forstyrrelser. Stabiliteten og funksjonsevnen til et økosystem som er lite robust kan endres selv ved små forstyrrelser, mens et mer robust økosystem kan absorbere større forstyrrelser og sjokk uten at det medfører dramatiske endringer (Mäler mfl. 2007).

Norgaard (2010) mener at mye faglitteratur om økosystemtjenester, verdsetting og betaling for økosystemtjenester er utviklet innenfor rammeverk for enkeltområder for økonomisk bruk av naturen – ikke for hele samfunnsøkonomien – og at mye av anvendelsen har vært på basis av enkeltstående prosjekter for verdsetting av økosystemtjenester. Han hevder at dette hindrer oss i å håndtere de store institusjonelle og økonomiske endringene som er påkrevd for å møte de alvorlige utfordringene som tap av biologisk mangfold og forringelse av økosystemer medfører. I følge Norgaard er det påkrevd å anvende et rammeverk for sammenhengen mellom økosystemtjenester og hele samfunnsøkonomien dersom vi skal kunne nå målet om en mer bærekraftig utvikling. Det er påkrevd å sette økosystemtjenester inn i en større sammenheng, og Norgaard hevder at de alvorlige klima-, ressurs- og biomangfoldutfordringene vi står overfor ikke kan løses gjennom tilnærminger som kun ser på marginale endringer. Han understreker behovet for å ha et overordnet og langsiktig blikk på bærekraftig utvikling, som ikke minst tar hensyn til fremtidige generasjoner og som også trekker inn det økonomene kaller sosiale velferdsfunksjoner.

Kunnskapsmangel og usikkerhet

Fordi kunnskapen om økologiske sammenhenger er mangelfull og fordi vi aldri kan få perfekt informasjon om fremtiden, står usikkerhet og risiko sentralt i vurderinger både av dagens og fremtidens betydning av økosystemtjenester. Ved økonomisk verdsetting vil økonomisk usikkerhet komme i tillegg til økologisk usikkerhet (se f.eks. Chee 2004 og Sukhdev mfl. (kommer)). Hvilke konsekvenser det kan få for økosystemer og økosystemtjenester at vi ikke har perfekt informasjon om fremtiden, avhenger både av sannsynligheten for at noe skjer og av konsekvensene hvis det skjer. Forvaltning og utnyttelse av økosystemer påvirker livsnødvendige og kritiske økologiske prosesser, og dette krever brede sannsynlighets- og konsekvensvurderinger hvor grunnleggende økologiske funksjoner må sikres. Føre var-prinsippet er derfor et viktig forvaltningsprinsipp, og dette kommer vi tilbake til senere i rapporten.

Mange skiller risiko fra usikkerhet. I situasjoner med risiko forutsettes det at det er mulig å spesifisere alle mulige konsekvenser ved hjelp av et sett spesifiserte alternative tilstander (state of nature) og sannsynligheten for hvert alternativ. I en situasjon med usikkerhet er det fortsatt mulig å spesifisere alle alternative tilstander, men sannsynligheten for dem er ikke kjent (Knight 1921). I tillegg eksisterer det en mer grunnleggende form for usikkerhet som oppstår når det ikke er mulig å spesifisere alle mulige konsekvenser av en beslutning. Denne typen usikkerhet omtales gjerne som grunnleggende usikkerhet (fundamental uncertainty, strong uncertainty), og er beskrivende for den usikkerheten som ofte eksisterer i forbindelse med verdier fra økosystemtjenester, siden disse som regel inngår i komplekse sammenhenger som vi ikke har fullstendig kunnskap om. I denne sammenheng er uvitenhet (ignorance) definert som den type kunnskapsmangel som oppstår når fremtidige alvorlige konsekvenser er ukjente, slik at det ikke er grunnlag for å anslå sannsynligheter for slike utfall (Funtowicz og Ravetz 1990, Wynne 1992 og Stirling 1999 og 2008). Begrepet uvitenhet er en påminnelse om at helt uventede utfall kan oppstå – f.eks. en uventet kollaps i biologisk mangfold som følge av endringer i en del av systemet. Konsekvensene av slike endringer er svært usikre, og noen konsekvenser kan også være irreversible.

Pascula mfl. (2010) skiller mellom tre ulike kilder til usikkerhet eller grunnleggende usikkerhet. De tre kildene til usikkerhet og/eller grunnleggende usikkerhet dreier seg om usikkerhet med hensyn til fremtidig leveranse eller produksjon av økosystemtjenester (supply uncertainty), usikkerhet knyttet til befolkningens preferanser (preference uncertainty) og usikkerhet som er knyttet til selve metodene som brukes til å synliggjøre verdier eller verdsette dem økonomisk (technical uncertainty)).

Usikkerhet knyttet til leveranse eller produksjon av økosystemtjenester bærer ofte preg av grunnleggende usikkerhet. Vitenskapen er f.eks. i gang med å opparbeide kunnskap om hvilken rolle biodiversitet spiller for leveranse av støttende økosystemtjenester, men det mangler fremdeles informasjon om hvordan biodiversitet bidrar til økologiske funksjoner som igjen yter fysiske tjenester til samfunnet.

Usikkerhet knyttet til preferanser oppstår i følge Pascula mfl (2010) fordi man ofte forutsetter at mennesker kjenner sine egne preferanser med sikkerhet. Forskning viser imidlertid at folk ofte er usikre på sine valg, og at denne usikkerheten er omvendt korrelert med kunnskapsnivå og erfaring med økosystemtjenesten som skal vurderes. Hva vi mennesker anser som verdifullt i naturen kan også endres over tid. Et eksempel på dette er samfunnets syn på hval. Før 1960 var hval i hovedsak ansett å være en kilde til varer som olje og kjøtt, mens i dag anses hval først og fremst å være en kilde til opplevelse, i form av økosystemtjeneste for turistnæringen, samt en kulturell tjeneste knyttet til verdien av å vite at hval finnes i økosystemene for rekreasjon og turistnæring og som egenverdi

I følge Pascula mfl (2010) dreier teknisk usikkerhet seg om i hvilken grad metoder for synliggjøring av verdier og beregning av økonomiske verdianslag klarer å gi oss troverdig informasjon om aktuelle verdier.

Naturen har en rekke verdier

Mye av kritikken mot TEEB har bakgrunn i det som oppfattes som prosjektets økonomiske og antroposentriske tilnærming til verdi og verdsetting. En biosentrisk tilnærming til verdsetting derimot, tar utgangspunkt i naturens egenverdi – en form for iboende eller etisk verdi som tenkes uavhengig av menneskelig nytte. Denne verdien kan kobles både til ikke-levende komponenter av naturen (eks. fjell eller vann), og til levende komponenter, altså det biologiske mangfold både på økosystem-, arts- og genetisk nivå. I utgangspunktet er dette en ren biosentrisk verdi som ikke har spesifikk verdi for mennesker. Vissheten om f.eks. eksistensen av villmark, skoger og rovdyr kan imidlertid også gi en erkjennelsesmessig berikelse for mennesker. I den grad den er med å øke livskvalitet bidrar den også med verdi til mennesker og må da kunne kalles en økosystemtjeneste. Verdien er da antroposentrisk, der naturen verdsettes ut fra menneskers behov og hvilken betydning eller nytte naturen har for menneskers velferd. Nytteverdi er i denne sammenhengen langt mer enn direkte økonomisk nytte, og kan inkludere verdier som helseverdi, estetisk verdi og andre ting vi mennesker opplever som nyttig og/eller verdifullt. Nytteverdier kan videre stamme både fra aktiv bruk eller opplevelse av økosystemtjenester, fra mer indirekte bruk eller fra det å vite at økosystemtjenestene eksisterer og tas vare på. Selv om TEEB anerkjenner naturens egenverdi, har selve økosystemtjenestebegrepet en klar og eksplisitt antroposentrisk forankring.

Det kan argumenteres for at det er etiske utfordringer forbundet med å verdsette naturen kun ut fra hvilke nytteverdier den representerer for mennesker. Gómez-Baggethun og Groot (2010) mener mye av naturens verdi ligger nettopp i at den representerer et spekter av verdier hvor ikke alt uten videre kan vurderes etter hvilket bidrag det gir til menneskers velferd og livskvalitet. Økosystemtjenestetilnærmingens fokus på å synliggjøre hvilke verdier naturen har for mennesker i form av naturkapital og økosystemtjenester har ikke som målsetting å erstatte naturens egenverdi som et hovedargument for vern eller forsvarlig forvaltning av økosystemer. Slik nyttebasert argumentasjon kan heller betraktes som et supplement til etiske argumenter (Gómez-Baggethun og Groot 2010). Det trenger derfor ikke være noen motsetning mellom å mene at økosystemer fortjener beskyttelse fordi de har en egenverdi og økosystemtjenestetilnærmingens fokus på økosystemtjenester som har verdi for mennesker. Denne tosidigheten gjenspeiles også i naturmangfoldloven (boks 2.10). Men selve grunnlaget for verdifastsettelsen er altså prinsipielt forskjellig.

Biologisk mangfold og økosystemtjenester omfatter en rekke typer verdier og verditilnærminger, hvor noen vil være konkurrerende og noen kan brukes parallelt (se f.eks. omtale i Duraiappah mfl. 2013). Flere av disse verdibetraktningene vil være reflektert i ulike typer økosystemtjenester (f.eks. estetiske og symbolske), mens andre i mindre grad vil være dekket (f.eks. moralske). Ulike interessenter vil bygge på ulike verdibetraktninger, og det er viktig å finne en mest mulig felles referanseramme og å unngå fremmedgjøring. For en drøfting av ulike verdidimensjoner knyttet til økosystemtjenestetilnæringen og aktuelle etiske vurderinger knyttet til praktisk bruk kan det vises til Jax mfl. (2013). I noen situasjoner vil det kunne styrke argumentasjonen å synliggjøre naturens nytteverdi parallelt med argumenter som fokuserer på naturens egenverdi, mens det i andre situasjoner vil være mest hensiktsmessig å anvende de to verditypene hver for seg. Biomangfoldlovutvalget (NOU 2004: 28) hevdet f.eks. i sin utredning at antroposentriske argumenter tradisjonelt har stått sterkere enn biosentriske, og at det har vært enklere å få gjennomslag for miljømessige tiltak og reguleringer dersom de begrunnes ut fra menneskers livskvalitet, helse og overlevelse enn om det bare argumenteres med naturens egenverdi. Eksempelvis vil bevaring av økosystemer for å ivareta både opplevelsesverdier og økosystemets funksjoner kunne begrunnes både med antroposentriske og biosentriske argumenter. Generelt er det også ønskelig ikke bare å ha fokus på enkeltarter (f.eks. rødlistearter) siden en art er avhengig av sitt økosystem for å kunne bidra til, eller representere, en økosystemtjeneste.

Noen økosystemtjenester kan ikke erstattes

Når man verdsetter ulike økosystemtjenester vil knappheten på en tjeneste påvirke verdien av den. Knapphet kan oppfattes på forskjellige måter av økonomer og økologer. Baumgärter mfl. (2006) skiller mellom relativ- og absolutt knapphet. Relativ knapphet brukes i klassisk økonomisk teori, der et gode defineres som knapt dersom det har en alternativkostnad. Det vil si at en må gi avkall på andre goder for å få mer av det aktuelle godet. Knapphet defineres dermed på en relativ måte i forhold til andre knappe goder. Dette økonomiske perspektivet innebærer både at det eksisterer et stort antall forskjellige kombinasjoner av goder som kan produseres med de ressursene som er tilgjengelig i naturen (ved å avstå fra en kombinasjon kan ressursene brukes til en annen kombinasjon), og at mennesker er villig til å gi avkall på noen goder, inkludert økosystemtjenester, for å få mer av andre goder eller økosystemtjenester. Absolutt knapphet oppstår derimot når et gode dekker et behov som ikke kan dekkes ved hjelp av andre goder, og produksjonen av dette godet ikke kan økes ved å endre ressursbruken slik at det produseres mindre av andre goder. Dette vil være tilfellet for det MA betegner som støttende økosystemtjenester, som er grunnleggende for livet på jorda slik vi kjenner det, og i praksis for svært mange regulerende tjenester.

Relativ- og absolutt knapphet korresponderer langt på vei med to forskjellige perspektiver på bærekraft som blir diskutert i kapittel 11, henholdsvis sterk- og svak bærekraft. Svak bærekraft innebærer vektlegging av muligheter for substitusjon mellom menneskeskapt kapital og naturkapital, mens sterk bærekraft innebærer at naturkapital og menneskeskapt kapital er komplementære. De må vedlikeholdes hver for seg, men naturkapitalen er essensiell og kan ikke erstattes eller substitueres med menneskeskapt kapital (Nilsen 2010). Disse to oppfatningene av knapphet er ofte kilde til uenighet mellom økonomer som vektlegger relativ knapphet, og økologer som i større grad og oftere oppfatter knapphet som absolutt (se Vedeld 1994).

Verdier som ikke kan sammenliknes

Diskusjonen om sterk- og svak bærekraft har en parallell til diskusjonen om inkommensurable verdier. Denne diskusjonen dreier seg om hvorvidt fundamentalt ulike verdier kan måles på samme skala og om mer av én type verdi kan veie opp for tap i en annen type verdi (se f.eks. Sukhdev mfl. (kommer) for en drøfting og for referanser). To verdier kan sies å være inkommensurable dersom de ikke kan måles i samme måleenhet eller sammenlignes på en meningsfull måte. Eksempelvis kan det oppfattes som uetisk og irrelevant å sammenligne verdien av økt produksjon i primærnæringene som følge av klimaendringer med mulige irreversible og uopprettelige konsekvenser av de samme klimaendringene. Når verdier oppfattes som inkommensurable, kan det være behov for å bruke flere ulike verdsettingsmetoder for å få fram de forskjellige verdiene på en hensiktsmessig måte, og for å sikre at forringelse av grunnleggende økosystemtjenester ikke kamufleres eller overskygges av positive endringer som skjer som del av det samme hendelsesforløpet.

Miljøfilosofen John O’Neill (O’Neill 2007) argumenter for at mange naturverdier må forstås som inkommensurable verdier som ikke uten videre kan oversettes til en felles pengeverdi, og for at det er etisk problematisk hvis grensene mellom pengeøkonomien og andre typer verdier blir utvisket. Gitt konfliktene i avveiningen mellom landskapsverdier, biologisk mangfold, tømmer og kulturverdier, er det ingen ting som kan erstatte «good practical judgement» med bred medvirkning av ulike samfunnsinteresser, i følge O’Neill.

Markedsorientering og økosystemer som handelsvare

Gómez-Baggethun mfl. (2010) viser til at utviklingen har gitt en økende bruk av økosystemtjenestebegrepet i offentlige beslutninger på 1990- og 2000 tallet, og til økt bruk av økonomiske og markedsbaserte virkemidler. Dette gjelder både utvikling av ulike markeder for økosystemtjenester (forankret bl.a. i prinsippet om at forurenseren skal betale) og utvikling av systemer for betaling for økosystemtjenester (og tanken om at den som forvalter godt skal tjene på det). For en generell drøfting av slike perspektiver og for flere referanser kan det vises til bl.a. Sukhdev mfl. (kommer).

På bakgrunn av dette ser noen kritikere (se f.eks. McAfee 2012, Arsel og Buscher 2012 og Sullivan 2013) på hvilke følger tankegangen og tilnærmingen i praksis vil kunne gi, f.eks. gjennom økt markedsorientering og tilhørende økt fokus på økosystemer som handelsvare og eventuell sementering eller forsterking av etablerte maktstrukturer. Denne kritikken gjelder ikke nødvendigvis hvordan de mulige endringene vil påvirke miljøtilstanden, men ofte mer sosiale, politiske og maktmessige forhold.

Det bør også nevnes at flere kritikere ser at økosystemtjenestetilnærmingen kan legge til rette for mer markedsbaserte løsninger, men at de også kan (og ofte bør) legge til rette for en bredere virkemiddelbruk som også omfatter reguleringer (se f.eks. Muradian og Rival 2012). Denne argumentasjonen fremmes bl.a. av Gómez-Baggethun og Ruiz-Pérez (2011), som hevder at vi i dag har et institusjonelt rammeverk hvor bl.a. bredere økonomiske og sosiopolitiske utviklingstrekk fører til at markedstankegang og prissetting brukes på stadig flere samfunnsområder. De hevder at denne «tilretteleggingen» for økt markedstankegang over tid kan ha virket mot sin hensikt og ha unødvendige og til dels utilsiktede effekter på bevaring av biologisk mangfold og på en mer rettferdig fordeling og tilgang til nyttige økosystemtjenester.

Gómez-Baggethun og Ruiz-Pérez (2011) peker på ulike kritiske punkter knyttet til økt fokus på økosystemtjenester som handelsvare. Den mest generelle kritikken er at en del ting av etiske årsaker ikke bør være for salg, og at det er viktig å sette grenser for når handel kan og bør være aktuelt for biologisk mangfold og økosystemtjenester. De peker også på at et handelsfokus kan redusere respekten for naturens kompleksitet og mystikk, og det kan maskere komplekse og ikke-økonomiske verdier av økosystemer og asymmetriske maktforhold. Videre kan inndeling og tallfesting av økosystemtjenester gå på tvers av en forståelse av at ulike økosystemfunksjoner er uløselig koblet sammen. Det siste perspektivet er mer politisk, og retter seg mot likhets- og fordelingsmessige forhold i prosessen med økt handelsfokus. Gómez-Baggethun og Ruiz-Pérez (2011) hevder her at økt handelsfokus kan medføre betydelig institusjonelle og sosiale endringer i situasjoner hvor tidligere åpne og offentlig tilgjengelige tjenester blir tilgjengelig kun for dem med tilstrekkelig kjøpekraft.

Det hevdes også at økosystemtjenestetilnærmingen kan føre til et ensidig fokus på tjenestene det kan handles med (Peterson mfl. 2009), og at betydningen av underliggende økologiske funksjoner og det biologiske mangfoldet blir underkjent av allmennheten og dermed ikke tas nok hensyn til i politiske avveininger. Disse problemstillingene er aktuelle bl.a. i diskusjonene om bevaring av økosystemer som klimatiltak og i utviklingen av ulike markedsmekanismer for karbonlagring. Et eksempel her er tiltak for å bevare skog (såkalte REDD-ordninger) og diskusjonen om hvilken vekt som skal legges på å sikre (og eventuelt betale for) andre hensyn enn karbonlagring, spesielt biomangfold og sosiale forhold (se bl.a. McAfee 2012).

Enkelte kritiske perspektiver i denne gruppen viser også til hvordan økosystemtjenestetilnærmingen kan anvendes i en mer nyliberal miljøpolitikk med bl.a. mer markedsorientert virkemiddelbruk og økt kapitalmakt (se f.eks. Dempsey og Robertson 2012). Noen (se f.eks. Spash 2010 og 2011 og MacDonald og Corson 2012) hevder at den økende interessen fra industrien og finanssektoren for økosystemtjenester skyldes et ønske om bl.a. mindre regulering og mer rom for finansiell spekulasjon i økosystemer og økosystemtjenester. Andre hevder imidlertid at denne økende interessen mest skyldes at næringslivet i økende grad ser at de er avhengige av økosystemer på ulike vis (fra råvaretilgang til kundeomdømme) og at de ser at det kan komme strengere reguleringer på dette området.

I sin videre analyse sier Gómez-Baggethun og Ruiz-Pérez (2011) at det prinsipielt er mulig å skille økonomisk og annen verdsetting fra et slikt økt handelsfokus, og at det å tillegge økosystemtjenester økonomisk og annen verdi ikke nødvendigvis må føre til handelsfokus. De hevder imidlertid at skillet mellom måter å verdsette på blir vasket ut når ulike verdier analyseres i en bredere politisk, institusjonell og økonomisk sammenheng. De mener at det institusjonelle og økonomiske rammeverket i markedsøkonomier ofte favoriserer bruk av nytte-kostnadsanalyser for miljøbeslutninger, og at dette sammen med økt økonomisk verdsetting vil medføre at flere økosystemtjenester vil bli håndtert som handelsvarer. De viser her blant annet til utviklingen av markedsbaserte virkemidler som har funnet sted for karbonlagring.

Institusjonelle forhold og styresett

Økosystemtjenestetilnærmingen vil føre til behov for endringer i både faktisk politikk og i praktisk forvaltning, og dette kan føre til behov for endringer i styring og institusjonelle forhold. Problemforståelse og legitimitet hos berørte forvaltningsorganer og berørte interessenter vil også være kritisk for å kunne oppnå faktisk gjennomslag over tid. Flere forskere (se f.eks. Duraiappah mfl. 2013, MacDonald og Corson 2012, McAfee 2012 og Buscher mfl. 2007 og 2012) understreker derfor behovet for at naturforvaltning generelt og økosystemtjenestetilnærmingen spesielt må settes klarere og mer systematisk inn i mer samfunnsmessig rammeverk. For en bredere diskusjon og klassifisering av økosystemtjenestetilnærmingen som politikkform og diskurs kan det også vises til Bäckstrand og Lövbrand (2006).

Duraiappah mfl. (2013) drøfter generelt hvordan ulike typer institusjonelle oppsett kan styrke forvaltningen av biomangfold på ulike nivå. Vatn (2010) ser på hvordan markedsbaserte løsninger og økonomiske virkemidler bør sees i sammenheng med reguleringer og andre typer virkemidler og på transaksjonskostnader ved ulik virkemiddelbruk. Vi kommer tilbake til slike spørsmål i Del IV om virkemidler og rammebetingelser.

Flere svakheter og begrensninger knyttet til verditeori og verdsettingsmetoder

Ulike forskere (se f. eks. Norton og Noonan 2007, Cowling mfl. 2008, Stoknes 2007 og Spash 2008b) skriver om både faglige og prinsipielle svakheter ved monetære tilnærminger og forsøk på å måle alt med samme enhet (f.eks. penger). De mener at det kan være behov for en bredere og mer åpen tilnærming til måling og verdsetting for å sikre nødvendig faglig kvalitet, samfunnsmessig legitimitet og forvaltningsmessig gjennomslag. Noen hevder videre at verdianslagene blir for grove og ikke solid nok funderte, og at det ikke er mulig å fange opp verdiene på en slik måte at dette gir gjennomslag i offentlige og private beslutninger. Simpson (2011) snakker her om «verdsettingens paradoks» og om at offentlige goder hvor det kritisk å kjenne verdien generelt er de som er vanskeligst å måle.

Simpson (2011) hevder at det både i faglitteratur og anvendt bruk ofte gis inntrykk av at det finnes flere og mer verdifulle økosystemtjenester enn det er faglig belegg for. Det hevdes i mange sammenhenger at en rekke økosystemtjenester er mangelfullt forstått og/eller beskrevet, samtidig som det påstås at disse tjenestene har stor (økonomisk) verdi. Simpson mener derfor vi generelt bør være forsiktige med å anta og argumentere for verdier – både økonomiske og andre – før en god faglig begrunnelse er på plass. Andre (se f.eks. Cornell 2011) mener at det bør legges mindre vekt på verdsetting i anvendelsen av økosystemtjenestetilnærmingen, og mer vekt på den opprinnelige bruken som et rammeverk for å vise hvordan mennesker er avhengige av økosystemer og naturen rundt seg.

McCauley (2006) mener at det er en fare for å overvurdere den økonomiske verdien av økosystemtjenester og for å undervurdere både muligheter for inntjening fra alternativ bruk av naturen, og betydningen av å utvikle bedre og/eller billigere teknologiske alternativer til å høste av økosystemtjenestene. Mace mfl. (2012) mener økosystemtjenestetilnærmingen har ført til et ensidig fokus på studier på områder hvor biologisk mangfold spiller en sentral rolle for de aktuelle tjenestene og på områder hvor kortsiktig fokus på strømmen av tjenester overskygger den grunnleggende betydningen av å opprettholde beholdningen av biologisk mangfold og velfungerende økosystem. Enkelte (se f.eks. Ghazoul 2007) advarer også mot å bruke økosystemtjenestevurderinger for bredt og aktivt som argument for bevaring av biomangfold og/eller av større arealer.

2.11 Utvalgets vurderinger og konklusjoner

Utvalget er bedt om å gi en vurdering av TEEBs konklusjoner og anbefalinger, og hvilke som er relevante for Norge. Vi er også bedt om å vurdere TEEBs tilnærming og begrepsapparat. De fleste av TEEBs anbefalinger når det gjelder synliggjøring og virkemiddelbruk som er presentert i kapittel 2.6 foran vil vi komme tilbake til underveis i rapporten. Nedenfor følger utvalgets vurderinger av de mer grunnleggende sidene ved økosystemtjenestetilnærmingen.

En av flere tilnærminger til økosystemforvaltning

Etter utvalgets oppfatning kan økosystemtjenestetilnærmingen utgjøre et relevant bidrag til norsk forvaltning, som kan være nyttig både for å bevare robuste økosystemer og for å sikre viktige økosystemtjenester. Det er imidlertid viktig å anerkjenne at naturen har en rekke ulike verdier, og økosystemtjenestene bør ses på som én av flere begrunnelser for å bevare natur. Økosystemtjenestetilnærmingens fokus på å synliggjøre naturverdier i form av økonomiske verdier må ikke erstatte andre argumenter for vern eller forsvarlig forvaltning av økosystemer.

Økosystemtjenestetilnærmingen er utarbeidet for å synliggjøre hvilke verdier økosystemtjenester representerer for mennesker. Vi mener dette antroposentriske utgangspunktet gjør at det er en del prinsipielle og etiske perspektiver denne tilnærmingen ikke er egnet til å fange opp, og at den derfor må suppleres med andre perspektiver i en del sammenhenger. Brukt fornuftig mener vi økosystemtjenestetilnærmingen kan utgjøre et potensielt nyttig supplement til dagens tilnærminger, som i enkelte sammenhenger kan styrke forståelsen av naturens betydning for oss mennesker. Det trenger ikke være noen motsetning mellom tilnærminger som tar utgangspunkt i menneskers behov og tilnærminger som er sentrert om naturens egenverdi når det gjelder målet om å ivareta naturens økosystemer, og utvalget tar som utgangspunkt at begge typer tilnærminger har en plass i naturforvaltningen, som uttrykt i naturmangfoldloven.

Vi vil også understreke at biologisk mangfold er avgjørende viktig, uansett om perspektivet er naturens egenverdi eller grunnlag for økosystemtjenester. Biologisk mangfold er viktig for levering av økosystemtjenester, og biologisk mangfold kan håndteres både som grunnleggende økosystemstruktur (ved å regulere økosystemprosesser) og som økosystemtjeneste i seg selv.

Større forståelse for økosystemtjenestenes betydning for folk

Mennesket er også en del av naturen, det er derfor viktig å synliggjøre hvordan våre valg påvirker økosystemene og dermed også våre egne livsvilkår. Vi mener en økosystemtjenestetilnærming kan være nyttig for kommunikasjon og formidling for å vise sammenhenger i naturen, og for klarere å få fram hvilken betydning naturen og økosystemene har for oss i dag og for valgmuligheter i fremtiden (både for allmennheten og for økonomiske beslutningstakere).

Økosystemtilnærmingen kan også brukes av ressursforvaltningen generelt og miljøforvaltningen spesielt til å løfte fram konkrete eksempler på hvorfor det også rent økonomisk lønner seg å ta vare på naturen. Dette kan virke engasjerende og motiverende, og kan bidra til å involvere større og bredere deler av befolkningen. Dette omfatter f.eks. lokale og regionale planprosesser som berører viktige naturverdier. Mer vektlegging av nytteorienterte perspektiver kan virke motiverende for de som har et sterkt miljøengasjement, men det kreves da at også andre perspektiver trekkes klart frem.

Viktige skiller mellom analyseverktøy, virkemiddelbruk og politisk ideologi

Vi ser at det noen ganger settes likhetstegn mellom bruken av økosystemtjenestetilnærmingen og troen på markedsbaserte løsninger, og at mange er bekymret for at tilnærmingen vil føre til mer kommersialisering av økosystemer og økosystemtjenester, i form av kjøp og salg av rettigheter til biologisk mangfold. Vi vil understreke at det her er viktig å skille mellom ulike innganger og anvendelsesområder. Vi mener det er viktig å synliggjøre betydningen av økosystemtjenestene – kvalitativt, kvantitativt og økonomisk. Betydningen av og egenskaper ved tjenestene bør være med å danne grunnlag for valg mellom og bruk av ulike typer virkemidler, ikke hvilken metode som er brukt for å synliggjøre denne betydningen. Poenget med virkemidlene er at de skal gi signaler om økosystemtjenestens betydning, og om nødvendig føre til adferdsendringer. Spørsmål om virkemiddelbruk er tema for Del IV i rapporten.

Vi vil også understreke at vi mener det går et klart skille mellom økonomisk verdsetting og å legge til rette for markeder der man kan kjøpe seg rett til å påvirke eller ødelegge natur. Økonomisk verdsetting av økosystemtjenester kan bidra til å synliggjøre verdien av tjenester som ellers er lite synlige og som kan overskygges av andre mer synlige økonomiske verdier. Dette betyr ikke at økosystemtjenestene i neste omgang blir gjort til handelsvarer. For eksempel vil de fleste tilfellene av ordninger med betaling for økosystemtjenester (PES, jf. kapittel 15.6.1) innebærer et sterkt statlig engasjement både i form av regulering og betaling, det er ikke snakk om at økosystemtjenesten omsettes i frie markeder. Bruk av markedsbaserte løsninger og kommersialisering kan i noen tilfeller medføre problemer, men dette skyldes ikke økosystemtjenestetilnærmingen eller verdsettingen i seg selv.

Rom for bedre synliggjøring, men flere grunnleggende utfordringer

Vi mener at økosystemtjenestetilnærmingen kan være nyttig for å bedre synliggjøre at norske økosystemer og aktuelle økosystemtjenester er viktige. Vi ser imidlertid også at det her er en rekke kritiske forutsetninger og begrensninger både ved tilnærmingen og ved eksisterende kunnskapsgrunnlag som gjør det utfordrende å synliggjøre verdier av økosystemtjenester.

Vi vil spesielt peke på at kunnskapsmangel og grunnleggende usikkerhet knyttet til ikke-lineære sammenhenger i økologiske systemer og/eller risiko for kritiske systemskift gjør det særlig utfordrende å vurdere hvilke verdier ulike økosystemtjenester representerer – både i dag og i fremtiden.

Utvalget mener det er viktig å ta hensyn til at noen verdier kan være vanskelige og måle i samme enhet. Dette kommer vi tilbake til i kapittel 8 om synliggjøring av verdier og økonomisk verdsetting av økosystemtjenester.

Vi legger til grunn at økosystemtjenestetilnærmingen ikke kan eller bør brukes for å håndtere det vi tidligere har kalt «naturens egenverdi».

Mer helhetlig forvaltning og rom for å håndtere større systemutfordringer

Status og utviklingstrekk for en rekke økosystemer globalt, og deres evne til å levere økosystemtjenester som er viktige for folk i dag og i fremtiden, er bekymringsfull. Det er også alvorlig at dette kan forsterkes av klimaendringer og andre globale endringsprosesser. Forringelsen av økosystemene rammer ofte først og mest direkte de fattige delene av verdens befolkning, og det er påkrevd med innsats for å sikre viktige økosystemer fattige er avhengig av. I større grad enn hittil må miljø- og ressurstilstanden ses i sammenheng med viktige forhold for menneskers velferd som økonomi, helse og sikkerhet, både globalt og i Norge.

Verden står overfor store utfordringer for å kunne møte forventet befolkningsvekst, ønsker om bedre velferd og behov for mer rettferdig fordeling, samtidig som naturen og økosystemene må sikres som livsgrunnlag og som forutsetning for økosystemtjenester. Presset på økosystemene er mangesidig og til dels økende, og vi må forholde oss til mange og komplekse økologiske sammenhenger med stadig raskere endringer. Dette gjelder både globalt og i Norge, selv om utfordringene for norske økosystemer er mindre kritiske og dramatiske enn mange andre steder.

Samfunnets behov er også i stadig endring, og til sammen krever dette tilnærminger som setter oss i stand til å forstå og håndtere større systemer på en overordnet måte. Vi mener økosystemtilnærmingen kan bidra til nødvendig systemtenkning, og til bedre å forstå sammenhenger mellom økologiske og sosioøkonomiske systemer. Vi har forsøkt å legge en slik systemtenkning til grunn gjennom denne utredningen.

Bruk ved viktige og kritiske avveininger (trade offs)

Vi ser at økosystemtjenestetilnærmingen kan være spesielt nyttig for å kunne foreta bedre avveininger i beslutninger som påvirker økosystemer og menneskelig velferd. Dette gjelder avveininger over tid og i rom, og ikke minst mellom ulike bruksområder for naturen. Særlig når vi står overfor avveininger der vi risikerer å velge bort økosystemenes evne til å levere nødvendige og livskritiske prosesser og tjenester, kan økosystemtjenestetilnærmingen være nyttig fordi den kan synliggjøre bedre hvilke avgjørende tjenester som er avhengige av økosystemene.

Økosystemtjenestetilnærmingen kan dermed gi oss et redskap for en mer bevisst forvaltning når det gjelder hvilke verdier det biologiske mangfoldet har for oss, hvem som bidrar til ivaretakelsen og hvem som nyter godt av tjenestene. Dette kan gi rom for mer helhetlig forståelse av komplekse økologiske sammenhenger og sosio-økonomiske konsekvenser, og økt respekt for ulike interesser, rammer for bedre samarbeid mellom sektorer og mer helhetlig (økosystembasert) forvaltning.

Vi understreker at det er viktig å ta hensyn til at de egenskapene ved økosystemene som oppfattes som nyttige kan endre seg over tid, både i Norge og globalt. Klimaendringer og økt urbanisering er aktuelle eksempler på utviklingstrekk som kan påvirke dette de nærmeste tiårene. Vi understreker også at det er viktig å sette økosystemtjenestetilnærmingen inn i en bredere styringsmessig sammenheng, som bl.a. tar hensyn til norske forvaltningstradisjoner og -institusjoner.

Flerfaglig tilnærming, men fortsatt store utviklingsbehov

Økosystemtjenestebegrepet og -tilnærmingen er fortsatt under utvikling og innebærer en rekke tverrfaglige både forskningsmessige og forvaltningsmessige utfordringer. Det er mange og store kunnskaps- og utviklingsbehov, og vi vil i utredningen påpeke behov vi mener er særlig relevante og viktige for Norge.

Kilde: Foto: Landbruks- og matdepartementet

Vi finner at økosystemtjenestetilnærmingen legger stor vekt på flerfaglige og tverrfaglige tilnærminger, og mange fagdisipliner har bidratt i utviklingen av den så langt. Det er imidlertid fortsatt stort behov for faglig utvikling, og ikke minst for å engasjere flere fagdisipliner i utviklingen og anvendelsen av transdisiplinære begreper og forståelsesmodeller. Dette gjelder ikke minst mer samfunnsfaglige perspektiver, og vi mener også det er behov for å bruke tid på å forstå og om mulig integrere nye faglige sammenhenger (se f.eks. Vilsmaier 2010).

Vi ser også at sentrale økosystemtjenestebegreper forstås og anvendes forskjellig av ulike fagdisipliner. Dette må man ta inn over seg og håndtere så langt som mulig. Dette gjelder ikke minst begreper knyttet til synliggjøring og verdsetting, hvor f.eks. økonomi- og økologifagene kan ha ulike utgangspunkt og forståelsesrammer.

Internasjonalt samarbeid viktig som grunnlag og inspirasjon

Vi ser også at det pågår et betydelig internasjonalt samarbeid rundt videreutvikling og praktisk bruk av økosystemtjenestetilnærmingen, og mener det vil være viktig og riktig at Norge følger dette løpende og deltar der det er aktuelt. Sentrale globale arenaer er bl.a. FNs miljøprogram og TEEB-prosjektet, FNs arbeid med miljøstatistikk og -regnskap, FNs organisasjon for mat og landbruk (FAO) og naturpanelet (IPBES). Sentrale regionale arenaer vil være EU og det europeiske miljøbyrået (EEA), og nordisk samarbeid. Dette er også viktige arenaer for utvikling innen og mellom ulike fagdisipliner, og det vil være viktig å lære av og dele erfaringer med andre land.

Hovedkonklusjoner

Utvalget vil legge de generelle vurderingene over til grunn i resten av utredningen, og mener vurderingene også er relevante for videre norsk bruk av økosystemtjenestetilnærmingen.

Vi betrakter økosystemtjenestetilnærmingen som et supplement til økologiske, etiske og samfunnsvitenskaplige argumenter. Naturmangfoldloven bygger på at naturen tillegges grunnleggende verdier som nytte- eller bruksverdi, opplevelsesverdi, verdi knyttet til identitetsfølelse og tilhørighet, økologisk verdi og egenverdi. I enkelte situasjoner kan naturverdiene styrkes ved å synliggjøre nytteverdier parallelt med naturens egenverdi, mens det i andre situasjoner vil være mest hensiktsmessig å anvende de to verditypene hver for seg.

Som for annen miljø- og naturressursforvaltning, er det utfordringer knyttet til økosystemtjenestetilnærmingen. Dette gjelder spesielt økologisk kompleksitet, etiske vurderinger, interessemotsetninger og kortsiktighet. Det går et skille mellom økonomisk verdsetting for å synliggjøre natur versus tilrettelegging av nye markeder for økosystemtjenester på bekostning av juridiske virkemidler.

Økosystemtjenestetilnærmingen må videre settes inn i en bredere samfunns- og styringsmessig sammenheng som tar hensyn til norske forvaltningstradisjoner og miljøpolitiske virkemidler og som styrker grunnlaget for bedre samarbeid mellom sektorer og mer helhetlig (økosystembasert) forvaltning.