Velferdstap ved oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie

Rapport 2014/13

Henrik Lindhjem og Kristin Magnussen

Velferdstap ved oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie

Kategori	Rapporter
Underkategori(er)	n/a
År	2014
Rapportnummer	13
Forfatter(e)	Henrik Lindhjem Kristin Magnussen
Last ned	file_download (1.8 MB)
Les i nettleser	find_in_page

RAPPORT 	
2014/13 
Kristin Magnussen , Henrik Lindhjem og Ståle Navrud 
 
 
 	
Velferdstap ved oljeutslipp fra skip:	 	
 Oppfølging av pilotstudie

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 1 
Dokumentdetaljer 
Vista Analyse	 AS	 	Rapport	nummer	 201	4/13	 	 	
Rapporttittel 	 	Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra 
skip: 	Oppfølging av 	pilotstudie	 	
 	
ISBN	 	978	-82	-8126	-154	-9 	 	
Forfatter	 	Kristin Magnussen	, Henrik Lindhjem 	og	 Ståle 	
Navrud	 	
 	
Dato for ferdigstilling 	 2. mai	 201	4 	 	
Prosjektleder	 	Henrik Lindhjem	 	 	
Kvalitetssikrer	 	Ståle Navrud	 	 	
Oppdragsgiver	 	Kystverket 	 	 	
Tilgjengelighet	 	Åpen	 	 	
Publisert 	 	Web	 	 	
Nøkkelord	 	Oljeutslipp, verdi, betalingsvillighet, 	lette oljer, 	
miljøskader, 	velferdstap, 	økosystemtjenester.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	2 	
Forord 
Vista Analyse har, på oppdrag fra Kystverket, utarbeidet denne rapporten som 
oppsummerer oppfølgende arbeider etter en pilotundersøkelse som basert på 
spørreundersøkelser, beregner velferdstap ved miljøskader av oljeutslipp fra skip . 
Hensikten har vært å jobbe videre med h vordan folks preferanser for å unngå 
oljerelaterte miljøskader best kan kartlegges, som grunnlag fo r en mulig større 
landsdekkende verdsettingsundersøkelse. Anslag fra en slik undersøkelse vil k unne 
inngå i Kystverkets samfunnsøkonomiske analyser av tiltak for å redusere risiko for 
utslippshendelser og bedre beredskapen langs kysten. U ndersøkelsen er et avrop 
innenfor rammeavtalen mellom Kystverket og et konsortium bestående av Vista Analyse 
m.fl . om samfunnsøkonomiske analyser. 
A rbeidet har vært gjennomført av Vista Analyse ved Kristin Magnussen, Henrik 
Lindhjem og Ståle Navrud . Det Norske Veritas ved Anne Langfjæran, Alvar Mjelde, 
Christian Sætre, Johan Vedeler og Odd Willy Brude har levert viktige bidrag når det 
gjelder modellering av henholdsvis spredning av oljeutslipp og vurdering av miljøskader 
fra oljeutslip p. Deres arbeid er dokumenter t i en egen rapport fra DNV. De viktigste 
resultatene for videre arbeid med en eventuell hovedundersøkels e, samt vår vurdering 
av hvordan disse resultatene kan brukes, er gjengitt her. For en fullstendig beskrivelse 
av DNVs arbeid viser vi til DNV (201 4). 
Henrik Lindhjem har vært prosjektleder i Vista, og Ståle Navrud har vært kvalitetssikrer. 
Øystein Linnes tad har vært Kystverkets kontaktperson og har bidratt med viktig 
kompetanse og nyttige innspill underveis i utredningsarbeidet. 
Utredningen er gjennomført uten bindinger og står for utredernes ansvar. Vi takker vår 
oppdragsgiver og alle øvrige bidragsytere for et godt samarbeid ! 
2 . m ai 2014 
Henrik Lindhjem 
Prosjektleder 
Vista Analyse AS

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 3 
Innhold 
Dokumentdetaljer ........................................................................................................................................... 1	 	
Forord .................................................................................................................................................................. 2	 	
Innhold ................................................................................................................................................................ 3	 	
Sammendrag ..................................................................................................................................................... 5	 	
1 	Innledning ................................................................................................................................................. 9	 	
1.1	 	Bakgrunn ......................................................................................................................................... 9	 	
1.2	 	Formål, problemstillinger og avgrensinger ....................................................................... 9	 	
1.3	 	Disposisjon ................................................................................................................................... 11	 	
2 	Miljøskader ved oljeutslipp – modellering og fremstilling ................................................. 12	 	
2.1	 	Tilnærmingsmåte ...................................................................................................................... 12	 	
2.2	 	Forventede endringer i bruk av typer olje ...................................................................... 12	 	
2.3	 	Skipstrafikk i ytre Oslofjord .................................................................................................. 14	 	
2.4	 	Forventede utslippsmengder av bunkersolje fra skip ................................................ 15	 	
2.5	 	Oljedrift -simuleringer av tunge og lette bunkersoljer ................................................ 17	 
 	
Beskrivelse av oljetyper ..................................................................................................... 17	 	2.5.1	
 	Simuleringer ........................................................................................................................... 18	 	2.5.2
2.6
 	Resultater fra oljedrift- simuleringer ................................................................................. 21	 	
2.7	 	Modellering av miljøskade ..................................................................................................... 24	 
 	
Sjøfugl og sjøpattedyr ......................................................................................................... 24	 	2.7.1	
 	Strandhabitat .......................................................................................................................... 27	 	2.7.2
2.8
 	Mulige miljøkonsekvenser av aktuelle utslippsscenarier ......................................... 27	 	
2.9	 	Vurdering av informasjon fra ol jedriftssimulering og tilhørende 
miljøkonsekvenser i fremtidig miljøskadescenario ................................................................... 29	
 
 	
Utslippsmengder, oljetyper og oljespredning ........................................................... 29	 	2.9.1	
 	Miljøskader ............................................................................................................................. 	31	 	2.9.2	
 	K onklusjon .............................................................................................................................. 35	 	2.9.3

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	4 	
3 	Nasjonalt aspekt i regionale undersøkelser ............................................................................. 37	 	
3.1	 	Innledning .................................................................................................................................... 37	 	
3.2	 	Nærmere om regionkontekst og -utvalg .......................................................................... 37	 	
3.3	 	Ivaretagelse av det nasjonale aspektet ved regional verdsetting ........................... 41	 
 	
Skader i nasjonalt viktige og ikoniske områder ....................................................... 41	 	3.3.1	
 	Nasjonal og/eller regional beslutningskontekst og hypotetisk skjevhet ....... 43	 	3.3.2	
 	Konklusjon .............................................................................................................................. 45	 	3.3.3
Referanser ....................................................................................................................................................... 47

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 5 
Sammendrag 
Resymé 
Denne rapporten er en oppfølging av en pilotstudie gjennomført i 2013 som testet bruk av 
betalingsvillighetsundersøkelse for å beregne velferdstapet ved miljøskader fra oljeutslipp 
fra skip. Vi undersøker spesielt hva de metodiske mulighetene er for en mer direkte og 
vitenskapelig kobling mellom faktiske oljeutslipp, oljespredning og miljøskader. Videre ser 
vi på hvordan strengere krav til utslipp til luft med mulig overgang til lettere oljetyper som 
drivstoff, kan påvirke hvordan miljøeffekter bør vurderes og framstilles i denne typen 
spørreundersøkelse. V i ser også på andre, metodiske aspekter som kan være ønskelig å 
vurdere nærmere og teste som del av en eventuell hovedundersøkelse som skal gi anslag 
for velferdstap til bruk i samfunnsøkonomiske analyser. 
Bakgrunn og motivasjon 
Rapporten Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: En pilotstudie (Lindhjem 
m.fl . 2013) dokumenterer arbeidet med å teste ut metodikk for beregning av velferdstap 
ved miljøskader av oljeutslipp fra skip. Som en del av dette arbeidet ble det i tidsrommet 
fra juni 2 012 til juni 2013 gjennomført en stor pilotundersøkelse. I piloten ble det 
gjennomført både regionale undersøkelser og en nasjonal undersøkelse, og metodisk 
utprøving både underveis, og i selve den kvantitative pilottesten. Målet med pilottesten 
var å bere de grunnen for å gå videre med en hovedundersøkelse som kan gi mer presise, 
generaliserbare og overførbare verdsettingsestimater som kan brukes i Kystverkets 
nyttekostnadsanalyser av ulike tiltak langs kysten. Mange viktige metodiske spørsmål 
ble testet og søkt avklart i forbindelse pilotundersøkelsen, men det er også punkter som 
krever videre oppfølging. Det er disse vi vurderer nærmere i denne rapporten. 
Formål , problemstillinger og avgrensinger 
Formålet med denne rapporten har vært å ta for seg en del av de problemstillingene som 
ble reist i piloten som spørsmål det burde jobbes mer med fram mot, eller som del av, en 
hovedundersøkelse. Hovedspørsmålene som vurderes er: 
• Hva er mulighetene for en mer direkte og vitenskapelig kobling mellom faktisk e 
oljeutslipp, oljespredning og miljøskader, for eksempel ved bruk av metoder ofte 
anvendt for miljørisikoanalyser? 
 
• Hvordan vil mulig overgang til mer bruk av lette(re) oljetyper som drivstoff på 
skip de neste årene kunne påvirke hvordan skader beregnes, vurderes og 
fremstilles? 
 
• Hvordan kan oljeskader forårsaket av ulike oljetyper fremstilles på realistisk og 
profesjonell måte i en hovedundersøkelse? 
De tre hovedspørsmålene, som er sammenkoblet, er vurdert med utgangspunkt i 
utslippsscenariet for Ytre Oslofjord, en av fire utslippscase plassert i tre regioner langs 
kysten som vi brukte i piloten. Oljespredningsmodellen OSCAR	
1 er benyttet i 	
 
1 “Oil Spill Contingency And Response”

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	6 	
kombinasjon med metodikk for vurdering av miljørisiko/ -skader (MIRA). DNV har 
bistått og gjennomført denne delen av arbeidet (se DNV 2014). 
I tillegg til disse tre konkrete hovedspørsmålene, diskuterer vi også hvordan en kan 
ivareta det nasjonale aspektet ved d en regionale undersøkelses strategien vi har brukt i 
piloten. Det gjelder for eksempel spørsmålet om hvordan en skal håndtere at folk også 
kan ha betalingsvillighet for å unngå skader i områder (særlig nasjonalt viktige) utenfor 
den regionen de selv bor i og at beslutningskonteksten kan være viktig for 
betalingsvilligheten folk oppgir. 
Resultater og diskusjon 
Mode llering av oljedrift og vurdering av miljøskader 
I pilotundersøkelsen tok vi utgangspunkt i tunge bunkersoljer og en mer skjønnsmessig 
vurdering av sammenheng mellom oljetyper, mengder utslipp og ulike skadepotensial, 
basert på erfaringer fra tidligere no rske utslippshendelser og litteratur om miljøskader 
av oljeutslipp. 
Med utgangspunkt i faktisk skipstrafikk i et område, kunnskap om oljetyper som 
benyttes av ulike skipstyper m ed mer, slik som det er vist i denne rapporten, får vi fram 
mer realistiske sam menhenger mellom faktisk skipstrafikk i et område og potensielle 
utslipp. 
Oljespredningsmodeller, som OSCAR, som er benyttet i denne rapporten, viser ved hjelp 
av velkjent metodikk, hvilke områder som påvirkes av oljeutslipp av ulike størrelser og 
oljetyp er og ulike utslippspunkt. Dette gir et faglig mer korrekt anslag for skadeomfang 
og større troverdighet overfor respondentene. 
Sammenholder vi temaene som var inkludert i miljøskadetabellen i piloten med de 
miljøtemaene som er inkludert i miljørisikomodel len MIRA som ble benyttet av DNV i 
simuleringene i dette prosjektet, er det i hovedsak de samme miljøtemaene som er 
inkludert. Slik vi ser det, vil det å benytte anerkjente risikomodeller ha en del fordeler 
ved fremstilling av miljøkonsekvenser av oljeutsl ipp i en eventuell hovedundersøkelse, 
fordi de gir en direkte kobling mellom oljeutslipp og tilhørende miljøskade – gitt at 
modellen som benyttes, gir et godt bilde av disse sammenhengene. 
Vurdering av lettere oljetyper 
Fra 1. januar 2015 reduseres maksima lt tillatt innhold av svovel i drivstoff fra 1,0 
prosent til 0,1 prosent i spesielle utslippskontrollsoner (ECA - «Emission Control Area»), 
som blant annet inkluderer Nordsjøen. Kravet medfører at skip som trafikkerer dette 
området, må benytte lavsvovelhold ig drivstoff eller installere scrubbere som renser 
svovelutslipp. Dette vil etter all sannsynlighet medføre en endring i type drivstoff som 
benyttes i analyseområdet i Oslofjorden, men per i dag er det vanskelig å forutsi eksakt 
hvilke endringer det kan medføre. Med tanke på utforming av miljøskadescenarier i en 
betalingsvillighetsundersøkelse, er det derfor viktig å inkludere scenarier som 
reflekterer utslipp av ulike typer oljer, men der trenden går mot noe lettere oljer over en 
tiårsperiode. 
Så langt vi kan forstå per i dag, kan miljøskadetabeller som ligner dem som ble benyttet i 
pilottesten fortsatt brukes for å fremstille miljøskaden både for lette og tunge oljer. 
Miljørisikomodellen, MIRA, som ble benyttet av DNV i denne studien, inkluderer

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 7 
imidlertid ikke alle miljøtemaer som vi fant relevante i pilottesten. Noen av effektene av 
lette oljer, for eksempel toksisitet, og effekter av strandpåslag er ikke inkludert i dagens 
modeller. Det må derfor gjøres arbeid og vurderinger, kvalitativt og/eller kvantitativt, i 
tillegg til modellering for å fange opp alle aspekter ved miljøskaden. 
Hvordan kan miljøskader best fremstilles? 
Vi mener fortsatt at vi kom fram til en god tilnærming for fremstilling av miljøskader i 
pilottesten. Denne inkluderte en verbal bes krivelse, bilder, kart som viste oljespredning 
ved ulikt skadeomfang og en «miljøskadetabell» som oppsummerte miljøskadene ved 
ulikt omfang for henholdsvis sjøfugl, sjøpattedyr, kystsone og annet liv i havet. 
Oljespredningsmodeller kan imidlertid gi et riktigere bilde av området for spredning av 
olje enn de mer skjønnsmessige vurderingene som lå til grunn i pilotundersøkelsen. 
Resultatene fra oljesimuleringsmodeller gir et bedre grunnlag for kartfesting av 
oljespredning, og det gir også mulighet for å vise oljespredning i form av 
videosnutter /animasjoner som viser spredning over tid. Dette vil være interessant å 
jobbe videre med i en hovedundersøkelse. Samtidig gir både oljesimuleringsmodellen og 
miljøskademodellen såpass mye detaljert informasjon, at det vil være nødvendig å velge 
ut hvilken informasjon som er mest relevant for respondenter i en betinget verdsettings -
undersøkelse og formidle denne på en forståelig måte. 
Modellering av oljespredning og miljøskade er positivt, men det er også noen utfordrin ger 
Ut fra erfaringene som er dokumentert i denne rapporten, mener vi det vil være positivt 
å benytte resultater fra modeller for oljespredning og miljøkonsekvenser i en eventuell 
hovedundersøkelse. Men det er også noen utfordringer knyttet til modellene. Noen av 
disse utfordringene er knyttet til at den benyttede miljørisikomodellen ikke inkluderer 
alle aspekter ved lette oljer (f.eks. toksisitet) eller alle miljøaspekter vi fant relevante i 
pilottesten (f.eks. «livet i havet»). Det er også nødvendig å ove rsette resultatene som er 
basert på sannsynligheter til forventningsverdier , som er noe respondenter kan forstå. 
Til slutt er et annet sentralt poeng at grunnlaget for disse modellene må kunne 
etterprøves og vurderes av uavhengig ekspertise – på samme måte som selve metoden 
for innhenting av betalingsvillighet skal kunne etterprøves. 
Nasjonalt aspekt i regionale undersøkelser 
For Kystverket, som oppdragsgiver for dette arbeidet, skal informasjonen brukes til 
vurdering, utforming og prioritering av tiltak. Slike vurderinger gjøres ofte ikke på 
nasjonalt nivå (der budsjettrammen er gitt på kort sikt), men snarere mellom tiltak for 
ul ike regioner av kysten. Dette er en viktig begrunnelse for at vi som hovedtilnærming 
har valgt å dele inn kysten i regioner, og anse befolkningen innen hver region som dem 
som i hovedsak har nytte (både bruks - og ikke -bruksverdier) av tiltak innenfor egen 
region. Dette er en konservativ tilnærming. Vi diskuterer hvordan regionene kan 
inndeles og hvordan en kan sørge for større presisjon i anslagene (ved større utvalg) og 
ved å øke svarprosenten. 
Det er imidlertid også klart at hvis utslipp skjer i områder av nasjonal eller ikonisk 
betydning, vil flere enn regionens befolkning kunne oppleve velferdstap. Vi har 
undersøkt litteraturen, men denne gir få klare svar på hvordan en bør utforme en 
undersøkelse som tar hensyn til dette i praksis. Vi foreslår derfor at det legges opp til 
noe mer testing av dette spørsmålet som del av en hovedundersøkelse, siden det 
potensielt kan ha stor betydning for anslag et for total betalingsvillighet.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	8 	
Konklusjoner - Gjenstående arbeid/spørsmål 
Den betingede verdsettingsmetoden er under kontinuerlig utvikling , og det er mange 
metodiske spørsmål som ikke er endelig avklart i litteraturen. Det beste man kan gjøre, 
er å følge det som vurderes som “best practice”. Vi har konkludert med at det vil være en 
fordel å benytte modeller for ol jespredning og gjerne miljøkonsekvenser i en eventuell 
hovedundersøkelse, og vi har pekt på noen styrker og svakheter ved de modellene som 
er benyttet av DNV. Vi har ikke hatt rom for å finne ut eller undersøke nærmere om det 
finnes andre modeller som eventuelt unngår svakhetene, men dette bør gjøres i 
forkant/i første del av en eventuell hovedundersøkelse. 
Det pågår for eksempel et arbeid i regi av Miljødirektoratet som har vurderer sårbarhet 
og (biologisk) verdi av ulike kystsegmenter langs hele norskekys ten (se DNV 2011 og 
kartmaterialet på havmiljo.no). Vi har ikke hatt anledning til å gå inn i hva som ligger til 
grunn for dette arbeidet eller den metodikken som er benyttet og om det kan være 
elementer fra dette arbeidet som kan supplere eller erstatte M IRA-metodikken. Dette 
bør vurderes nærmere i forarbeidet til en hovedundersøkelse. 
Det gjenstår også noe arbeid med å avgrense regionene, der vi foreslår at en bør 
forholde seg til de offisielle landsdelene , men justere disse innbyrdes med kommuner 
som lig ger nærmere kysten av andre landsdeler. Vi har undersøkt litteratur, og selv om 
det er teoretisk riktig og viktig, har vi ikke funnet noen anbefalt måte å håndtere utslipp 
som skjer i områder som er av nasjonal eller ikonisk betydning. Vi mener derfor at dette 
spørsmålet bør behandles videre i hovedundersøkelsen, der en for eksempel kan 
inkludere underutvalg hvor ulike fr emgangsmåter kan testes. Dette vil være en naturlig 
videre føring av pilotundersøkelsen.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 9 
1 Innledning 
1.1 Bakgrunn 
Rapporten Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: En pilotstudie (Lindhjem 
m.fl . 2013) dokumenterer arbeidet med å teste ut metodikk for beregning av velferdstap 
ved miljøskader av olje utslipp fra skip. Som en del av dette arbeidet ble det i tidsrommet 
fra juni 2012 til juni 2013 gjennomført en stor pilotundersøkelse. I piloten ble det 
gjennomført både regionale undersøkelser og en nasjonal undersøkelse, og metodisk 
utprøving både underveis (gjennom kvalitative vurderinger i fokusgruppe, en- til-en-
intervjuer og førpil ot-test), og i selve den kvantitative pilottesten. Det ble også 
gjennomført en gjentagelse av den opprinnelige piloten i august- september 2013 for å 
teste mulig sesongeffekt i resultatene (se Lindhjem m.fl. 2014). 
Målet med pilottesten var å berede grunnen for å gå videre med en hovedundersøkelse 
som kan gi mer presise, generaliserbare og overførbare verdsettingsestimater som kan 
brukes i Kystverkets nyttekostnadsanalyser av ulike tiltak langs kysten. Mange viktige 
metodiske spørsmål ble testet og søkt avkl art i forbindelse med pilotundersøkelsen, 
men det er også punkter som krever videre oppfølging. Det er disse vi vurderer 
nærmere i denne rapporten. 
1.2 Formål , p roblemstillinger og avgrensinger 
Formålet med denne rapporten er å ta for seg spørsmål som identifisert i piloten som 
viktige å jobbe videre med fram mot en hovedundersøkelse. Hovedspørsmålene som 
vurderes her er: 
• Hva er mulighetene for en mer direkte og vitenskapelig kobling mellom faktiske 
oljeutslipp, oljespredning og miljøskader, for eksempel ved bruk av metoder ofte 
anvendt for miljørisikoanalyser? 
 
• Hvordan vil mulig overgang til mer bruk av lette(re) oljetyper som drivstoff for 
skip de neste årene kunne påvirke hvordan miljø skader beregnes, vurderes og 
fr emstilles? 
 
• Hvordan kan oljeskader forårsaket av ulike oljetyper fremstilles på en realistisk 
og profesjonell måte i en hovedundersøkelse? 
De tre hovedspørsmålene er sammenkoblet. Mens et viktig poeng i piloten var å teste 
om respondentene kunne forstå og ta stilling til miljøskadefremstill inger i tekst, tabeller 
og kart, er det sentrale første punktet i denne rapporten å vurdere hvordan 
skadescenariene kan gjøres enda mer realistiske og basert på beste tilgjengelige 
kunnskap . Det innebærer for eksempel bruk av oljedriftsmodellering og grund igere 
vurdering av sammenhengen mellom utslippets størrelse, utslippssted og skadeomfang. 
Her kan metodikk fra miljørisikoanalyser potensielt være nyttig. Med andre ord bør en i 
prosessen med en hovedundersøkelse få bedre grep om skadefunksjonen. I dette

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	10	 	
arbeidet har Det Norske Veritas (DNV	2L ) bistått med kunnskap om oljetyper, trender og 
modeller for oljespredning og miljøkonsekvenser av oljeutslipp, som dokumentert i egen 
rapport DNV (2014). Vi trekker på denne her , og gir våre vurderinger av hvordan 
meto dikk og resultater eventuel t kan anvendes for en hovedundersøkelse. Dette vil også 
bli brukt til å vurdere hvordan man kan gå fram for å definere representative 
utslippspunkter i en hovedundersøkelse 
Pilotstudien tok utgangspunkt i utslipp av tung bunkerso lje. Nye miljøkrav og 
reguleringer, bl.a. innføring av ECA (Emission Control Area)	
3 fra 2015, vil kunne påvirke 
skipenes bruk av ulike typer drivstoff. Det forventes økt bruk av lette oljekvaliteter (selv 
om kravene også kan møtes ved installasjon av renseutstyr for avgasser om bord), noe 
som vil kunne føre til et noe annet miljøskadebilde enn ved utslipp av tung bunkersolje. 
L ettere oljetyper fordamper relativt raskt, og de løser seg også i større grad i 
vannmassene. Marine organismer kan være mer utsatt, i og med at oljen løser seg i vann, 
men miljøskaden et utslipp av lette oljer forårsaker avhenger også a v utslippsvolum, 
værforhold, eksponering osv. N år oljen løser seg i sjøen fortynnes den raskt og har 
kortere levetid på sjøen. En får ikke den samme kvelnings - og tils løringseffekten som 
tung olje gir, men samtidig er lettere oljeprodukter generelt mer giftige og kan føre til 
akutte toksiske effekter. Et ann et hovedpunkt i arbeidet med denne rapporten har 
derfor vært å avklare hvordan en eventuell endring i fordelingen av ulike typer oljer 
sluppet ut vil/bør innvirke på fremstilling av scenarier og miljøskader (i form av 
skadetabell, spredningskart etc .). Vi vurderer også om folks preferanser tilsier at en bør 
fremstille skader fra lette og tunge oljer på forskjellige måter. For en hovedundersøkelse 
blir det viktig at kalkulasjonsprisene for velferdstap er dekkende for den type oljer en 
kan anta er mest vanlig både som drivstoff (bunkers) og i frakt de neste ti år. Et tred je 
hovedpunkt er å gjøre en selvstendig vurdering av hvordan skadescenarier, både for 
lette og tyngre oljetyper, kan fremstilles på en enda bedre og mer forståelig måte i 
hoved undersøke lsen. Oljedriftsmodellering kan for eksempel gi grunnlag for forbedring 
av hvordan informasjonen fremstilles i undersøkelsen. Bilde- og kartmaterialet kan bli 
mer stedsspesifikt og profesjonelt utformet basert på, for eksempel GIS, enn det vi 
brukte i piloten. Det er også vurdert som en interessant mulighet å illustrere hvordan 
miljøskader fra oljeutslipp oppstår gjennom å lage en kort videosnutt som kan legges 
inn som en link i en web -basert hoved undersøkelse. 
De tre hovedspørsmålene er vurdert med utgang spunkt i utslippsscenariet for Ytre 
Oslofjord , som er et utslippspunkt like utenfor Hvaler og er ett av de fire utslippscasene 
plassert i tre regioner langs kysten som vi brukte i piloten. Oljespredningsmodellen 
OSCAR	
4 er benyttet i kombinasjon med metodikk for vurdering av miljørisik i/- skader 
(MIRA), se kapittel 2 og DNV (2014) for dokumentasjon. 	
 
2 DNV byttet 1.1.2014 navn til DNV GL ved sammenslåing med Germanische Lloyd. Underlagsrapporten 
for vårt prosjekt er imidlertid utgitt som en DNV -rapport fordi det aller meste av arbeidet foregikk i 2013, 
og vi refererer derfor til DNV i vår rapport. 
3 ”The International Convention for the Prevention of Pollution from Ships ” (MARPOL) Annex VI åpner for 
utnevnelse av spesielle utslippskontrollsoner (ECA) der det gjelder strengere krav til utslipp av SOx, NOx 
og partikulært materiale. For ECA -områdene er det blant annet spesifisert et maksimalt tillatt 
svovelinnhold i drivstof f på 1 %. Dette vil påvirke hvilke typer drivstoff som finnes ombord. Fra og med 1. 
januar 2015 vil maksimalt tillatt svovelinnhold i drivstoff i utslippskontrollsonene bli redusert til 0,1 %. 
4 “Oil Spill Contingency And Response”

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 11 
I tillegg til disse tre hoved spørsmålene, vurderer vi kort også følgende spørsmål: 
• Valg av regional kontekst og hvordan landet bør deles inn i representative 
regionutvalg som utgangspunkt for typiske skadescenarier for hver region. 
 
 
• Hvordan kan/bør man ivareta det nasjonale a spektet i en regional 
undersøkelsesstrategi som benyttet i piloten: 
o Folk innenfor en region kan være opptatt av også å unngå utslippskader 
utenfor regionen de bor i, og særlig i nasjonalt viktige kystområder . 
o Beslutningskonteksten verdsettingsanslagene skal brukes i, betyr noe for 
hvordan folk vurderer betalingsvillighet (nasjonal v ersus regional eller 
ev entuel t begge) . 
 
• Hvilke spørsmål/problemstillinger gjenstår etter denne oppfølgingsstudien som 
bør avklares /testes for i en eventuell hovedundersøkelse? 
 
Dette er metodisk og teoretisk kompliserte spørsmål, der en må finne praktisk 
gjennomførbare utforming er av undersøkelsen som gir realistiske anslag for 
betalingsvillighet for de velferdstap som kan oppstå ved skipsutslipp. 
 
1.3 Disposisjon 
I kapittel 2 diskuterer v i spørsmålene som omhandler modellering og fr emstilling av 
oljeutslipp og miljøskader. Vi forsøker der å konkludere med hensyn til hvordan 
skadetabell, spredningsmodell, og beskrivelse av scenarier og tiltak bør gjennomføres 
for tunge og lette oljer. I kapittel 3 diskuteres de teoretiske og praktiske 
problemstillingene som er reist ovenfor knyttet til ivaretagelse av det nasjonale aspektet 
ved den regionale tilnærmingen som er valgt, og konklusjoner presenteres.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	12	 	
2 Miljøskader ved oljeutslipp – modellering og fremstilling 
2.1 Tilnærmingsmåte 
De første delkapitlene i dette kapittelet bygger på Det nor ske Veritas’ rapport «Analyse 
av skipstrafikk, oljetyper, oljemengder og mulige miljø skader i ytre Oslofjord» (DNV 
201 4). Rapporten er utarbeidet som del av Vistas oppdrag for Kystverket. Rapporten og 
vår vurdering av metode og resultater gir grunnlag for diskusjonen av de tre 
hovedspørsmålene nevnt i forrige kapittel. 
DNV har i sin rapport sett nærmere på ett av utslipps scenariene som ble benyttet i 
pilotundersøkelsen (Lindhjem m.fl. 2013), nemlig Oslofjord -scenariet. Ved hjelp av 
statistikk fra AIS - “Automatic Identification System” over skipenes seilte distanse (i et 
sirkulært område rundt utslippspunktet som ble benyttet i pilottesten) , har de 
fremskaffet et bilde av skipstrafikken på årsbasis. På bakgrunn av dette har de vurdert 
hvilke oljetyper som er relevante ut fra typiske drivstoff- og lastetyper for ulike 
skipskategorier og hvilke utslippsvolumer som kan forventes i forbindelse med ulike 
utslipps scenarier. DNV har simulert oljedrift av ulike utslippsscenarier fra lokaliteten, og 
presentert et bilde av skadeomfanget for hvert scenario. 
Teksten i de følgende delkapitlene 2.2. – 2.8. er i stor grad basert på forutsetninger og 
tekst i DNV (2014). For mer utførlige beskrivelser , og presentasjon av alle simuleringene 
m.v. , viser vi til DNV -rapport en. Deretter (i delkapittel 2.9.) vurderer vi hva denne 
informasjonen og kunnskapen betyr for en eventuell hovedundersøkelse om 
betalingsvillighet for å unngå miljøskader av oljeutslipp. 
2.2 Forventede endringer i bruk av typer olje 
Som beskrevet i DNV (201 4) åpner «The International Convention for the Prevention of 
Pollution from Ships” (MARPOL) Annex VI for at det utnevnes spesielle 
utslippskontrollsoner ( «Emission Control Area» - ECA) der det gjelder strengere krav til 
utslipp av SO	
X, NO	X og partikulært ma teriale. Nordsjøen og Ø stersjøen er ECA -soner, 
mens områdene nordenfor ikke er det. For ECA -områdene er det blant annet spesifisert 
et maksimalt tillatt svovelinnhold i drivstoff på 1 %. Fra 1. januar 2015 er maksimalt 
tillatt svovelinnhold i drivstoff ECA-områdene 0,1 %. Det er tillatt å bruke oljer med 
høyere svovelinnhold dersom utslippene renses (ved bruk av scrubbere) , slik at 
svovelutslippene tilsvarer utslipp fra olje med maksimalt 0,1 % svovel. Dette vil ha 
betydning for hvilke typer drivstoff som kan brukes i ECA-områder, og dermed hvilken 
olje som er om bord og som slippes ut ved u hellshendelser. 
I sin vurdering av betydningen av nye ECA -krav, skiller DNV mellom det som kalles 
«Distill ate marine fuels» og «Residual m arine fuels» (se kort forklarin g om oljetyper i 
kapittel 2. 5). 
Om « Distillate marine fuels» heter det: «ISO -standard 8217 angir maksimalt innhold av 
svovel for «Distillate marine fuels», hvilket er langt over det nye svovelkravet. 
Standarden viser imidlertid til at kunden skal spesifisere maksimalt innhold av svovel i 
sin bestilling. «Distillate marine fuels» som selges til skip i ECA -området i 2015 kan 
relativt lett møte svovelkravet gjennom å bestille «D istillate marine fuels» med 
lavsvovel. Dette gjør at svovelinnholdet vil g å ned for skip som benytter denne typen

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 13 
bunkersolje, mens de øvrige paramete re som er viktig i oljevernsammenheng påvirkes i 
liten grad». 
For «Residual marine fuels» er imidlertid situasjonen en annen. DNV mener det er lite 
sannsynlig at det vil bli produs ert slikt drivstoff med svovelinnhold mindre enn 0,1 %. 
De skipene som i dag benytter denne typen bunkersolje har da to muligheter for å 
oppfylle ECAs svovelkrav: 
i) benytte «R esidual marine fuels» med høyere svovelinnhold og vaske 
eksosgassen med en «s crubbe r» slik at utslippet tilsvarer maksimalt tillatt 
svovelinnhold 
ii) bytte til alternativ bunkersolje som tilfredsstiller kravet til 0,1 % svovel. Det 
kan være «D istillate marine fuels» med lavsvovel eller LN G/LPG . 
Ifølge DNV er det i overkant av 60 prosent av f lå ten som opererer i området som 
benytter «Residual marine fuels», og som derfor må gjennomføre tiltak for å oppfylle 
ECA -kravet i 2015. ECA -kravet vil derfor med all sannsynlighet medføre en endring i 
type bunkersolje som benyttes i analyseområdet i Oslof jorden. Kostnadene ved 
installasjon og drift av renseteknologi sammenlignet med kjøp av den dyrere 
bunkersoljen «Distillate marine fuels» vil være viktig for hvilken strategi som velges for 
det enkelte skip. I praksis vil dette bety at de skipene som seiler lite i ECA sannsynligvis 
vil beholde «Residual marine fuels» ombor d, men bytte til alternativ bunkersolje med 
lavsvovel i den perioden de opererer innenfor ECA. På den annen side vil skip som 
hovedsakelig opererer i ECA -området måtte gjøre en vurdering av om det lønner seg 
fortsatt å benytte « Residual marine fuels » og installere rensetiltak for avgassen, eller 
om de skal gå over til å benytte den dyrere bunkersoljen med lavsvovel, «Distillate 
marine fuels» (DNV 2014).	
5 
Med tanke på hvilke konsekvenser dette har for betalingsvillighetsundersøkelsen, ser vi 
at vi med utgangspunkt i dagens kunnskap må legge til grunn at kravet om ,1 % 
svovelinnhold etter all sannsynlighet vil medføre en endring i type drivstoff som 
benyttes i analyseområdet Oslofjorden. For de ca. 40 % som bruker «Distillate marine 
fuels» i dag vil endringen være uvesentlig. For dem som bruker «Residual marine fuels» 
vil det måtte gjøres tilpasninger, men de vil være litt ulike, og de ulike tilpasningene vil 
gi ulike konsekvenser for utslipp sscenarier. Det er rimelig å legge til grunn en overgang 
fra dagens «Residual marine fuels» til «Distillate», men hvor stor endringen blir er svært 
usikkert . 
Med tanke på utforming av miljøskadescenarier er det viktigste at man legger opp til å 
inkludere scenarier som reflekterer utslipp både fra «Residual marine fuels» og 
«Distillate marine fuels». På den måten kan man få kalkulasjonspriser for begge typer 
utslipp . N år man så etter 2015 får e n bedre oversikt over hvilke tilpasninger som faktisk 
velges kan dette legges til grunn ved beregning av et «typisk» utslipp. 	
 
5 Det er vanskelig å spå hva som vil bli effekten av ECA -kravet for skip som opererer i norske farvann. Det 
har ikke vært innenfor rammen av denne rapporten å gå igjennom litteratur som forsøker å si noe om 
effektene, utover det DNV har gitt av informasjon. En rapport som gir en oversikt over studier av generelle 
effekter av svovelkravet er EMSA (2010). Konklusjonen der er ikke entydig og peker på en rekke faktorer 
som er av betydning, i tillegg til prisen på lav -svoveldrivstoff.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	14	 	
Det faktum at ECA vil gjelde for deler av norskekysten, men ikke de nordlige deler (kun 
sør for 62° N ), betyr også at man må gjøre ulike antagelser om «typiske» utslipp for ulike 
utslippslokali teter. Dette understreker behovet for at sk adescenariene reflekterer både 
«D istillate» og «R esidual fuels». Det springende punkt blir dermed om miljøskadene av 
«D istillate» og «Residual fuels » er såpass like at de kan fremstilles ved hjelp av samme 
indikatorer, spredningskart, skadetabell etc ., selv om skade størrelsen kan være ulik. 
Dette skal vi se nærmere på i de neste delkapitlene. 
2.3 Skipstrafikk i ytre Oslofjord 
DNV har foretatt en kartlegging av skipstrafikken i et område rundt et potensielt 
utslippspunkt i ytre Oslofjord, se F igur 2.1. Dette utslippspunktet er omtrent det samme 
som ble benyttet i pilotstudien	
6 (Lindhjem m.fl. 2013). 
 
Fig ur 2.1 Trafikk i analyse området i ytre Oslofjord. Kilde: DNV 201 4, figur 2-1 . 
 
Skipstrafikken i området rundt utslippspunktet er kartlagt ved bruk av trafikkdata fra 
AIS. Informasjon om fartøystype og tonnasje fremkommer etter sammenstilling av AIS -
data med DNVs skipsregister. Resultatene presenteres aggregert for 13 skipstyper og 
syv størrelseskategorier. 
I DNVs rapport er det slått en sirkel av en viss størrelse rundt det aktuelle 
utslippspunktet. Man kan imidlertid også velge andre områder for trafikkanalyse, f.eks. 
en større eller mindre sirkel rundt utslippspunktet, hele området y tre Oslofjord eller 
andre avgrensninger . Dette gir muligheter for å ta utgangspunkt i aktuell skipstrafikk i 	
 
6 Utslippspunktet i pilotstudie n var kartfestet, m en ikke oppgitt med nøyaktig posisjon. DNVs 
utslippspunkt kan oppgis med nøyaktig posisjon.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 15 
nøyaktig det området man er interessert i for videre analyse (for eksempel et område 
der de t er stor sannsynlighet for utslipp) . 
Fra AIS -systemet har DNV hentet informasjon om skipstrafikk registrert innenfor 
analyseområdet i ytre Oslofjord for hele 2012. Analysen omfatter skip som har AIS (de 
fleste større skip har krav om dette) . Det betyr at en viss andel trafikk fra mindre båter 
ikke blir registrert. Man antar imidlertid at denne andelen av trafikk er liten. For 
analyseområdet i ytre Oslofjord er det identifisert ca. 1100 ulike, unike skip, som kan 
fordeles på skipstyper og størrelseskategorier (jf. DNVs rapport, figur 3 -1.). DNV har 
også beregnet utseilt distanse for de ulike skipstypene og størrelseskategoriene 
(bruttotonn) . Dette er vist i tabell 2. 1. nedenfor. 
Hoveddelen av utseilt distanse dekkes av passasjerskip (41,5 %) og kjemikalie- og 
produkttankere (25,4 %) ; jfr. kolonnen helt til høyre i tabell 2.1. . 
Tabell 2.1 Andel av utseilt distanse i analyseområdet. 
Kilde: DNV (2014), tabell 3 -2 . 
 
 
2.4 Forventede utslippsmengder av bunkersolje fra skip 
I følge DNV vil mengden bunkersolje som er ombord i et skip avhenge av flere forhold, 
blant annet reders ønske om skipets rekkevidde (kapasitet), tilgjengelig plass, om det er 
behov for é n eller flere drivstoffkvaliteter og tankfordeling en. I tillegg er den virkelige 
mengden som befinner seg ombord avhengig av hvor lenge skipet har vært i operasjon 
siden forrige bunkring og hvor mye som ble bunkret. 
DNV har foretatt en analyse av typiske tankkapasiteter ut fra størrelsen på skipene som 
opererer i analyseområdet. I tillegg er det antatt at det er en gjennomsnittlig fyllegrad på 
ca. 65 % av tankkapasitet en. Tabellen nedenfor viser gjennomsnittlig mengde 
bunkersolje som DNV i sine analyser har antatt befinner seg om bord i de ulike typer og 
størrelseskategorier skip innenfor analyseom rådet.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	16	 	
Tabell 2.2 Antatt gjennomsnittlig volum av bunkersolje i skipene i analyse-
området . Kilde: DNV 2014 , tabell 3-3. 
 
 
I et tidligere arbeid for Kystverket (DNV 20 13) er det foretatt en analyse av ulike 
drivstofftyper som benyttes for ulike typer og s tørrelseskategorier skip som opererer i 
norske farvann. Datagrunnlaget fra den analysen er benyttet for å indikere hovedtyper 
bunkersoljer som sannsynligvis blir benyttet av skip som opererer i analyseområdet. 
Dette er vist i T abell 2.3. Resultatene er der gruppert i tre ulike viskositetsgrupper: 
A. Skip som med stor sannsynlighet benytter «Distillate marine fuels» med en 
viskositet opp mot 11 centis toke (cSt). Markert med lyse grønne felt i tabell 2.3. 
B. Skip som hoveds akelig benytter «Residual marine fuels ». Analysen viste at skip i 
denne kategorien i stor grad benytter bunkersolje som har en viskositet mellom 
11 og 180 cSt, og en mindre andel av skipene benyttet bunkersolje med en 
viskositet opp mot 380 cSt. Markert med blå felt i tabell 2.3. 
C. Skip som hovedsakelig benytter «Residual marine fuels», med viskositet fra 180 
til og med 380 cSt. Markert med røde felt i tabellen nedenfor. 
De fleste skip som benytter «Residual marine fuels», vil også ha en mindre andel 
«Distillate marine fuels» om bord.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 17 
Ta bell 2.3 Bunkerstyper for skip dekket av DNVPS data. 
Kilde: tabell 3 -4 i DNV (2014). 
 
Tankskip som frakter råolje og oljeprodukter , vil også representere en risiko med 
hensyn til utslipp til sjø. DNV har derfor foretatt en analyse av typiske tankskip som 
opererer i analyseområdet. Kategorien kjemikalie- produkttankere kan frakte mange 
typer og kvaliteter oljeprodukter , samt kjemikalier. DNV har satt opp en tabell som viser 
gjennomsnittlig lastekapasitet for de skipene som operer er innenfor analyseområdet (jf. 
DNV 2013, tabell 3- 5). 
 
2.5 Oljedrift -simuleringer av tunge og lette bunkersoljer 	
 Beskrivelse av oljetyper 
2.5.1	
Når det gjelder hvilke oljetyper som er definert i tabellene over, og benyttet i 
oljesimuleringene som følger, siterer vi fra DNV (2014): « D et finnes en rekke ulike typer 
bunkersoljer som benyttes av skip. ISO -standard 8217 «petroleum pro ducts – Fuels 
(class F) – Specifications of marine fuels” ang ir krav som stilles til de ulike typene 
bunkersolje. Standarden angir to hovedgrupper , som vi har vært inne på: 1) «Distill ate 
marine fuels» og 2) «Residual marine fuels» hvor det for «Distillate marine fuels» er fire 
undergrupper og for «Residual marine fuels» er seks undergrupper. Kategoriseringen 
foretas etter bunkersoljens kjemiske og fysiske egenskaper , som viskositetsområdet 
(ved 40 grader) og densitet (ved 15 grader) i tillegg til en hel rekke andre egenskaper. 
«Residual marine fuels» benyttet som bunkersolje vil være restprodukter fra 
raffineringsprosessen, som blir satt sammen av ulike bunkerslevera ndører slik at de 
tilfredsstiller minimumskrav gitt i standard for bunkersoljer i tillegg til krav spesifisert 
av kunden. 
«Distillate marine fuels» er ikke ensbetydende med at kravet om 0,1 % svovel i 
bunkersoljen tilfredsstilles. Det er Marin Gass Olje (M GO) som tilfredsstiller maksimalt 
0,1 % svovel. «Resultatene for «Residual mar ine fuels» kvaliteter versus «Distillate 
marine fuels» vil altså ikke være direkte analogt til < 0,1 % svovel versus < 0,1 % svovel. 
Spesifikasjonene for de oljetypene som finnes i DNVs modeller for oljedrift er ikke 
kategorisert i henhold til ISO 8217. D et er derfor i modelleringene benyttet oljetyper 
som har samme karakteristikker som oljene beskrevet i ISO -standarden. Tetthet er et av

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	18	 	
de viktigste kriteriene for å velge ut anal oger, og DNV mener derfor at spredningsbildet 
som fremkommer ved simulering er representativt for aktuelle oljetyper. 
I modellkjøringene er følgende oljetyper benyttet: 
1) For «Distillate marine fuels »: Tetthet typisk på ca. 880 kg/m	
3 (15 grader), og 	
viskosit et mellom 6 og 11 mm	2/s (40 grader). Den simulerte oljen har en tetthet 
på 843 kg/m	
3. 
2) For « Residual marine fuels » - RMx 180: Tetthet under 991 kg/m	
3 (1 5 grad er), og 	
viskositet under 180 mm	2/s (40 grader) . Den simulerte oljen har en tetthet på 
956 kg/m	
3. 
3) Fo r « Residual marine fuels » - RMx 380: Tetthet under 991 kg/m	
3 (15 grader) og 	
viskositet under 380 mm	2/s (40 grader). Den simulerte oljen har en tetthet på 
965 kg/m	
3. 	
 Simuleringer 
2.5.2	
For å vurdere likheter og forskjeller mellom oljeutslipp med ulik størrelse og ulik 
oljetype , har DNV benyttet ulike scenarier som de i utgang spunktet antok ville 
representere henholdsvis liten, middels, stor og svært stor miljøskade, basert på de 
skadenivåene som ble brukt i pilotundersøkelsen. I tabellen nedenfor er det uthevet 
no en grupper av trafikk som er sterkt representert med hensyn til utseilt distanse i 
analyseområdet (røde ringer i tabellen) . Trafikken som er uthevet i rødt, vil utgjøre 
grupper som har større sannsynlighet for ulykke på grunnlag av andel utseil t distanse. 
To grupper i blått er også uthevet. Disse gruppene representerer kun en liten andel 
utseil t distanse, men lasten de har om bor d (ikke drivstoffet) representerer svært store 
mulige utslippsscenarier. Disse to gruppene er ikke videre behandlet i DNVs rappor t, 
men er representert i tabellen ned enfor med informasjon om mulig størrelse på utslipp. 
I tabell 2. 5 er de sammen skipsgruppene uthevet med røde ringer for å vise et bilde av 
oljevolumene som de ulike skipskategoriene potensie lt kan være lastet med. 
Tabell 2. 4 Andel av utseilt distanse i analyseområdet . 
Kilde: DNV 201 4, tabell 5 -1.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 19 
 
Tabell 2. 5 Gjennomsnittlig volum av bunkersolje i ulike kategorier skip. 
Kilde: DNV 201 4, tabell 5 -2. 
 
Dersom skipet synker til bunns , er det sannsynlig at man vil få full tømming av alle 
tankene fordi ventilasjonssystemet til tankene vil presse oljen ut. For de valgte 
scenariene i DNVs rapport, er det ikke l agt til grunn at skipet vil synke, men at skipet vil 
grunnstøte eller kollidere. Dette er et mer sannsynlig scenario. Ved kol lisjon eller 
grunnstøting er det sannsynlig at kun é n tank vil lekke. Derfor er det mulige 
utslippsvolumet resultat av tankkapasitet og antall lastetanker. Verdiene i siste kolonne 
i tabell 2. 6 nedenfor fremkommer etter DNVs vurdering av utslippspotensiale. 
I tabellen nedenfor er de vanligste skipstyper og bunkersoljer (de med rød ring i tabell 
2. 4 og 2. 5) presentert som fire mulige utslippsscenarier fra lite til svært stort. Med 
kunnskap om hvilke drivstofftyper som er vanligst forekommende hos de ulike 
skipskategoriene, har DNV kommet fram til at det minste utslippet (20 tonn olje) trolig 
vil bestå av marin diesel. De to sc enariene på 100 og 250 tonn olje vil sannsynligvis 
bestå av IFO 180 mens det stø rste scenariet på 1000 tonn sannsynligvis vil bestå av IFO 
380.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	20	 	
Tabell 2.6 Utvalgte utslippsscenarier (grunnstøt/kollisjon) fra bunkerstanker 
basert på skipstrafikk i analyseområdet av Oslofjorden. Kilde: DNV 
2014 , tabell 5 -3. 
 
 
Tabellen ned en for illust rere r sv ært store utslippsscenarier (grunnstøt/kollisjon) av 
lastet olje (dvs. f rakt av oljeprodukter) innenfor analyseområdet av Oslofjorden. 
Tabell 2. 7 Svært store utslippsscenarier (grunnstøt/kollisjon) av lastet olje 
(dvs. frakt av oljeprodukter) innenfor analyseområdet av 
Oslofjorden . Kilde: DNV 2014 , tabell 5-4. 
 
DNV har simulert det statistiske utfallet av de fire scenariene som er pres entert i tabell 
2. 6. I tillegg er alle utslippsscenar iene modellert med « Distillate marine fuels » for 
sammenligning av resul tater. Det har vært et særlig ønske å se på mulig endring av 
miljøkonsekvenser og utbredelse ved utslipp av lettere oljer kontra tyngre varianter 
( henholdsvis Residual marine fuel s 180 og 380). En oppsummering av hva som har blitt 
modellert i test- studien, er vist i tabell 2. 8.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 21 
Tabell 2. 8 Oppsummering av simulerte scenarier i OSCAR-modellen . Kilde: DNV 
2014 , tabell 5 -5. 
 
Ved simulering av de nevnte scenariene er det ikke modellert med effekter av tiltak mot 
oljespredningen. Beredskapstiltak som for eksempel mekani sk opptak og dispergering 
lar seg simulere i modellen. Dersom ma n benytter tiltak i simuleringen vil dette 
begrense oljens drift/spredning og redusere mengde olje som strander. Man vil også 
kunne se effekter med hensyn til redusert miljøskad e. Vi har utelatt tiltak i 
modelleringen for enkelhets skyld. 
Med tanke på en hovedundersøkelse om betalingsvillighet for å unngå miljøskader av 
oljeutslipp, er det vesentlig at man kan ta utgangspunkt i faktisk skipstrafikk og knytte 
den til bruk av ulik e oljetyper. Man vil også ha mulighet til å gå inn og endre for 
eksempel antagelsen om fyllingsgraden på tanker eller legge til grunn andre scenarier 
for det utvalgte u tslippspunktet. Man vil også kunne endre utslippspunkt og dermed 
spredningsbilde for olj en, og man kan om ønskelig legge inn ulike beredskaps - og 
oppryddingstiltak . 
 
2.6 Resultater fra oljedrift -simuleringer 
DNV har benyttet SINTEFs OSCAR -modell («Oil Spill Contingency And Response») for 
simulering av oljedrift. Modellen er beskrevet i DNV (201 4). OSCAR beregner 
oljemengde på havoverflaten, på strand og i sedimenter, samt konsen trasjoner i 
vannsøylen. Modellen inneholder databaser for ulike oljetyper med tilhørende fysiske og 
kjemiske komponenter, vanndyp, sediment- og strandtyper. 
For å bestemme oljens drift og skjebne på over flaten, beregner modellen 
overflatespenning, transport av flak, dispergering av olje ned i vannmassene, 
fordamping, emulsjon og stranding. I vannkolonnen blir det simulert horisontal og 
vertikal transp ort, oppløsning av oljekomponenter, adso rpsjon, avse tninger i 
sedimenter, samt nedbryting. L ette oljetyper vil lettere blandes med vannmassene enn 
t u nge oljetyper (DNV 2014). 
Resultatene av oljedriften vises som det samlede resultat f or hele året. S eson gmessige 
inndelinger vises ikke. 
Modellen har sine begrensninger og forenklinger, som er kort oppsummert i DNV 
( 201 4), og som vi ikke går nærmere inn på her.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	22	 	
Et utvalg av resultater fra DNVs simuleringer er presentert i figurene nedenfor, mens 
figurer for flere simuleringer e r gjengitt i DNV ( 2014). Hensikten er å gi et eksempel på 
hvordan resultater av oljedrift kan presenteres, samt å se hvor store forskjellene er 
mellom «lette» og «tunge» oljer, med tanke på fremstilling av endringer i bruk av 
oljetyper som følge av ECA -reg uleringene. De to scenariene som trekkes fram i dette 
kapittelet er utslipp av 1000 tonn marin diesel og 1000 tonn « Residual marine fuels». Vi 
vil bare vise et utvalg av figurer her, for å illustrere hva slags resultater og fremstillinger 
simuleringsmodell en gir. 
F iguren nedenfor viser kystlinje som har sannsynlighet for å bli berørt av et utslipp på 
1000 tonn « Dist illate marine fuel s». Bildet viser hvor sannsynlig det er at et enkelt 
utslippssc enario vil kunne strande. Sannsynligheten er delt inn i tre kategorier, 
henholdsvis 10 -20 %, 20- 50 % og 50 - 100 % sannsynlighet for stranding. Antall 
kilometer strandlinje som har sannsynlighet for å bli berørt, er også angitt. 
 
Figur 2.2 Forventet treffsannsynlighet (%) for landpåslag av olje etter utslipp 
av 1000 tonn «Distillate marine fuels». Det svarte punktet viser 
utslippspunktet. Cut -off = 10 % sannsynlighet for olje og 1 tonn olje 
per segment på 10x10 km. Kilde: DNV 2014, figur 5- 1. 
 
F igur 2.3 viser hvilke områder man kan forvente henholdsvis 1 -10, 10 -100 og 100- 600 
tonn olje per 10x10km. Denne figuren er en alternativ fremstilling til figur 2.2.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 23 	
 
Figur 2. 3 Forventet oljemengde (tonn olje) innenfor segmenter på 10x10 km 
etter utslipp av 1000 tonn » D istillate marine fuel ». Det svarte 
punktet viser ut slippspunktet. Cut -off -punkt = 5 % sannsynlighet for 
olje og 1 tonn olje per segment på 10x10 km. Kilde: DNV 2014 , figur 
5 -2 . 
På tilsvarende måte kan man fremstille spredning av olje på sjøen, og spredning av olje i 
vannsøylen, som viser oljekonsentrasjon som kan ventes i vannsøylen etter et utslipp av 
en bestemt størrelse. 
Figurene kan tilpasses på ulike måter med valg av tekst, farger, antall kategorier og 
utsnitt/zoom av utvalgte områder. Det er også mulig å vise «iso -linjer» for å vise ulike 
kategorier av tref fsannsynlighet. 
Det er også mulig å lage korte videoer av hvordan utslipp av ulike oljeutslipp oppfører 
seg over tid i simuleringene. Det er laget fire videoer som del av dette prosjektet; to for 
« Di stillate marine fuels» og to for «R esidual marine fuels». I de scenariene som er 
fremstilt i videoene vises hvordan oljen «stort sett» strander etter ti døgn. Man kan se at 
«Di stillate marine fuel s» nedblandes raskere i vannmassene enn «R esidual marine fuels» 
(som ventet).	
7 
Det er mulig å tilpasse videoene med tanke på eventuell fremvisning for respondenter i 
en betinget verdsettingsundersøkelse. Det er for eksempel mulig å endre farge og 
størrelse på oljepartiene. Det er også mange muligheter for å legge til informasjon om 
oljefilmtykkelse, konsentrasjon, vannsøylekonsentrasjon, og vi kan også vise et 	
 
7 Tilgjengelig fra Vista Analyse, ved å kontakte forfatterne.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	24	 	
tverrsnitt av vannsøylen. Det er mulig å endre zoom/geografisk utsnitt, også underveis i 
videoen, og det er mulig å endre tegnforklaring osv., mens layout/grafikk i stor grad er 
gitt av simuleringsprogrammet og k an ikke endres. Oppløsningen i videoen kan 
imidlertid tilpasses aktuell web -løsning. 
Med tanke på en eventuell hovedundersøkelse er det interessant å kunne koble oljedrift 
til faktisk oljeutslipp og utslippssted. Simuleringsmodellen gir imidlertid informas jon 
som antagelig er litt for detaljert til å kunne fremstilles i spørreundersøkelsen. 
Resultatene må derfor bearbeides noe for å være anvendbare i undersøkelsen. Dette 
kan for eksempel gjøres ved å velge hvor stor sannsynligheten for treff må være for at 
det skal anses som «påvirket område». Muligheten for å fremstille utslippet i form av en 
videosnutt gir nye muligheter for å synliggjøre utslippet. Dette ble fremmet som en 
mulighet i piloten, uten at det var mulig å få gjennomført det i den fasen. 
 
2.7 Model lering av miljøskade 
Vurdering av miljøskader som følger av de valgte utslippsscenariene er i DNVs rapport 
gjort ved å benytte den såkalte MIRA -metodikken. En kort metodebeskriv else er gitt i 
DNV (2014) , og en kort -versjon av den igjen er gitt her. For en grundigere innføring i 
metodikken vises det til DNV (2006) og OLF (2007). 
MIRA -metodikken kan benyttes for å anslå skade på arter og habitater på 
vannoverflaten, i vannsøylen og for strandlinjen, men den kan ikke si noe om skade på 
økosystemet som helhet. Metoden er mye benyttet i miljørisikoanalyser. 
En viktig begrensning ved metodikken er at den ikke skiller mellom lette og tunge oljer 
når det gjelder eventuell ulik toksisitet. MIRA beregner miljøskaden kun ut fr a mengde 
olje som er i kontakt med arten eller habitatet. Redusert skade som følge av lette oljer 
ivaretas i MIRA -metodikken ved at oljedriftsmodellen forutsier større/raskere forvitring 
av lettere oljetyper enn av tyngre oljetyper. 	
 Sjøfugl og sjøpattedyr 
2.7.1	
Figur 2. 4 viser elementene som inngår i MI RA-metodikken for å beregne skade på 
sjøfugl og pattedyr.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 25 	
 
Figur 2. 4 Elementer som kombineres i en skadebasert MIRA for en 
pop ulasjons- VØK	
8. Kilde: DNV 2014, figur 6- 1. 
 
Miljøskade f or bestander av sjøfugl - og pattedyrarter estimeres ved å beregne skade på 
en bestand i form av hvor stor andel av bestanden som kan omkomme ved et eventuelt 
oljeutslipp. Dette gjøres ved å koble den geografiske fordeling av henholdsvis sjøfugl 
eller patted yr (innen 10x10 km ruter) , med sannsynlighet for oljeforurensning i de 
tilsvarende rutene. Dermed beregnes andel døde sjøfugl i hver rute i henhold til en 
effektnøkkel for henholdsvis sjøfugl og sjøpattedyr. Effektnøkkel en for sjøfugl er vist 
nedenfor i tabell 2. 9. 	
 
8 Såkalt “verdsatt økosystemkomponent”

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	26	 	
Tabell 2.9 Effektnøkkel for beregning av andel sjøfugl ( innenfor en 10 x 10 km 
sjørute ) som omkommer ved eksponering for olje fordelt på fire 
kategorier oljemengder. Kilde: DNV 2014 , tabell 6-1. 
 
Andelen av en bestand som går tapt, benyttes vid ere for å karakterisere 
alvorlighetsgraden av miljøskaden i fire konsekvenskategorier. Konsekvenskategoriene 
er inndelt etter teoretisk restitusjonstid: 
• Mindre:	
 <1 år teoretisk restitusjonstid 	
• Moderat:	 1-3 år teoretisk restitusjonstid 	
• Betydelig :	 3 -10 år teoretisk restitusjonstid 	
• Alvorlig :	 > 10 år teoretisk restitusjonstid 	
Skadenøkkelen som vises i tabell 2.10 nedenfor er basert på informasjon om artenes 
populasjonsdynam iske egenskaper og på modellering av res titusjonstid for arter med 
lavt gjenvekstpotens ial, ifølge DNV (2014; som refererer OLF 2007). For lomvi er det en 
egen skadenøkkel fordi den har en negativ populasjonstrend. 
For hver oljedriftsimulering beregnes skadeomfanget i hver rute i henhold til 
bestandsandel og fastsatt skadenøkkel. Skadeomfan get for alle ruter summeres til en 
best andsskade i henhold til nøkkel en for restitusjonstid. 
 Tabell 2. 10 Skadenøkkel for sannsynlighetsford eling av teoretisk restitusjonstid 
ved akutt reduksjon av sjøfugl - og sjøpattedyrbestander med lavt 
res titusjonspoten sial. Kilde: DNV 201 4, tabell 6 -3.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 27 	
 Strandhabitat 
2.7.2	
Miljøskade for strand beregnes på samme måte ut fra oljedriftstatistikken for et område 
(for eksempel en rute) , og sårba rheten til det aktuelle habitate t. Miljøskaden uttrykkes 
ved restitusjonstid. Restitusjon regnes som oppnådd når det opprinnelige dyre- og 
plantelivet i det berørte samfunnet er ti lbake på tilnærmet samme nivå som før 
utslippet, og de biologiske prosessene fungerer normalt. Nærmere beskrivelse av hva 
som legges til grunn finnes i DNV (201 4). D er finner man også henvisninger til mer 
grunnleggende metodebeskrivelser. 
 
2.8 Mulige miljøkonsekvenser av aktuelle utslippsscenarier 
Basert på de modellene for oljedriftsimulering og miljøskade som er kort beskrevet 
ovenfor, har DNV vurdert miljøkonsekvenser av de ulike utslippsscenariene. I denne 
delen presenteres resultater for bestandstap og skader på sjøfugl ( pelagisk og kystnær ), 
marine pattedyr og strandhabitat. Mulige konsekve nser for sjøfugl og marine pattedyr 
er beregnet som sannsynlighet for en tapsandel (henholdsvis < 1 %, 1 -5 %, 10- 20 %, 20-
30 % og > 30 %) av en bestand. Beregningen tar utgang spunkt i månedlige regionale 
best and sforde linger av artene, og resultatene pres en teres per sesong. Resultatene er 
presentert for bestande n med høyest sesongvis e ut slag i vår rapport , mens bestandst ap 
for alle berørte arter er å finne i DNV ( 2014). Tapsandelen er v idere benyttet til å 
bereg ne m iljøskade. Miljøskade er som nevnt i denne sammenheng definert som mulig 
res titusjonstid ; der fra 1 måned til 1 år rest itusjonstid bet egnes som «m indre 
miljøskade », 1 -3 års resti tusjonstid betegnes som «moderat miljøskade» , 3-10 års 
res titu sjonstid betegnes som « betydelig miljøskade » og > 10 års res titu sjonstid beteg nes 
som « alvorlig miljøskade ». 
For strandhabitat er det beregnet treffsannsynlighet av ulike oljem eng dekategorier per 
10x10 km ruter, som videre danner grunn laget for å beregne sannsynlighet for 
miljøs kade per rute. Miljøskade for strandhabitat defineres på samme måte som for 
sjøfugl etter mulige res titusjon stider . DNV har valgt å pres entere resul tater for de 10 
ulike rutene i hver sesong med høyest månedlig utslag i miljørisiko , uavhengig av 
skadekateg ori. 
I det følgende gjengir vi for illustrasjon ens skyld noen av de figurene som kommer ut av 
modellen for utslipp av 100 tonn «D istillate marine fuels » for å illustrere hvilken 
informasjon som gjøres tilgjengelig. Tilsvarende resultater for flere utslipp og arter er 
vist i DNV ( 2014).

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	28	 	
Figur 2.7 Eksempler på resultater fra miljøska descenarier. Utslipp av 100 
tonn » D istillate marine fuels ». Kilde: DNV 2013, figur 7- 2, 7 -4 og 7 -5 . 	
 	 
 	
Note . Øvre venstre panel: skade på sjøfugl. Øvre høyre: Skade på marine pattedyr. Nedre venstre 
panel: Sannsynlighet for treff av ulike dieselmengder på strandhabitat. Nedre høyre panel: 
fordeling av skade grad på strandhabitat.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 29 
2.9 Vurdering av informasjon fra o ljedrifts simulering og tilhørende 
miljøkonsekvenser i fremtidig miljøskadescenario 	
 Utslippsmengder, oljetyper og oljespredning 
2.9.1	
I pilot undersøkelsen tok vi utgangspunkt i tunge bunkersoljer, men med en 
skjønnsmessig vurdering av ulike oljetyper basert på tabellene 4.2 og 4.3 i DNV (2011) 
som oppga sammenheng mellom oljetyper, mengder utslipp og ulike skadepotensialer . 
Vi hadde altså ingen nøyaktig sammenheng mellom oljetype, utslippsmengde og 
oljespredning, eller tilhørende miljøskade. Skadeomfanget var basert på erfaringer fra 
tidligere norske utslippshendelser, som kun var dekkende for de mindre skadenivåene. 
For de større skadenivåene ble grov ekstrapolering benyttet. 
Med utgangspunkt i faktisk skipstrafikk i et område (basert på AIS -statistikk) og 
ku nnskap om hva slags oljer som oftest benyttes av de ulike skipstypene, samt 
vurdering av antall drivstofftanker etc. som vil lekke ved grunnstøt/kollisjon, slik som 
det er gjort i arbeidet som er presentert i delkapittel 2.1 -2. 6 ovenfor, gi s muligheter til å 
få fram mer realistiske sammenhenger mellom faktisk skipstrafikk i et område og 
faktiske utslipp. 
Videre gir oljespredningsmodeller, som OSCAR som er benyttet her, en vel kjent 
metodikk for å komme fram til hvilke områder som påvirkes av oljeutslipp av u like 
størrelser og oljetyper og ulike utslippspunkt. Dette gir både et mer faglig korrekt anslag 
for skadeomfang av ulike utslipp og en større troverdighet overfor respondentene når 
man presenterer resultater av oljespredningsmodellen. 
Vår vurdering er at det vil styrke arbeidet i en hovedundersøkelse å benytte en 
tilnærming som tar utgangspunkt i faktisk skipstrafikk og utslipp som vist i denne 
rapporten. Vi vil utdype dette i punktene nedenfor: 
• AIS-statistikk som kan innhentes for det området man ønsker, kan benyttes på 
ulike måter. I DNV (201 4) ble det innhentet statistikk for en litt vilkårlig valgt 
sirkel rundt et valgt utslippspunkt (som tilsvarte omtrent det utslippspunket som 
ble benyttet i pilotstudien). Man kan imidlertid velge å fremskaffe AIS -sta tistikk 
for et hvilket som helst valgt område. Dette gir mange muligheter. Hvis man deler 
inn landet i f.eks. fem eller syv regioner (se kapittel 3) , kan man inkludere hver 
region i et område, og få fram skipstrafikken i dette området. Det bildet av 
skipst rafikken som da fremkommer, kan så benyttes til å velge utslippspunkt og 
mest aktuelle skipstyper og utslippsstørrelser. 
 
• Kunnskap om oljetyper, oljetankstørrelser etc. for de skipene som trafikkerer 
ulike områder, kan benyttes videre til å anslå «typiske» utslippsstørrelser og 
oljetyper. 
 
• Bruk av oljespredningsmodelle r som OSCAR , øker troverdigheten til 
undersøkelsen, og gir mer direkte kobling mellom utslippspunkt, utslippstype og 
- størrelse og resulterende område som blir berørt, enn det vi hadde mulighet til i 
piloten. Det er imidlertid også noen begrensninger, som vi kommer inn på 
nedenfor.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	30 	
• Oljespredningsmodellen kan kombineres med ulike tiltak (ikke nødvendigvis alle 
aktuelle tiltak, men noen typer), slik at man direkte kan se hvordan ulike tiltak 
redu serer spredningen av olje, og dermed miljøkonsekvensene. 
 
• Oljespredningsmodellen gir resultater for en rekke simulerte utslippshendelser 
spredt over hele året, og resultatene gis ikke per sesong, men over året. Dette 
passer bra med vår tilnærming, der vi ø nsker å verdsette en mulig hendelse, 
uavhengig av når på året denne inntreffer. Med andre ord er vi ute etter en mulig 
« gjennomsnittshendelse» over en periode avhengig av skadens omfang, 
alvorlighetsgrad og restitusjonstid. 
 
• I eksempel -simuleringene som er gjennomført av DNV som del av dette 
prosjektet, er olje spredningen fremstilt på kart og i form av små video -snutter 
som viser hvordan oljen sprer seg. Dette er meget interessant med tanke på å 
fremstille scenarier i en hovedundersøkelse. 
 
Når dette er sagt, er det også noen begrensninger og forhold ved modellene som krever 
ytterligere vurderinger i en eventuell hovedundersøkelse: 
• Spredningsmodellens resultat presenteres i form av områder som har en viss 
sannsynlighet for en viss oljemengde. De modellerte oljeutslippene av de tyngre 
oljene sprer seg over store områder, men mengdene i området lengst unna 
utslippspunktet er små. Det vil kreves arbeid «utenfor modellen» for å vurdere 
hvordan oljen vil se ut i virkeligheten, slik at det fremstilles r ealistisk for 
respondentene. 
 
• Metoden baserer seg som nevnt på sannsynligheter, som er en typisk måte å 
tenke på i miljørisikoanalyser. Vi er imidlertid i utgangspunktet ute etter 
forventningsverdier eller deterministiske resultater fra bestemte scenarier gitt 
bestemte parameterverdier for vær - og strømforhold, oljemengde og - type osv. 
(se neste avsnitt om miljøskader). Det betyr at det enten vil være en del 
“oversettelsesarbeid” fra den sannsynlighetsbaserte modelleringen av oljedrift til 
forventningsverdier for skader, eller at man bør vurdere andre typer 
modellberegninger, for eksempel en deterministisk modell basert på typiske 
utslippsscenarier. 
 
• I modellen ser spredningsresultatet likt ut for alle oljetyper, forskjellen er over 
hvor stort område spred ningen skjer (med en forholdsvis lav konsentrasjon og 
sannsynlighet) . Olje av ulike typer som marin diesel/marin gassolje kan 
imidlertid se annerledes ut enn tungolje. Det må derfor jobbes med fremstillingen 
av de ulike oljetypene slik at det blir tydelig at det visuelle kan være forskjellig, 
ikke bare størrelsen på området der oljen spres. 
 
• For at vurdering av oljedrift (og miljøskader) skal være troverdige i en 
hovedundersøkelse er det nødvendig at både oljedriftsmodellering og vurdering 
av skader kan etter prøves og vurderes av uavhengige eksperter. Videre bør 
metodikken aller helst ha vært fagfellevurdert, gjerne med resultater publisert i 
internasjonale tidsskrifter. Etter vår vurdering ser d okumentasjonen av OSCAR-

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 31 	
modellen (og MIRA -metodikken, se neste avsnitt) ut til å være noe mangelfull , og 
det er vanskelig for utenforstående å vurdere metodegrunnlaget og hvilke 
antagelser som ligger til grunn (for eksempel hvor sannsynlighetsfordelingene 
for ulike paramete re og skadenøklene kommer fra). En mulighet er i større grad å 
trekke på forskningsmiljøene for å vurdere og kvalitetssikre metodikken som 
legges til grunn. Dette forutsetter at metodikken er åpent tilgjengelig. 
 
 Miljøskader 
2.9.2	
I pilot undersøkelsen tok vi utgangspunkt i de miljøforhold som antas å være viktigst for 
å vurdere hva det er verdt for folk å unngå oljeutslipp fra skip. Dette var fremstilt som i 
tabellen nedenfor.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	32	 	
Tabell 2.11 Miljøskadetabell benyttet i pilottesten. Kilde: Lindhjem m.fl. ( 2013). 
 
 
De miljøtem aene vi så på var altså: 
• Skade på fugl 
• Skade på sel (sjøpattedyr) 
• Skade på kystsone 
• Skade på annet liv i sjøen, som inkluderte spesielt gyteområder for fisk og 
kostholdsvurderinger for sjømat. 
Informasjon om miljøtemaer som skades av oljeutslipp og aktuel t omfang av skade på de 
ulike temaene, ble innhentet fra foreliggende rapporter, blant annet fra DNVs rapport 
om miljørisikoanalyser ved oljeutslipp ( DNV 2011), dokumenterte erf aringer fra 
tidligere utslipp ( Boitsov m.fl. 2012 ), samt Miljødirektoratets verdi - og 
sårbarhetsoversikter over marint miljø ( www.havmiljo.no ), oversikter over bestander 
av ulike sjøfugl i ulike områder ( www.seapop.no), og verdi - og sårbarhetsvurderinger i 
rapporter utarbeidet i forbindelse med forvaltningsplanen for Nordsjøen og Skagerrak 
(Postmyr og Ottersen, 2011; Østbøll m.fl. 2011) . T allene for antall drepte fugl, nedgang i 
bestander lokalt og nasjonalt, restitusjonstid etc., ble imidlertid fastsatt mer

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 33 
skjønnsmessig . De er basert på tilgjengelig litteratur, en workshop med eksperter på de 
ulike miljøtemaene, og etterfølgende kontakt med disse ekspertene. Det var heller ikke 
hensikten med piloten å gjøre svært detalj erte skadevurderinger, men heller vurdere de 
viktigste skadedimensjonene og mest sannsynlige skadenivåene. 
Sammenholder vi temaene som var inkludert i miljøskadetabellen i piloten med de 
miljøtemaene som er inkludert i miljørisikomodellen MIRA som ble benyttet i DNVs 
simuleringer, ser vi at det i hovedsak er de samme miljøtemaene som er inkludert. Skade 
på fugl er med , men MIRA skiller mellom pelagiske og kystnære fuglearter. Skade på 
sjøpattedyr er med, og som i pilotundersøkelsen, er det sel som er den aktuelle art en. 
Skade på kystsonen i piloten tilsvarer i hovedsak strandhabitat i DNVs modellering. 
Kvalitative vurderinger av type kyst osv. må trolig supplere standard 
miljøskadevurderinger som er gjengitt her. Videre er skader på l ivet i havet som sådan, 
for eksempel i form av risiko forbundet med inntak av sjømat, ikke med i DNVs modell. 
Man kan inkludere kon sekvenser for fiskelarver, som vil si noe om dette temaet, men det 
vil ikke være dekkende for de viktigste effektene under dette temaet. 
Slik vi ser det, vil det å benytte anerkjente miljørisikomodeller ha følgende fordeler ved 
fremstilling av miljøskade av oljeutslipp i en eventuell hovedundersøkelse: 
• Miljørisikomodelle r gir en direkte kobling mellom oljeutslipp og tilhørende 
miljøskade, gitt at modellen som benyttes, gir et godt bilde av disse 
sammenhengene. 
 
• Miljørisikomodelle r gir mulighet for å identifisere hvilke arter av sjøfugl og 
sjøpattedyr som er mest utsatt ved ulike utslippspunkt rundt hele kysten. 
Koblingen med bestander av ulike arter ulike steder langs kysten, gjør at man 
direkte får ut anslag for berørt bestand. 
 
• Modellen gir anslag for sannsynligheten for andel av bestanden som dør ved 
utslipp til ulike årstider. Dette gir ganske detaljert informasjon som kan benyttes 
til å fokusere på «riktige» arter med tanke på antall døde og bestandsreduksjon i 
ulike områder. 
 
• Det er mulig å regne ut forventet antall døde fugler (og eventuelt pattedyr) totalt 
som følge av utslipp i ulike områder , siden man har totale bestandstall. 
 
• Modellens resultat er en vurdering av alvorlighetsgrad av et bestemt utslipp for 
en bestemt art eller dyregruppe, eller str andhabitat, der alvorlighetsgrad henger 
sammen med restitusjonstid. Den alvorligste miljøskaden er da tilfeller hvor det 
antas at restitusjonstiden for bestanden eller strandhabitatet er mer enn ti år. 
Dette gir ganske detaljert informasjon om virkning ene på ulike arter og habitat. 
 
• Ut fra foreliggende modeller for miljøskader fra utslipp av ulike oljetyper kan en 
miljøskadetabell som den som ble benyttet i pilottesten benyttes både for lette og 
tunge oljer. De minste skadekategoriene kan da knyttes til lette oljer, mens de 
største miljøskadene knyttes til de tyngste oljetypene. Dette gir muligheter for å 
lage verdsettingsscenarier som omfatter ulike oljetyper i samme spørre skjema. 
Dette er trolig også beste fr emgangsmåte med tanke på at folks preferanser no k

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	34	 	
uansett ikke er så finkornet at en kan lage skadescenarier som skiller enda mer i 
detalj mellom skader fra lette og tunge oljer. 
 
• Det er påpekt av DNV at det er vanskelig å forutsi hvordan de nye reglene for 
svovelutslipp fra skip i ECA -områdene vil gi seg utslag i forventede utslipp ved 
uhellshendelser. Bruk av AIS -statistikk for hvert aktuelt utslippspunkt legger til 
rette for å gjøre konkrete, stedsspesifikke vurderinger av hva som kan antas om 
eventuelle endringer i drivstoff rundt kysten. 
 
• Ved å ink ludere verdsetting av miljøskader fra ulike oljetyper og størrelser i 
samme undersøkelse (som kan gjøres ved bruk av samme skjema, så langt vi kan 
se nå), kan man av dekke velferdseffekter ved utslipp av ulike oljetyper. Det er da 
miljøskaden i form av henholdsvis spredningsareal og påvirkning på 
miljøtemaene som er avgjørende for verdsettingen, ikke selve utslippet eller 
oljetypen. 
 
Det er imidlertid også noen utfordringer ved bruk av denne tilnærmingen i en 
hovedundersøkelse: 
 
• Miljøskadene som er inkludert i DNVs modeller, omfatter ikke alle temaer som 
man ønsker å inkludere i verdsettingen, jfr. informasjon en vi har fra 
pilot undersøkelsen om hvilke temaer som er viktige for folk. Disse temaene må i 
så fall «legges til» basert på selvstendige ekspertvurderinger eller andre typer 
modellberegninger. 
 
• Miljøskademodellen for lette oljer inkluderer ikke alle aspekter ved 
miljøkonsekvenser av lette oljer, f.eks. dekkes ikke toksisitet. Det samme gjelder 
økologisk og visuell effekt av olje på strendene. Dette betyr at noen aspekter ved 
utslipp av spesielt lette oljer, må vurderes utenfor og i tillegg til modellene. 
 
• Miljørisikomodellen gir relativt detaljert informasjon om sannsynlighet for 
redusert bestand til ulike årstider for ulike arter. Det vil kreves en del omregning 
for å gjøre om dette til enkle indikatorer som fjerner slik e 
sannsynlighetsfordelinger. Enklere indikatorer for miljøskade som folk lettere 
kan forstå, er for eksempel forventet antall døde fugler, arter som får redusert 
bestand osv. D et ville bli for vanskelig for respondentene å forholde seg til 
sannsynligheter for ulike bestandstap (på samme måte som vi i 
pilotundersøkelsen ønsket at respondentene skulle ta stilling til en bestemt 
skade, gitt at den hadde inntruffet, og dermed unngik k at de la inn sine 
subjektive, og for oss ukjente, sannsynlighetsvurderinger når de oppga sin 
betalingsvillighet) . Sannsynligheter for ulike bestandstap fra miljørisikomodellen 
bør derfor forenkles og regnes om til beste anslag (forventningsverdier). 
Alte rnativt, kan man som nevnt ovenfor, benytte seg av deterministisk 
modellering der en tar utgangspunkt i “typiske” utslipps -hendelser. 
 
• Sannsynlig restitusjonstid , som er utgangspunkt for vurdering av miljøskadens 
alvorlighet i miljørisikomodellen, kan gi noen utfordringer for hvordan man 
setter sammen henholdsvis «liten», «middels», «stor» og «svært stor» miljøskade, 
men det gir også mulighet til mer informert vurdering av disse temaene.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 35 	
 
• Det er relativt ressurskrevende å gjennomføre oljespredningssimuleringer og 
miljøskademodelle r for flere oljetyper og –størrelser sammenlignet med de mer 
skjønnsmessige vurderinger som ble benyttet i pilotundersøkelsen. Dette, 
sammen med muligheten for å få informasjon om skipstrafikken i et hvilket som 
helst valgt område og det faktum at spredningen i henhold til simuleringene ser 
ut til å være større enn det som ble lagt til grunn i pilotundersøkelsen, gjør at 
man bør vurdere hvor mange utslippssteder som skal inkluderes i en 
hovedundersøkelse. Dette må imidlertid også vurderes i forhold til den 
regioninndelingen som benyttes innen Kystverket (se også kapittel 3). 
 
• Som for oljedriftsmodelleringen er det også sentralt for troverdigheten av 
undersøkelsen og bruken av resultatene at den metodikken som benyttes for å 
vurdere miljøskader (for eksempel MIRA) kan etter prøves og vurderes av 
uavhengige eksperter. Metodikken bør ideelt sett fagfellevurderes og alle 
antagelser (for eksempel skadenøkler , populasjonstall, underliggende 
sannsynlighetsfordelinger osv. ) bør være basert på vitenskapelig dokumentert 
kunnskap. 
 
• Ideelt sett burde man validere oljedriftsimuleringene og miljøskade-
vurderingene ved sammenligning med skader av faktiske utslippshendelser langs 
norskekysten for bedre å vurdere hvor realistisk modellen er. Vi kjenner ikke til 
at dette er gjort. 
 
• Det pågår arbeid i regi av Miljødirektoratet som har vurder er sårbarhet og 
(biologisk) verdi av ulike kystsegmenter langs hele norskekysten (se DNV 2011 
og kartmaterialet på havmiljo.no). Vi har ikke hatt anledning til å gå inn i hva som 
ligger til grunn for dette arbeidet eller den metodikken som er benyttet, og om 
det kan væ re elementer fra dette arbeidet som kan supplere eller erstatte MIRA -
metodikken. Dette bør vurderes nærmere i forarbeidet til en 
hovedundersøkelse.	
9 
 
 	
 Konklusjon 
2.9.3	
Det har mange fordeler å benytte oljespredningsmodeller som for eksempel OSCAR og 
miljørisikom odeller som MIRA som grunnlag for verdsettingen av miljøskader av 
oljeutslipp i en hovedundersøkelse. Koblingen til faktiske utslipp og bruk av modeller 
som er velkjente i mange miljøer og sammenhenger kan øke troverdigheten og 
anvendeligheten av resultatene. Selv om det også er mye usikkerhet i slike modeller, er 
det trolig den beste kunnskapen og verktøyene vi har tilgjengelig per i dag for 
anvendelse under norske forhold . Det vil være viktig for troverdigheten til 
hoved undersøkelsen at den metodikken som benyttes er åpent tilgjengelig og kan 
vurderes og etterprøves av uavhengige eksperter. 
 
9 Det er henvist til dette arbeidet i DNV (2014), men verken så rbarhetskriteriene eller metodikken i 
prosjektet er benyttet i denne analysen. DNV henviser til tillatelse fra Miljødirektoratet for eventuelt 
videre arbeid og tilpasning av dette metoderammeverket til vurdering av oljeskader for en eventuell 
hovedundersøk else.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	36	 	
Basert på dagens kunnskapsgrunnlag , er vår vurdering at miljøskadetabeller som ligner 
dem som ble benyttet i pilottesten, kan benyttes for å fremstille miljøskaden båd e for 
lette og tunge oljer. Foreliggende miljørisikomodeller inkluderer imidlertid ikke alle 
miljøtemaer som man fant relevante i pilottesten, og noen av effektene (som toksisitet) 
ved lette oljer og effekter av strandpåslag er ikke inkludert i modellene p er i dag. Dette 
betyr at det må gjøres arbeid og vurderinger , kvalitativt og/eller kvantitativt, i tillegg til 
modelleringene. 
Oljespredningsmodeller gir et «riktigere» bilde av området for spredning av olje enn de 
mer skjønnsmessige vurderingene som lå til grunn i pilotundersøkelsen. Der var 
imidlertid ikke hensikten først og fremst å gjengi mest mulig realistiske skadescenarier, 
men å teste om respondentene kunne forstå utformingen av skadetabeller og kart vi 
presenterte for dem. Ved bruk av oljedriftsmod ellering må det vurderes hvilke 
avkuttingspunkter som er aktuelle å bruke, hvilke beredskapstiltak som eventuelt skal 
legges inn som del av tilstand uten ekstra tiltak osv. M odellene gir mulighet for å velge 
ulike avkuttingspunkt. I utgangspunktet ser utslippet likt ut på kartene uavhengig av 
oljetypen som spres. I virkeligheten vil imidlertid lette oljer se annerledes ut enn de 
tyngre/tyngste oljene, og dette må fremgå for respondentene. Det er lagt relativt liten 
vekt på fremstilling i de kartene som er produsert som del av dette prosjektet. Det er 
imidlertid mulig å fremstille oljespredningsområdene mer sofistikert enn det som er vist 
her og i grunnlagsrapporten fra DNV (201 4). Her er det flere muligheter. 
Ut fra erfaringene som er rapport her, mener vi at bruk av resultater fra modeller for 
oljespredning og miljøkonsekvenser vil være hensiktsmessig å benytte i en eventuell 
hovedundersøkelse. Men som nevnt er det sentralt at grunnlaget for disse modellene 
kan etterprøves og vurderes av uavhengig ekspertise – på samme måte som selve 
metoden for innhenting av betalingsvillighet skal kunne etterprøves.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 37 
3 Nasjonalt aspekt i regionale undersøkelser 
3.1 Innledning 
Hovedmålet med denne r apporten har vært å undersøke hvordan en ved hjelp av 
metoder for oljedriftsmodellering og miljøskadevurdering k an gjøre regionale 
utslippsscenarier mer realistiske og profesjonelt fremstilt, og samtidig ta hensyn til ulike 
oljetyper. Dette har vi diskuter t i kapittel 2. 
I tillegg til dette vurderer vi her kort noen andre spørsmål som har vært reist i 
pilotrapporten. Disse inkluderer: 
• Valg av regional kontekst og hvordan landet bør deles inn i representative 
regionutvalg som utgangspunkt for typiske skades cenarier for hver region 
 
• Hvordan kan/bør man ivareta det nasjonale aspektet i en regional 
undersøkelsesstrategi som benyttet i piloten: 
o Folk innenfor en region kan også være opptatt av å unngå utslippsskader 
utenfor regionen de bor i, og særlig i nasjonalt viktige kystområder. 
o Beslutningskonteksten (nasjonal versus regional eller eventuelt begge) 
verdsettingsanslagene skal brukes i, betyr noe for hvordan folk vurderer 
sin betalingsvillighet 
 
• Hvilke spørsmål/problemstillinger gjenstår etter denne oppfølgingsstudien som 
bør avklares i en eventuell hovedundersøkelse? 
 
Dette er metodisk og teoretisk kompliserte spørsmål, der en må finne praktisk 
gjennomførbare utforminger av undersøkelsen som gir realistiske anslag for 
betalingsvillighet for de velferdstap so m kan oppstå ved oljeutslipp fra skip . 
 
3.2 Nærmere om region kontekst og -utvalg 
Samfunnsøkonomisk nytte av å unngå et oljesøl av en viss størrelse med spesifiserte 
effekter på økosystemtjenester vil være unngått skade multiplisert med markedspriser 
for komme rsielle aktiviteter som fiskeoppdrett; samt samlet betalingsvillighet for den 
"berørte" befolkningen for å unngå effektene av oljesølet, som vi har vurdert i 
pilotundersøkelsen. 
Den “berørte” befolkningen er definert som den befolkningen som får redusert nytte 
som følge av effektene av oljesølet. Betinget verdsettings -undersøkelsen vil kunne finne 
gjennomsnittlig betalingsvillighet pr. år pr. husstand i utvalget som spørres. For at dette 
skal kunne brukes til å finne samlet betalingsvillighet, må utvalget være representativt 
for den “berørte” befolkningen da vi vet at respondentenes betalingsvillighet avhenger 
av deres inntekt og andre sosioøkonomiske variable, deres rekreasjonsbruk av området 
og (noen ganger) avstand fra bosted til rekreasjons området (såkalt “distance decay”	
10), i 	
 
10 Ved å følge Hanley m.fl. (2003) finner vi tegn til såkalt “distance decay” (BV avtar med respondentens 
oppgitte avstand fra bosted til kysten), når vi kjører log WTP i en regresjon mot log Husholdningsinntekt

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	38	 	
betalingsvillighet blant brukerne av et miljøgode), og deres ikke- bruksverdi av området. 
Ikke -bruksverdien kan avhenge av hvor ikonisk og unikt det er for respondentene , samt 
hvor økologisk verdifullt (og sårbart) områ det er. 
Ofte, men ikke alltid, vil betalingsvilligheten pr . husstand avta når en utvider 
befolkningen som antas berørt, samtidig som den totale betalingsvilligheten normalt vil 
øke , fordi en summerer over en større befolkning . Det er derfor av betydning b åde hva 
den gjennomsnittlige betalingsvilligheten pr . husstand er, og hva den berørte 
befolkningen er. Vi diskuterer i neste avsnitt den regionale undersøkelsesstrategien vi 
har benyttet i piloten. 
Valg av region – og beslutningskontekst 
Det er en kjensgjer ning at resultater fra betingede verdsettingsundersøkelser, som 
andre spørreundersøkelser, kan være relativt sensitive for den konteksten de 
gjennomføres i. Dette har ofte vært gjenstand for kritikk, men en del av denne kritikken 
kan sies å bomme på målet fordi det kan være gode teoretiske og empiriske grunner til 
at betalingsvilligheten varierer med konteksten den er oppgitt i. Det sentrale er å 
utforme undersøkelsen på en måte som gir informasjon om betalingsvillighet som 
passer med den relevante beslutningskonteksten. 
For Kystverket, som oppdragsgiver for dette arbeidet, skal informasjonen brukes til 
vurdering, utforming og prioritering av tiltak. Slike vurderinger gjøres ofte ikke på 
nasjonalt nivå, men snarere mellom tiltak for ulike regioner av kysten. Dette er en viktig 
begrunnelse for at vi som hovedtilnærming har valgt å dele inn kysten i regioner, og 
anse befolkningen innenfor hver region som dem som i hovedsak har nytte (både bruks - 
og ikke -bruksverdier) av tiltak innenfor egen region. Dette er en konservativ tilnærming. 
Det er imidlertid også klart at om det skjer en større skade i et område av nasjonal 
betydning, vil hele Norges befolkning potensielt kunne ha et velferdstap som følge av 
dette (vi går nærmere inn på dette spørsmålet nedenfor) .	
11 Å avgrense størrelsen på den 
«berørte befolkningen» ved å undersøke hvordan betalingsvilligheten avtar med 
avstand til kysten og definere grensen der betalingsvilligheten er 0, er ikke en farbar vei 
for denne typen gode som har større innslag av ikke- bruksverdier. Avgrensing av “den 
berørte befolkningen” (“markedet”) er et vanskelig spørsmål og må vurderes fra tilfelle 
til tilfelle og være praktisk (Bateman m.fl. 2002). 
I tillegg til beslutningskontekst, vet vi at det er en stor fordel at scenariene som 
respo ndentene blir bedt om å ta stilling til , er så spesifikke, konkrete, kjente og 
realistiske som mulig. Den beste måten for å oppnå dette, er etter vår vurdering å ta 
utgangspunkt i tidligere utslippshendelser og –scenarier (bl.a. beredskapsanalysen til 
Kyst verket (2011)), og lage noen realistiske, kartfestede “utslipps -case” plassert 
innenfor hver region som dem som har en viss kjennskap og forhold til denne delen av 
kysten (dvs. regional befolkning) stilles overfor. Dette tror vi er bedre enn å stille den 
n asjonale befolkningen overfor utslippshendelser som er mer “generiske” og mindre 
konkrete (dvs. ikke spesifisere hvor og når et utslipp vil skje) eller flere spesifiserte 	
 
og log Avstand. Denne effekten forsvinner imidlertid når flere forklaringsvariabler tas inn, og er mindre 
tydelig for det nasjonale utvalget (som forventet pga. høyere innslag av ikke-bruksverdi). 
11 I noen tilfeller vil skader kunne sies også å ha betydning for folk utenfor Norges grens er. I praksis for 
vurdering av nasjonal politikk, begrenses befolkningen til egne borgere.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 39 
utslipp samtidig på flere steder i Norge (for eksempel ved å bruke de regionale 
utsli ppscasene) . En mer generisk tilnærming der en ser hele kysten under ett eller ikke 
spesifiserer nøyaktig hvor utslipp vil skje og hvilke konkrete skader det kan gi, ville også 
(i større grad) kunne introdusere subjektive sannsynlighetsvurderinger og 
spekulasjoner hos respondentene, noe vi ville prøve å unngå. 
Vi valgte derfor ut de tre testregionene (Østlandet, Vestlandet og Nord -Norge) som for 
enkelthetsskyld ble basert på en vanlig administrativ inndeling av landsdeler i Norge. Vi 
mener at regiontilnærmingen har fungert bra i piloten og at dette er en strategi som gir 
konservative anslag for total betalingsvillighet. Det er likevel spørsmål som bør 
håndteres ved valg av denne undersøkelses strategien. Ett av disse er hvordan man bør 
dele inn i regioner. 
Mulig tilføy else og justering av regionutvalg 
I piloten ble som nevnt administrative inndelinger av regioner eller landsdeler for Norge 
benyttet.	
12 Disse er i tillegg til (antall fylker i parentes) Østlandet (8), Vestlandet (4) og 
Nord -Norge (3) ; Trøndelag (2) og Sørlandet (Agder , 2). Hvis en skulle følge samme 
inndeling for en hovedundersøkelse, ville en bare legge til Sørlandet og Trøndelag og 
lage tilsvarende utslippsscenarier i disse områdene for å dekke hele norskekysten. 
Fordelen med en slik inndeling er at det kan være relativt enklere å vurdere om utvalg 
som trekkes er representative for befolkningen i de fylkene utvalgene er trukket fra. En 
ikke -administrativ inndeling gjør dette vanskeligere siden statistikk (for eksempel for 
kjønn, utdannelse, alder osv.) ofte kun finnes på fylkes - og kommunenivå. 
Under forarbeidet til pilotundersøkelsen ble d et vurdert et alternativ der regionene 
kunne justeres ved å allokere kommuner som ligger nærmere kystområder til en annen 
region (se Tabell 3.1). Begr unnelsen for dette er at selv om det ikke er en streng t 
avtagende betalingsvillighet med økende avstand fra kysten (“distance decay in 
willingness -to -pay ”), er det likevel slik at folk flest har et nærere forhold til kysten som 
ligger nærmest dem. I Tabell 3.1 er det derfor foreslått å flytte kommuner mellom 
regionene Østlandet og Vestlandet basert på administrativ avstand til kysten. 
Tilsvarende kunne man dratt administrative grenser også mellom Trøndelag s- og 
Sørlandsregionene. 	
 
 
12 http://no.wikipedia.org/wiki/Landsdel

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	40	 	
Tabell 3.1 Mulig justering av regionutvalg, som eksempel for Øst- og 
Vestlandsregionene 
Utvalgsområde	 	Østlandet	 	Nord	-Norge	 	Nasjonalt 	 	Vest	landet	 	
Utvalgsområde fylker 	 	Østfold, Akershus, 	
Oslo,	 	
Vestfold , Oppland, 
Buskerud, 	
Telemark, 
Hedmark	 	
Nordland, Troms, 	
Finnmark	 	
Nasjonalt	 	Hordaland, Sogn 
og Fjordane, Møre 	
og Romsdal 	
Juster med 	kommuner fra Oppland 	 Trekk fra	: Skjåk, 	
Lesja, Lom, Vågå, 
Dovre, Sel, Nord 
Fron, Vang, Øystre 
Slidre, Vestre 
Slidre, Ringebu 	 	
- 	 	Legg til	: Skjåk, 	
Lesja, Lom, Vågå, 
Dovre, Sel, Nord 
Fron, Vang, Øystre 
Slidre, Vestre 
Slidre, Ringebu 	 	
Juster med 	kommuner fra 	
Buskerud	 	
Trekk fra	: Skjåk, 	
Lesja, Lom, Vågå, 
Dovre, Sel, Nord 
Fron, Vang, Øystre 
Slidre, Vestre 
Slidre, Ringebu 	- 	
- 	 	Legg til	: Nore og 	
Uvd	al, Hol, Ål, 	
Hemsedal, Gol, Nes 	
Juster med	 kommuner fra 	
Telemark	13 	
Trekk fra	: Vinje, 	
Tinn	 	
- 	 	Legg til:	 Vinje, 	
Tinn	 	
 
Et alternativ (eventuel t supplement) til dette er å bruke reiseavstand som krierium for 
geografisk inndeling. Dette vil nok i stor grad sammenfalle med regioninndelingen som 
følger kommunale, administrative grenser , men ikke helt. Vi har ikke sett nærmere på 
hvor sterkt sammenfallet ville være. 
Til slutt vil vi nevne at Kystverkets egen administrative inndeling består av regionene 
Troms o g Finnmark, Nordland, Midt- Norge, Vest og Sørøst. Et alternativ kunne være å 
følge denne inndelingen, men mens Kystverket har mange regioner i nord, har de få fra 
Trøndelag og sørover, der mesteparten av befolkningen befinner seg. For å sikre at folk i 
und ersøkelsen kjenner igjen «sin del» av kysten, tror vi derfor inndelingen ovenfor er 
bedre egnet for en undesøkelse som dette. Eventuelt kunne man bruke Kystverkets 
inndeling som utgangspunkt, men dele opp de sørlige regionene i flere mindre. 
Anbefalt fram gangsmåte for regioninndeling 
Siden det vil være et viktig poeng i denne typen verdsettingsundersøkelser å kunne 
vurdere representativiteten (ev entuelt skjevheten) i utvalg ene sammenlignet med 
populasjonen, er det praktisk enklere håndterbart å forholde seg til administrative 
landsdeler der en ofte har lettere tilgjengelig statistikk. Vi anser det som mest aktuelt for 
en hovedundersøkelse å ta utgangspunkt i de fem administrative land sdelene, og justere 
disse for kommuner som ligger nærmere en annen regions kyst. Justering av kommuner 
mellom regioner gjør det litt mer komplisert å vurdere representativitet (siden fylker 
splittes opp), men en kan ta utgangspunkt i statistikk på k ommunenivå. I tillegg, kan 
disse justeringene sjekkes mot omtrentlig reiseavstand til nærmeste kyst. 
 
 
13 Kommunene Nissedal, Fyresdal og Tokke kan regnes til «Sør -Norge» i e vt. senere stor undersøkelse.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 41 
Utvalgsstørrelser og svarprosent 
U tvalgene bør helst være noe større i en hovedundersøkelse enn i piloten, for å sørge for 
at den statistiske presisjonen i anslagene for gjennomsnittlig betalingsvillighet øker. 
Nødvendig s tørrelse på utvalgene er avhengig av hvor stor populasjonen er og hvor stor 
statistisk presisjon som er ønskelig. 
Siden hovedpoenget med piloten var å teste om et mulig opplegg til under søkelse kan 
fungere godt, og ikke gi representative betalingsvillighetsanslag, så var ikke den relativt 
lave svarprosenten i piloten et stort problem. Men i en hovedundersøkelse blir det 
viktigere å sørge for en høyere svarprosent og sikre at alle aldersgr upper er godt 
representert. Før en hovedundersøkelse gjennomføres, bør det diskuteres med aktuelle 
meningsmålingsbyråer hvilke strategier de vil anbefale for å øke svarprosenten og sikre 
representativitet. En strategi som kan være mulig, er å sende ut deler av undersøkelsen 
postalt til den eldre del av befolkningen. En utfordring her er at deler av det visuelle 
materialet i undersøkelsen kanskje ikke er så lett å tilpasse et postalt skjema. Andre 
måter å øke svarprosenten på , er å vurdere på nytt hvilket In ternettpanel som er best 
egnet, hvilke purrerutiner det bør legges opp til og hvilke incentiver respondentene får 
for å svare. Oppfølging/purring per telefon kan også være et alternativ . Dette koster noe 
mer enn epost- purring, men kan bidra til bedre svarp rosent. 
 
3.3 Ivaretagelse av det nasjonale aspektet ved regional verdsetting 	
 Skade r i nasjonalt viktige og ikoniske områder 
3.3.1	
Som vi har sett, er det ingen klare regler fra litteraturen for hvordan en kan inndele 
landet i regioner m ed hensyn til den befolkningen som berøres av et oljeutslipps 
påvirkning på marine og kystnære økosystemtjenester . For eksempel vil en 
nasjonalpark pr. definisjon ha alle Norges husstander som “ berørt befolkning”, mens et 
lokalt strandområde med mange nære substitutter kun ha r kommunens husstander som 
“berørt befolkning”. Men det er også mulig med miljøskader på områder som en kan 
regne befinner seg et sted midt i mellom, dvs. av regional betydning. Som en praktisk 
tilnærming og håndterbar forenkling , vurdert e vi i piloten et utvalg utslippscase i dette 
mellomsjiktet, med utgangspunkt i administrativ inndeling av landsdeler. Hvis 
gjennomsnittlig betalingsvillighet per husstand for å unngå ulike miljøskader er relativt 
lik innenfor alle regioner, betyr det at total betalingsvillighet blir mindre i regioner med 
lavere befolkning. Det er i tråd med effektivitetsvurderinger i samfunnsøkonomiske 
analyser ; en bør gjøre flere tiltak i områder der flere mennesker har nytte av tiltak. 
Derso m en fraviker dette prinsippet er det noe en g jør av fordelingshensyn, og ikke ut 
fra samfunnsøkonomisk e effektivitetshensyn . 
Denne regiontilnærmingen innebærer imidlertid at en for utslipp som skjer i nasjonalt 
viktige områder eller “ikoniske” områder (som Lofoten) uten perfekte substitutter , der 
det ofte bor få mennesker, kan undervurdere total betalingsvillighet ved kun å inkludere 
dem som bor innenfor regionen. Det er få retningslinjer i litteraturen om hvordan man 
skal ta hensyn til dette i praktiske verdsettingsundersøkelser (se for eksemp el Rolfe og 
Windle (2012) og Johnston og Duke (2009) som undersøker dette spørsmålet uten å 
komme til entydige svar).

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	42	 	
Mulige strategier 
En mye brukt strategi i CV -studier er å inkludere et utvalg av husstander utenfor 
regionen der olje utslippet skjer , for å undersøke om det finnes et “tillegg” til samlet 
betalingsvillighet utenfor den direkte berørte regionen, fordi husstander utenfor 
regionen også kan ha betalingsvillighet. Ul empen ved å utvide den “berørte 
befolkningen” som utvalget for CV -undersøkelsen trekkes fra, er at disse mer “perifere” 
respondenters betalingsvillighet lettere kan bli påvirket av i hvilken rekkefølge 
oljesølene verdsettes og ha vanskeligheter med å passere scope- testen (scope-testen 
innebærer å teste for om folk faktisk har signifikant høyere betalingsvillighet for å unngå 
oljesøl med store miljøskader enn oljesøl med små miljøskader ). Hvilken enhet en skal 
måle scope i, hvordan en kan forvente at budsjettrestriksjonen (dvs. begrensningen i 
husstandens inntekt) slår inn, hvorvidt "adv ance disclosure" (dvs. en forteller på 
forhånd hvilke miljø skadescenarier respondentene vil bli spurt om sin betalingsvillig het 
for) kan brukes for å sikre scope -effekt en, er fortsatt temaer hvor mer forskning er 
påkrevet ; se for eksempel Kling m.fl. ( 2012). Vi begynte å undersøke disse 
problemstillingene som del av pilotundersøkelsen ved å inkludere Lofoten som et 
nasjonalt viktig område . H ovedundersøkelsen bør bygge videre på dette arbeidet og 
inneholde metodiske tester som kan brukes til å anslå validiteten og påliteligheten av 
resultatene fra CV -studien når det gjelder spørsmålet om betydning en av utslipp i 
spesielle områder . 
Som del av arbeidet med en hovedundersøkelse, bør man vurdere nøyer e hvilke 
kriterier som bør ligge til grunn for en eventuell klassifisering av nasjonalt viktige/unike 
områder. Denne vurderingen kunne baseres på eksisterende klassifiseringer (for 
eksempel områder med stort innslag av reservater, marine verneområder, eller andre 
kriterier). For eksempel, har et arbeid i regi av Miljødirektoratet kartlagt sårbare og 
verdifulle områder (i biologisk forstand) langs norskekysten. Dette materialet er 
grunnlaget for karttjenesten havmiljo.no. Imidlertid, er denne kartleggingen s vært 
detaljert geografisk og tidsmessig , og man må eventuelt finne en måte å aggregere 
resultatene til større områder for at de skal kunne brukes som kriterier for klassifisering 
for bruk i en hovedundersøkelse. 
Som vi så i piloten, hadde folk Lofoten spesielt langt fremme i bevisstheten når det 
gjelder områder der det er viktig å unngå oljeutslipp fra skip , så en kan risikere at 
enkeltområder trekkes fram på bekostning av andre, like verdige kandidater. Flere av de 
marine verneområdene som er utpekt av miljømyndighetene, er trolig ikke av en slik 
betydning for folk at de kan vurderes som nasjonalt viktig e eller “ikoniske” hver for seg . 
En del av dem ligger dessuten langt til havs med relativt liten risiko for å bli påvirket av 
olje utslipp. En slik liste ov er områder som er utpekt av eksperter som spesielt viktige, er 
derfor trolig lite egnet til å benyttes direkte som utgangspunkt for å plukke ut spesielt 
verdifulle områder i betalingsvillighets -undersøkelsen. 
Vi tror en mulig strategi består av en kombinas jon av at en liste over de viktigste 
områdene defineres i konsultasjon med eksperter , og at respondentene selv oppgir 
preferanser for hvilke av disse (og ev entuelt andre) områder som er viktige. Konkret, 
kunne en inkludere flere spørsmål om dette i spørres kjemaet etter at respondentene 
først er blitt spurt om å ta stilling til regionale utslippscase. En kunne for eksempel be 
respondentene først rangere områdene på en slik liste og så spørre om hvor mye (hvis 
noe) de ville betale for å unngå miljøskader av s amme størrelsesorden i ett (eller flere)

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 43 
av disse områdene (innenfor egen eller utenfor regionen) . Som et konservativt 
utgangspunkt, kunne man spørre om dette gitt at denne betalingen ville komme i tillegg 
til en tiltaksplan som unngår miljøskader for det regionale standardcaset innenfor egen 
region. Gjennom en slik strategi, kan en både beregne gjennomsnittlig ekstra 
betalingsvillighet (“tillegg”) og hvor stor del av befolkningen som er “i markedet” for å 
unngå skader i de spesielle kystområdene. Total betalingsvillighet for tiltak for å unngå 
liten til svært stor skade for et slikt viktig kystområde, vil da bestå av summen av den 
regionale befolkningens betalingsvillighet der utslippet er lokalisert, og 
betalingsvilligheten til den delen av de andre regionenes befolkning som bryr seg om å 
unngå disse skadene utenfor sin egen region. 
Det er trolig ikke håndterbart rent praktisk , på grunn av lengden på spørreskjemaet å 
inkludere egne utslippscase og ful lstendige skadebeskrivelser for utslipp i nasjonalt 
viktige områder sammen med de regionale “standardcasene”. Det kan fort bli for mye for 
respondentene. Vi tror det er bedre med et forenklet opplegg som skissert ovenfor , men 
diskuterer sammenhengen mellom nasjonal og regional kontekst nærmere nedenfor. 
Selv om det er teoretisk korrekt å regne inn en større berørt befolkning og en mulig 
annen gjennomsnittlig betalingsvillighet per husstand for miljøskader i nasjonalt viktige 
og/eller ikoniske områder, er d et praktisk utfordrende. Verdsettingsl itteraturen gir som 
nevnt få svar på hvordan denne typen problemer best bør håndteres, utover å legge vekt 
på at beslutningskonteksten er viktigst for å avgjøre hvordan undersøkelsen utformes 
og hvilke n befolkning det er relevant å inkludere. Siden dette spørsmålet er komplisert 
og kan ha relativt stor betydning for den totale betalingsvilligheten for å unngå 
miljøskader av skipsutslipp, anbefaler vi at videre metodisk testing som bygger på 
pilottesten inngår som del av hovedundersøkelsen. Dette vil kunne gi grunnlag for å 
beregne både ev entuell ekstra betalingsvillighet og relevant befolkning for aggregering 
av total betalingsvillighet. 	
 Nasjonal og/eller regional beslutningskontekst og hypotetisk skjevhet 
3.3.2	
En annen utfor dring ved å velg e den regionale beslutningskonteksten i kombinasjon 
med en nasjonal plan for å unngå skader i nasjonalt viktige områder, er at 
betalingsvilligheten kan påvirkes av hvordan en legger opp dette scenariet. 
Siden folk har et gitt budsjett og avtagende nytte av reduserte naturskader, er det grunn 
til å tro at betalingsvilligheten for en ren regional tiltaksplan og en mer overordnet 
(nasjonal) plan for å unngå skader i nasjonalt viktige områder vurdert sammen, ikke er 
like stor som summen av hver av dem vurdert hver for seg i ulike 
spørreskje undersøkels er. Dette er uproblematisk ut fra økonomisk teori, men gir likevel 
utfordringer når en er interessert i å beregne begge størrelser enten i samme 
spørreskjema eller i to separate utvalg . 
I pilotundersøkelsen fant vi at folk er fullt ut i stand til å vurdere fire 
betalingsvillighetsspørsmål for fire skadenivåer (noe vi på forhånd ikke var sikre på). 
Det bør imidlertid testes, som en del av hovedundersøkelsen, hvordan en så kan 
kombinere d isse verdianslagene med verdsetting av tiltak for å unngå miljø skader i 
nasjonalt viktige områder , for eksempel som foreslått ovenfor. 
Hvis en kombinerer begge typer tiltaksplaner i samme spørreskjema, vil dette, i tillegg 
til å gi informasjon om betalingsvillighet for de nasjonalt viktige områdene, kunne s ikre

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	44	 	
at man ikke overestimerer samlet betalingsvillighet. Dette kan være en risiko hvis man 
legger sammen betalingsvillighetsanslag fra ulike utvalg som kun har vurdert é n 
b estemt tiltaksplan isolert. Dette må sees i sammenheng med regelen om at konteksten 
for verdsetting er viktig. 
I tillegg er det viktig at et slikt opplegg kan virke “ disiplinerende” på respondentene slik 
at såkalt hypotetisk skjevhet, risikoen for at folk oppgir større beløp enn de faktisk ville 
betale i en reell situasjon, reduseres. At folk tenderer til ikke å gjøre det de sier, innenfor 
betinget verdsetting i likhet med i en lang rekke andre sammenhenger der en benytter 
data fra spørreundersøkelser (for eksempel valgmålinger), betyr ikke automatisk at 
betalingsvilligheten de oppgir er høyere enn det de faktisk ville betalt. Som Carson 
(2012) påpeker, kan det også være incentiver til å oppgi lavere enn sin sanne 
betalingsvillighet for kollektive goder. Det sentrale er hvilke incentiver respondentene 
har for å svare , og om de føler at svarene har betydning for noe de bryr seg om 
(“consequentiality” /konsekvensialitet). I flere studier referert i for eksempel Carson 
(2012), Kling m.fl. (2012) og Haab m.fl. (2013) forsvinner hypotetisk skjevhet i studier 
som sammenligner faktisk og hypotetisk betaling, når incentiv -kompabilitet (dvs. har 
incentiv til å oppgi sin sanne betalingsvillighet) og konsekvensialitet er tilfredsstilt. 
Hvis en undersøkelse feiler på dis se punktene, finnes det likevel virkemidler som kan 
redusere mulig skjevhet (Loomis 2011). De to mest brukte er å gi respondentene 
ytterligere instruksjoner (“cheap talk”) om å tenke seg at det er en faktisk transaksjon og 
å la respondentene anslå hvor sik re de er på at de ville betale ulike beløp (og så justere 
for dette i beregning av betalingsvillighet). Det legges også vekt på å få folk til å ta 
budsjettbetingelsen alvorlig, og respondentene kan trenge hjelp og påminnelser for å ta 
hensyn til den del av budsjettet de kan tenke seg å bruke til å betale for miljøgoder – og 
for akkurat det miljøgodet de spørres om i den aktuelle verdsettingsundersøkelsen. 
Dette taler for å verdsette godene i «riktig» kontekst, og i tillegg gi påminnelser om 
budsjettrestriks jonen for å få ko nservative verdsettingsestimater. 
Vi testet ikke dette spesielt i piloten, men tror det kan være fornuftig å legge ekstra vekt 
på de nne utfordringen i hovedundersøkelsen, slik at resultatene kan regnes som 
konservative anslag for folks fa ktiske betalingsvillighet. 
Det kan i praksis være flere muligheter for gjennomføring , der en både tar hensyn til en 
nasjonal plan som reduserer utslipp i nasjonalt viktige områder og regionale tiltak: 
Alternativ 1) Det opplegget som ble brukt i piloten: 
i) Regionens befolkning oppgir betalingsvillighet (BV) for utslipp i sin region for 
henholdsvis lite, middels, stort og svært stort miljøskadeomfang. Dette er 
hovedtilnærmingen vi mener har fungert bra, men som bør suppleres. 
Alternativ 2) BV for nasjonalt utslipp før BV for regionalt utslipp	
14 
i) Regionens befolkning oppgir BV for å unngå utslipp i nasjonalt viktige områder 
ii) Regionens befolkning oppgir så BV for utslipp i sin region for henholdsvis lite, 
middels, stort og svært stort miljøskadeomfang . 	
 
14 En kunne også tenke seg å starte med det svært store utslippet og så gå ned til det minste utslippet. Det 
ser ut til å være vanligst i litteraturen å starte med den minste skaden /godet først i slike sammenhenger.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 45 
Alternativ 3) BV for regionalt utslipp før BV for nasjonalt utslipp 
i) Regionens befolkning oppgir BV for utslipp i hver region for henholdsvis lite, middels, 
stort og svært stort miljøskadeomfang 
ii) R egionens befolkning oppgir så BV for å unngå utslipp i nasjonalt viktige områder . 
 
D et er ikke gitt hva som er den riktige tilnærmingen blant alternativene ovenfor , men 
skal man ta hensyn til utslipp i nasj onalt viktige områder, må en velge enten alternativ 2 
eller 3. 
Det er både fordeler og ulemper ved de ulike alternativene: 
• Ved å gå rett på verdsetting av det regionale utslippet, kan det være fare for 
overfokusering på utslipp i egen region. Respondentene kan «glemme» sine 
budsjettrestriksjoner, overf okusere og dermed overvurdere sin egen 
betalingsvillighet. I praksis kan det dempe kritikken av at hypotetiske 
verdsettingsestimater overdriver folks betalingsvillighet dersom man verdsetter 
skader i nasjonalt viktige områder først. 
 
• Det er noen utfordring er ved å verdsette et nasjonalt utslipp før et regionalt 
utslipp når man tenker på praktisk utforming av spørreskjemaet. Skjemaet må 
ikke bli for langt da det reduserer svarprosent og kvalitet på svarene. Dette 
begrenser antall nye betalingsvillighets spørsmål som kan komme i tillegg til de 
fire som verdsetter ulike skadeomfang for det regionale utslippet. Det er 
vanskelig å se for seg at man verdsetter fire skadeomfang i nasjonalt viktige 
områder i tillegg til fire skadeomfang for det regionale utslippet. M an må derfor 
antagelig velge å forenkle for det for det nasjonale utslippsscenariet, som vi var 
inne på i avsnitt 3.3.1 . 
 
• I henhold til teori og praksis vil resultatene for betalingsvillighet for regionale 
utslipp sannsynligvis synke dersom man verdsetter nasjonale utslipp først. Dette 
kan gjøre det vanskeligere å sammenligne direkte med resultatene fra 
pilottesten. 
 
• Man kan tenke seg å benytte ulike delutvalg med ulike varianter av alternativene 
ovenfor , det vil si ulike delutvalg får presentert de ulike alternativene som er 
gjengitt ovenfor . Dette vil legge til rette for testing av ulike tilnærminger, som er 
av interesse særlig med tanke på metodisk utvikling. Det er imidlertid også gode 
grunner til å velge det man anser å være «best practice» og gjennomf øre 
undersøkelsen i tråd med dette. Det betyr først og fremst at man får større utvalg, 
noe som gir større sikkerhet i betalingsvillighetsestimatene. Vi heller til å følge 
“best practice”, i den grad litteraturen gir klare svar. Hvis ikke, bør man supplere 
med noe testing. 
 	
 Konklusjon 
3.3.3	
Det er mange forhold som spiller inn når man skal velge riktig «kontekst» for 
verdsetting av unngåtte miljøskader ved oljeutslipp, og ikke noe opplagt fasitsvar ut fra 
teoretiske betraktninger. Etter vår oppfatning gir valg av den regionale konteksten 
mening ut fra Kystverkets typiske beslutninger. Imidlertid er det fornuftig å supplere en

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	46	 	
slik tilnærming, siden folk også kan være opptatt av å unngå skader i områder utenfor 
egen region, særlig nasjonalt viktige eller ikoniske områder. Det er ikke åpenbart fra 
litteraturen hvordan en best bør gjøre dette. Derfor mener vi at en som del av 
hovedundersøkelsen bør undersøke og teste dette spørsmålet nærmere ved å bygge på 
resultatene fra pilotundersøkelsen.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 47 
Referanser 
Bateman, I. J., R. T. Carson, B. Day, W. M. Hanemann, N. Hanley, T. Hett, M. Jones -Lee, G. 
Loomes, S. Mourato, E. Ozdemiroglu, D. W. Pearce, R. Sugden og T. Swanson (2002) : 
Economic Valuation with Stated Preference Techniques: A Manual, Edward Elgar 
Publishing, Cheltenham, 480pp. 
B oitsov, S., J. Klungsøyr og H. Dolva (2012): Erfaringer etter oljeutslipp langs kysten av 
Norge. Skipsulykker med større oljeutslipp, effekter på miljøet og erfaringer med 
gjennomførte miljøundersøkelser. Rap port fra Havforskningen nr. 23-2012. 
Havforskningsinstituttet. 
Carson, R. (2012) : Contingent valuation: A practical alternative when prices aren't 
available. Journal of Economic Perspectives 26(4), 27-42. 
Det Norske Veritas (DNV) (2006): MIRA revisjon 2005. Rapport til OLF. DNV -rapport nr. 
11466. 
Det Norske Veritas (DNV) (2011) : Miljørisiko ved akutt oljeforurensning fra 
skipstrafikken langs kysten av Fastlands -Norge for 2008 og prognoser for 2025. Det 
norske Veritas rapport 2011 -0850. Uta rbeidet for Kystverket. 
Det Norske Veritas (DNV) (20 13): Analyse av drivstofftyper og fordeling av skipstrafikk 
langs norskekysten. DNV -rapport 3012- 0251 
D et Norske Veritas (DNVV) (2014): Analyse av skipstrafikk, oljetyper, oljemengder og 
mulige miljøskad er i ytre Oslofjord. DNV-rapport 2013- 0251. 
European Maritime Safety Agency Technical Report (2010): The 0.1 % sulphur in fuel 
requirement as from 1 January 2015 in SECA s: An assessment of available impact 
studies and alternative 	
means of 	
compliance. 	http://ec.europa.eu/environment/air/transport/pdf/Report_Sulphur_Requ
irement.pdf 
Faglig forum, overvåkingsgruppen og risikogruppen (2010) : Forvaltningsplan for 
Barentshavet og Lofoten. 
Haab, T. C., M. G. Interis, D. R. Petrolia og J. C. Whitehead (2013) : From Hopeless to 
Curious? Thoughts on Hausman's "Dubious to Hopeless" Critique of Contingent 
Valuation. Applied Economic Perspectives and Policy 35(4), 593-612. 
Hanley, N., F. Schlapfer og J. P. G. Spurgeon (2003): Aggregating the benefits of 
environmental improvements: distance- decay functions for use and non-use values. 
Journal of Environmental Management 68, 297-304. 
Johnston, R. J. and J. M. Duke (2009): Will ingness to pay for land preservation across 
states and jurisdictional scale: Implications for benefit transfer, Land Economics 85(2): 
217- 237. 
Kling, C., D. J. Phaneuf og J. Zhao (2012) : From Exxon to PB: Has some number become 
better than no number? Journal of Economic Perpsectives 26(4), 3 -26. 
Kystverket (2007) : Veiledning i samfunnsøkonomiske analyser.

Velferdstap ved miljøskader fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 	48	 	
Kystverket (2011a ): Beredskapsanalyse knyttet til akutt forurensing fra skipstrafikk. 
Prosjektrapport juni 2011. 
Kystverket (2011b): Konsekvenser av skipstrafikk i Nordsjøen og Skagerrak 2011. 
Rapport fra Kystverket, september 2011. 
Loomis, J. (2011). What's to know about hypothetical bias in stated preference valuation 
studies? Journal of Economic Literature 25(2), 363- 370. 
OLF (2006): Metode for milj ørettet risikoanalyse (MIRA) – revisjon 2007. OLF -rapport 
Postmyr, E. og G. Ottersen ( red. 2011): S årbarhet for særlig verdifulle områder I forhold 
til petroleumsvirksomhet, skipstrafikk, fiskeri, land - og kystbasert aktivitet og 
langtransportert forurensning. Rapport fra faggruppen for Nordsjøen og Skagerrak. TA -
2858/2011. Havforskningsinstituttet/ Direktoratet for naturforvaltning. 
Rolfe, J. og J. Windle (2012) Distance decay functions for iconic assets: Assessing 
national values to protect the health of the great barrier reef i Australia. Environmental 
and Resource Economics 53:347-365. 
Østbøll, H., R. Kruuse -Meyer, O. Asphold, A. Bergsli, M. G. Tveter og A. Rudberg (2011): 
Helhetlig forvaltningsplan for Nordsjøen og Skagerrak – Konsekvenser av akutte utslipp 
av olje fra petroleumsvirksomheten på fisk, sjøfugl, sjøpattedyr og strand. Rapport til 
Oljedirektoratet. Rapport/DNV referansenummer 2011-0326. D et Norske Veritas.

Velferdstap fra oljeutslipp fra skip: Oppfølging av pilotstudie 
Vista Analyse AS 49

Parse pdf-doc by clicking the button below. Parsed pdf-documents will be searchable.

Metadata Found
Author
Henrik Lindhjem
CreationDate
2014-05-07T23:47:39+02:00
ModDate
2014-05-07T23:50:31+02:00
Producer
Adobe PDF Library 10.0
Pages
51