Resumé

SUMMARY: The paper provides an overview of how economics is applied to issues concerning conservation of biological diversity (biodiversity). It deals with valuation of environmental goods and the economic causes of biodiversity destruction, primarily seen to be rapid population growth, market and property right imperfections and government Economic policies to remedy the situation are proposed, focusing on property rights, international transfers and sustainable utilisation of natural resources. Analysing the recent controversy regarding international trade in elephant ivory, it is argued that trade in natural resource products under certain circumstances benefits conservation, and that the current international trade ban on ivory is likely to be detrimental African elephant populations.

1. Indledning

Biologisk diversitet defineres ofte som den totale mangfoldighed af levende arter (WRJ, 1994). Det anslås, at der eksisterer 5-50 millioner arter på jorden, men heraf er kun ca. 1,4 millioner beskrevet videnskabeligt. Den igangværende udryddelse af arter, der estimeres at være på mellem 1-11% af alle jordens arter hvert årti (Brown et al, 1993) betyder, at klodens biologiske mangfoldighed reduceres på irreversibel vis. Jorden tidligere oplevet lignende bølger af artsudryddelser, senest for 65 millioner år siden da dinosaurerne forsvandt. I modsætning til tidligere episoder tyder alt på, den nuværende artsreduktion er menneskeskabt (WRI, 1994). Når en art er uddød, kan den ikke genskabes, og overgår dermed fra at være en fornybar ressource til at være ikkefornybar udtømt. Tabet af biologiske arter repræsenterer derfor en permanent nedgang den naturkapital, menneskeheden har til rådighed. Biodiversitet tjener en række essentielle formål i såvel u- som i-lande i forbindelse med menneskelig produktion, rekreation samt kulturelt og religiøst og udgør alt i alt en umådelig værdifuld ressource menneskeheden. I sidste ende står vores eksistens på spil, hvis klodens livsvigtige fortsat beskadiges hurtigere, end de regenereres.

De fleste arter findes i troperne - 40% af jordens arter lever således i de tropiske
skove (WRI, 1994). De enkelte arter kan kun overleve, såfremt de understøttende natur
og økosystemer bevares. Det er derfor vigtigt at betragte biologisk diversitet (bio-

---

Artiklen er baseret på min specialeafhandling på politstudiet. Jeg er lektor FinnTarp og en anonym referee meget taknemmelig for vejledning og gode råd. Resterende fejl er dog mit eget ansvar.

diversitet) i sammenhæng med miljøbevarelse mere bredt i u-landene. Ressourceproblemerne menneskets forhold til naturen er af en anden karakter i u-landene end i den industrialiserede del af verden. I udviklingslandene lever en stor del af befolkningen umiddelbar afhængighed af naturkapitalen, da bønder, kvægbrugere, fiskere, jægere samlere ernærer sig direkte af udbyttet fra naturen. De er ofte meget sårbare, når underliggende økosystemer forringes, eftersom de ikke har samme muligheder for at substituere med menneskeskabt kapital (kunstgødning, kunstvanding og moderne landbrugsteknologi) som landmænd i de industrialiserede lande. Økologiens økonomiske kan illustreres ved Sahel området i Afrika, hvor ørkendannelsen truer millioner af småbønders og nomaders eksistens. Den helt afgørende forudsætning, for at mennesker kan overleve, og området kan udvikles økonomisk, er at jord- og vandressourcerne og forbedres. Der er således ikke i u-landene i samme grad et dilemma vækst og miljø som i i-landene, hvor økonomisk vækst ofte udgør en hoveddrivkraft bag ressourceudtømning og forurening. U-landenes fattigdom og ressourceproblemer altså tæt sammen og forstærker gensidigt hinanden, mens ressourceproblemerne i i-landene på paradoksal vis skyldes velstand (World Bank, 1992). Komplementariteten mellem naturen og udvikling nødvendiggør derfor en bedre af de økologiske og socioøkonomiske faktorer, der medvirker til at forringe og udrydde arter, og af hvorledes udviklingspolitikken kan fremme bæredygtighed.

Det er derfor kun naturligt at gennemgå den nye og spirende økonomiske teori om biodiversitet. Afsnit 2 beskriver dels nogle principielle dimensioner af en økonomisk værdisætning af miljøgoder såsom biodiversitetsbevarelse, dels identificeres den optimale biodiversitet. I afsnit 3 gennemgås årsagerne til den igangværende destruktion klodens biologiske mangfoldighed og dernæst diskuteres politikimplikationer 4). Der lægges vægt på ejerskabsforhold, internationale overførsler samt bæredygtig kommerciel udnyttelse som en alternativ bevaringspolitik. Sidstnævnte illustreres i afsnit 5 med udgangspunkt i den aktuelle problemstilling om bevaring af den truede afrikanske elefant, inden der afsluttes i afsnit 6.

2. Den optimale mængde biodiversitet

Når samfundet skal prioritere, hvor meget biodiversitet det er ønskværdigt at bevare, fordelene ved biodiversitet sammenlignes med omkostningerne til bevarelse. Det svarer i princippet til problemet med at finde det optimale forureningsniveau (Pearce og Turner, 1990). Det første trin i at finde den optimale mængde biodiversitet består i at værdisætte naturen. Dette er nødvendigt for at kunne udlede de samfundsøkonomiske ved biodiversitet.

Hvordan vurderes nu den økonomiske værdi af en bestemt truet art eller et truet
økosystem? Først må der skelnes mellem økonomiske værdier, som tilfalder menne-

sker (f.eks. ressourcens ejere og brugere) på den ene side, og på den anden side evt. moralske og i naturens indbyggede værdier, der ikke tilfalder mennesker. Økonomisk analyse er kun i stand til at håndtere den første type værdier (Pearce og Turner, 1990). Den totale økonomiske værdi af biodiversitet kan opgøres som summen af en række forskellige værdier, nemlig direkte og indirekte brugsværdi, samt options- og eksistensværdi f.eks. Pearce og Warford, 1993 eller Pearce og Turner, 1990).

Direkte brugsværdi omfatter værdien af de inputs, naturen leverer til vare- og serviceproduktion. direkte jagt, indsamling og træfældning falder også anvendelsen plantearter til medicinske præparater i denne kategori. Det samme er tilfældet, når genetisk materiale fra vilde arter anvendes til plante- og dyreforædling, samt for naturens æstetiske og rekreative værdier. De fleste i-lande har relativt lidt vild natur tilbage, mens de har store indtægter af produkter med ingredienser, der er udvundet eller fra tropiske planter. En fjerdedel af de aktive ingredienser i den medicin, der sælges på det amerikanske marked, stammer således oprindeligt fra vilde planter (WRI, 1994). Et økosystem kan således generere direkte brugsværdi til mennesker langt væk.

Indirekte brugsværdi hentyder til de komplicerede økologiske og klimatiske funktioner, varetages af det samlede økosystem og dermed af de individuelle arter, der indgår heri. Her tænkes eksempelvis på tropiske skoves absorbering af kuldioxid (CO₂), der ellers ville udløses i atmosfæren, og på cirkulationen af næringsstoffer, grundvandsbeskyttelse og klimaregulering, der ydes af skovene. Økologiske systemers overfor stress og choks er endvidere afhængig af, at diversiteten Tilpasningsevnen formindskes, når systemet beskadiges.

Optionsværdi kan sidestilles med en forsikringspræmie. Det har værdi at udskyde arters udslettelse, da muligheden for at kunne udnytte dem kommercielt på et senere tidspunkt dermed bevares. Ny viden vil måske vise, at en uddød art besad gener, som ville have været værdifulde, hvis racen stadig eksisterede.

Eksistensværdi måler betalingsvilligheden for, at arter overlever uden reference til nutidigt eller fremtidigt forbrug. Det moralske argument - at mennesket ikke har ret til at udslette andre arter fra jordens-overflade - falder udenfor økonomiens analyseramme. med eksistensværdi findes et utilitaristisk modstykke til det moralske argument, naturen har en eksistensret uafhængigt af dens økonomiske værdi for menneske ¹ (Pearce og Turner, 1990). At erklæret betalingsvillighed i hypotetiske spørgeskemaundersøgelser overstiger faktiske gaver til bevaringsarbejde (Aylward, 1992) er i denne sammenhæng et andet problem.

For alle ikke-handlede aspekter ved naturen (især indirekte brugsværdi, options- og
eksistensværdi) gælder, at de kun kan måles som folks betalingsvillighed for det på-

---

1. Idet det moralske standpunkt om naturens eksistensret reflekteres i folks nyttefunktioner, og dermed giver sig udslag i den målte betalingsvillighed for bevarelse.

gældende gode. I praksis er der udviklet forskellige spørgeskemametoder til estimation
(f.eks. Contingent Valuation), men tallenes størrelsesorden er forbundet
med endog meget stor usikkerhed (Pearce og Turner, 1990).

Det andet trin, når den optimale mængde biodiversitet skal findes, består i at sammenholde ved biodiversitet med bevaringsomkostningerne. Analysen af dette illustreret i figur 1. MC-kurven viser et repræsentativt udviklingslands omkostninger bevarelse af en enhed biodiversitet (for eksempel en ha regnskov). Udover en vis grænse er omkostningerne ved naturfredning positive og voksende, fordi bevarelse såvel direkte beskyttelsesomkostninger i form afpatruljering og retshåndhævels ², som alternativomkostninger i form af mindre økonomisk udvikling ide berørte områder, hovedsageligt tabt indtægt fra landbrug, fiskeri, skovdrift, jagt, råstofudvinding MB_U angiver samfundsøkonomiske benefits til u-landet ved at bevare, MB[ viser de samfundsøkonomiske fordele, i-landet opnår ved bevarelse i udviklingslandet, jvf. værdisætningsdiskussionen ovenfor. MB_W er summen af MB_U og MBi, eller de samlede globale benefits ved bevarelse. Hvis det antages, at ingen fordele ved naturbevarelse kan internaliseres af private, vil et ureguleret marked bevare a af biodiversitet. En rationel regering, der tager højde for de indenlandske landets natur genererer, vil derimod søge at bevare c enheder, der maksimerer u-landets samlede netto-benefits. Mængden c er imidlertid lavere end det globalt optimale, som svarer til h. I fravær af indgreb vil uhensigtsmæssigt mange ar-

---

2. Der er også eksempler på, at fredning kan påføre lokalbefolkningen direkte tab, som når vilde elefanter ødelægger bøndernes afgrøder, eller når fredede rovdyr slår mennesker ihjel.

ter altså blive udryddet. Det følgende afsnit beskriver nogle af årsagerne til dette, mens
afsnit 4 og 5 diskuterer, hvilke styringsinstrumenter en regering og det internationale
samfund kan benytte, for at fremme bevaring af klodens arter.

3. Hvorfor ødelægges biodiversitet?

Der er overordnet set to direkte grunde til den igangværende reduktion af klodens artsrigdom (Fisher, 1987). Den første og vigtigste er, at arternes habitat (levested) ødelægges, eller omdannes til anden brug. Den anden hovedårsag er overudnyttelse, indtræffer, når arten enten høstes, jages, fanges eller fiskes i et omfang, der vedvarende overstiger bestandens reproduktion. Mere specifikt kan de bagvedliggende årsager til tab af habitat og til overudnyttelse søges i markedsfejl, utilstrækkelige og brugsrettigheder, i uhensigtsmæssige politikker, og i den hastige Befolkningsvækst øger presset på naturressourcerne, for eksempel intensiveret dyrkning af jorden, kortere braklægningsperioder, øget træfældning inddragelse af hidtil uopdyrkede arealer til landbrug. Desuden kan en voksende befolkning få eksisterende institutioner til forvaltning af fælles ressourcer til at bryde sammen som omtalt nedenfor.

Markedsfejl

Markedsfejl er i denne sammenhæng af betydning, fordi biodiversitet genererer mange positive eksternaliteter. For en række af de i afsnit 2 omtalte værdier ved biodiversitet således, at de tilfalder en bredere kreds end blot ejerne af ressourcerne. Disse værdier vil kun sjældent kunne internaliseres, da de ikke handles på noget marked, derfor ikke indgår i ressourceudnytternes beregninger. Når miljøeksternaliteter er vanskelige at internalisere, har det mange forklaringer. For det første er økologiske systemer meget komplekse. Sideeffekter kan optræde langt væk fra kilden og ofte først i fremtiden. For det andet er der stor usikkerhed forbundet med at fastslå de fysiske, økologiske og biologiske virkninger ved tab af biodiversitet. Samme usikkerhed gælder ovenfor omtalte økonomiske værdisætning af disse effekter. For det tredje betyder barrierer og manglende information, at det i praksis er umuligt at internalisere gennem skatter mv.

Som eksempel på markedsfejl på det globale plan kan nævnes de tropiske skove, hvis betydning for atmosfæren (drivhuseffekt) og potentielle medicinske egenskaber kommer alle mennesker til gode, uden at skovenes ejere og indbyggere får betaling herfor. Som reglerne er idag, kan udviklingslandene ikke patentere værdifuldt arvemateriale deres biodiversitet, hvilket de naturligvis er stærkt utilfredse med (Sedjo, 1992).³ Ligeledes er der i Vesten udstrakt bekymring over udryddelsen af arterne (de-

---

3. Kun arvemateriale, der er blevet kunstigt forandret i laboratoriet, kan patenteres. Derimod gives ikke ophavsret naturligt forekommende arter, heller ikke hvis de gennem århundreder er blevet udviklet og forbedret bønders traditionelle avlsarbejde.

res eksistens- og optionsværdi), som hidtil kun i ringe grad har fundet finansielle udtryk, der ikke eksisterer »markeder« for biodiversitet. Andre markedsfejl på henholdsvis og lokalt plan er skovenes klimaregulerende effekt, der rækker langt videre end lokalområdet. Træfældning medfører jorderosion på omliggende marker, hvilket bl.a. skaber tilsanding af vandingskanaler og vandkraftresservoirs, hvorved disse anlægs kapacitet formindskes. Da denne type af sideeffekter ved miljøødelæggelsen internaliseres, medfører brugernes og ejernes individuelle optima et for stort tab af biodiversitet i forhold til det optimale på globalt plan.

Ejendomsrettigheder

At det er vanskeligt at internalisere de virkelige ressourceomkostninger skyldes ofte, mange naturressourcer ikke har klare ejendomsrettigheder eller at disse bliver utilstrækkeligt håndhævet. Det gælder for eksempel fiskeri i internationalt farvand, hvortil der er åben adgang for alle, og for atmosfæren og dens kapacitet til at absorbere Problemstillingen er kendt som »Tragedy of the Commons« (Hardin, 1968). Når ingen ejer ressourcen kan overudnyttelse blive resultatet af individuelle ressourceudnytteres rationelle handlinger, idet de med rette foregriber, at andre gør det samme. Det gælder næsten med en naturlovs regelmæssighed, at åben adgang ressourcer eller senere vil blive overudnyttet. Det igangværende overfiskeri i verdenshavene et tragisk eksempel herpå. Overudnyttelse som følge af åben adgang kan ses som en variant af Fangens Dilemma. Bæredygtig udnyttelse er i alles fælles interesse, men samarbejde kan ikke etableres af mangel på tillid og i fravær af en central styrende og håndhævende autoritet. Sagt på en anden måde betyder manglende ejendomsret, at eksternaliteterne ved ressourceudnyttelse - fremtidig knaphed - ikke bliver internaliseret. anden ressource, hvortil der er tæt på åben adgang, er Afrikas berømte vilde dyr. I mange afrikanske lande er alt vildt officielt statsej endom, men vildtlovene håndhæves spredt. Vildtet opfattes derfor i en del tilfælde som »lovligt bytte«, enhver kan drive jagt på (Milner-Gulland og Leader-Williams, 1992).

Det er imidlertid vigtigt at skelne mellem ressourcer, hvortil der er åben adgang, og de, der er i fælleseje. Sidstnævnte er ressourcer, hvortil kun en nærmere afgrænset gruppe af brugere har adgang, og som samtidig er reguleret af regler og kontrol med udnyttelsen. Eksempler på fællesejede ressourcer omfatter landsbyers fælles græsningsjorde brønde, fælles kunstvandingsanlæg, visse skove samt ferskvandsfisker ⁴. Ide vestlige lande håndteres fællesejede ressourcer af offentlige myndigheder vha. miljøgodkendelser, kvoteordninger, skatter og afgifter m.v. I udviklingslandene er staten generelt svagere og har en langt mere begrænset kapacitet til at håndhæve regler og love. Myndighedernes muligheder for indsigt, regulering og retshåndhævelse er ofte i landområderne.

---

4. Herhjemme betegnede fælleden og almindingen forskellige typer af fællesejede ressourcer (Engberg- Pedersen, 1993).

I stedet er traditionelle lokale institutioner til samarbejde omkring og regulering af ressourceudnyttelsen tit af stor betydning. Disse institutioner udfylder en række væsentlige nemlig at fremme samarbejde mellem ressourcens brugere og forhindre samt at løse gruppens fordelingsmæssige konflikter omkring adgang til de fælles ressourcer. Institutioner skal her forstås bredt som normer, regler og vaner for samarbejde. Det drejer sig for eksempel om regler for, hvor meget fælles vand, den enkelte husholdning eller bonde må benytte, normer der begrænser jagtsæsonen, af antallet af dyr hver familie må græsse på fællesjorden osv. (Ostrom, 1990; Wade, 1988). Litteraturen om collective action har beskrevet en række varianter af sådanne uformelle institutioner i et stort antal samfund kloden over. Traditionelle styrer de fælles naturressourcer ved hjælp afsindrige og komplekse regler, der er tilpasset lokale økonomiske, økologiske og teknologiske omstændigheder. kan derfor afvises, at »tragedy of the commons« skulle være et generelt fænomen fællesejede ressourcer (Runge, 1986; Ostrom, 1990; Engberg-Pedersen, 1993).

I spilteoretiske termer svarer det til, at kooperativ adfærd ofte vil kunne opretholdes som en løsning i gentagne spil. Det gælder især, hvor (i) der er klare gevinster at opnå ved samarbejde (i forhold til non-kooperativ adfærd) (Wade, 1988), (ii) diskonteringsraten er for høj (Bardhan, 1993; Wade, 1987b), og (Hi) det er muligt at kontrollere, nogen »snyder«. Landsbyboere har ofte et godt kendskab til hinandens adfærd. De besidder derfor bedre information og muligheder for at øve kontrol med naboernes udnyttelse af fælles ressourcer end de centrale autoriteter. Et andet resultat, som måske er sværere at formalisere ud fra spilteori, er betydningen af lederskab. Stærke, velinformerede, og legitime lokale ledere er ofte en udløsende faktor for kollektiv (Wade, 1987), fordi det ofte er formelle og uformelle lederskikkelser, der tager initiativ til institutionel forandring.

Uformelle lokale institutioner har således i en række tilfælde været offentligt kontrollerede overlegne i forhold til at beskytte naturressourcerne mod nedslidning overudnyttelse og at mobilisere kollektiv handling (Ostrom, 1994). Lokale institutioner er dog sårbare overfor hastig befolkningsvækst og andre forandringer, der stiller store krav til institutionens fleksibilitet. Det kan være vanskeligt at gennemføre hurtig tilpasning af vaner og regler, fordi gruppens kollektive opbakning til de nye regler er nødvendig. Endvidere kan centralmagtens forsøg på at overtage ansvaret og kontrollen med ressourcerne underminere lokale lederes autoritet. Sammenbrud i lokale medfører ofte fatale økologiske konsekvenser (Wade, 1987a).

Regeringsfejl

Regeringsfejl og forvridninger i økonomien kan være en vigtig underliggende årsag
til tab af biologisk diversitet. Et eksempel herpå er rydningen af Amazonskoven til

kvægavl og landbrug (Binswanger, 1991). Regnskove rummer et stort antal arter, der udryddes i takt med at skovene skrumper ind. For det første har en generel skattefritagelse brasiliansk landbrug gjort landbrugssektoren til et skattely for investorer. Det har øget efterspørgslen efter jord og dermed den hastighed, hvormed überørt skov fældes at give plads til jord- og kvægbrug. For det andet har den brasilianske regerings anlæg afveje ind i skoven medført øget migration og aktivitet i Amazon. Vejene åbner hidtil utilgængelige områder for nybyggere, der rydder skoven for at dyrke jorden. For det tredje giver Brasiliens jordlove skøde på et jomfrueligt jordstykke til den person, der har ryddet det for skov. Nogle steder i Amazon kan nybyggere endda opnå jordrettigheder op til tre gange det areal, de har ryddet. Denne praksis giver klare incitamenter at rydde større arealer, end landbrugsdriften nødvendiggør. Den gavner desuden store bedrifter, der har kapital til at rydde deres egne veje ind i skoven, og derved sikre sig skøder på store områder, mens småbønder må slå sig ned tæt på hovedvejene.

4. Økonomiske politikker til bevarelse af biodiversitet

Forværringen af det naturlige miljø er på ingen måde nogen uundgåelig proces, også opbremsningen af befolkningsvæksten i den 3. verden mange steder ser ud til at forløbe forholdsvist langsomt. Relativt enkle politik-tiltag kan i mange tilfælde rette op på forholdene. Der er dog ikke enighed om, hvor hovedindsatsen bør ligge. Traditionelt har naturbevarelse været biologernes ansvarsområde, og oprettelsen af fredede områder såsom nationalparker har været en hovedprioritet i bevaringspolitikken kolonitiden og indtil fornylig. Fredede områder har imidlertid de ulemper, at de ikke yder beskyttelse til naturen udenfor parkgrænsen, og at de er sårbare overfor ulovlig indtrængen og krybskytten. Miljø- og bevaringspolitikken fokuserer derfor i stigende grad på, hvordan de økonomiske incitamenter kan ændres, så miljøbevarende adfærd fremmes (McNeely, 1990). I det følgende diskuteres, hvordan ændrede relative priser, ejendomsrettigheder og international bistand kan fremme naturbeskyttelse og mindske nedbrydningen af biodiversitet. Bæredygtig kommerciel udnyttelse som bevaringsstrategi i afsnit 5.

Politikfejl

For at afskaffe politisk indførte forvridninger, der ødelægger biodiversiteten, er det nødvendigt at opnå opbakning og støtte til naturbevaring på det politiske niveau. I udviklingslandene de offentlige budgetter utilstrækkelige, og rækker i forvejen ikke til de mange andre presserende og ofte mere synlige udviklingsbehov. Naturbevarelse får derfor sjældent helt den samme opmærksomhed og prioritet fra mediernes, vælgernes og politikernes side i u-landene som i Vesten. Hertil kommer, at såvel store som små ressourceudnyttere kan have indflydelsesrige lobbyer. F.eks. sikrer magtfulde økono-

miske interesser, at afgiften på fældning af træer i regnskoven ikke svarer til træets ressourcerente, koncessionshaverne tjener overnormale profitter. I den forbindelse kan internationalt pres koblet med bistand og finansielle overførsler til bevaringsarbejde være med til at sikre en effektiv offentlig indsats i udviklingslandene. For eksempel har EU i et samarbejde med Verdensbanken bidraget med 250 millioner US$ til en Regnskovsfond, der har været i stand til at inddrage den brasilianske regering i aktiviteter, har til formål at sikre Amazon mod rydning (World Bank, 1992).

Åben adgang

De negative virkninger af åben adgang til ressourceudnyttelsen og af situationer med uafklaret ejerskab kan i nogle tilfælde afhjælpes ved at privatisere ejendomsretten til den pågældende ressource. Privat ejerskab indebærer et højere bestandsniveau (end åben adgang) fordi individuelle ejere indregner den fremtidige ressourceværdi og normalt at undgå fremtidig knaphed (Clark, 1990). Indførelse af private nominelle (dejure) ejendomsrettigheder vil imidlertid ikke i sig selv påvirke agenternes handlinger, retshåndhævelse og kontrol med ejendomsretten er utilstrækkelig (Sutinen Andersen, 1985).

I udviklingslandene er det ofte forbundet med store omkostninger at håndhæve såkaldte eksklusive ejendomsrettigheder, der udelukker andre end den formelle ejer fra adgang til ressourcen. De facto ejendomsrettigheder til ressourcerne - som er bestemmende udnyttelsen - kan derfor afvige kraftigt fra dejure rettighederne. Privatisering tilstrækkelig håndhævelse og beskyttelse er derfor blot et slag i luften.

Fælleseje

Åben adgang til at udnytte en naturressource er som omtalt en væsentlig trussel mod dens eksistens. Der er på denne baggrund blevet argumenteret for privatisering af ejendomsretten. Imidlertid findes der ikke mange ressourcer på landjorden, hvortil der er fuldstændig åben adgang, i modsætning til fiskeriet i internationalt farvand. Fælleseje-systemer komplekse skrevne eller uskrevne institutionelle arrangementer er som nævnt det normale i traditionelle samfund (Ostrom, 1990). Det er således blevet en fremherskende vurdering indenfor ressourceøkonomien, at hverken central regulering fuldstændig privatisering af ejendomsretten til fællesejede ressourcer er hensigtsmæssig u-landene. Tankegangen er, at lokalt uformelt samarbejde ofte vil være den eneste effektive måde at beskytte ressourcerne på. Det er dels fordi bæredygtighed er i udnytternes egen interesse på langt sigt, dels fordi landsbyboere ofte besidder bedre for at overvåge hinandens ressourceforbrug end de formelle myndigheder. må lokale folk antages at besidde relativt bedre information om de økosystemer, har levet af i generationer (Wade, 1987a; Ostrom, 1994).

Privat ejerskab af naturressourcerne og eksklusivitet, som det kendes i Vesten, kan også af andre grunde være uhensigtsmæssigt i udviklingslandene, blandt andet fordi fællesejede ressourcer tjener som erstatning for manglende forsikrings- og kapitalmarkeder yder et vigtigt indtægtssupplement til de fattigste. På landet i Afrika er kvæg et af de eneste formuegoder, et aktiv, der udover at give et afkast, udgør såvel opsparing forsikring mod dårlig høst (Binswanger et al, 1989). Hyrdedrift på vidstrakte der strækker sig over forskellige klimatiske zoner, yder således forsikring mod stedspecifik tørke. På trods af risikoen for overgræsning kan nomadedrift fællesjord derfor ses som et rationelt svar på sæsonvariation i forekomsten af vand og foder (Thompson og Wilson, 1994). Privatisering af græsningsområderne ville kvægets vandringer og kunne forringe landbefolkningens muligheder for at diversificere deres aktiver og gardere sig mod sted- og afgrødespecifikke risici (Dasgupta, 1994). Privatisering kunne også medføre øget ulighed, fordi traditionelle adgangsregler til fællesejede ressourcer fungerer som socialt sikkerhedsnet for de mest udsatte grupper, f.eks. de fattige og kvinderne (Platteau, 1991). I stedet er løsningen overgræsning at styrke eksisterende lokale institutioner til regulering af ressourceudnyttelsen, eksempel ved formel anerkendelse af stammens eller landsbyens brugsret eller ved at yde finansiel og teknisk støtte til landsbyråd, producentkooperativer og lign. Det er vigtigt, at den formelle jura understøtter fælleseje-institutionerne landsbyoverhovedets traditionelle autoritet over ressourcerne. Der er nemlig en del eksempler på fællesejesystemer, der er brudt sammen som følge af koloni- eller statsadministrationens forsøg på at overtage det formelle ansvar for de lokale ressourcer. De samme myndigheder har desuden ikke vist sig i stand til at etablere effektivt reguleringssystem til erstatning for det traditionelle (Ostrom, 1990).

International bistand til naturbevarelse

På det internationale niveau er overførsler fra de industrialiserede lande påkrævede for at støtte og øge u-landenes indsats for at bevare den biologiske mangfoldighed. Princippet om internationale overførsler blev knæsat i FN-deklarationen om Biologisk Diversitet, som blev underskrevet på UNCED mødet i Rio de Janeiro 1992 (»Topmødet Rio«). Konventionen fastslår for det første, at alle lande er forpligtede til at beskytte biodiversitet, og for det andet, at de rige samfund bør kompensere udviklingslandene deres bevaringsindsats. Det blev samtidig besluttet, at Global Environment (GEF), som bestyres af Verdensbanken, FN's Miljøprogram (UNEP) samt FN's Udviklingsprogram (UNDP), skulle bruges som finansieringskanal for konventionen. GEF er hermed blevet en af de vigtigste institutioner for miljøbevarelse på globalt plan. Det har dog efterfølgende vist sig vanskeligt at enes om en fordelingsnøgle GEFs finansiering. Donorer bevilgede i perioden 1991-94 ialt US$ 1,2 milliarder, for 1994-97 er US$ 2 milliarder blevet lovet til opfyldning af miljøfonden.

Ideen bag GEF kan kort beskrives som et forsøg på at internalisere de positive eksternaliteter,
bevarelse af u-landenes biodiversitet har for de industrialiserede lande.

Princippet bag GEF er illustreret i figur 1 (World Bank, 1992; Tisdell, 1991). Et industrialiseret der indser, det er i dets egen interesse at yde støtte til naturbevaring i udviklingslandet, har incitament til at sikre bevarelse af mængden e. Dette er mere, end udviklingslandet i fravær af bistand ville bevare (nemlig mængden c). I-landene kan bringe antallet af overlevende arter nærmere til det for dem optimale ved at støtte forskellige programmer, der kompenserer u-landet og ressourceudnytterne for indtægstabet naturbevaring. Ideen er, at kun ved at give lokalbefolkningen økonomiske til ressourcebevarelse, kan naturkapitalen sikres i passende omfang.

Bistandsgiveres free-rider problemer

Sorn det fremgår af figur 1, er der et misforhold mellem hvor meget naturbeskyttelse opportunistisk bilateral donor vil betale for (e), og det globalt optimale (h). I figuren dette misforhold, fordi donoren ikke tager hensyn til de marginale benefits bevarelse i u-landet. I en verden af mange potentielle donorer, der alle opnår benefits af udviklingslandenes biodiversitet, er det sandsynligt, at forskellen mellem e og h er af betydeligt omfang. Det hænger sammen med, at hvert donorland kun har incitament at støtte bevarelse i det omfang, det selv nyder godt af den bevarede biodiversitet, der ikke tages højde for de positive eksternaliteter, andre lande opnår ved naturbevaring. Mange aspekter af biodiversitet har karakter af globale offentlige goder (Tobey, 1993). Det gælder således indholdet af medicinske komponenter i planter, kan udnyttes af alle interesserede, såfremt planten stadig eksisterer⁵.1 en verden af mange potentielle donorer betyder dette, at den enkelte donor har incitament at køre friløb på andre landes indsats for det fælles miljø (Tobey, 1993).

Free-rider problemerne i forbindelse med enkeltlandes internationale bistand til naturbevarelse formaliseret af Barrett (1994). I mangel af en overstatslig myndighed, der kan gennemtvinge en kooperativ løsning, hvor hver nation yder en passende andel, forekommer det sandsynligt, at free-rider problemer kan vanskeliggøre muligheden for at skaffe international finansiering til bevaringsformål. Dette er utvivlsomt en del af forklaringen på de langtrukne forhandlinger om finansiering af GEF og de forholdsvist beløb, donorerne hidtil har forpligtet sig til at yde.

Figur 1 illustrerer endvidere en anden interessant omstændighed ved GEF's miljøbistand, princippet om kun at finansiere »incremental costs« eller merudgifter (World Bank, 1992), som er de netto merudgifter, udviklingslandet påføres ved bevaringsindsatsen. figur 1 svarer dette til arealet bfg, såfremt den globalt optimale mængde h bevares. Det fremgår, at hele gevinsten ved bevarelse af biodiversitet tilfalder industrialiserede lande, mens udviklingslandene kun akkurat holdes skadesløse under princippet om incremental cost.

---

5. Og såfremt der ikke er taget patent.

5. Kommerciel udnyttelse

Bæredygtig kommerciel udnyttelse af naturen omfattende jagt, høst, turisme m.m. er blevet foreslået som en metode til at øge naturens økonomiske værdi for ejerne og dermed skabe incitament til bevarelse (Swanson, 1993). Tankegangen er, at ejere og udnyttere betragter naturen som et aktiv. I det omfang, naturkapitalen giver et afkast på højde med andre formuegoder, vil lokalbefolkningen have incitament til at bevare naturen investere i dens beskyttelse. For lavt afkast fører til, at naturressourcen konverteres anden form, eller at der ikke investeres i beskyttelse, så lav-produktiv natur ødelægges gennem ulovlig høst, træfældning, jagt etc. Det gælder for eksempel vilde dyr i Afrika, der mange steder nyder helt utilstrækkelig beskyttelse mod krybskytter (Leader-Williams og Albon, 1988). Naturen kan i denne sammenhæng generere indtægter gennem forbrugende udnyttelse såsom jagt, fiskeri og tømmerhugst, og dels via ikke-forbrugende udnyttelse som turisme, plukning af bær og nødder, gummitapning Forbrugende udnyttelse giver ofte anledning til voldsomme og følelsesladede (Favre, 1993; Pearce og Warford, 1993), hvor bl.a. biologer og naturbeskyttelsesorganisationer forbud mod udnyttelse af en række truede og ikke-truede Andre fremhæver den negative indvirkning på incitamentet til naturbevarelse, forbud skaber (Brown et al, 1993; Swanson, 1993). Debatten har været særlig intens i forbindelse med den afrikanske elefant, der behandles i det følgende.

Elefanten: Udnyttelse eller fredning?

Elefantbestanden i Afrika faldt fra ca. 1,2 millioner til ca. 600.000 i løbet af 1980erne 1989). Hovedtruslen på kort sigt er krybskytter, der skyder elefanterne for deres stødtænder med henblik på forsyning af det internationale marked for elfenben. Samtidig udgør tab af habitat på grund af befolkningsvækst og landbrugsekspansion en alvorlig trussel mod de plads- og ressourcekrævende elefantbestande på lidt længere

Reaktionen på elefanternes bestandsnedgang har været vedtagelsen af et internationalt mod handel med elfenben i 1989, der stoppede al legal trafik med forarbejdet som uforarbejdet elefant elfenben. Det institutionelle forum for regulering af handelen med produkter fra vilde dyr og planter er Konventionen om international handel med truede arter (CITES, også kendt som Washington Konventionen). Før forbudet elfenben efterspurgt til musikinstrumenter og dekorative formål i Vesten, og til figurer og personlige segl i Japan og Fjernøsten. Ca. 80% af denne handel omfattede elfenben, der enten smugledes til bestemmelsesstedet, eller som via korruption forfalskede papirer kom ind i den lovlige handel (ITRG, 1989).

Når det skal vurderes, om denne type handelsforbud vil være effektiv i forhold til at
bevare elefanten, må der skelnes mellem to effekter. På den ene side er der den direkte
indvirkning på jagt og skydning, og på den anden side forbudets betydning for alloke-

ring af jordarealer på vildt. Sidstnævnte effekt er entydigt negativ. Konvertering af jorden andre formål fremskyndes, når indtægten fra dyrene forringes (Barbier et al, 1992). Den direkte effekt på jagt og skydning er imidlertid som påvist i det følgende afsnit sværere at vurdere entydigt.

Det sorte marked for elfenben

Med håndelsforbudet faldt al legal elfenbenshandel væk. Et sort marked opererer dog stadig i Fjernøsten. Faldet i forsyninger risikerer at øge elfenbenets pris på det sorte ⁶. Da krybskytter og smuglere er motiverede af den økonomiske gevinst (Milner-Gulland og Leader-Williams, 1992) vil prisstigninger på elfenben som følge af et forbud lede til yderligere krybskytteri. Hertil kommer, at de afrikanske staters omfattende elfenbenslagre ikke kan markedsføres ifølge CITES' regler. Det betyder, at konfiskerede stødtænder og elfenben fra officielle beskydningsprogrammer tilbageholdes markedet, hvorved prisen presses yderligere op. Kenya har iscenesat offentlige af sine elfenbenslagre - et skridt der økonomisk set virker modsat hensigten. Lagrene burde istedet sælges på det sorte marked for at sænke prisen og derved reducere incitamentet til krybskytteri (Heltberg, 1995). Endvidere kan der peges at forbudet reducerer incitamentet til at investere i retshåndhævelse og beskyttelse dyrene, idet deres værdi som aktiv formindskes (Swanson, 1993). Det ser derfor til, at fortalerne for handelsforbud overser den afgørende betydning, prisudviklingen det sorte marked for elfenben har for krybskytteriet.

Stillet overfor disse argumenter peger naturbeskyttelsesorganisationerne ofte på den moralske og normdannende virkning af handelsforbud og understreger betydningen en reduktion af efterspørgslen (Favre, 1993). Endvidere er afsløring af smuglere blevet nemmere, idet alt elfenben i omløb nu er illegalt. A priori kan det derfor ikke entydigt afgøres, hvorvidt et handelsforbud øger eller mindsker jagt og skydning. Mangelfulde data medfører, at det også empirisk er uafklaret, om elfenbensforbudet har øget eller mindsket elefantkrybskytteri og illegale markedspriser (Dublin et al, 1994)⁷. Derimod har et tilsvarende forbud mod handel med næsehornets horn vist sig ude af stand til at stoppe denne dyrearts dramatiske tilbagegang. Næsehorn er efterspurgt Fjernøsten, hvor det pulveriseres og indgår i traditionel kinesisk medicin. Den medicinske anvendelse gør, at efterspørgslen er stærkt uelastisk (Milner-Gulland, 1993), og efter CITES-forbudet fra 1976 er priserne gået yderligere op, og krybskytteriet tiltaget. Næsehornet er idag meget tæt på at være udryddet. De rejste problemstillinger derfor relevante i praktiske policy sammenhænge.

---

6. Prisstigninger indtræder medmindre forbudet har en tilstrækkelig stor påvirkning af efterspørgslen i nedadgående

7. Samme undersøgelse fastslår, at forbudet ikke har været i stand til at stoppe krybskytteriet, og at selvom elfenbensmarkederne i Vesten er lukket, er nye i det Fjerne Østen kommet til.

Jordarealer til vildt

Den anden hovedeffekt af CITES-forbudet er som nævnt på arealanvendelsen. I Afrika konkurrerer mennesket og elefanten om knappe jord- og vandressourcer, og handelsforbudet forværrer utvivlsomt det pres, elefanternes habitat udsættes for som følge af ekspanderende landbefolkninger. Det skyldes, at CITES' elfenbensforbud reducerer afkast, jordområderne giver, når de anvendes til vilde dyr. Herved bliver omdannelse af arealerne til jord- og kvægbrug et mere tillokkende alternativ. Handelsforbud derfor ikke på langt sigt løse bevaringsproblemet (Barbier et al, 1992; Dublin et al, 1994; Heltberg, 1995).

Alternative strategier for naturbevarelse forsøger derfor at give lokale beboere fordele den vilde natur. Det sker i praksis ved at uddelegere jagt- og ejendomsrettigheder et områdes vilde dyr til lokalbefolkningen og give dem del i turistindtægter. Sådanne skridt kan ændre folks opfattelse af dyrene fra lokale plageånder, der gør livet farligt og ødelægger afgrøderne, til værdifulde aktiver, det er i egen interesse at beskytte 1990; Wells og Brandon, 1992). Disse forsøg på at inddrage lokalbefolkningen et brud med tidligere tiders naturbevarelsespolitik, hvor beskyttede områder typisk fratog brugerne deres traditionelle rettigheder. Nationalparkerne kom derfor i vid udstrækning i miskredit hos de befolkninger, der tidligere beboede eller udnyttede området. Manglen på folkelig legitimitet skabte fjendtlighed og medførte overgreb. Det er på denne baggrund blevet indset, at fredningsprojekter bør inddrage lokalbefolkningen gøre dem til partnere i naturbevarelsen (McNeely, 1990). Dette vanskeliggøres af handelsforbud såsom det mod elfenben, der mindsker indtægterne Afrikas dyreliv (Barbier et al, 1992). Det gælder i særlig grad for et land som Zimbabwe, hvor salg af elfenben tidligere udgjorde en vigtig indtægtskilde fra landets vilde natur (Kiss, 1990). Zimbabwe er da også blandt hovedfortalerne for en genoptaget mens Kenya - hvor naturbaseret turisme er langt vigtigere - på det skarpeste modsætter sig, at handelen genoptages. Det ser således ud til, at landene i en vis udstrækning baserer deres bevaringspolitik på, hvorledes naturen kan give et økonomisk afkast.

6. Afsluttende bemærkninger

Økonomisk analyse kan bidrage på betydningsfuld vis til forståelse af mekanismerne biodiversitetens forsvinden. Det vil uden tvivl være uforholdsmæssigt kostbart at bevare alle arter. En økonomisk analyse giver imidlertid basis for at mene, at der på grund af en række markedsfejl udryddes for stort et antal arter i forhold til det optimale. forekommer således at være god grund til offentlig indgriben for at fremme bevaringsarbejdet. væsentligt problem er i denne sammenhæng, at bevaring af biodiversitet en koordineret indsats på globalt plan, hvilket vanskeliggøres af freerider blandt potentielle donorer.

Ligesom i den øvrige miljøpolitik kan der noteres et skift i bevaringspolitikken fra udelukkende at fokusere på forbud og kvantitative indgreb til i stigende grad også at basere sig på økonomiske politikker og incitamentspåvirkning. I den forbindelse er det vigtigt at kende de præcise virkninger af forskellige politikker, og her kommer økonomisk til sin ret. Der er dog en lang række uafklarede områder, hvor yderligere forskning er tiltrængt. Der kan for eksempel peges på spørgsmålet om, hvordan freerider på lokalt og globalt plan (blandt donorer) kan formindskes, samt på behovet for at kortlægge virkningen af forskellige typer af ejendomsret under forskellige Det er ligeledes uafklaret, hvordan finansielle overførsler til bevaringsformål designes i praksis, så det sikres, at pengene anvendes efter hensigten med så begrænsede administrationsomkostninger som muligt.

Litteratur

Aylward, Bruce 1992. Appropriating the value wildlife and wildlands. In Economics the wilds: wildlife, wildlands, diversity development, red. Timothy Swanson og Edward B. Barbier, London.

Barbier, Edward 8., Joanne C. Burgess, Timothy Swanson og David W. Pearce. 1992. Elephants, Economics and Ivory. London.

Bardhan, P. 1993. Analytics of the Institutions
of Informal Cooperation in Rural Development.
Development 21(4): 633-639.

Barrett, S. 1994. The biodiversity supergame.
Environmental and resource economics
4(1): 75-94.

Binswanger, Hans P., J. Mclntire og C. Udry. 1989. Production relations in semiarid African In The economic theory of agrarian institutions, red. P. Bardhan, Oxford.

Binswanger, Hans P., 1991. Brazilian policies
that encourage deforestation in the Amazon.
Development 19(7): 821-829.

Brown, K., D.W. Pearce, C. Perrings og T. Swanson. 1993. Economics and the Conservation Global Biological Diversity. GEF Working Paper 2, Washington.

Clark, Colin W. 1990. Mathematical bio -
economics: the optimal management of
renewable resources. 2nd ed. New York.

Dasgupta, P. 1994. An inquiry into well-being
and destitution. Oxford.

Dublin, H.T., T. Milliken og R.F.W. Barnes.
1994. Four years after the CITES ban: il-

legal killing of elephants, ivory tråde and
stockpiles. lUCN/SSC African elephant
specialist group, Nairobi.

Engberg-Pedersen, Lars. 1993. Almindingen:
den uundgåelige tragedie? Den Ny Verden
1993(4): 82-91.

Favre, David 1993. Debate within the CITES community: what direction for the future? Natural Resources Journal 33(4): 875-918.

Fisher, Anthony C. 1987. Aspects of species extinction: Habitat loss and overexploitation. Paper, Division of agricultural California University.

Hardin, Garrett J. 1968. The tragedy of the
Commons. Science 162: 1243-1248.

Heltberg, Rasmus 1995. Economics of Biodiversity Specialeafhandling, Økonomisk Institut, Københavns Universitet.

ITRG, 1989. The ivory trade and the future of
the African elephant - vol. 2. Ivory Trade
Review Group, CITES, Lausanne.

Kiss, Agnes 1990. Living with wildlife:-wildlife management with local participation Africa. World Bank Technical Paper 130, Washington.

Leader-Williams, N. og S.D. Albon. 1988. Allocation
resources for conservation. Nature
533-535.

McNeely, Jeffrey A. et al. 1990. Conserving
the world's biological diversity. Gland,
Switzerland.

Milner-Gulland, E.J. 1993. An econometric

analysis of consumer demand for ivory and
rhino horn. Environmental and resource
economics 3:73-95.

Milner-Gulland, EJ. og N. Leader-Williams. 1992. A model of incentives for the illegal exploitation of black rhinos and elephants: poaching pays in Luangwa Valley, Zambia. of Applied Ecology 29: 388-401.

Ostrom, E. 1990. Governing the commons:
The evolution of institutions for collective
action. Cambridge.

Ostrom, Elinor 1994. Neither market nor state: of common-pool resources in the twenty-first century. International Food Policy Research Intitute, Washington.

Pearce, David W. og Terry K. Turner. 1990.
Economics of natural resources and the
environment. London.

Pearce, Davis W. og Jeremy J. Warford. 1993. World without end: economics, environment sustainable development. New York.

Platteau, J.-Ph. 1991. Traditional systems of social security and hunger insurance: past achievements and modern challenges. In Social security in developing countries, red. E. Ahmad, J. Dréze, J. Hills og A. Sen, Oxford.

Runge, C.F. 1986. Common property and collective
in economic development.
World Development 14(5): 623-635.

Sedjo, Robert A. 1992. Property rights, genetic and biotechnological change. Journal of Law and Economics 32(April): 199-213.

Sutinen, Jon G. og Peder Andersen. 1985. The
economics of fisheries law enforcement.
Land economics 61(4): 387-397.

Swanson, Timothy 1993. Regulating endangered
Economic policy 185-205.

Swanson, Timothy og Edward B. Barbier. 1992. Economics for the wilds: wildlife, wildlands, diversity and development. London.

Thompson, Gary D. og Paul N. Wilson. 1994. Common property as an institutional response environmental variability. Contemporary policy XII: 10-21.

Tisdell, Clement A. 1991. Economics of environmental Economics for environmental and ecological management.

Tobey, James A. 1993. Toward a global effort
to protect the earth's biological diversity.
World Development 21(12): 1931-1947.

Wade, Robert 1987a. The management of common property resources: collective action as an alternative to privatisation or state regulation. Cambridge Journal of Economics 11: 95-106.

Wade, Robert 1987b. The management of common property resources: finding a Cooperative solution. World Bank Research 2(2): 219-23.

Wade, Robert 1988. Village Republics: Economic
for Collective action in
South India. Cambridge.

Wells, Michael og Katrina Brandon. 1992. People and parks: linking protected area management with local communities. Washington.

World Bank. 1992. World Development Report
New York.

WRI. 1994. Biodiversity. In World resources 1994-95: a guide to the global environment, Resources Institute, Washington.