Wskaźnik śladu ekologicznego

Także zauważa się, ze zmiany stopy ANS w krajach rozwiniętych (np. Stanach Zjednoczonych) są określone przez zmianę oszczędności, natomiast różnica pomiędzy ANS i oszczędnościami powstaje kosztem zużycia kapitału rzeczowego oraz akumulacji kapitału ludzkiego (wydatki na edukacje). Natomiast zmiany kapitału naturalnego są względnie nieistotne. Korekta związana z degradacją środowiska naturalnego obejmuje jedynie emisję dwutlenku węgla oraz pyłów, nie uwzględnia wiele innych ważnych rodzajów degradacji środowiska, np. utratę różnorodności biologicznej, nadmiernego połowu ryb, degradacji gleby itp. Można przypuszczać, że właściwe uwzględnienie tych form degradacji środowiska, traktowanych jako zużycie kapitału naturalnego, w sposób znaczący zmieniłoby wartość wskaźnika ANS, wskazując na brak trwałości w wielu krajach obecnie spełniających kryterium słabej trwałości, tj. charakteryzujących się dodatnią wartością ANS.

2.4. Wskaźnik śladu ekologicznego

Wskaźnik śladu ekologicznego (ecological footprint) w swojej istocie jest wskaźnikiem zapotrzebowania danego kraju (w przeliczeniu na mieszkańca) na zasoby środowiska naturalnego niezbędne do dostarczenia strumienia zasobów oraz pochłonięcia strumieni odpadów umożliwiając tym samym utrzymanie określonego poziomu życia161. Wielkość strumieni zasobów oraz odpadów jest wyrażana w hektarach biologicznie produktywnej powierzchni potrzebnej do ich podtrzymania, liczonej w tzw. globalnych hektarach – umownych jednostkach powierzchni o przeciętnej produktywności biologicznej¹⁶². Ekologiczny ślad danego kraju porównuje się do zasobów, którymi kraj dysponuje, również wyrażonych w hektarach biologicznie produktywnej powierzchni (tzw. zdolność ekologiczna – ecological capacity), tym samym porównując zapotrzebowanie ludzkości na zasoby do zdolności natury do ich dostarczenia. Nadwyżka zapotrzebowania oznacza nadmierną eksploatacje, której

160

J. Stiglitz et al., Błąd pomiaru, op. cit., s. 110.

161

M. Wackernagel et al., National natural capital accounting with ecological footprint concept, “Ecological Economics” 1999, vol. 29, s. 376.

162

Więcej o metodologii wskaźnika śladu ekologicznego można znaleźć na: Global Footprint Network, http://www.footprintnetwork.org/en/index.php/GFN/page/methodology/

78 skutkiem jest degradacja oraz zużycie kapitału naturalnego. W ten sposób rozumiany deficyt ekologicznych może być kryterium trwałości rozwoju.

Propozycja wskaźnika śladu ekologicznego spotyka się ze sporą krytyką163

. Zauważa się, że:

 Ślad ekologiczny jest raczej wskaźnikiem nierówności wykorzystania zasobów niż wskaźnikiem trwałości rozwoju określonego regionu czy kraju.

 Wskaźnik jest zdominowany przez energię – ponad 50% śladu ekologicznego większości wysoko oraz średnio rozwiniętych krajów wiąże się z wielkością powierzchni ziemi potrzebnej do sekwestracji gazów cieplarnianych. Jeżeli przyjąć, że tylko 50% emisji gazów cieplarnianych zagraża trwałości Ziemi (tj. przekracza zdolność ekologiczną planety), może się okazać, że nasza cywilizacja spełnia kryterium trwałego rozwoju.

 Korelacja śladu ekologicznego ze wskaźnikiem HDI niewiele się różni od korelacji emisji gazów cieplarnianych a HDI. Tym samym potwierdza się teza, że wskaźnik śladu ekologicznego jest zdeterminowany przez emisje gazów cieplarnianych.

 Ślad ekologiczny nie bierze pod uwagę postępu technologicznego, tym samym nie może być wykorzystany przy prognozowaniu przyszłości. Ślad ekologiczny może być wykorzystany do ilustracji skutków ekstensywnego wzrostu produkcji, nie może być natomiast powiązany ze wzrostem intensywnym. Dane historyczne dotyczące produkcji rolnej sugerują, że w latach 1961-2006 zwiększenie produkcji było głównie skutkiem wzrostu produktywności, natomiast areał upraw pozostał praktycznie bez zmian164. Ślad ekologiczny jest pod tym względem wskaźnikiem statycznym.

 Ślad ekologiczny nie jest dobrze skorelowany z innymi wskaźnikami trwałości, np. degradacją gruntów.

Problem trwałości rozwoju najczęściej analizowano poprzez ocenę zależności pomiędzy rozwojem społecznym mierzonym wskaźnikiem HDI, a wybranymi wskaźnikami trwałości, przede wszystkim wskaźnikiem skorygowanych oszczędności netto (adjusted net savings) oraz wskaźnikiem śladu ekologicznego (ecological

footprint). Z pewnym uproszczeniem można przyjąć, że wskaźnik skorygowanych

163

Por. N. Fiala, Measuring sustainability: why the ecological footprint is bad economics and bad environmental science, “Ecological Economics” 2008, vol. 67, s. 519 - 525.

164

79 oszczędności netto jest wskaźnikiem słabej trwałości (dopuszcza substytucje), natomiast ślad ekologiczny jest wskaźnikiem mocnej trwałości.

Zdaniem E. Neumayera wskaźniki trwałość nie powinny być łączone ze wskaźnikami rozwoju (np. poprzez modyfikację HDI) tak, by utworzyć jeden wskaźnik. Zamiast tego należy je potraktować komplementarnie, wykorzystując do oceny, czy osiągnięty poziom rozwoju społecznego jest trwały165. Zestawiając wartości HDI oraz realnych oszczędności netto wybranych krajów stwierdzono, że w roku 1998 kraje o niskim oraz średnim poziomie rozwoju społecznego były szczególnie narażone na potencjalny brak trwałości. Oznacza to, że prawdopodobnie nie tylko nie będą one w stanie osiągnąć większego poziomu rozwoju społecznego, ale również nie będą mogły utrzymać go w przyszłości166. Nowsze badania potwierdzają ten wniosek167

. W 2007 roku kraje o bardzo wysokim poziomie rozwoju społecznego spełniały warunek słabej trwałości (dodatnia wartość realnych oszczędności), przede wszystkim za rachunek wysokich inwestycji w wytworzony oraz ludzki kapitał. Brak słabej trwałości częściej cechował natomiast kraje o niskim oraz średnim poziomie rozwoju społecznego, w szczególności kraje zależne od wydobycia zasobów naturalnych. Dodatkowo, wszystkie kraje o bardzo wysokim poziomie rozwoju nie spełniają warunku mocnej trwałości (wskaźnik śladu ekologicznego per capita danego kraju przewyższa przeciętną światową wartość bioproduktywności per capita)168

.

W innej pracy, analizując zmiany wskaźników HDI oraz śladu ekologicznego w latach 1975 – 2003, stwierdzono wyraźną zależność pomiędzy wzrostem HDI a zwiększeniem presji na środowisko naturalne169

. Jako warunek konieczny (ale niedostateczny) trwałości rozwoju poszczególnych krajów przyjęto wartość wskaźnika HDI ≥ 0,8 oraz wartość śladu ekologicznego w relacji do bioproduktywności (footprint

to biocapacity ratio) ≤ 1. W 2003 roku wśród 93 krajów jedynie Kuba spełniała oba

warunki.

165

E. Neumayer, The human development index and sustainability – a constructive proposal, “Ecological Economics” 2001, vol. 39, s. 102.

166

Ibidem, s. 111.

167

E. Neumayer, Sustainability and Well-being Indicators, UNU-WIDER Research Paper No. 2004/23, http://www.wider.unu.edu/

168

E. Neumayer, Human Developement and Sustainability, Human Development Research Paper 2010/5, UNDP, http://hdr.undp.org/, s. 13.

169

D. Moran et al., Measuring sustainable development – Nation by nation, “Ecological Economics” 2008, vol. 64, s. 470-474.

80 2.5. Problem wyceny kapitału naturalnego

W kontekście tzw. „podejścia zasobowego” oraz poszukiwań miar zużycia kapitału naturalnego oraz wpływu tego zjawiska na trwałość rozwoju bardzo istotne znaczenie mają różnorodne metody wyceny dóbr przyrody. Wyróżnia się co najmniej kilka powodów, dla których wycena dóbr i usług środowiska jest ważna¹⁷⁰:

 Środowisko naturalne w narodowych strategiach rozwoju – wpływ strat środowiskowych na produkt narodowy brutto.

 Zmiany w rachunkach narodowych.

 Ustalenie narodowych oraz sektorowych priorytetów w procesie kształtowania polityki.

 Wykorzystanie wyników wyceny przy ocenie projektów ekonomicznych.  Pomiar trwałości rozwoju – wycena deprecjacji kapitału naturalnego.

Metody wyceny usług/świadczeń środowiska mogą być skutecznym narzędziem w procesie podejmowania decyzji ekonomicznych dotyczących alternatywnych sposobów wykorzystania zasobów, zagospodarowania przestrzeni itp. w ramach tzw. oceny kosztów i korzyści (cost benefit analysis). Problematyka wyceny świadczeń ekosystemów wpisuje się w znacznie szerszy nurt wyceny dóbr nierynkowych. Jak dotąd opracowano wiele metod pieniężnej wyceny dóbr i usług środowiska naturalnego, które najogólniej dzieli się na metody bezpośrednie oraz pośrednie171

.

Wycena wartości ekosystemów polega w dużej mierze na koncepcji całkowitej wartości ekonomicznej (TEV – Total Economic Value). Elementy całkowitej wartości ekonomicznej przedstawiono na rysunku 10 oraz w tabeli 7. Przyjmuje się, że całkowita wartość ekonomiczna jest sumą wartości wszystkich strumieni usług kapitału naturalnego świadczonych teraz i w przyszłości – odpowiednio zdyskontowaną. Usługi te są wyceniane według krańcowych zmian w ich świadczeniu172

.

170

D. Pearce, Economic Values and the Natural World, MIT Press, 1993, s. 23-53.

171

Por. D. Pearce, R. K. Turner, Economic of Natural Resources and the Environment, Harvester Wheatsheaf, London, 1990, s. 141-156, także T. Żylicz, Wycena wartości ekosystemów. Przegląd

wyników badań światowych, „Ekonomia i Środowisko” 2010, nr 1. 172

The Economics of Ecosystems and Biodiversity: The Ecological and Economic Foundations, Chapter

81 Rysunek 10. Koncepcja całkowitej wartości ekonomicznej

Źródło: Opracowanie własne na podstawie: T. Żylicz, Wycena wartości ekosystemów. Przegląd

wyników badań światowych, „Ekonomia i Środowisko” 2010, nr 1, s. 33 oraz The Economics of Ecosystems and Biodiversity: The Ecological and Economic Foundations, Chapter 5. The economics of valuing ecosystem services and biodiversity, www.teebweb.org, s. 14.

Tabela 7. Kategorie wartości ekonomicznych w koncepcji całkowitej wartości ekonomicznej (TEV) Kategoria wartości Podkategoria wartości Charakterystyka Wartość użytkowa Wartość

bezpośrednia ^{Wynika z bezpośredniej konsumpcji.}

Wartość pośrednia Wynika z usług regulacyjnych ekosystemów (np. regulacja jakości powietrza).

Wartość opcyjna Wartość przypisywana możliwości użytkowania ekosystemów w przyszłości, także wartość możliwości wyboru również w czasie bieżącym.

Wartość pozaużytkowa

Wartość istnienia Wartość przypisywana świadomości tego, że gatunki oraz ekosystemy nadal istnieją.

Wartość dziedziczenia*

Wartość przypisywana temu, że przyszłe pokolenia również będą mogły otrzymywać korzyści z ekosystemów lub gatunków (troska o sprawiedliwość międzypokoleniową).

Źródło: Opracowanie własne na podstawie: T. Żylicz, Wycena wartości ekosystemów. Przegląd

wyników badań światowych, „Ekonomia i Środowisko” 2010, nr 1, s. 33 oraz The Economics of Ecosystems and Biodiversity: The Ecological and Economic Foundations, Chapter 5. The economics of valuing ecosystem services and biodiversity, www.teebweb.org, s. 14.

* Wartość dziedziczenia jest czasami uważana za część wartości istnienia, ponieważ rozdzielenie obu typów wartości w badaniach empirycznych jest trudne. Por. D. Pearce, Economic Values and the

Natural World, MIT Press, 1993, s. 21.

Całkowita wartość ekonomiczna

Wartość użytkowa (Use value) Wartość pozaużytkowa (Non-use value) Wartość aktualna (Actual value) Wartość opcyjna (Option value) Wartość dziedziczenia (Bequest value) Wartość istnienia (Existence value) Wartości bezpośrednio użytkowe (Direct use values)

Wartości pośrednio użytkowe (Indirect use values)

82 Jednym z ważniejszych projektów badawczych poświęconych klasyfikacji oraz wycenie świadczeń ekosystemów był projekt wykonany przez zespół R. Costanzy173

w 1997 roku. Zdaniem autorów, pytanie o całkowitą wartość kapitału naturalnego lub jego poszczególnych form jest bezzasadne (trywialne jest pytanie o wartość atmosfery lub gleby), możną ją uznać za nieskończoną. Ważne jest natomiast określenie tego, w jaki sposób zmiany w ilości lub jakości różnych typów kapitału naturalnego mogą wpłynąć na dobrobyt ludzi¹⁷⁴.

W ramach pracy wyszczególniono 18 typów ekosystemów (lasy, mokradła itp.) oraz 17 typów świadczeń. Do każdego z ekosystemów przypisano odpowiednie rodzaje świadczeń. Oszacowano (w tym na podstawie wcześniejszych prac) wartość każdego świadczenia w przeliczeniu na hektar konkretnego ekosystemu, chociaż nie wszystkie rodzaje świadczeń udało się oszacować monetarnie. Następnie mnożąc uzyskane wartości przez wielkość obszarów zajmowanych przez poszczególne typy ekosystemów oszacowano globalną wartość świadczeń ekosystemów (lub kapitału naturalnego). Wartość ta wynosi 33 bln USD rocznie, w tym większość świadczeń odbywa się poza systemem rynkowym. Około 63% wartości jest dostarczanych przez systemy morskie (20,9 bln USD), w tym ekosystemy przybrzeżne (10,6 bln USD). Około 38% wartości pochodzi z ekosystemów lądowych, głownie lasów (4,7 bln USD) oraz mokradeł (4,9 bln USD)¹⁷⁵. W pracy wskazano na liczne ograniczenia oraz źródła niepewności w dokonywaniu takiej wyceny, ale także na konieczność opracowania modeli ekologiczno-ekonomicznych zależności w skali regionalnej, w celu lepszego zrozumienia kompleksowej dynamiki fizyczno-biologicznych procesów oraz oddziaływania tych procesów na dobrobyt. Autorzy także podkreślili, że w przypadku konieczności zapłaty za otrzymywane świadczenia ekosystemów oraz ich wkład w światową gospodarkę, globalny system cen byłby zupełnie inny. Ceny towarów i usług wykorzystujących bezpośrednio lub pośrednio świadczenia ekosystemów byłyby znacznie wyższe. Płace, rentowność oraz zyski także zmieniłyby się w sposób radykalny.

Dużym przedsięwzięciem naukowym był projekt realizowany przy wsparciu Komisji Europejskiej we współpracy z rządami m.in. Niemczech, Wielkiej Brytanii, Holandii Norwegii, Szwecji, Japonii pt. Ekonomia ekosystemów oraz bioróżnorodności

173

R. Costanza et al., The value of the world’s ecosystem services and natural capital, “Nature” 1997, nr 387, s. 253 – 260.

174

Ibidem, s. 254.

175

83 (The Economics of Ecosystems and Biodiversity – TEEB). Celem projektu TEEB było natomiast zainicjowanie procesu analizy globalnych korzyści ekonomicznych bioróżnorodności, kosztów utraty bioróżnorodności, kosztów efektywnej konserwacji oraz przyczyn dotychczasowych niepowodzeń w tej dziedzinie. Do głównych konkluzji należą stwierdzenia176

:

1. Niedostrzeganie wielu świadczeń natury przez gospodarkę prowadzi do pomijania kapitału naturalnego oraz decyzji, których skutkiem jest degradacja świadczeń ekosystemów oraz bioróżnorodności.

2. Wycena świadczeń ekosystemów w jednostkach monetarnych jest skomplikowana oraz kontrowersyjna. Podstawy nauk przyrodniczych są słabo rozumiane. Należy opracować standardy najlepszych praktyk wyceny dostosowane do konkretnych zastosować oraz potrzeb.

3. Należy brać pod uwagę wysoki stopień niepewności i ryzyka. Bioróżnorodność jest czynnikiem w dużej mierze decydującym o zdolności ekosystemów do świadczenia usług w warunkach zmieniającego się środowiska (tzw.

resilience). Taka zdolność jest „naturalnym ubezpieczeniem” przeciwko

potencjalnym zaburzeniom, tym samym należy ją uznać za część całkowitej wartości ekonomicznej.

4. Kluczowym problemem jest wybór stopy dyskontowej przy porównywaniu obecnych oraz przyszłych strat i korzyści. Uzasadnione jest stosowanie różnych stóp dyskontowych w zależności od typu zasobu (prywatny lub publiczny).

5. Zasoby naturalne są zasobami kapitałowymi, jednak nie są one brane pod uwagę w konwencjonalnych miarach takich jak PKB. Obecny system powinien być zmodyfikowany tak, by uwzględniał wartość zmiany zasobu kapitału naturalnego oraz świadczeń ekosystemów.

6. Ubóstwo jest skomplikowanym zjawiskiem, zależność pomiędzy ubóstwem a bioróżnorodnością nie jest jednoznaczne. W wielu krajach duża część dochodu biednych gospodarstw domowych zależy od kapitału naturalnego. Trwałe zarządzanie zasobem kapitału naturalnego jest warunkiem ograniczenia ubóstwa.

176

Mainstreaming the Economics of Nature: A synthesis of the approach, conclusions and recommendations of TEEB, www.teebweb.org, s. 28.

84 7. Potrzebna jest lepsza ewidencja zależności pomiędzy biznesem a świadczeniami ekosystemów i bioróżnorodnością. Roczne raporty powinny zawierać informacje o wszystkich głównych efektach zewnętrznych.

8. Zachęty ekonomiczne (ceny rynkowe, podatki, subsydia itp.) wywierają znaczny wpływ na sposoby korzystania z kapitału naturalnego.

9. Około 12% lądowej powierzchni Ziemi stanowią obszary chronione, natomiast morskie obszary chronione są dość rzadkie. Według wyników badań, koszty utrzymania obszarów chronionych (wliczając koszt alternatywny) są znacznie niższe niż wartość świadczonych usług ekosystemów.

10. Uwzględnienie wszystkich rodzajów korzyści środowiskowych powoduje, że inwestycje w tzw. infrastrukturę ekologiczną mogą być opłacalne.

11. Pełne uwzględnienie wartości bioróżnorodności oraz świadczeń ekosystemów w procesie decyzyjnym będzie możliwe wtedy, gdy trwałe (zrównoważone) zarządzanie zasobami środowiska będzie postrzegane jako szansa, a nie przeszkoda w rozwoju.

Jednocześnie wskazuje się na istnienie znaczących ograniczeń możliwości wyceny elementów kapitału naturalnego. Większość metod wyceny opiera się na tworzeniu hipotetycznych sytuacji, tym samym ma charakter spekulacyjny. Istotnym ograniczeniem jest również brak informacji co do pełnego zakresu usług ekosystemów (prawdopodobnie istnieją korzyści, które jeszcze nie zostały zidentyfikowane). W związku z ograniczeniami narzędzi ekonomicznych tylko niewielka część tych usług może zostać wyceniona w wartościach pieniężnych. Problem ten przedstawiono na rysunku 11.

Istotne jest, żeby nie ograniczać ocen do wartości pieniężnych, ale by włączać w nie analizy jakościowe, a także wskaźniki fizyczne. Biorąc to pod uwagę, poszukiwanie raczej niepieniężnych metod oceny zużycia kapitału naturalnego wydaje się być bardziej praktyczne oraz możliwe do zrealizowania.

85 Rysunek 11. Zakres wyceny świadczeń ekosystemów

Źródło: Ekonomia ekosystemów i bioróżnorodności. Raport wstępny,

http://ec.europa.eu/environment/nature/biodiversity/economics/pdf/teeb_report_pl.pdf , s. 33