Transaction costs and forest management 
t potential
carbon offse
 
 
WORKING PAPER 
 
 
Christopher S. Galik * § 
Justin S. Baker * † 
Joseph L. Grinnell ‡ 
 
Climate Change Policy Partnership 
Duke University 
July 2009 
 
 
 
 
* Climate Change Policy Partnership, Duke University 
† Duke University Center on Global Change and PhD Candidate, Texas A&M University  
‡ M.E.M. Candidate, Nicholas School of the Environment 
§ Corresponding author: christopher.galik@duke.edu; +919.681.7193 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
 
 
 
 
 
 
 
acknowledgements…
The authors would like to thank Matt Smith, Tim Pearson, Tim Foley, Kate Claflin, Brian Murray, Lydia 
Olander, Gordon Smith, and Congnan Zhan for their assistance in the preparation of this paper and the 
underlying model. Assistance does not necessarily imply endorsement, and any errors remain the sole 
responsibility of the authors. 
 
 
 
author’s note…
At the time of publication, the Climate Action Reserve (CAR) forestry protocol was in the final stages of 
revision. This paper reflects version 2.1 of the protocol (issued September 2007). The analysis will be 
updated and reposted once the new CAR forestry protocol is finalized. 
 
 
Climate Change Policy Partnership 
1 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
Abstract 
 
Transaction costs are one of the key challenges that private forest landowners may face in participating 
in emerging carbon markets. As most forestlands in the United States occur in the form of small, 
privately held landholdings, the supply of forest carbon offsets could be constrained by high transaction 
costs. Using a custom spreadsheet model, this study examines the transaction costs of different forest 
offset projects operating in different forest types under different accounting methodologies or 
protocols. Our results suggest that transaction costs can be significant for small forest management 
offset projects. We find that transaction costs likewise vary by protocol and tend to decrease with 
project size and length of rotation extension. While transaction costs can be an important driver in total 
project revenue, they appear to be less of a factor than the actual accounting scheme under which the 
project is being operated.  
 
1. Introduction 
 
Domestic forests represent a significant carbon sink (U.S. Environmental Protection Agency 2008). 
Interest in the role that forests will play in climate change mitigation has prompted research into the 
potential of forest carbon sequestration for nearly two decades (Richards and Stokes 2004; Stavins and 
Richards 2005). In particular, studies examining the costs of forest carbon sequestration have become 
more sophisticated over the years in deriving marginal cost curves at national or regional scales. The 
amount of carbon sequestration yielded by a given amount of investment, however, gives little insight 
into transaction costs,1 especially at the project level. As transaction costs are one of the key challenges 
that private forest landowners are likely to face in participating in emerging carbon markets (Gunn et al. 
2008), this shortcoming is potentially significant. Most forestlands in the United States occur in the form 
of small, privately held landholdings (Butler 2008), implying that the supply of forest carbon offsets 
could be constrained by high transaction costs.  
 
The role that transaction costs play in offset project implementation has been the subject of a number 
of analyses in recent years (e.g., Antinori and Sathaye 2007; Bilek et al. 2009; Brown et al. 2004; Mooney 
et al. 2004). The effect that accounting procedure– or protocol‐specific methodologies and approaches 
have on transaction costs and overall project feasibility has received considerably less attention. 
Research suggests that differences in offset protocols can lead to a wide variation in the carbon credits 
that can be claimed by a forest landowner (Galik et al. 2008; Pearson et al. 2008; Galik et al. 
forthcoming). Large differences also exist across protocols with regard to measuring, monitoring, and 
verification requirements. Ultimately, these requirements can influence a project’s break‐even carbon 
price, i.e., the price required for the project to achieve net positive returns. The influence of offset 
protocol structure on creditable carbon generation and transaction costs also implies that accounting 
methodology can strongly influence project feasibility and the corresponding level of engagement in 
carbon markets by forest landowners (Galik et al. forthcoming). As forest management has the potential 
to be a rapidly deployable and low‐cost domestic greenhouse gas (GHG) mitigation strategy (U.S. 
Environmental Protection Agency 2005), it is vital that policymakers understand the potential cost and 
supply implications of forest offset standards development. 
 
The analysis that follows expands upon earlier research on the variation of forest management carbon 
offset protocols (Galik et al. 2008; Galik et al. forthcoming) to better document the transaction cost 

1 As used here, transaction costs are broadly defined as the costs required to design, implement, and monitor an 
offset project, as well as the costs of measuring, verifying, and registering the greenhouse gas benefits that result.
Climate Change Policy Partnership 
2 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
component of forest management offset projects. This information can then be applied to studies of 
aggregate supply, yielding increasingly accurate predictions of forest management offset contributions 
to national GHG mitigation efforts. It can also provide project participants with a better understanding 
of the various factors that could ultimately influence project feasibility. 
 
2. Methods 
 
This analysis is based on an extension of the spreadsheet tool developed in Galik et al. 2008 in which a 
hypothetical forest management offset project is operated under multiple accounting methodologies or 
protocols for a period of 100 years. The tool quantifies annual gross forest carbon sequestration, then 
applies a baseline and adjustments for leakage, uncertainty, and other discounts pursuant to the 
relevant protocols. In all, five forest management offset protocols are considered here:2 
 
• U.S. Department of Energy (DOE) 1605(b) Technical Guidelines for Voluntary Reporting of 
Greenhouse Gases (Office of Policy and International Affairs 2007); 
• Georgia Forestry Commission (GFC) Carbon Sequestration Registry Project Protocol (Georgia 
Forestry Commission 2007); 
• Chicago Climate Exchange (CCX) Sustainably Managed Forests/Long‐Lived Wood Products 
Protocols (Chicago Climate Exchange 2007b; Chicago Climate Exchange 2007a);  
• Climate Action Reserve (CAR) Forest Project Protocol (Climate Action Reserve 2007); and 
• Voluntary Carbon Standard (VCS) Improved Forest Management Protocol (Voluntary Carbon 
Standard 2007a; Voluntary Carbon Standard 2007b). 

A full discussion of the methodology used to calculate the carbon sequestration generated under each 
of the above protocols can be found in Galik et al. 2008. The present version of the spreadsheet model 
differs from the one utilized in that report, most notably with regard to the inclusion of a transaction 
cost component, scalable project sizes, and multiple forest types. These expansions and modifications 
are further described below. 

2.1.
Analysis of National Forest Types3 
 
The spreadsheet tool developed here is capable of examining protocol performance across 46 separate 
regional forest types, in addition to the data set from the Calhoun Experimental Forest in South Carolina 
originally used in Galik et al. 2008 (see Table 2 for a full list of the forest types and regions included). 
Gross forest carbon sequestration for the live tree, standing deadwood, down deadwood, understory, 
and forest floor pools4 in these additional forest types is determined based on yield curves for each 

2 Galik et al. 2008 also considered a protocol based on a draft recommendation to the Regional Greenhouse Gas 
Initiative (Maine Forest Service et al. 2008) and another based on Harnessing Farms and Forests in the Low‐Carbon 
Economy (Willey & Chameides 2007). These protocols are not considered here due to limited implementation 
experience and the large number of assumptions that would have been necessary to estimate transaction costs.  
3 As opposed to the Calhoun Experimental Forest data set, the values reported for these additional forest types 
should not be interpreted as specific to any particular site index, stand composition, topographic position, 
management history, or other site‐specific characteristic as the underlying equations were derived from stands 
with widely varying site conditions and management regimes.
4 Galik et al. 2008 includes soil carbon in the assessment of differences between protocols. Soil is, however, 
excluded in the analysis of national forest types due to the potential variability from site to site, as well as the 
small changes expected with continuous forest management (see Foley 2009).
Climate Change Policy Partnership 
3 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
forest type and Forest Inventory and Analysis (FIA)‐derived ecosystem‐level equations (Foley 2009, as 
based on Smith and Heath 2002 and Smith et al. 2006). As with the original analysis based on the 
Calhoun data set, the project assessed here consists of a 100‐year‐long rotation extension project 
conducted across 10 stands of equal size. Default business‐as‐usual (BAU) rotations for each forest type 
are based on harvest ages as indicated in Appendix C of Smith et al. 2006, while project rotation lengths 
are selected by the user. The model then regulates the new rotation so as to evenly space harvest 
activity. Following rotation extension, the initial harvest in each stand occurs at the midpoint between 
the BAU rotation and the new project rotation, after which the full project rotation length is 
implemented for all subsequent rotations. Annualized carbon storage is then determined for all 
protocols as described in Galik et al. 2008. A constant leakage value and buffer deduction of 10% is used 
for VCS under all forest type scenarios, although we acknowledge that actual values are likely to be 
influenced by forest type or region.  
 
2.2.
Assessment of Transaction Costs 
 
High and low values for key transaction cost parameters were derived from project‐related reports and 
personal communication (Table 1). Because of the inherent scale‐dependency of many of the costs 
affecting offset projects (e.g., Mooney et al. 2004), the spreadsheet model is scalable, allowing project 
sizes of 100, 1,000, or 10,000 hectares to be considered. Costs were applied to each protocol based on 
stated project establishment and ongoing project implementation requirements, described in detail 
below. To provide a benchmark to the relative financial performance of each offset protocol, a BAU, 
timber‐only alternative was also considered. The calculation of multiple metrics, including the break‐
even carbon price required to match the Net Present Value (NPV) of a non‐offset project alternative, 
average per‐hectare transaction costs, and transaction costs expressed in units of dollars per metric ton 
CO2e, is described below.  
 
2.2.1. Application of transaction costs to specific protocols 
 
All projects (including BAU, timber‐only project alternative). Both the BAU, timber‐only project and the 
hypothetical rotation extension offset project share common components. In both, startup costs include 
site preparation, conducting of inventory, preparation of a management plan, and regeneration or 
replanting costs. Timber inventories and management plans are assumed to be updated every 20 years. 
Ongoing implementation costs include site maintenance and costs associated with marking and 
administering harvests. The amount of timber generated at each harvest is determined according to 
methodology described in Galik et al. 2008 (for Calhoun Experimental Forest data) and Foley 2009 (for 
all other forest types). Property tax and tax on the sale of timber, while potentially significant, are not 
included here due to the inherent complexity and site‐specificity of each. The costs and benefits of third‐
party certification (e.g., Forest Stewardship Council, Sustainable Forestry Initiative, American Tree Farm 
System) and easement establishment can also influence project costs, but are likewise excluded here for 
the same reasons. These latter exclusions may particularly affect CCX (certification required), CAR 
(easement required), and GFC (easement optional).5 
 


5 In addition to direct costs of easement establishment and certification, there are other potential costs or barriers 
that are not evaluated here. For instance, perpetual easement requirements may carry prohibitively high 
opportunity costs. Access to capital may limit the ability of small landowners to fund initial stages of project 
development or implementation.  
Climate Change Policy Partnership 
4 

---

Table 1. Values of key transaction cost parameters for projects of 247, 2,470, and 24,700 acres (100, 1,000, and 10,000 hectares). 
 Project Size 
247 ac (100 ha)
2,470 ac (1,000 ha)
24,700 ac (10,000 ha)
 
Low
High
Low
High
Low
High
Reference; Notes
Project Establishment (timber and carbon) 
 
  
Site Preparation (acre‐1) 
$0.00
$200.00
$0.00
$200.00
$0.00
$200.00
A
Inventory (acre‐1) 
$5.00
$35.00
$5.00
$10.00
$3.00
$8.00
B
Management Plan Preparation (acre‐1) 
$0.00
$30.00
$0.00
$15.00
$0.00
$3.00
B
Planting Costs (acre‐1) 
$0.00
$250.00
$0.00
$250.00
$0.00
$250.00
A (low); C (high)
Project Establishment (carbon only) 
 
  
Carbon Project Development (acre‐1) 
$0.00
$20.00
$0.00
$5.00
$0.00
$0.65
B; Includes scoping fees, planning, project 
documentation 
Pre‐project calculations, analyses (acre‐1) 
$0.00
$5.00
$0.00
$2.50
$0.00
$0.75
B; Includes analysis of risk, leakage, social impacts, 
regional baselines 
Conversion of inventory to carbon baseline  
 
 
Includes historic calculation of baselines
 Lookup Tables (acre‐1) 
$0.00
$3.00
$0.00
$1.10
$0.00
$0.35
B
 From sampling (acre‐1) 
$0.00
$6.50
$0.00
$2.00
$0.00
$0.45
B
Growth modeling‐ first year(s) storage 
 
  
Includes calculation of previous vintage credits
 Lookup Tables (acre‐1) 
$0.00
$1.75
$0.00
$0.30
$0.00
$0.10
B
 From sampling (automated) (acre‐1) 
$0.00
$1.75
$0.00
$0.30
$0.00
$0.10
B
Calculation of LLWP Carbon (all ytd) 
$0.00
$3.00
$0.00
$0.50
$0.00
$0.10
B; Includes retroactive crediting up to allowable 
cutoffs 
Initial Verification Fees (acre‐1) 
$8.00
$12.00
$1.50
$2.60
$0.25
$0.40
B
Ongoing Project Implementation (timber and carbon)
Site Maintenance (acre‐1) 
$0.00
$5.00
$0.00
$5.00
$0.00
$5.00
A
Mark/Administer Harvests (acre‐1 harvested) 
$5.00
$120.00
$5.00
$110.00
$5.00
$95.00
B
Ongoing Project Implementation (carbon only) 
Measurement/Monitoring 
 
 
 Modeling, Lookup Tables (acre‐1) 
$0.00
$0.84
$0.00
$0.13
$0.00
$0.03
B
 Field Sampling/Monitoring (event ‐1 acre‐1) 
$9.60
$26.85
$1.33
$3.15
$0.13
$0.36
D
 Annual Verification Report (event‐1 acre‐1) 
$6.00
$8.00
$1.00
$1.50
$0.12
$0.18
B
Growth Modeling‐annual storage 
 
  
 Lookup Tables (acre‐1) 
$0.00
$1.50
$0.00
$0.20
$0.00
$0.05
B
 From sampling (automated) (acre‐1) 
$0.00
$1.50
$0.00
$0.20
$0.00
$0.05
B
Calculation of LLWP Carbon (acre‐1) 
$0.00
$0.75
$0.00
$0.50
$0.00
$0.15
B
Aggregation Fee (net project revenue‐1) 
10.00%
12.00%
10.00%
10.00%
8.00%
10.00%
B; Sometimes include verification for smaller 
landowners 
A. South Carolina SFI Committee 2003 
B. Pers. comm., M. Smith, Forecon, Inc., January 6, 2009. 
C. Brown and Kadyszewski 2005.  
D. Mooney et al. 2004. 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
All offset projects, regardless of the protocol under which they are operating, are assessed carbon 
project development fees, which cover consulting fees, scoping fees, and planning, project 
documentation, and process determination expenses. These are assumed to be a “cost of doing 
business.” Carbon credits are sold to market in the year that they are generated, regardless of 
verification interval. Some protocols (e.g., VCS) allow sale of credits only following verification events. 
While this assumption does not impact the total amount of carbon generated by a particular project, it 
could artificially inflate the NPV of the project slightly, as expected sales are shifted forward in time. 
Finally, it is assumed that aggregators are not required for the projects discussed here, so no 
aggregation fee is assessed unless otherwise noted.6  
 
1605b. All costs are calculated based on the requirements necessary to achieve a “B” measurement 
rating. In the case of forest projects, this means that sequestration may be quantified by either models 
or lookup tables adapted to local conditions and management practices. Lookup tables are assumed to 
be used here.7 No estimation is made of historical long‐lived wood product (LLWP) sequestration (the 
amount of carbon stored in products produced prior to project inception). 
 
GFC. An approved forester is required to assemble and register carbon data; these costs are included as 
part of “initial verification fees” at project inception. The assistance of an approved forester is also 
required in years where harvests or natural disturbances occur. Here, these costs are represented by the 
assessment of “annual verification report” expenses in the year of harvest. Sequestration may be 
quantified by either models/inventory‐derived direct measurement or lookup tables; lookup tables are 
assumed to be used here. Annual reporting of sequestration is required, the costs of which are assumed 
to be included in other measurement and monitoring expenses. Calculation of historical LLWP is not 
conducted. A one‐time registration fee is required, with projects less than 500 acres paying $100, 
projects between 500 and 5,000 acres paying $250, and projects greater than 5,000 acres paying $500.  
 
VCS. Analysis of project risk, leakage, and social impacts are captured in the “pre‐project” expenses. A 
double verification is required at project inception, the costs of which are assumed to be approximated 
through the application of both “initial verification fees” and “annual verification report” in year 1 of the 
project. Individual verification events occur at five‐year intervals thereafter. Initial baseline and all 
subsequent sequestration are assumed to be quantified through site‐specific sampling. A registration 
fee of €0.04 is assessed to all registered credits; a conversion rate of $1.2874 per Euro is used.8  
 
CCX. Certification is required for participation, the costs of which are not included here. Carbon is 
quantified through a model‐based accounting scheme that is derived from initial inventories. Initial 
verification is required, as is an annual desk audit. The costs of a desk audit are assumed to be captured 
in annual measurement and monitoring costs. Field verifications are conducted at the outset of a 
particular project, at the conclusion of the project, and intermittently as recommended by the CCX 
Forestry Committee. A minimum of 10% of enrolled lands are subject to field verification in any given 
year, therefore the cost of verification is assessed to this particular project at inception and again at 10‐

6 In actuality, an aggregator may not be necessary for a 10,000 ha project, but will likely be required for the smaller 
100 ha project. The effect of aggregation on project transaction costs is explored below. 
7 Parameterization of models to specific site conditions and management practices (if necessary) is assumed to be 
included as part of “carbon project documentation” expenses at project inception. 
8 USD/Euro Conversion citing U.S. Federal Reserve Statistical Release for the week of February 9, 2009. Retrieved 
February 13, 2009, from http://www.federalreserve.gov/releases/h10/. 
Climate Change Policy Partnership 
6 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
year intervals. Registration and trading fees of $0.15 and $0.05 per metric ton CO2e, respectively, are 
assessed. CCX membership fees are not assessed here. 

CAR.9 A perpetual easement is required for project participation, the costs and potential tax benefits of 
which are not included here. Assessment of on‐site activity‐shifting leakage is required at project 
initiation, the costs of which are assumed to be captured in “pre‐project” expenses. Baseline is 
quantified through models based on empirically derived project data. Project sequestration is quantified 
through an initial inventory and subsequent direct sampling of required pools. Sequestration is reported 
on an annual basis, but reported sequestration is not eligible for crediting until certified by a third‐party 
verifier. Third‐party verifiers must conduct field assessments at least every 6 years and review annual 
monitoring reports in the interim. The costs of field verification are therefore assessed at 6‐year 
intervals, whereas the costs of annual review are assumed to be captured in annual measurement and 
monitoring expenses. A one‐time project registration fee of $500 is assessed, as is an annual $500 
registry maintenance fee. Credit registration and trading fees of $0.15 and $0.06 per metric ton CO2e, 
respectively, are also assessed. 
 
2.2.2. Calculation of metrics 
 
The NPV of projects operating under each protocol, as well as the NPV of the BAU, timber‐only 
alternative, are calculated pursuant to the methodology described in Box 1 of Galik et al. 2008.10 In 
addition to the costs listed therein, however, the present analysis also includes the transaction costs 
listed in Table 1, applied to each protocol as described above. A discount rate of r=0.05 is used in Galik 
et al. (2008), but both r=0.05 and r=0.06 are considered in this analysis.11 A break‐even carbon price is 
calculated, again following the methodology outlined in Box 1 of Galik et al. 2008. Timber prices are 
assumed to be $38.63/green U.S. ton for softwood sawtimber, $24.18/green U.S. ton for hardwood saw, 
$7.44/green U.S. ton for softwood pulpwood, and $7.74/green U.S. ton for hardwood pulp (derived 
from Forest2Market 2008). In this manner, we assess the direct costs and benefits of offset project 
implementation, as well as the opportunity costs of delaying timber harvest from the default, BAU 
scenario. We also consider the average per‐hectare transaction costs for each protocol. This is done by 
averaging annual transaction costs assessed to each protocol and then dividing by the total project size. 
Note that the per‐hectare transaction cost metric does not include a time component; there is no 
discounting of future costs relative to present costs. 
 
Expanding the analysis to include additional forest types, we calculate the NPV for transaction costs for 
all pools under each protocol, as well as the NPV of the difference between actual creditable carbon 
generation under each protocol and a hypothetical maximum (1605(b)). Combined, these values provide 
insight into the relative magnitude of costs attributable to project implementation (i.e., transaction 
costs) versus accounting structure (i.e., baselines, leakage deductions, and buffer set‐asides). Although 
project size will impact the relative importance of transaction costs versus carbon accounting on total 
project revenue, only results from 1,000‐hectare projects are presented here. 

9 A revised forest management protocol is currently under development; a final version of the updated protocol 
was not available at the time of this analysis. Early drafts of the protocol suggest significant changes to the 
methodology, however. 
10 Because the timber prices quoted here are applicable to a limited number of forest types, this particular metric 
is only considered for the Calhoun Experimental Forest data set and SE loblolly‐shortleaf pine. 
11 Higher rates may be more appropriate for the types of projects considered here, while a 5% rate allows for 
comparison with earlier published results. 
Climate Change Policy Partnership 
7 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
Finally, we conduct an analysis of the per‐metric ton CO2e transaction costs for 46 forest types under 
multiple scenarios and project sizes. We first calculate transaction costs as described above, then divide 
by the discounted stream of carbon sequestration generated by the project under each protocol. A 
discount rate of r=0.06 is used to determine the present value of carbon sequestration benefits. Next, 
point estimates of transaction costs per ton are generated for projects by region, forest type, tract size, 
protocol, and rotation length extension (Table 2). To assess the marginal impact of each categorical 
variable on total transaction costs per unit of sequestered carbon, data are pooled, and a multivariate 
linear regression is estimated. Regression analysis provides a tractable and accepted procedure for 
relaying such variation in a simple functional form. The
 
 following linear specification is applied, where 
the natural log of transaction costs is the depend
t
en  variable:  
             I
    
 
             J 
 
 K 
 
           L 
     
log(TC )= α + Σ βi REGIONi + Σ λj TYPEj +Σ μk PROTOCOLk + Σ σl TRACTl + γ ROTATION + ε 
             i=1   
            j=1   
k=1 
      
          l=1 
Indicator variables are used to reference each ith region, jth forest type, kth protocol, and lth tract size. The 
length of rotation extension from each forest type’s default rotation is represented by a continuous 
variable ranging from 1 to 25. As in previous studies of transaction costs (Antinori and Sathaye 2007), 
the log transformation of total transaction costs is taken for purposes of model scaling.  
 
 Table 2. Components included in the regional transaction cost analysis. 
Forest Types 
Regions 
Protocols 
Tract Sizes 
Rotation Extension 
Alder‐Maple 
Northeast (NE) 
1605b 
100 ha 
1‐25 years 
Aspen‐Birch 
Northern Lake States (NLS) 
GFC 
1,000 ha 
 
Douglas Fir 
Northern Plain States (NPS) 
CCX 
10,000 ha 
 
Elm‐Ash‐Cottonwood 
Pacific Northwest‐East (PNWE) 
CAR 
 
 
Fir‐Spruce‐Mtn Hemlock 
Pacific Northwest‐West (PNWW) 
VCS 
 
 
Hemlock‐Sitka Spruce 
Pacific Southwest (PSW) 
 
 
 
Loblolly‐Shortleaf Pine 
Rocky Mountain‐North (RMN) 
 
 
 
Lodgepole Pine 
Rocky Mountain‐South (RMS) 
 
 
 
Longleaf‐Slash Pine 
South Central (SC) 
 
 
 
Maple‐Beech‐Birch 
Southeast (SE) 
 
 
 
Mixed Conifer 
 
 
 
 
Oak‐Gum‐Cypress 
 
 
 
 
Oak‐Hickory 
 
 
 
 
Oak‐Pine 
 
 
 
 
Ponderosa Pine 
 
 
 
 
Spruce‐Balsam Fir 
 
 
 
 
Spruce‐Fir 
 
 
 
 
Western Oak 
 
 
 
 
White‐Red‐Jack Pine 
 
 
 
 
 
3. Results and Discussion 
 
The break‐even carbon prices estimated in Galik et al. 2008 are approximately 4%–12% lower depending 
on protocol than calculated here for a comparable 100‐hectare project (Figure 1).12 This is not 
surprising, as the present analysis includes more cost components. The impact of adding these other 
transaction cost components is dampened somewhat by the addition of additional costs to the BAU, 
non‐project alternative as well (e.g., planting, site preparation, and management plan costs).  

12 Further description of the differences between protocols and their potential impacts on creditable carbon (and 
by extension break‐even price) can be found in Galik et al. 2008. 
Climate Change Policy Partnership 
8 

---

Transaction costs and forest management carbon offset potential 
 
Figure 1. Break‐even carbon price by protocol ($/metric ton CO2e) for r=0.05, considering (a) only required pools 
and (b) all pools for a doubling of rotation length for the Calhoun Experimental Forest data set (25 to 50 years). 
Values calculated in Galik et al. 2008 are included as a reference. Though varying by protocol, break‐even prices 
are approximately 30% higher with r=0.06 for all tract sizes. 

Figure 1 also shows that the break‐even carbon price declines slightly as project size increases. Putting 
these numbers in context, we see that a project similar to the one evaluated here and operating under 
an accounting structure similar to 1605(b) could be viable in the early years of a domestic cap‐and‐trade 
program.13 Similar projects operating under accounting systems approximating CAR, CCX, or VCS may 
not be viable until later years of the program.14,15 It is important to note, however, that the 
management transition modeled in Figure 1, a shift from 25‐ to 50‐year rotations, represents somewhat 
of an extreme example. More subtle shifts in rotations (e.g., 5‐ or 10‐year extensions) may require 
significantly lower break‐even prices.16 
 
Continuing to focus solely on the Calhoun data set, the impact of project size on mean per‐hectare 
transaction costs is easily seen (Figure 2). It is interesting to note the relative sensitivities of the different 
protocols to project size. Note especially the relative expenses for CCX and CAR at the 10,000‐hectare 
project sizes. Under CCX, per‐credit registration and trading fees are large drivers of the increased costs. 
Under CAR, costs are driven by credit and registration fees in addition to substantial project initiation 
and annual maintenance fees.  

13 A recent EPA analysis of H.R. 2454, the American Clean Energy and Security Act of 2009, estimates allowance 
prices of $13 to $16 per metric ton CO2e for years 2015 to 2020 (U.S. Environmental Protection Agency 2009).
14 EPA estimates year‐2030 allowance prices under H.R. 2454 to be $26 to $31 per metric ton CO2e, depending on 
scenario (Ibid.). Prices exceeding $40 may not be reached until even later in program implementation.
15 The break‐even carbon price as it relates to a federal market would obviously only be relevant for projects 
operating under methodologies that meet requirements for market participation.  
16 Although differences in data source and pools included makes direct comparison with the Calhoun Experimental 
Forest data set difficult, a shift from 25‐ to 35‐year rotations in 100 ha of high productivity, high management 
intensity SE loblolly‐shortleaf pine yields break‐even prices under a 5% discount rate that are between 9% and 28% 
of that estimated in Galik et al. 2008, depending on protocol. Break‐even prices are higher under a 6% discount 
rate, but are still generally below comparable values reported in Galik et al. 2008.  
Climate Change Policy Partnership 
9 

---

Document Outline

• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• ෾ﰷ
• 
• ׾ﰷ
• 
• ׾
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿
• 
• ﾿

---