| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Indikatorer og Effektvurdering

2 Status for indikatorer for IPP

2.1 Hvad er en indikator?

“Indikatorer er variable, hvis informationsmæssige funktion er at præsentere en kompleks virkelighed i kondenseret form. I denne rapport opfattes miljøindikatorer som koblede elementer i en politisk beslutnings, kontrol, overvågningsproces, hvor indikatorer indgår som strategiske fikspunkter i en årsags/virkningskæde eller i et beslutningskredsløb. Alle miljøindikatorer kan derfor opfattes som normative, i modsætning til “miljøstatistik”, der alene repræsenterer ufortolkede data uden indbygget budskab. Indikatorer er udviklet til at opfylde særlige formål med egne kriterier og kvalitetskrav.” [Christensen og Møller, 2001]. Citatet stammer fra en rapport fra DMU, som i detaljer gennemgår indikatorbegrebet på metodeniveau. Rapporten giver en aktuel og grundig gennemgang af såvel principper og selve formålet med at arbejde med indikatorsystemer som beskrivelser af de væsentligste systemer, som benyttes i dag.

Indikatorer er yderst aktuelle i dagens hyperkomplekse samfund [Qvortrup, 1998], som er under voldsom udvikling i disse år, fordi datamængderne og kommunikationsstrømmene er så massive at aggregering, sortering og selektering bliver væsentlige kompetencer for mennesker og systemer. En indikator er netop en sammenfatning af en masse information i en enkel beskrivelse eller en enkelt værdi. Som citatet ovenfor antyder, er der tale om en fordøjet beskrivelse – ikke en statistisk størrelse; indikatoren konstrueres til et bestemt formål ud fra, hvad der er muligt og ønskeligt i den virkelighed, man ønsker at beskrive.

Hvor DMUs rapport giver en grundig indføring i de teoretiske og tekniske aspekter ved indikatorer, så har især embedsværkets arbejde på nationalt (Miljøministeriet), nordisk (Nordisk Ministerråd) og europæisk (Miljøagenturet) niveau igennem de seneste år skabt en solid erfaringsbase omkring hvad der er politisk og praktisk muligt og ønskeligt indenfor indikatorer for især bæredygtig udvikling. De centrale referencer for dette arbejde er [Regeringen, 2001 (2)], [Nordisk Ministerråd, 2002] og Miljøagenturets arbejde i det hele taget, se www.eea.eu.int.

Indikatorer bør være tæt knyttede til opstillede og præcist formulerede mål. F.eks. er Miljøagenturets arbejde med indikatorer struktureret stringent efter hvilke mål, der findes opstillet for et givent område. Centralt for arbejdet er derfor Agenturets STARdatabase (Sustainability Targets And Reference value database, se star.eea.eu.int), der indeholder mere end 6000 mål og referenceværdier for bæredygtig udvikling. Databasens indhold er desuden klassificeret i temaer, instrumenter og regioner/lande, og man kan således f.eks. søge på hvilke politiske mål, der er opsat for forsuring i Sverige. De samme klasser går så igen under indikatorer.

2.2 Klassiske miljøindikatorer kontra markeds- og påvirkningsindikatorer

Indikatorer for miljøindsatser har en tradition for at være yderst videnskabeligt funderede. Der arbejdes traditionelt med at definere så entydige årsagsvirkningssammenhænge som overhovedet muligt, bl.a. fordi målet har været at søge at gøre disse næsten juridisk uanfægtelige. Det kan diskuteres, i hvor høj grad dette er lykkes gennem tiden, men det er en væsentlig disciplin, som har sin berettigelse for de meget konkrete indsatser som f.eks. omhandler punktudledninger af kemikalier, jordforureninger, lokale udledninger til luft og deres effekter i nærmiljøet osv. Men allerede, når vi bevæger os til de lidt mere diffuse, og dog stadig velkendte udledninger til det kystnære havmiljø af næringsstoffer, støder vi på problemer med at bevise en entydig årsagsvirkningssammenhæng: Er det landbruget, industrien eller baggrundsbelastning fra atmosfæren?

Det er derfor indlysende, at når vi bevæger os væk fra konkrete indsatser som f.eks. anvendelsesbegrænsning af specifikke kemiske stoffer til bestemte formål og over til markedsbaserede indsatser som f.eks. information med henblik på spredning af kendskabet til en ny, renere teknologi i en branche, må årsagsvirkningssammenhængen blive langt mere usikker.Der er dog ikke noget nyt i at arbejde konkret med teoretiske modeller som grundlag for at foretage politiske prioriteringer af, hvilken type indsats man vil ty til at opprioritere, og hvilke der skal skæres i. Både på det økonomiske område, hvor man i årevis har lænet sig op ad modeller som f.eks. ADAM, og inden for f.eks. trafikplanlægning er der tradition for, at politiske beslutninger tages altovervejende på baggrund af modeller med indbyggede sandsynligheder og teoretiske antagelser om årsagsvirkningssammenhænge. Men også de teknisknaturvidenskabelige årsagsvirkningssammenhænge som f.eks. drivhuseffekten og årsager til denne bygger jo i høj grad på modeller.

Det bør derfor være acceptabelt at basere målingen af en IPPindsats’ fremdrift på en række indikatorer og årsagsvirkningssammenhænge, som må betragtes som en model af virkeligheden med antagelser og sandsynligheder. Det er den eneste mulighed for en indsats, der spiller på et marked med frie markedskræfter og et kompliceret samspil af årsager og virkninger med rod i discipliner som virksomhedsadfærd, forbrugeradfærd, politik, medieadfærd og flowet i den offentlige mening; og hvor de sidstnævnte har så stor betydning som de har i dag [Qvortrup 1998].

Endelig indgår det enkelte projekts evne til at formidle resultater videre til målgruppen – markedsaktørerne – som en brik, der har betydning for den effekt, der opnås af en projektbaseret indsats; dvs. projekternes evne til at påvirke eller trænge igennem til markedsaktørerne.

Indikatorernes rolle er at påvise eller sandsynliggøre en sammenhæng mellem en valgt indsats og den effekt, denne indsats har på miljøtilstanden. Fra indsatsen – eller rettere fra de første tanker omkring at initiere en indsats – til miljøeffekten ligger en række af mekanismer, der spiller sammen og komplicerer sagen.

Et samlet sæt af indikatorer, der skal belyse (den forventede) effekt af det kompleks af projekter, som søsættes under et Program for Renere Produkter, vil nødvendigvis skulle indeholde indikatorer af alle 3 typer, dvs. miljøindikatorer, markedsindikatorer og påvirknings (eller gennemtrængnings)indikatorer.

2.3 Indikatormodeller

En række internationale organisationer har udviklet modeller for, hvordan indikatorsystemer bør indrettes, herunder definitioner og specifikationer af, hvilke krav man kan stille til indikatorer på forskellige niveauer.

De mest komplette modeller findes beskrevet i regi af OECD og Det Europæiske Miljøagentur, og dette studie tager udgangspunkt i disse beskrivelser.

2.4 OECDs PSR 1993

I 1993 offentliggjorde OECD PSRmodellen for indikatorer, som i en årrække havde status som næsten enerådende model for indikatorer for miljøforhold. PSR står for “Påvirkning” (pressure) – “Status” – “Respons”, og modellen er en udbygning af de første principper for generelle indikatorsystemer, som blev udviklet i Canada i 1970erne, der byggede på stressresponssammenhænge.

En indikator skal kunne indikere en tilstand (status) i et givent system og den ændring (respons) i dette, som følger af en påvirkning af systemet udefra. PSRmodellen er således logisk og dækkende for mange systemer, hvilket forklarer dens popularitet. Men PSRmodellen var ikke dækkende for en række statistikere og afspejlede ikke tilfredsstillende menneskets interaktion med økosystemer. Derfor blev DPSIRmodellen (se nedenfor) introduceret i begyndelsen af 1990erne, og denne blev i de næste år integreret i store miljømodeller som RAINS og IMAGE.

2.5 Miljøagenturets DPSIR 1995

Allerede i 1995 kom Miljøagenturet med en strategi for miljøvurdering, som definerede DPSIRmodellen [EEA, 1995]. Siden har modellen været rygrad i Miljøagenturets arbejde og er den altdominerende inden for indikatorer for miljøområdet. For en nærmere gennemgang, se [Gabrielsen og Bosch, 2002] eller [Christensen og Møller, 2001]. I det følgende beskrives de grundlæggende principper oversigtligt ud fra gennemgangen i [Gabrielsen og Bosch 2002].

DPSIR-modellen kan ses som en ramme, der kan benyttes som støtte til den politiske proces, idet de fem elementer i modellen giver information om:

Klik på billedet for at se html-version af "DPSIR-modellen".

• Rammer og drivkræfter er forbrugs- og produktionsmønstre, og indikatorer for drivende kræfter benyttes til at beskrive de ændringer i samfundet, der er relateret hertil. Det er f.eks. demografiske, sociale og økonomiske ændringer, men også f.eks. ændringer i forbrugsvaner som følge af disse ændringer. De primære kræfter er befolkningstilvæksten og individers aktiviteter.
  
• Belastninger er ressourceforbrug, arealanvendelse og f.eks. udledninger af miljøproblematiske stoffer fra produktionen. En typisk indikator kunne være partikeludledningen fra dieselkøretøjer.
  
• Indikatorer for status eller tilstand beskriver et fysisk, biologisk eller kemisk fænomen i en målbar størrelse. Et eksempel kan være kobberkoncentrationen i sedimentet i en sø.
  
• Påvirkninger er de ændringer i miljøets tilstand, der kan aflæses, og som påvirker menneskets oplevelse af miljøet. Et eksempel er tab i biodiversitet i søen, der var belastet med kobber.
  
• Reaktioner skal forstås som menneskers reaktioner på påvirkningerne af miljøet i bredeste forstand. Det er f.eks. politikeres forslag til nye tiltag, der skal begrænse påvirkningerne. Det kan også være specifikke samfundsgruppers reaktioner; f.eks. at flere og flere flytter fra området omkring en sø, der er blevet mere forurenet de seneste år, og derfor har en forringet rekreativ værdi.
  

Indikatorer kan defineres som én af de fem ovenstående typer, men ofte benyttes tillige indikatorer, som må placeres imellem de fem kategorier. Indikatorer som “emissionskoefficienter” og “energieffektivitet”, beskriver f.eks. sammenhængen mellem drivende kræfter og resulterende miljøpåvirkninger. Et andet eksempel er sammenhængen mellem påvirkningen: “nedsivningsraten af MTBE til grundvandet” og tilstanden: “MTBE-koncentration i drikkevand”, som bruges til at beskrive den forsinkelse de geologiske og fysisk-kemiske rammer skaber mellem påvirkningen og tilstanden.

Endelig opdeles modellen på tværs i fem såkaldte designtyper af indikatorer (jf. A-E nedenfor). Disse bruges forskellige steder i DPSIR-cirklen og giver en bedre opdeling i forhold til, hvordan modellen bruges i den politiske cyklus. De fem designtyper kan opstilles med de fem stadier i en matrice, der viser, hvor de overvejende bruges:

Klik på billedet for at se html-version af "iDe fem designtyper".

I forhold til en IPP-indsats har vi behov for at udvikle en række politikeffektivitetsindikatorer (D), som kan vise os, hvor meget det batter, når vi f.eks. igangsætter udviklingen af 50 miljøindkøbsvejledninger til offentlige indkøbere. Denne type af indikatorer er desværre yderst datakrævende og kræver megen ekspertviden.

For at de kan fremstå med acceptable årsagssammenhænge og som værende pålidelige, er der behov for modeller, der beskriver sammenhænge og afgrænsninger, og som underbygger nødvendige antagelser.

2.6 DPSIR-modellens brug i en politisk indsats – specielt en IPP-indsats

De forskellige indikatortyper spiller forskellige roller i en politisk indsats’ livsforløb. Typisk igangsættes en indsats for miljøet på baggrund af en række tilstandsindikatorers signaler. Det kan være, at der er påvist høje koncentrationer af et tungmetal i en sø, evt. at niveauet er steget over en periode. Dette udløser en politisk beslutning om en undersøgelse af mulige kilder, undersøge lignende søer i regionen og koncentrationen af andre metaller. Disse undersøgelser har til formål at uddybe den aktuelle viden om tilstanden. Derudover vil man ofte undersøge, hvad påvirkningerne som følge af tilstanden er; det kunne være en vurdering af biodiversiteten i søen. Afhængig af udfaldet af undersøgelserne igangsættes en reaktion, som f.eks. kan være skærpede udledningskrav til en virksomhed eller oprensning af sedimentet. Endelig ønsker man at evaluere indsatsen for derved at afgøre, om problemet er løst eller, der skal mere til. Dette vil man gøre ved igen at måle på tilstanden, men også på om justeringen i de drivende kræfter (ønsket om profit hos den udledende virksomhed) har været en succes. På denne måde kommer den politiske proces hele vejen rundt i DPSIR-modellen.

Hvor det foregående eksempel er rimeligt simpelt, er en IPP-indsats en forholdsvis kompliceret størrelse set i DPSIR-perspektiv. Principperne er dog de samme. Indsatsen er initieret, fordi en række indikatorer for tilstande og påvirkninger har vist, at miljøet er truet. Her er ikke tale om enkelte målinger, som giver anledning til en reaktion. IPP-indsatsen er karakteriseret ved, at det er de diffuse emissioner – den generelle forureningstilstand – der ud fra en politisk stillingtagen anses at være for stor, og at de tidligere typer af indsatser (reaktioner) ikke har været tilstrækkelige til at give den ønskede ændring (forholdet mellem R og D i modellen).

Som følge af liberalisering af markedet, som især er øget siden starten af 1990erne, er lovgivningen og miljøprioriterede indsatser tilpasset udviklingen, så forsøget på at regulere i miljørigtig retning nu sker på markedets betingelser. Dette kaldes Integrated Product Policy (IPP), som spiller på en lang række delindsatser (reaktioner) og disses formodede forandringspotentialer over for de drivende kræfter. For at udvikle politik-effektivitets-indikatorer for en IPP-indsats er det derfor nødvendigt at udbygge den antagne teori med en række antagelser for årsagssammenhænge, der kan slutte cirklen.

Grundstammen i indsatsen består af livscyklustankegangen og markedsbetingelserne. Livscyklustankegangen dækker kæden fra resulterende miljøpåvirkninger via tilstand til påvirkninger, men dækker samtidig hele produktets livsforløb – og knytter derved alle industrielle processer sammen i et stort net af produkter, halvfabrikata, råvarer og energi, som hænger sammen i form af data om miljørelaterede parametre. Markedsbetingelserne er det sæt af spilleregler, der hiver og skubber i dette net og derved bestemmer, hvilke produkter der dominerer i hvilke nicher i dag og hvilke i morgen.

Formålet med indikatoren er netop at udtrykke en kompleks udvikling eller sammenhæng via en simpel beskrivelse. I modsætning til statistik, som er ren beskrivelse, ligger der bag en indikator altid en model af, hvordan en delmængde af verden kan aggregeres og beskrives på en simpel måde. En sådan model er specifik og indebærer en række antagelser og afgrænsninger, som er nødvendige for at gøre aggregeringen mulig for den specifikke problemstilling.

Der er i Danmark forsøg på at udvikle livscyklusbaserede indikatorer, f.eks. for ressourceeffektivitet [Dall et al., 2002] – altså indikatorer, som er direkte relaterede til produkter i hele deres livscyklus. Sådanne indikatorer vil understøtte grundstammen i IPP-indsatsen. Der er desuden adskillige eksempler på, at der er udviklet effektivitetsindikatorer (f.eks. er brugen af emissionsfaktorer for processer almindeligt udbredt inden for renere teknologi).

Der er derimod intet systematisk at finde om indikatorer, der beskriver IPP-indsatsers gennemslagskraft på markedet som politik-effektivitets-indikatorer. Der er således et behov for at støtte forskning og udvikling inden for dette område i nærmeste fremtid med henblik på at slutte kæden i DPSIR-modellen for IPP-indsatsen.

Et generelt problem i IPP-indsatsen er desuden at der mangler præcise mål for indsatsen. I de hidtidige handlingsplaner for indsatsen har de opstillede mål været forholdsvis upræcise og sjældent kvantitative. En indikator, der skal fortælle noget om et upræcist mål vil selv blive upræcis og derved mindre anvendelig som beskrivelse af indsatsens udvikling.

2.7 Indikatorsystemer

Christensen og Møller [2001] beskriver en række indikatorsystemer for bl.a. bæredygtig udvikling. Her sammenlignes bl.a. med indikatorsystemerne: Ægte Opsparing, Daly/Cobb Indekset, Distance to Target indeks, Økologisk Råderum og Økologiske Fodspor. PSR- og DPSIR-systemerne beskrives ligeledes i detaljer.

Konklusionen på deres gennemgang er, at ingen af de beskrevne systemer giver et fuldt dækkende system for de ønskede områder.

2.8 Brug af indikatorer til effektvurdering af IPP i EU m.m.

Som et led i projektet er indgået en screening af erfaringer, der måtte være fra andre lande i brugen af indikatorer i forbindelse med effektvurdering af indsatsen for renere produkter. Fokus har været på at indhente viden fra EU-landene samt USA og Canada.

Der er sendt forespørgsler pr. mail til Miljøstyrelsen/Miljøministeriet i Sverige, Finland, England, Holland, Tyskland, Frankrig, Italien, Østrig, Spanien samt USA og Canada. Der er endvidere sendt en forespørgsel til EUs Miljøagentur. Endelig er der gennem Miljøstyrelsens repræsentant sendt en forespørgsel til de medlemmer af EUs “Network for IPP”, der har egentlige IPP-aktiviteter i gang, dvs. Sverige, Norge, England, Holland, Belgien og Schweiz samt til et universitet i Tyskland.

I henvendelserne er der givet en kort redegørelse for formålet, og der er en venlig opfordring til at videresende mailen til relevante personer.Der er ikke kommet input med reelle erfaringer fra andre lande. Vi har fået reaktioner fra følgende:

• EUs Miljøagentur
• England
• Schweiz
• Tyskland
• Østrig
• USA
  

EUs Miljøagentur arbejder på nuværende tidspunkt ikke med specifikke indikatorer relateret til renere produkter. De anfører, at udvikling af indikatorer specifikt for IPP er muligt, men meget videnskrævende.

I England har de gennem de senere år lagt mange kræfter i arbejdet med indikatorer for bæredygtig udvikling, der underbygger deres indsats for “bedre livskvalitet” (“A better qualite of life”). Indikatorer tager udgangspunkt i de tre grene af bæredygtig udvikling: Økonomisk vækst, social fremgang og miljøbeskyttelse. Det er baseret på 15 hovedindikatorer med i alt 147 underliggende indikatorer, heraf dækker de 7 hovedindikatorer miljøbeskyttelse.

Fra England har de ikke fremsendt materiale om indikatorer for indsatsen for renere produkter, men har sendt os deres seneste årsrapport for indsatsen i Miljøstyrelsen i England (Annual Environmental Report 2001/02, Environment Agency). Her er fokus især på udvikling af “a greener business world” gennem bl.a. udvikling og opnåelse af certificering af den engelske miljøstyrelse efter ISO 14001:1996 og ISO 9001:2000 i løbet af 2002. Derudover indgår desuden miljøvurdering af alle indkøbskontrakter over 10.000 pund samt møde med de 20 vigtigste leverandører, som leverer service og varer til styrelsen for at lære dem om grøn markedsføring og for at fastlægge planer for forbedringer af de respektive leverandørers miljømæssige indsats.

Fra Schweiz forlyder det direkte, at de ikke på nuværende tidspunkt arbejder med indikatorer for IPP. Fra både Tyskland og Østrig er der kommet respons med angivelse af, at henvendelsen er videresendt til de personer, som aktuelt arbejder med IPP. Der er dog ikke efterfølgende kommet respons fra de pågældende.

Henvendelse til EPA (Miljøstyrelsen) i USA har foranlediget en videresendelse til følgende afdelinger:

• Kontoret for planlægning, politisk analyse og kommunikation (Office og Planning, Policy Analysis and Communications)
• Til kontoret for miljøindikatorer (Environmental Indicators Initiative)
• Til kontoret for forskning og udvikling (Office of Research and Development)
  

Men ingen af disse kontorer har svaret med konkrete oplysninger om indsatsen i USA.

Der er taget kontakt til en række danske organisationer og enkelte kommunale og amtskommunale forvaltninger med forespørgsel om deres kendskab til effektvurdering af indsatsen for renere produkter såvel nationalt som internationalt. Der er ikke kommet konkrete erfaringer frem, men det har med visse parter ført til en dialog om mulige indikatorer i relation til den danske indsats.

Følgende organisationer er kontaktet:

• Danmarks Naturfredningsforening
• Det Økologiske Råd
• Greenpeace – i Norden
• NOAH
• Albertslund Kommune (miljøforvaltningen)
• Frederiksborg Amt (Agenda 21-projektleder)
• Københavns Kommune (sekretariat for Agenda 21)
• Storstrøms Amt (Agenda 21-koordinator og international koordinator)
  

2.9 Indikatorsæt

Der kan med rette spørges, om IPP-indikatorer ikke bare er en delmængde af det enorme antal klassiske miljøindikatorer, som findes i forskellige indikatorsæt, der i dag bruges til at beskrive især bæredygtig udvikling, men også enkeltstående tilstandsindikatorer.Svaret er både ja og nej. Ja, fordi nogle få af de klassiske miljøindikatorer kan forbindes til og knytter an til produkter – f.eks. den danske indikator for antal miljømærkede produkter på markedet. Nej, fordi mange bæredygtighedsindikatorer ikke kan knyttes til produkter – og da slet ikke med en konkret indsats for at ændre miljøbelastningen for produkter.

Hvis en klassisk miljøindikator som CO₂-emissionen falder på nationalt plan, kan dette skyldes mange forskellige faktorer, som virker med meget forskellig styrke. At forsøge at opstille en direkte sammenhæng mellem en produktindsats og en sådan overordnet miljøindikatorer vil være useriøst.

I det følgende gennemgås en række nationale og internationale indikatorsæt med henblik på at indkredse indikatorer, som forholder sig direkte til produkter eller til centrale aktører i IPP-indsatsen, og som derved kan indgå i det samlede sæt af indikatorer, der kan anvendes i tilknytning til en indsats for renere produkter.

2.9.1 Nordisk indikatorsæt for bæredygtig udvikling, 2002

Som opfølgning på strategien for bæredygtig udvikling i Norden [Nordisk Ministerråd, 2000] har Nordisk Ministerråd udgivet et forslag til indikatorsæt for strategien [Nordisk Ministerråd, 2002]. Sættet er opdelt i en generel del, der opstiller nøgleindikatorer i forhold til den nordiske strategis overordnede mål og en række mere specifikke indikatorer for hvert indsatsområde.

Af nøgleindikatorerne er følgende direkte relaterede til en IPP-strategi:

Klik på billedet for at se html-version af "IPP-strategi".

Under sektorerne er følgende direkte relaterede til en IPP-strategi:

Klik på billedet for at se html-version af "IPP-strategi".

Generelt er mange af de nordiske indikatorer defineret i forhold til aktivitet, i modsætning til opgørelser på f.eks. nationalt niveau, hvilket er en fordel i forhold til livscyklustankegangen, som ligger bag IPP-strategierne. I sidste ende er målet, at alle målinger kan relateres direkte til mængde omsat produkt.

2.9.2 Regeringens indikatorsæt for bæredygtig udvikling, 2001

Som tillæg til regeringens strategi for bæredygtig udvikling [Regeringen, 2001 (1)] publiceredes et indikatorsæt [Regeringen, 2001 (2)]. Indikatorsættet er opbygget på samme måde som det nordiske; med et nøgleindikatorsæt og en række tematiske indikatorer. Dog er der yderligere en sektion med tværgående indikatorer indføjet i forhold til den nordiske. Nøgleindikatorerne er der 14 af:

De tværfaglige indikatorer er inddelt i følgende emner:

• Klimaændringer
• Biologisk mangfoldighed
• Miljø og sundhed
  • Kemikalier
  • Miljøkvalitet og andre miljøfaktorer
  • Fødevarer
  • Arbejdsmiljø
• Ressourcer og ressourceeffektivitet
• Danmarks internationale indsats

Af nøgleindikatorerne har nr. 11-14 karakter af at være produktorienterede. Hvor nr. 13 og 14 efterhånden er de klassiske for produktindsatsen, er der nytænkning i, at man i indikator 11 og 12 etablerer en miljøprofil for en branche. Her er altså tale om på brancheniveau at etablere en effektivitetsindikator, der kan score branchens virksomheder både imod hinanden, men som også kan bruges til at give et indtryk af den danske branche i forhold til andre landes brancher. Effektiviteten måles på udvalgte parametre, som er betydende for miljøpåvirkningen af aktiviteterne i branchen, og den er målt i forhold til produceret enhed, altså energiintensiteten pr. BNP for energisektoren og transportarbejdet for transportsektoren. Disse betragtninger er interessante for en produktorienteret indsats, og målingerne ville umiddelbart kunne indgå i datagrundlaget for livscyklusvurderinger. Desuden er denne tilgang i tråd med såvel den drejning, den danske IPP-indsats har taget de sidste 3 år samt den udvikling, der er sket i EU-regi siden Grønbogen om IPP i 2001.

Dykker man ned i de tværfaglige indikatorer samt de sektoropdelte indikatorer, finder man overvejende nationalt opgjorte indikatorer i form af belastningsindikatorer, tilstandsindikatorer og påvirkningsindikatorer. De er dog altovervejende angivet som deskriptive indikatorer, altså visende en udvikling over tid. Eksempler er: Emissioner af drivhusgasser, areal af naturtyper, fremstillingssektorens ressourceeffektivitet for energi og vand samt antal miljømærkede produkter.

Inden for de sektoropdelte indikatorer er det igen energi og transport, som giver de bedste produktorienterede indikatorer, f.eks. kapacitetsudnyttelse for lastbiler og energieffektivitet for gods- og persontransport samt energiintensitet for produktionserhverv.

2.9.3 Miljøagenturets arbejde

EUs Miljøagentur blev etableret formelt i 1990 og har været operationel siden 1994. Agenturets mission er at støtte bæredygtig udvikling og miljømæssige fremskridt i Europa ved at fremskaffe målrettet, relevant og pålidelig information på rette tid som grundlag for politikere og samfund. Med udgangspunkt i DPSIR-modellen arbejder Agenturet med data, mål, indikatorer og instrumenter som understøtter denne mission.

Alt arbejde er struktureret på temaer, regioner/lande, instrumenter og DPSIR-modellen, og det er således muligt at søge på f.eks., hvilke politiske mål, der er opsat for forsuring i Sverige, eller hvilke frivillige aftaler, der er indgået om begrænsning af ozonlagsnedbrydning i EU.

Under temaet ”husholdning” har agenturet opstillet fire indikatorer, hvoraf den ene er den velkendte ”antal miljømærkede produkter”. Indikatoren indeholder foruden miljømærkede produkter, også energimærkede produkter i klasse A eller B samt økologimærkede produkter. En anden indikator under husholdning er antallet og størrelsen af husstande, som siger noget om miljøbelastningen pr. husstand og i alt. En tredje indikator er forbrugsmønstret for forbrugere, som viser sig at skifte i disse år fra nødvendige varer over imod en højere andel af forbrugsgoder. Den sidste indikator under husholdning er husstandenes energiforbrug, som viser en stigende tendens på trods af større effektivitet. Af disse fire indikatorer er igen kun den første egentlig produktrettet.

Under andre temaer findes desuden en række indikatorer med en vis produktorientering, f.eks.: landbrugseffektivitet (dog ikke opgjort pr. produceret mængde landbrugsprodukt), emissioner pr. passagerkm og pr. tonkm, eksternale omkostninger ved transport (pr. transportenhed) og lastningsgrader for godstransport. Selv ved en fuldstændig gennemgang af listen over indikatorer på agenturets websted fremstår dækningen af IPP-miljøindsatsen meget spredt og løs, hvilket ikke er overraskende, da agenturet endnu ikke arbejder systematisk med indikatorer for IPP, som jo trods alt stadig er på grønbogsstadiet i EU-regi.

2.9.4 Global Reporting Initiative, GRI

Global Reporting Initiative (GRI, www.globalreporting.org) blev initieret i 1997 som et partnerskab mellem FN-sektionen UNEP (www.unep.org) og Coalition for Environmentally Responsible Economies (www.ceres.org).

I 1999 publiceredes det første sæt af “sustainability reporting guidelines”, som er initiativets kerneydelse. Der er netop udgivet en opdateret udgave af disse retningslinier [GRI, 2002]. Målet for GRI er at udgive globalt gældende retningslinier for rapportering af økonomisk, miljømæssig og social præstation, primært for virksomheder, men senere også for f.eks. myndigheder og NGOer.

Retningslinierne indeholder følgende parametre for miljødelen (citeret direkte på engelsk):

Klik på billedet for at se html-version af "indikatorer_og_eff_del1".

Klik på billedet for at se html-version af "parametre for miljødelen 2".

Klik på billedet for at se html-version af "parametre for miljødelen 3".

Umiddelbart for en IPP-indsats vil man i tabellen fokusere på sektionen “Products and services”, som kun indeholder de to indikatorer EN14 og EN15, men sekundært kan en lang række af de andre indikatorer i tabellen bidrage til billedet. EN14 er yderst bred og dækker vel nærmest hele produkttankegangen i én sætning; der lægges op til såvel kvalitativ som kvantitativ beskrivelse i denne indikator. EN15 er en klassisk indikator for genanvendelsesgrad, som kan angives i procent. Supplerer man imidlertid disse to indikatorer med en række af de andre i tabellen, fås et mere nuanceret billede af miljøforholdene i et livscyklusperspektiv. Men også i denne model er koblingen til mængde omsat produkt den joker, som virksomheden selv må finde ud af, hvordan de definerer.

2.9.5 De svenske studier af kundskab om produkters miljøpåvirkning

I regi af Naturvårdsverket i Sverige er der i 2002 udgivet to studier om produkters miljøpåvirkning [Finnveden et al., 2002 og Carlsson et al., 2002]. I [Finnveden et al., 2002] foreslås indikatorer for “miljøpåvirkningen fra det svenske forbrug pr. indbygger pr. år”. Disse er opdelt på energiforbrug og CO₂-udslip og er baseret på det nationale miljøregnskab (en input-output-analyse, der indgår som en fast del af det svenske nationalregnskab). Data herfra vil kunne opdeles på ca. 90 forskellige varer og tjenester. Udslip er baseret på opgørelser på brancheniveau, og koblingen sker ved, at der for hver varetype fastlægges en emission pr. krone produceret produkt.

Modellen ligger tæt op ad den udvikling, der er for øjeblikket i Danmark inden for prioritering og indikatorer for IPP-indsatsen, hvor man netop har valgt at igangsætte et projekt til opbygning af en operationel prioriteringsmetode, der bl.a. skal baseres på I/O-data.

De foreslåede indikatorer er yderst aggregerede, dvs. på et meget overordnet niveau, men dog livscyklusbaserede.

2.10 Indikatorer for IPP – en nettoliste

På baggrund af gennemgangen ovenfor af udvalgte indikatorsæt kan følgende indikatorer fremhæves i forhold til IPP-indsatsen:

Klik på billedet for at se html-version af "indikatorsæt".

Klik på billedet for at se html-version af "indikatorsæt 2".

Nettolisten ovenfor viser, at der er en forholdsvis stor spredning på, hvilke typer af indikatorer (i DPSIR-modellen) der benyttes i de udvalgte produktorienterede indikatorer fra indikatorsæt for bæredygtig udvikling. Karakteristisk for de politik-effektivitets-indikatorer (R til D), der findes nogle stykker af, er, at de ikke bringer relationer videre til P, S og I. De angiver altså udelukkende, i hvilken grad det er lykkes at implementere en bestemt indsats, f.eks. udbredelsen af miljømærker ved at måle på antallet af licenser, men beskriver ikke effekten af indsatsen på miljøet. Et andet eksempel på denne type af indikator er antallet af virksomheder i Dow Jones’ bæredygtighedsindex. Dette tal indikerer, i hvor høj grad de internationale aftaler og retningslinier om at verden skal bevæge sig i en mere bæredygtig retning, har rodfæstet sig i virksomheder. Indekset siger imidlertid utrolig lidt om, hvad virksomhederne så egentlig gør på deres vej mod bæredygtighed. Og en omsætning af tallet til ændring i miljøpåvirkning vil i praksis være helt umulig.

Der er intet forsøg på i disse indikatorer at opgøre ændringen i miljøpåvirkning som følge af indsatsen. Miljøstyrelsen har igangsat projekter, der skal forsøge at etablere en målemetode på dette eksempel, f.eks. ved at opgøre miljøprofilen af et gennemsnitligt stykke børnetøj og sammenholde den med miljøprofilen af et blomstmærket stykke børnetøj. Men specielt vurderingen af, hvad det gennemsnitlige stykke børnetøj på markedet er i dag volder problemer; er det f.eks. danskproduceret eller importeret fra Fjernøsten?

En anden indikator, som går igen i denne klasse, er antallet af EMAS-registrerede virksomheder. Men igen er der ingen sammenhæng til den resulterende ændring i miljøpåvirkningen, og [Berkhout et al., 2001] finder i et studie af 280 virksomheder i seks europæiske lande, at virksomheder med certificeret miljøledelse ikke har lavere miljøpåvirkning end deres ikkecertificerede konkurrenter. Dette viser det farlige i at måle på en R-til-D-indikator alene under antagelse af, at de ændringer, der genereres i drivkræfterne, trækker i den rigtige retning. Sådanne indikatorer bør derfor altid suppleres – eller direkte integreres – med indikatorer, der dækker andre dele af DPSIR-modellen.

En lovende indikatortype er derfor den sidste i tabellen, som er en slags national LCA – eller massestrømsanalyse med indbygget model for relaterede miljøpåvirkninger. Der er lavet en lignende opgørelse i Danmark [Hansen et al., 1995], som for tiden er ved at blive videreudviklet i en række projekter under Program for Renere Produkter. Problemet med denne type af indikatorer er, at de er ekstremt datakrævende og kræver en detaljeret model for dataakkvisition, beregninger, aggregering og vurdering af resultater. Til belysning af dette kan nævnes, at den danske opgørelse fra 1995 kostede 7 mio. kr., hvoraf langt den overvejende del gik til timer til eksperter, der skulle vurdere materialesammensætninger for næsten 1.000 varegrupper; og dette projekt omhandlede endda blot energiforbrug og ressourceforbrug – intet om miljøeffekter som f.eks. drivhuseffekt, økotoksikologi eller fotokemisk ozondannelse.

De mere klassiske miljøindikatorer, der knytter sig til belastningen P, har naturligvis også deres berettigelse i en IPP-indsats – især hvis de kan produktorienteres. Disse er i dag typisk opgjort pr. virksomhed eller nationalt, og der ligger derfor en omfattende indsats i forhold til allokering af miljøpåvirkningerne ud på produkter frem for på virksomheder og regioner. Denne indsats vil dog blive nemmere, hvisdet lykkes IPP-indsatsen at få mange virksomheder til at arbejde systematisk produktorienteret i deres daglige miljøindsats, f.eks. som led i arbejdet med miljøledelse eller grønne regnskaber. Når flere virksomheder opgør og præsenterer miljødata i forhold til deres produkter, vil disse data forholdsvis enkelt kunne aggregeres til brancheniveau og nationalt niveau, men vil altså desuden kunne bruges på det detaljerede niveau.

Endelig er der de indikatorer, der forholder sig til S og I, altså tilstanden og selve påvirkningen i miljøet. Disse størrelser kan være yderst svære at relatere til produkter, især pga. den støj, der er i beskrivelsen af årsags-virknings-sammenhængen. Eksempelvis vil der være et utal af parametre, der har betydning for udviklingen i drivhuseffekten, og disse parametre vil komme fra en lang række kilder, som langtfra alle er kortlagt. Der foregår imidlertid megen forskning og udvikling i beskrivelsen af disse sammenhænge, og UMIP-metoden [Wenzel, Hauschild og Rasmussen, 1996] er et eksempel på en model, der omhandler disse sammenhænge.

En IPP-indsats vil, som den danske, skulle basere sig på livscyklustankegangen for at fremstå troværdigt. En central del af LCA-metodikken er effektvurderingen (impact assessment), hvor f.eks. den danske UMIP-metode opdeler verden i følgende påvirkningskategorier:

• Drivhuseffekt
• Forsuring
• Næringssaltbelastning
• Stratosfærisk ozonnedbrydning
• Fotokemisk ozondannelse
• Akut økotoksicitet
• Akut humantoksicitet
• Persistent human- og økotoksicitet
• Volumenaffald
• Farligt affald
• Radioaktivt affald
• Slagge og aske
• Arbejdsmiljø
• Ressourceforbrug

En effektvurdering af den danske IPP-indsats ville derfor optimalt skulle indeholde en beskrivelse af påvirkninger af miljøet fordelt på disse 14 påvirkningskategorier. De fire affaldskategorier forventes reduceret til to i løbet af 2003 som resultat af et metodeudviklingsprojekt, som COWI udfører.

Som det fremgår af nettolisten over miljøindikatorer er en række af UMIP-påvirkningskategorierne medtaget i de udvalgte indikatorer. Dog er problemstillingen i forhold til at måle en IPP-indsats’ gennemslagskrift ikke primært de deskriptive indikatorer omkring f.eks. drivhuseffekt og forsuring – men nærmere at identificere politik-effektivitets-indikatorer og integrere disse med de andre indikatortyper, så hele DPSIR-modellen tages i brug, og hullerne i kausalitetskæden (sammenhængen) lappes. Opgaven er yderst krævende, men ikke umulig; og der er en kraftig udvikling i gang for øjeblikket i såvel Danmark som Sverige og sikkert også andre lande. En vigtig succesparameter er, at sådanne komplekse indikatorer baseres på omfattende statistiske data af høj kvalitet samt harmoniserede modeller. EU kunne meget vel være en optimal region at udvikle disse indikatorer i, idet en række lande, som er nået langt, vil kunne gå i front og trække en stor region med over en årrække. Disse aspekter er nærmere behandlet i kapitel 3.

2.11 Virksomhedsadfærd – “the missing link”

Ovenstående undersøgelse af status for miljøindikatorer for IPP – men også diskussionerne på de afholdte workshop – har klarlagt, at der er et tomt hul i den sammenhængkausalitetskæde, der forbinder en IPP-aktivitet med en målelig miljøeffekt. Det er et område, der ikke er forsket meget i [Füssel, personlig kontakt, 2002]. Der tegner sig aktuelt en udvikling, hvor mange virksomheder føler, at de har gjort en stor indsats ved at indføre miljøledelse eller på anden måde systematiseret deres miljøindsats, og indsatsen dermed er overstået, og fokus derfor fjernes herfra. Problemet er, at meget af den miljøindsats, virksomheder har udført de sidste 3-6 år, stadig har været fokuseret omkring den klassiske, tekniske miljømedarbejder og ladt resten af virksomhedens organisation i stikken. Men en IPP-indsats er et spilpå markedets betingelser, og den tekniske miljømedarbejder har sjældent meget at skulle have sagt omkring, hvordan virksomheden som sådan skal reagere på ændringer i markedet, herunder virksomhedsstrategiske overvejelser som f.eks. etableringen af miljømærkekriterier for virksomhedens produkter.

Samtidig oplever det internationale samfund for tiden, at mange især større virksomheder begynder at tage bæredygtighed til sig som ledelsesprincip eller overordnet strategi. Disse strategier lever typisk på andre niveauer i virksomheden, f.eks. i topledelsen, i kommunikationsafdelinger, knyttet til “Human Resources” osv. Miljøindsatsen er ét af benene i disse indsatser, men her oplever man ofte, at det er det sædvanlige, der fremhæves: “Virksomheden har i 2001 sparet miljøet for så og så mange tons CO₂” – eller lignende klassiske, løsrevne miljøindikatorer. Det er de færreste virksomheder, der har formået indtil videre at finde en model a la den, som Remmen og Münster [2002] beskriver, hvor der findes en tværfaglig koordinator i midten af en miljøindsats, der i øvrigt inddrager hele virksomhedens organisation.

Der er således behov for en afklaring af, hvordan virksomheder reagerer på udefra kommende aktiviteter af den type, som en IPP-indsats igangsætter. Det kan være opstilling af standarder i form af miljømærkekriterier, det kan være formidling af viden om teknologier eller casehistorier eller, det kan være frivillige aftaler mellem aktører i virksomhedens omverden. I dette spændingsfelt må en lang række mekanismer gøre sig gældende. Nogle af disse vil være beslægtede med økonomimodeller, andre med organisationsmodeller og andre igen med psykologiske modeller for, hvordan forskellige ledertyper reagerer i forhold til personlige værdisæt.

En lærebogsagtig introduktion til emnet findes i [Nelson og Quick, 1996]. Her beskrives f.eks. en række mekanismer, der har betydning for, hvordan mennesker reagerer, når de indgår i organisationsstrukturer som f.eks. en arbejdsplads. Bl.a. gennemgås i denne bog Hofstedes teori fra 1980 om betydningen af kulturelle forskelle, baseret på interview med 160.000 medarbejdere i IBMs afdelinger i 60 forskellige lande over hele verden. Undersøgelsen viste, at betydningen af kulturelle forskelle er langt større end betydningen af forskelle i f.eks. alder, køn og sociale lag. Af denne undersøgelse kan vi bl.a. konkludere, at det er vigtigt for en beskrivelse og forståelse af rammerne for virksomheders adfærd i forhold til IPP-aktiviteter at beskrive og forstå den gældende kultur. F.eks. er Danmark blandt de lande, hvor afstanden til ledere i organisationer er mindst, og der er stor orientering mod individet i vores kultur. Derfor kan man forvente, at beslutninger i danske virksomheder – f.eks. om hvordan virksomheden skal reagere på en IPP-aktivitet – vil ligge forholdsvis kollektivt; det er altså i Danmark ikke blot vigtigt at bearbejde topledelsen, men også væsentligt at bearbejde mellemledere og stærke individualister blandt de menige medarbejdere, hvis man vil gøre sig forhåbninger om at lokke en virksomhed med på IPP-toget.

Danmark og de andre skandinaviske lande er i undersøgelsen desuden udråbt som “meget feminint” dominerede lande, hvor ligestillingen er forholdsvis stor, og hvor mænd godt kan være dem, der passer børnene, mens deres mor passer karrieren. Disse værdisæt medfører, at der en større fokus på relationer imellem mennesker, omsorg og livskvalitet. Dette er jo nok noget af forklaringen på, hvorfor miljø trods alt har været så højt på dagsordenen i Danmark igennem mange år, og det kan måske også fortælle os, at den mindskede interesse for miljøspørgsmål, der registreres i disse år nok ikke er en permanent trend, men snarere udtryk for at miljøet blot for en periode er kommet på andenpladsen efter sundhed, tryghed og sikkerhed. Der er for en IPP-indsats derfor håb forude – måske især, hvis det kan lykkes for indsatsen at blive integreret i strategiarbejdet omkring bæredygtig udvikling.

I bogen beskrives desuden en række modeller for gennemførelse af beslutninger i organisationer, bl.a. Vroom-Yetton-Jago-modellen, som opdeler i fem former for beslutningsprocesser fra den fuldt lederdominerede beslutningsproces til den næsten omvendte situation, hvor lederen blot orienterer en gruppe medarbejdere, som derefter tager beslutningen som gruppe. De forskellige modeller har alle fordele og ulemper; f.eks. kan kollektive beslutninger være yderst problematiske, hvis gruppen er dårligt fungerende, f.eks. domineret af gruppepres, gruppemoral, gruppecensur osv. Det er således ikke nok at kende virksomhedernes grad af hierarki, men lige så meget at kende til gruppesamarbejdskulturen for at vurdere virksomhedens mulige reaktion på f.eks. en IPP-aktivitet.

Endelig har selve organisationskulturen en betydning for, hvordan medarbejderne og ledelsen agerer i forhold til hinanden f.eks. i situationer, hvor der skal tages beslutninger; virksomheder med en stærk autoritetstro kultur med fokus på korrekthed og præcision vil reagere anderledes end virksomheder med stor fokus på innovation, udvikling, samarbejde og menneskelige egenskaber.

Mht. virksomheders reaktioner på standarder findes en række interessante tanker i [Swann, 2000]. Dette studium er udført for den britiske stats erhvervssektor, som ønskede at blive klogere på, hvordan markedet reagerer på udvikling af standarder, og hvilken rolle staten så burde spille i denne sammenhæng. Af konklusionerne fremgår, at der under markedskræfterne altid vil foregå en suboptimering i udvik-lingen af standarder, især fordi private virksomheder altid til en vis grad vil forsøge at påvirke arbejdet i den retning, som kan give dem en konkurrencefordel på markedet. Myndighedernes rolle i dette arbejde er således stabiliserende – altså at sikre, at alle interesser afvejes balanceret og med de overordnede standardiseringsmål, herunder miljøaspekter, for øje.

Resultaterne af studiet siger noget om virksomheders reaktioner, når de stilles over for fristelsen til at deltage upartisk i en indsats f.eks. omkring udarbejdelsen af standarder, der får betydning for deres egne såvel som konkurrenters produkter. Virksomheders primære og helt legitime mål er jo at vinde på markedet, og det er derfor en naturlig reaktion, at de forsøger at udnytte situationen omkring f.eks. standardudvikling til at styrke markedspositionen og svække konkurrenterne.

Det er bl.a. disse mekanismer, som er yderst betydende for forståelsen af, hvordan en IPP-indsats virker – og dermed for opbygningen af et indikatorsæt, der kan beskrive udviklingen i miljøpåvirkninger som følge af aktiviteterne under en IPP-indsats.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |