SOU 1996:117

Expertrapporter från Skatteväxlingskommittén : delbetänkande

1. Ekonomisk värdering av milj ön: Metoder och svenska erfarenheter

av

Tore Söderqvist Beijerinstitutet för ekologisk ekonomi,

Kungl. Vetenskapsakademien, Stockholm

2. Värdering av miljövaror

2.1 . Naturkapital och milj övaror

En beskrivning av vad som menas med "miljövaror" kan ta sin utgångspunkt i människans förvaltning och nyttjande av Olika slags kapital. "Kapital" är ett notoriskt mångtydigt begrepp, men syftar i modern tolkning på allt som har egenskapen att kunna ge avkastning (jfr Nationalencyklopedin, 1993). En smula mer precist kan kapital definieras som förrådet (stocken) av en varaktig resurs som finns tillgänglig för produktion av ett flöde av varor och tjänster idag och i framtiden. Varorna och tjänsterna blir till nytta för människor genom deras konsumtion, antingen direkt konsumtion av dem eller genom att varorna/tjänsterna används i produktionen av någon annan vara eller tjänst. En investering är en åtgärd som ökar förrådet av resursen. Detta sker på bekostnad av konsumtion idag, men ger möjligheter till konsumtion i framtiden.

En indelning av kapital i olika kapitalslag kan göras på flera olika sätt. Ett sätt som är av intresse för denna framställning används av Folke m fl (1994). De väljer att skilja mellan naturkapital, human- kapital och tillverkat kapital. Tillverkat kapital kallas ofta realkapital och är förrådet av maskiner, byggnader, transportmedel och annat som människor har tillverkat för produktion av varor och tjänster.2 Humankapital definieras vanligen som förrådet av kunskap och erfarenhet som människor besitter. Till detta skulle kunna läggas de beteendemönster, traditioner och institutioner som människor har skapat och som kan skilja sig väsentligt åt mellan Olika kulturer.3 En investering i humankapital kan således ske både på individuell (t ex genom ökad utbildning) och samhällelig nivå (t ex genom att införa

2 I klassisk kapitalteori är "kapital" vanligen liktydigt med realkapital.

3 Jfr deinitionen av "kulturkapital" i Berkes och Folke (1994). Berkes och Folkes idé är att detta kulturkapital har uppkommit genom människans samspel med och nyttjande av naturen.

eller utveckla institutioner).4 Humankapital i en än vidare bemärkelse skulle även kunna inkludera människors arbetskraft.

Naturkapitalet består dels av ej förnyelsebara resurser som olja, kol och mineraler och dels av förnyelsebara resurser som de ekologiska systemen (ekosystemen). Ekosystemen spelar en avgörande roll för sådana grundläggande livsbetingelser som atmosfärens samman- sättning, klimatet, jordmånen och den hydrologiska cykeln. Vidare ger ekosystemen människan föda och tjänar som nedbrytare av föroreningar och avfall. De tillhandahåller även rekreationsmöjlig— heter och skönhet. Detta är några få exempel på alla nyttigheter som ekosystemen tillhandahåller för människan, ofta tack vare ett komplicerat samspel mellan olika ekosystem. Beteckningar på sådana nyttigheter skulle kunna vara "miljövaror", "miljötjänster" eller "ekologiska tjänster". Valet av beteckning beror på vilken nyans man vill uttrycka. För enkelhets skull används enbart etiketten "miljövaror" i denna uppsats.

Att tala om kapital även när det gäller miljön kan göra det lättare att tänka i termer av hushållning och förvaltning. Kanske var natur- kapitalet så stort i gångna tider att tillgången på miljövaror var praktiskt taget obegränsad. Dagens många "miljöproblem" är tecken på en förändrad situation. Människan har kunnat skapa välstånd genom nyttjande av naturkapitalet och uppbyggandet av ett förråd av tillverkat kapital.5 Dessa enorma framsteg har dock ett antal baksidor, bland annat att många miljövaror har blivit knappa. De finns inte längre i obegränsade mängder och/eller deras kvalitet har sjunkit. Miljöproblemen är därmed inte minst ekonomiska problem om god hushållning med knappa resurser eller. annorlunda uttryckt, om god kapitalförvaltning. Tyvärr försvåras denna förvaltning av att det inte finns någon signal på knappheten som direkt påverkar nyttjandet av naturkapitalet. Jag syftar på att miljövaror i typfallet saknar ett pris, ett ämne som jag återkommer till nedan.

"Institutioner" bör här tolkas som spelreglerna för samspelet mellan människor (jfr North. 1990, 1994) och mellan människor och natur.

1 vilken grad naturkapital och tillverkat kapital är komplement eller substitut är föremål för en het diskussion som inte ryms inom ramen för denna uppsats.

2.2. Milj Övarornas ekonomiska värde och andra värden

Den här uppsatsen handlar om svenska miljövarors ekonomiska värde. För att kunna tolka information om detta värde är det viktigt att åtminstone på ett principellt plan veta hur det skiljer sig från det totala värdet. Ett inte ovanligt synsätt är att miljön/naturen/ekosystemen anses vara värdefull på tre olika sätt (se t.ex. Philipson, 1994). För det första anses miljön ha ett instrumentellt värde. Med detta menas att den är värdefull som medel för något annat som är viktigt för människan, tex föda. För det andra kan miljön ha ett egenvärde på grund av de upplevelser människor kan ha av den, tex skönhetsupplevelsen av en äng i blomsterskrud. Gränsen mellan instrumentella värden och egenvärden är oskarp, men gemen- samt för dem är att de är värden som beror på människan; de är antropocentriska värden.

Förutom de antropocentriska värdena kan miljön för det tredje ha ett intrinsikalt värde. Detta är ett värde som miljön har Oberoende av människan - ett inneboende, ontologiskt värde till skillnad från de antropocentriska. Philipson (1994) menar att ett sådant värde hos miljön möjligen kan liknas vid "människovärdet", som ofta beskrivs som ett objektivt värde som går utöver mänskliga värderingar. Svenska undersökningar om människors livsåskådningar visar att det är en vanlig åsikt att naturen har ett intrinsikalt värde.6

Hur hänger dessa tre värden ihop med det ekonomiska värdet? Två grundprinciper för analyser förankrade i ekonomisk teori är en antropocentrisk etisk grund och principen om individens suveränitet ("consumer sovereignty"). Den första principen säger att utgångs- punkten för ekonomisk analys är de värden som människor har eller hyser. Innebörden av den andra principen är att varje enskild individ är den ende som kan avgöra vad som är bra eller dåligt för honom. Principerna ger ett individualistiskt perspektiv där den enskilda människans bedömningar och avvägningar hamnar i centrum. Det kan givetvis diskuteras huruvida dessa principer är bra eller dåliga, men de har i alla händelser fördelen att de ger en tydlig grund för ekono- misk analys och underlättar tolkningen av analysresultat.

6 "Livsåskådningar i Sverige". Avdelningen för tros- och Iivsåskådnings-

vetenskap vid Uppsala universitet, 1988.

Det individualistiska perspektivet bildar bakgrund till ett centralt begrepp i ekonomisk teori nämligen betalningsvilja.7 Vad som menas med detta begrepp belyses enklast genom ett exempel. Antag att hr Svensson idag genom allemansrätten åtnjuter 100 hektar orörd, skyd- dad skog att ströva i och har inkomsten 1000. Låt oss säga att denna inkomst mäts i kronor, men observera att andra mått är också tänk- bara (gram guld, kg äpplen eller vad det nu kan vara). Skogen och inkomsten (eller snarare det som inkomsten används för) ger Svens— son en viss nivå av välbefinnande. Antag vidare att det har föreslagits ett projekt som går ut på att ytterligare 100 ha gammal skog i Svens- sons närhet skulle skyddas från konventionellt skogsbruk. Detta skulle öka hans välbefinnande. Vad är denna förbättring värd?

Ekonomisk teori menar att det högsta belopp som Svensson är villig att betala för att få projektet genomfört är det belopp för vilket hans välbefinnande blir oförändratjämfört med dagens situation. För Svensson kanske gäller att 200 ha och inkomsten 950 kr ger samma välbefinnande som 100 ha och inkomsten 1000 kr, allt annat lika. Svenssons maximala betalningsvilja för projektet är således 50 kr. Projektets ekonomiska värde för Svensson är därmed 50 kr.

Meningen med detta exempel var att belysa att ekonomiska värden avslöjas av prioriteringar och avvägningar mellan knappa resurser. Vidare framgick redan av de två grundprinciperna att en miljövaras ekonomiska värde återfinns bland de antropocentriska värdena, dvs de instrumentella värdena och egenvärdena. Det ekonomiska värdet ger ingen information om eventuella intrinsikala värden, men detta bety- der inte att sådana inte finns.8 Ekonomisk analys ger inga fullständiga svar.

Det är inte heller säkert att det ekonomiska värdet såsom avslöjat av betalningsvilja kan tolkas som ett mått på det totala antropo- centriska värdet. Ett individualistiskt perspektiv är på många sätt försvarbart, men det har också sina brister. För att återgå till exemplet ovan så är det ekonomiska värdet uppenbarligen avhängigt hr Svens-

7

I vissa fall är accepterad kompensation, inte betalningsvilja. ett relevant mått. Betalningsvilja och accepterad kompensation är begrepp härledda från teoretiska mått på konsumentöverskott (kompenserande variation och ekvivalent variation). Johansson (1991) ger en utmärkt introduktion till dessa och andra spörsmål inom välfärdsteorin. Boadway och Bruce (1984) och Just m fl (1982) är mer avancerade framställningar.

Undersökningar om betalningsvilja kan däremot ge indikationer på att somliga människor anser att intrinsikala värden existerar. Se även avsnitt 2.5.1.

sons subjektiva uppfattning av nyttan av den skyddade gammel— skogen. Det är dock möjligt att skyddet av skogen är till nytta för Svensson (och för andra människor idag och i framtiden) även på sätt som han inte uppfattar. Att skydda skogen kan till exempel innebära ett skydd för den hydrologiska balansen i trakten, något som också är till nytta för människor. Helheten kan således bestå av många olika varierande delar av betydelse för en människa, men det är inte själv- klart att hon uppfattar mer än en delmängd. En tröst i sammanhanget är att även om förändringen i en delmängd inte mäter förändringen i helheten, så kan förändringen i delmängden påverka förändringen i helheten fullt ut.9 Viktig information behöver inte alltid vara komplett.

Ekonomer indelar ibland det ekonomiska värdet i användarvärden (brukarvärden, "use values") och icke—användarvärden. Benämning- arna talar till stor del för sig själva. Anledningen till att hr Svensson är beredd att betala för mer skyddad skog kan vara att han själv vill nyttja skogen genom att promenera, plocka blåbär och kantareller, osv. Men det kan också finnas andra motiv som inte är förknippade med hans egen användning av skogen, t ex andra människors nytt- jande eller själva existensen av skyddad skog oavsett hans eller andras nyttjande. Denna indelning av det ekonomiska värdet kan vara till viss hjälp vid tolkningen av resultat från betalningsvilje- undersökningar.

2.3. Ett policyperspektiv

Gammelskogsexemplet i det föregående avsnittet antyder betydelsen av att ha ett policyperspektiv när ett ekonomiskt värde skall utrönas. Ett sådant perspektiv underlättar även för att klarlägga vissa funda- mentala spörsmål. Till att börja med kan det konstateras att det är inför val av olika handlingsalternativ (inklusive status quo) som information om värderingar behövs. Till varje handlingsalternativ är kopplat ett antal konsekvenser. För att bedöma vilket alternativ som bör väljas måste konsekvenserna jämföras på något sätt. Ett sätt att åstadkomma en sådan jämförelse är att göra en ekonomisk ut- värdering där konsekvenserna uttrycks i monetära termer (kostnader och intäkter), men även andra skalor är tänkbara.

Om vi återgår till gammelskogsexemplet, är tydligen en

9 Jfr Pigou (1932, s. 12).

konsekvens av handlingsalternativet "skydda ytterligare 100 ha skog" att hr Svensson kommer i åtnjutande av mer skyddad skog i sin när— het. Som vi har sett har detta uppenbarligen ett ekonomiskt värde för Svensson, vilket kan inräknas i alternativets intäkter. Men gäller det- samma för skyddets värde för den potentielle turisten Herr Schmidt från Tyskland? Detta är ett enkelt exempel på att det är ofta långt ifrån självklart vilkas värderingar som konsekvensanalysen skall inkludera och hur värderingarna skall aggregeras. Ur ett policy- perspektiv blir resultat från studier av värderingar intressanta först när de är relevanta för val mellan olika handlingsalternativ. Ett villkor för sådan relevans är att studierna på något sätt besvarar de fundamentala frågorna om "vilka” och ”hur”.

2.4. Bristen på marknadspriser

Ibland söks det ekonomiska värdet av en förändring av tillgången på en vara som är föremål för fri handel och prissättning på en marknad; en marknadsvara. Detta rör sig om en åtminstone i princip tämligen rättfram uppgift. Ekonomisk teori tillåter nämligen en tolkning av marknadspriset som ett värde med anknytning till det välbefinnande som konsumtionen av varan ifråga ger en individ. Om kunskap dess- utom finns om efterfråge- och utbudssamband kan det ekonomiska värdet skattas ganska behändigt.

En komplikation i sammanhanget är att marknader sällan eller aldrig fungerar perfekt. Ofta finns regleringar, informationsbrist, för få aktörer eller andra hinder för fri handel och prissättning. I ett sådant fall blir det svårare att tolka vilken information som marknads- priset ger. Det är vanligt att ekonomer har visst överseende med detta problem och är tacksamma för att det överhuvudtaget finns marknads- data tillgängliga.

Miljövaror är dock ofta inte marknadsvaror. En vanlig förklaring till detta är att miljövaror vanligen är mer eller mindre kollektiva till sin natur, dvs de hör hemma bland de varor som ekonomer kallar kollektiva varor. En kollektiv vara kännetecknas av att människor inte kan utestängas från konsumtion (ingen utestängningsmöjlighet, "nonexcludability") och att en persons konsumtion inte minskar den mängd av varan som är tillgänglig för andra personer (icke-rivalitet, "nonrivalry"). Traditionella exempel på kollektiva varor är militärt försvar, gatubelysning, polisskydd och miljövaror som ren luft. Det kan dock räcka med ett inslag av icke-rivalitet eller att utestängning

endast delvis är möjlig för att en marknad inte skall uppstå eller åtminstone fungera bristfälligt.

I typfallet saknas alltså ett marknadspris på miljövaror, och då måste skattningen av det ekonomiska värdet ske på andra vägar. För detta har ett antal värderingsmetoder utvecklats. Nedan följer en beskrivning av dessa.

2.5. Metoder för att värdera miljövaror10

Ovan betonades att ekonomisk teori genomsyras av ett individua- listiskt synsätt. Detta förklarar varför ekonomer vanligen anser att värderingsmetoder som baserar sig på människors betalningsvilja är de mest tillfredsställande. Ett fast teoretiskt fundament för en metod underlättar dessutom tolkningar av metodens resultat. Flera Olika värderingsmetoder som utgår från betalningsviljebegreppet har utvecklats, men det finns även andra metoder. I de följande avsnitten följer en kort presentation av dessa två grupper av värderingsmetoder.

2.5.1. Värderingsmetoder som baserar sig på betalningsviljall

Faktumet att miljövaror sällan har ett marknadspris betyder inte att marknadspriser aldrig kan användas för värdering av miljön. Anled- ningen är att det kan finnas någon slags koppling mellan en miljövara och åtminstone en marknadsvara. Det mest uppenbara fallet är när information om dos/respons-förhållanden finns tillgänglig. Ett enkelt exempel är utsläpp av föroreningar i en sjö. Utsläppen påverkar vattenkvaliteten och kan till exempel få konsekvensen att fångsten av fisk minskar. Åtminstone viss fisk är en marknadsvara, för vilken efterfråge- och utbudssamband kan skattas. Den försämrade vatten- kvaliteten kan sedan delvis värderas som nettoförlusten för producenter och konsumenter av en minskad fiskfångst. Marknads- data kan således ge information om vissa skadekostnader som uppstår till följd av ett utsläpp eller hur mycket skadorna minskar vid en reduktion av utsläppen. För att värdera andra skador till följd av en

10 Se tex Braden och Kolstad (1991) och Freeman (1993) för mer djupgående presentationer av flertalet av de metoder som nämns här.

” 3 k hushållsproduktionsfunktioner kan vara lämpliga för att härleda flera

av de metoder som nämns i detta avsnitt. Se Mäler (1985), Mäler m fl » (1994) och Smith (1991).

försämrad vattenkvalitet än minskade fångster av fisk kan det vara nödvändigt att använda andra värderingsmetoder.

Det är instruktivt att se närmare på fallet när det finns så mycket information att sambandet mellan utsläpp och den marginella skade- kostnaden (MSK) kan skattas. MSK är den ökning av den totala skadekostnaden som uppstår när utsläppen ökar med 1 enhet. Det är troligt att denna ökning av totalkostnaden är liten när utsläppen är små, men stor vid betydande utsläpp. 1 Figur 1 har därför en MSK- kurva med positiv lutning ritats in. Antag att utsläppen i dagsläget är A. De totala skadekostnaderna, som kan mätas som ytan under MSK- kurvan, är då lika med ytan ABO. Om utsläppen ökar till C blir följ- den en ökning av de totala kostnaderna med ytan ABDC. Om utsläp- pen däremot minskar till E minskar totalkostnaden med ytan ABFE. På detta sätt kan olika förändringar av utsläppen (och därmed av någon miljövara, t ex vattenkvalitet) värderas.

h- . mazdaism

Skadekostnadcr till följd av utsläpp

Figur 1

Det finns ibland även andra möjligheter att utnyttja samband mellan miljövaror och marknadsvaror. Ett sätt att värdera de rekreations- möjligheter som miljön erbjuder är att använda sig av rese- kostnadsmetoden. Genom att samla in data om människors faktiska kostnader för att resa till ett rekreationsområde kan betalningsviljan för att besöka området skattas. Eftersom det kan finnas ett samband mellan efterfrågan på rekreation och rekreations-områdets egenskaper (t ex vattenkvaliteten vid en badstrand) finns även möjligheter att härleda en betalningsvilja för en förbättring av rekreationsområdets egenskaper. Se tex Bockstael m fl (1987) för en detaljerad presenta- tion av resekostnadsmetoden. Metoden föreslogs av Hotelling (1948) i ett brev till USAs National Park Service och formaliserades av Clawson (1959). En tidig tillämpning genomfördes av Stevens (1966).

Det kan också tänkas att tillgången/kvaliteten på miljövaror spelar roll för priset på fastigheter. Ett hus som är beläget i ett område med exempelvis dålig luftkvalitet kan ha ett lägre marknadspris än ett hus i ett område med ren luft, även om husen i alla andra avseenden är identiska. Om data om bland annat huspriser och husens egenskaper inklusive olika bostadsområdens luftkvalitet finns tillgängliga, kan ett implicit marknadspris på luftkvaliteten skattas och i vissa fall även betalningsviljan för en förbättrad luftkvalitet. Denna metod kallas vanligen fastighetsvärdemetoden eller den hedoniska metoden. Free- man (1993, s. 367-420) ger en utmärkt beskrivning av denna metod. Det första bidraget till det teoretiska fundamentet för metoden gavs av Strotz (1968).

Ett annat fall där marknadspriser kan användas är om miljövaran och någon marknadsvara är mycket nära substitut. De bästa exemplen finns i sammanhang där människor skyddar sig mot miljö— försämringar genom att installera någon utrustning av något slag, t ex kolfilter för att rena dricksvatten som tas från en förorenad källa. Man talar därför ofta om skyddsutgiftsmetoden. Ur ett dricksvatten- perspektiv fungerar ett sådant filter som ersättning för ett rent käll— vatten, om kvaliteten på dricksvattnet kan bibehållas. För små för- ändringar av miljövaran kan data om skyddsutgifter av detta slag ge information om betalningsviljan för en förändringen. Kopplingen mellan skyddsutgifter och betalningsvilja är dock svagare för större förändringar av miljövaran. Se t ex Freeman (1993, s. 1 14-1 15).

Vi kan nu lägga märke till två gemensamma egenskaper för de hittills nämnda metoderna:

1. en värdering av miljövaran härleds från ett marknadspris på någon annan vara och

2. data om människors faktiska beteende på en eller flera mark— nader utnyttjas.

Det finns även ett antal värderingsmetoder som endast har en eller rentav ingen av dessa egenskaper. I viss mån har dessa värderings- metoder utvecklats för att komma runt ett antal problem med de ovannämnda metoderna. Ett praktiskt problem med egenskap (1) är att det inte alltid finns någon koppling mellan miljövaran som. man vill värdera och någon marknadsvara, eller att denna koppling är allt- för svag eller för dåligt utforskad. Ett annat mer fundamentalt problem är att den värdering som egenskap (l) möjliggör grundar sig på den del av det ekonomiska värdet som ovan benämndes användar- värdet. Eventuella icke-användarvärden kommer däremot inte till uttryck.

Dessa problem skulle försvinna om det på något sätt går att skatta betalningsviljan för miljövaran direkt, utan omvägar via några andra varor. Detta är möjligt om en marknad för miljövaran kan upprättas. Som tidigare nämndes uppstår knappast någon marknad spontant, bland annat eftersom miljövaror vanligen är av en kollektiv natur. Detta problem kan kringgås genom att upprätta en hypotetisk mark-

, nad eller använda sig av experiment. ; När experimentmarknader används ges de människor som deltar i I experimentet möjlighet att köpa och sälja en miljövara. Även faktiska ' betalningar äger rum. Experiment av detta slag kan ge mycket intressant information, men metoden är i praktiken möjlig att använda , enbart för vissa miljövaror.12 Ett bra exempel är en amerikansk studie 1 av Bishop och Heberlein (1979), som kunde värdera jaktmöjligheter l genom att organisera en andrahandsmarknad för jaktkort. I Sverige 1 har Peter Bohm lett en rad experiment rörande betalningsviljan för , kollektiva varor och utvecklat den s k intervallmetoden. Se t ex Bohm (1972, 1984). Experimenten har gällt kollektiva varor som TV— utsändningar och statistikproduktion, men metoden kan också vara lämplig för vissa miljövaror.

Det praktiska bekymret att många miljövaror inte lämpar sig att använda i experiment kan lösas genom att i stället inrätta en hypo- tetisk marknad. Detta sätt att direkt få fram betalningsviljan för en miljövara har använts i allt större utsträckning under de senaste

12 Även de eleganta s k Groves-Ledyard-mekanismerna är svåra att tillämpa i praktiken. Åtminstone teoretiskt kan dessa mekanismer användas för att få individer att uppge sin betalningsvilja utan att de samtidigt har motiv att ge falska upplysningar. Se Green och Laffont (1979) för en översikt.

decennierna.l3 Beteckningen på metoden är vanligen "contingent valuation" (CV)-metoden. En etablerad översättning saknas, men "betingad värdering" eller "hypotetisk värdering" är två möjligheter. Med hjälp av intervjuer eller enkäter beskrivs en förändring i till- gången på en miljövara för ett (vanligen slumpmässigt) urval perso- ner. Sedan ställs frågor om personernas betalningsvilja för ett för- verkligande av förändringen.

Frågor om betalningsvilja är relevanta om de tillfrågade tar hänsyn till vilka betalningsmöjligheter de faktiskt har och om de är beredda att göra avvägningar och prioriteringar. Det händer att frågorna ger upphov till protester eller uppenbart orealistiska svar från en del av de tillfrågade.l4 Anledningen till sådana reaktioner kan vara en vägran att kompromissa när det gäller miljön, dvs ett synsätt som inte tillåter avvägningar och prioriteringar. Möjligen antyder detta den roll som intrinsikala värden spelar för vissa människor. Som antyddes ovan faller dessa utanför en ekonomisk analys och måste därför beaktas separat.

Betalningsviljefrågor kan ställas i sluten form, så att de utvalda personerna får ange om de är beredda att betala ett givet penning- belopp eller inte ("ja/nej—frågor", "discrete choice question"). Denna frågetyp bygger på att en (slumpmässigt vald) delmängd av perso- nerna får ta ställning till ett visst belopp, en annan delmängd ett annat belopp, osv. Ett alternativ är att ställa en mer eller mindre öppen fråga ("open-ended question"), så att de utvalda personerna fritt får ange sin betalningsvilja. Det finns även andra frågevarianter och mellan- former, men gemensamt för alla är att faktiska marknadstransaktioner inklusive betalningar inte äger rum. Mitchell och Carson (1989) ger en detaljerad presentation av metoden, som först tillämpades av Davis (1963).

CV-metoden är omdebatterad.ls Den ställer stora krav på utform- ningen av text, bilder 0 dyl som skall förmedla information om den tänkta förändringen av miljövaran. Framför allt är det dock kontro- versiellt att den inte baserar sig på data om människors faktiska marknadsbeteende. Metodens förespråkare menar att vid goda

13 Metoden används även för andra slags varor som inte är föremål för fri handel och prissättning på någon marknad, t ex hälsorisker och vissa tjänster producerade av den offentliga sektorn.

" Protester är särskilt vanliga i de sällsynta fall då frågor om accepterad

kompensation ställs.

15 | någon mån gäller dock debatten brister som kännetecknar alla empiriska

metoder, t ex datakvalitet.

tillämpningar av metoden erhålls information om hur människor faktiskt skulle bete sig om den hypotetiska marknadssituationen blev verklighet. Sådana tillämpningar är således inga opinionsunder- sökningar i vanlig mening. I denna uppsats finns inget utrymme för utvikningar om debatten om CV-metoden. Se i stället t ex Arrow m fl (1993), Diamond och Hausman (1994), Hanemann (1994) och . Portney (1994).

Det finns också ett antal andra värderingsmetoder som påminner om CV-metoden, men som baserar sig på hur de utvalda personerna rangordnar olika situationer. Dessa situationer kan skilja sig åt med avseende på tillgången på miljövaran och betalningskrav. Genom information om valda rangordningar kan en betalningsvilja härledas. Det finns Olika varianter av denna metod; man talar t ex om "contingent ranking", "stated preferences" och "conjoint analysis". Se tex Smith och Desvousges (1986) och Widlert (1992). 1 Avslutningsvis bör påpekas att den rika floran av metoder enbart i inom "betalningsviljegruppen" avspeglar faktumet att det är svårt att få ett fullständigt svar genom enbart en enstaka tillämpning av en viss metod. Ofta är kombinationer nödvändiga. För att återgå till exemplet hr Svensson och gammelskogen, så kanske CV—metoden framgångs- rikt kan användas för att värdera t ex de utökade rekreations- möjligheterna för Svensson. De andra effekter som skyddet av gammelskogen leder till och som antagligen inte är lika uppenbara för Svensson (t ex bevarandet av den hydrologiska balansen) kanske däremot måste värderas separat. Detta exempel understryker den stora betydelsen av att kunna identifiera de miljövaror som olika ekosystem tillhandahåller och hur förändringar i dessa påverkar människan.

2.5.2. Andra värderingsmetoder

Förutom värderingsmetoder som kan hänföras till betalningsvilje- gruppen finns en mängd andra metoder. Några huvudvarianter kommer här att presenteras kortfattat, men listan gör inte anspråk på att vara fullständig. De teoretiska och etiska fundamenten för metoderna varierar. Många är enklare och därmed billigare att använda än betalningsviljemetoderna, och ibland anförs detta som ett argument för dem. För en ekonom är det lockande att utvärdera meto- derna genom att ha betalningsviljeansatsen som måttstock. Även jag kommer delvis att falla för den frestelsen nedan, men detär viktigt att lägga märke till att en sådan jämförelse kan leda fel. Om metoder som inte baserar sig på betalningsvilja används på grund av andra

teoretiska eller etiska utgångspunkter, så är metoderna i grunden komplement, inte substitut.

En metod som har använts flitigt av ekonomer för att värdera miljö- effekters inverkan på människors hälsa är humankapitalmetoden. Denna metod grundar sig bl a på antagandena att en individs värde är vad han producerar och att löner ger information om produktivitet. Se tex Cropper och Freeman (1991) och Freeman (1993, s. 322-325) för en beskrivning av denna metod. Metoden ger en grund för att använda data om produktionsbortfall för att värdera försämrad hälsa. Till detta läggs vanligen beräkningar rörande vårdkostnader. Sådana data är givetvis intressanta och kan i vissa fall motiveras med att de ger information om den undre gränsen för skadekostnaderna. Metoden måste dock användas med varsamhet, eftersom den kan ge resultat som inte är försvarbara, t ex att pensionärer inte har något positivt värde.

En intressant möjlighet att finna data om monetära värderingar är att studera beslut rörande miljövaror som har fattats i politiska för— samlingar eller av myndigheter. Dessa beslut kan avslöja samhällets betalningsvilja för en förändrad tillgång på miljövarorna. Det finns sannolikt fog för att vara skeptisk till tanken att dessa beslut perfekt återspeglar medborgarnas åsikter. Detta hindrar dock inte att det kan finnas fall där denna återspegling är relativt stark. Kanske har beslutet föregåtts av en intensiv diskussion, där många olika gruppers åsikter har kommit till uttryck och dessutom konvergerat. I alla händelser har denna värderingsmetod en lång tradition på ett annat område än miljövaror, eftersom den offentliga sektorn i national-räkenskaperna värderas som kostnaderna för den offentliga verksamheten.

Att utgå från politiska beslut eller myndighetsbeslut ger ett antal möjligheter till värdering från kostnadssidan. I vissa fall kan åtgärder som reparerar miljöskador sättas in utan att källan till skadan för den skull åtgärdas. Den återställandekostnad som då uppstår har använts som ett mått på de kostnader som skadan leder till. Ett bra exempel är kostnader för kalkning som återställer markens pH-värde i ett försurningsdrabbat skogsområde. Ibland kan åtgärder sättas in mot källan till skadan. De undvikandekostnader som då uppstår har också använts för värdering.”) Observera likheterna med skyddsutgifts- metoden, som dock utgår från individuella aktörers (frivilliga) beteende.

"5 I arbetet för svenska miljöräkenskaper spelar för närvarande beräkningar

av återställande- och undvikandekostnader en stor roll som värderingsmetod. Se Kl och SCB (1994).

Undvikandekostnaderna kan illustreras genom att utgå från Figur 1. 1 Figur 2 finns nu två kurvor: en för den marginella skadekostnaden (MSK) och en för den marginella undvikandekostnaden (MUK). Den senare kurvan visar den ökning av den totala undvikandekostnaden som uppstår när utsläppen minskar med 1 enhet till följd av tex installation av reningsutrustning. Troligen ökar undvikandekostnaden på marginalen när utsläppen minskas mer och mer, vilket innebär en negativ lutning på MUK-kurvan. Vid utsläppet A 1 Figur 2 uppnås tydligen den minsta totalkostnaden. dvs summan av skadekostnader och undvikandekostnader har här sitt minimum. De totala skade- kostnaderna är i denna situation lika med ytan ABO och de totala undvikandekostnaderna är ABC. Tydligen beror det helt på kurvornas utseende hur väl dessa två ytor överensstämmer. Om de totala undvikandekostnaderna används för att skatta de totala skade- l kostnaderna finns uppenbarligen en stor risk för felskattningar.

0 A C Wipp

Figur 2 Skadekostnader och undvikandekostnader

En annan möjlig situation illusteras av Figur 3. Antag att utsläppen i dagsläget motsvaras av punkten 1 och att det har beslutats att ut- släppen skall minskas till A. Kostnaden för åtgärderna som möjliggör detta uppgår till ytan ABHI. Skadekostnaderna minskar med ett större belopp, totalt ytan ABGI. I detta fall finns en något stabilare grund för att använda undvikandekostnaderna som ett mått på skadekostnaden för att utsläppen är 1 i stället för A. Hur bra måttet är beror dock på kurvornas utseende, som varierar från fall till fall.

Figur3 Kostnadsförändringar vid en utsläppsminskning från I till A

Även om risken för felskattningar är betydande när återställande- och undvikandekostnader används som mått på skadekostnader är det inte givet att denna risk inte får tas. Kanske är det att föredra att ha något pris på miljön än inget pris alls. Priset kan sedan justeras i takt med att bättre data samlas in. Naturligtvis kan många invändningar ; göras mot ett sådant synsätt. Denna viktiga diskussion faller dock i utanför ramen för denna uppsats.

!!

Figur 3 är användbar även för att illustrera begreppet "miljöskul om vi tänker oss att den horisontella axeln mäter t ex graden av för- surning i skogsmark och den negativt lutande kurvan marginella åter- ställandekostnader i form av marginalkostnaden för kalkning. Miljö- skulden såsom definierad av Jernelöv (1992) är då de totala åter- ställandekostnaderna för att erhålla en situation som är förenlig med skogens uthålliga produktionsförmåga. Jernelöv argumenterar inte för att detta är en värderingsmetod, men eftersom återställandekostnader i andra sammanhang används som en sådan, är begreppet ändå av intresse för denna uppsats.

Det är viktigt att lägga märke till att miljöskuldstanken är baserad på utgångspunkter som inte är självklara. Ur ekonomisk synvinkel borde försurningen reduceras till punkten A, där summan av åter- ställandekostnader och skadekostnader minimeras. Det är inte givet att denna punkt överensstämmer med skogens uthålliga produktions- förmåga. Kanske är människan beredd att tumma på denna förmåga för att kunna få något annat i stället. För att ta till slagord ställs skog mot bilar, och bägge är viktiga för vår välfärd.

1 mer allmänna ordalag beror vår välfärd på avvägningar mellan naturkapital och realkapital. Avvägningarna kommer vi knappast ifrån, men detta hindrar inte att förvaltningen av de olika kapitalslagen kan bli bättre. För att förvalta naturkapitalet bättre krävs med största sannolikhet hänsyn till fysiska begrepp som "uthållig produktionsförmåga", men även till annat. Att enbart förlita sig på miljöskuldsbegreppets utgångspunkter respektive ett ensidigt användande av ekonomisk analys implicerar två specialfall av etiska ställningstaganden. Förmodligen är det genom kompromisser mellan dessa som en framkomlig väg kan hittas.

Betydelsen av naturkapitalet kan illustreras genom att beräkna vad det skulle kosta att ersätta ekosystemfunktioner med tillverkat kapital. Ett exempel på sådana ersättningskoslnader är kostnader för renings— verk som utför samma slags reningstjänster som våtmarker. Ersättningskostnader av detta slag ger information om ekosystemens ekonomiska betydelse. Inte minst för att utröna kostnadseffektiva åtgärder kan denna information vara betydelsefull, jfr Gren (1993, 1995).

3. Svenska värderingsstudier - en översikt

Kriström (1992) sammanfattade ungefär ett dussin svenska värderingsstudier baserade på betalningsviljeansatsen. 1 appendixet till denna uppsats återfinns tre tabeller som sammanfattar över 60 studier. Denna ökning av antalet studier beror bland annat på att många värderingsstudier har genomförts på senare år, och att tabellerna även sammanfattar studier som inte har använt sig av betalningsviljeansatsen eller har använt sig av tidigare studiers skatt- ningar. Ändå ger översikten över värderingsstudier i denna uppsats inte anspråk på att vara komplett.

Ambitionen att få tabellerna att tala för sig själva har varit någor- lunda hög. Detta avsnitt kommer därför framför allt att ägnas vissa mönster och tendenser som kan skönjas vad gäller val av metoder, tillämpningar och resultat.

3.1. Betalningsviljestudier (Tabell 1 i appendix)

Tabell ] avslöjar att antalet svenska tillämpningar av CV-metoden på miljövaror börjar bli stort. Över 40 studier har genomförts om olika enkätvarianter vid en och samma tillämpning räknas som separata studier. De svenska studierna utgör dock enbart en bråkdel av de över tusen CV-studier som har genomförts på skilda platser på jordklotet, inte minst i USA. Se Carson m fl (1995) för en CV—bibliografi. Även andra värderingsmetoder baserade på betalningsviljeansatsen är representerade, dock inte i så riklig omfattning som CV-metoden. '

CV-studierna har gällt de mest skilda miljövaror, från lokala miljö- * varor som ett grönområde till storskaliga miljöproblem som försur- ning av mark och sjöar och övergödningen av Östersjön. Av kostnadsskäl har oftast postenkäter använts som undersöknings- metod. Svarsfrekvensen varierar, men är vanligen mellan 60 och 70%. Problemet att icke-respondenternas betalningsvilja är Okänd angrips tyvärr inte alltid, trots att bara en enkel känslighetsanalys med

i l !

lite olika antaganden kan vara mycket informativ. Några studier har dock haft en ambitiös uppläggning med bortfallsundersökningar. Resultat från Fredman (1995) illustrerar att icke-respondenter kan vara svarsvägrare av andra skäl än ointresse för miljövaran ifråga, t ex principellt motstånd mot enkätundersökningar.

Att olika typer av betalningsviljefrågor leder till olika svar är knappast förvånande, men det skulle vara bekymmersamt om det inte fanns något mönster i olikheten. En intressant jämförelse är mellan ja/nej-frågor ("discrete choice", DC) och öppna betalningsviljefrågor ("open-ended", OE). Ett antal studier har använt båda varianterna för samma tillämpning, så att vissa respondenter har fått en enkät med en DC—fråga medan andra har fått en OE-fråga, alternativt att en OE- fråga har ställts efter DC-frågan. Figur 4 visar hur medelvärdes- skattningarna skiljer sig åt mellan frågetyperna.17

Medel-WTP, kr per person

och år 7000 . 6500

6000 5000 1 4700

3730 ?. DC !

4000 ' , ,O()E,

3000 2510 2420

2000

800 800 1000 .

36535510040

Boman och Fredman Kriström Mattsson Mattsson Söderqvist

Bostedt (1995) (1990) och Li och Li (1996) (1995) (1993) (1994) Figur 4 Frågetypens betydelse för WTP-skattningar i CV- studier

17 Vanligen är det medelvärdes- och totalvärdesskattningar som är de mest intressanta, eftersom ett samhällsekonomiskt kostnads-lintäktsperspektiv oftast fungerar som utgångspunkt för värderings-studierna. Därför läggs fokus vid dessa skattningar i denna uppsats. Vid ett folkomröstningsperspektiv är det medianskattningarna som är intressanta. Om sådana har redovisats i studierna (detta görs långtifrån alltid) återfinns även dessa skattningar i Tabell 1.

Ett klart, men föga förvånande mönster uppkommer i Figur 4. Det är ett etablerat resultat att DC-frågor leder till en högre medel- betalningsvilja än OE-frågör, jfr Kriström (1993). Vanligen anses DC-frågor som mer tillförlitliga. De påminner om vardagliga marknadssituationer där konsumenter får ta ställning till givna priser. Dessutom kan DC-frågor ha en större potential att locka fram de till- frågades maximala betalningsvilja. Orsakerna till varför frågetyperna ger så pass olika resultat är dock på intet sätt färdigutredda, och det är inte alls givet att DC-frågorna ger en "sannare" betalningsvilja än OE- frågorna.

I en jämförelse mellan resultaten från betalningsviljestudierna måste hänsyn tas till faktumet att frågetyperna påverkar resultaten. I de sex studier som redovisas i Figur 4 är DC-skattningarna 1,5-7 gånger större än OE-skattningarna, i medeltal drygt 3. I den följande resultatjämförelsen har därför medelbetalningsviljor skattade från svar på OE-frågor multiplicerats med 3. Då uppnås en bättre jämför- barhet. Observera att det fortfarande råder osäkerhet om nivån på DC- skattningarna är den som är närmast sanningen, eftersom det inte är klarlagt varför DC-frågor och OE—frågor ger olika resultat.

En annan tyvärr i stort sett outredd fråga gäller hur de tillfrågade i CV-studier uppfattar engångsbetalningar respektive återkommande (vanligen årliga) betalningar. Valet av betalningssätt varierar mellan olika studier. För att uppnå åtminstone en grov jämförbarhet har engångsbelopp räknats om till belopp per år med hjälp av en diskonteringsränta. Vissa andra omräkningar har också skett, t ex omräkning av alla belopp till 1995 års penningvärde. Se appendixet för detaljer.

Figur 5 sammanfattar resultaten från de flesta betalningsvilje- studierna, såväl CV-studier som andra betalningsviljestudier. Studierna har grupperats efter vilken typ av miljövara som har värde- rats. Flera intressanta observationer kan göras. Till att börja med är det tydligt att betalningsviljan inte är konstant. Det verkar således inte finnas något "schablonbelopp" som tillfrågade i CV—studier plockar fram oavsett vilken miljövara det är fråga om. Detta understryks av * Figur 6, som visar resultaten från de CV—studier som har använt stick- prov representativa för hela Sverige. Medelbetalningsviljan varierar kraftigt, från 35 kr/person och år för bevarande av den vitryggiga hackspettens förekomst i Sverige (Fredman, 1995) till 6500 kr/person och år för ett åtgärdsprogram som eliminerar utsläppen av svavel i Sverige (Johansson och Kriström, 1988).

Medel-WTP, kr Säj person och år 1

17500

l e 1, 15000 0 ; 12500 0 ' ! 10000 0 ' . 0 7500 . . . 5000 , : 8 2500 i 0 . 0 ' | 6 o 3 0 l 2 3 4 5 6 lzmatkvalitet och 2:jakt (n=4) 3:annan rekreation : boendemiljö (n=23) (n=l3) * 4:storskaliga miljö- 5:1andskaps- och 6:bevarande av enskilda problem (n=5) naturvård (n=3) arter (n=2)

Figur 5 WTP för olika miljövarugrupper

Medel-WTP, kr per person och år 7000 6000 . 5000 — IMedeI-WTP(engångsbe1. omräknade) 4000 ' EIMedel-WTP (engångsbel.

ej omräknade)

l...

1 2 3 4 5 6 7 8 9 1011 12 Värderingsstudie (miljövarugrupp)

3000

2000 ir

1=Malmberg (1994) [1] 2=Silvander (1991) [1] 3=Si1vander (1991) [3] 4=Söderqvist (1996) [3] 5=Johansson (1989) [4] 6=.lohansson och Kriström (1988) [4] 7=Johansson och Zavisic (1989) [4] 8=Söderqvist (1996) [4] 9=Drake (1987) [5] 10=Kriström (1990) [5] ! l=Boman och Bostedt (1995) [6] 12=Fredman (1995) [6]

Figur 6 WTP i CV-studier baserade på riksrepresentativa stickprov.

Vidare förefaller värderingen av de olika miljövarugrupperna följa ett intuitivt tilltalande mönster. I genomsnitt är medelbetalningsviljan för de Olika varugrupperna följande:

1. MATKVALITET OCH BOENDEMILJÖ: 3400 kr/person och år (23 studier)

2. JAKT: 13700 kr/person och år (4 studier) 3. ANNAN REKREATION: 1900 kr/person och år (13 studier)

4. STORSKALlGA MILJÖPROBLEM: 3900 kr/person och år (5 stu- dier)

l l

l l

5. LANDSKAPS- OCH NATURVÅRD: 1400 kr/person och år (3 studier)

6. BEVARANDE AV ENSKlLDA ARTER: 400 kr/person och år (2 studier)

Det höga värdet för varugrupp 2 avspeglar älgjaktens enorma bety- delse för vissa grupper i Sverige (Johansson, 1990, Mattsson, 1990, Mattsson och Kriström, 1987). I genomsnitt värderas annan rekreation (grupp 3) inte alls lika högt. Storskaliga miljöproblem (grupp 4). såsom övergödningen av Östersjön (Söderqvist, 1996) och svavelutsläpp (Johansson och Kriström, 1988) rankas uppenbarligen också högt av tillfrågade i CV-studier. Inte oväntat är den genom- snittliga betalningsviljan också hög för miljövaror förknippade med mat och boendemiljö (grupp 1). Variationen är dock stor. I denna grupp skattades till exempel en medelbetalningsvilja på noll kronor för att flytta reguljärflyget från Bromma flygplats i Stockholm (Inregia AB, 1993). Det bör dock understrykas att en sådan åtgärd inte enbart handlar om buller i boendemiljön, utan även fördelar i form av goda flygkommunikationer nära bostaden.

Grupperna 5 och 6 innehåller miljövaror som för många inte har lika stark anknytning till ens vardag som grupperna 1, 2 och 3, eller som inte är riktigt lika storskaliga som grupp 4. Grupp 5 består av studier rörande bevarande av jordbrukslandskapet (Drake 1987, 1992, Drake, Kumm och Andersson, 1991) och skyddande av vissa urskogar (Kriström, 1990), och arterna som studierna i grupp 6 handlar om är vargen (Boman och Bostedt,1995) och den vitryggiga hackspetten (Fredman, 1995). Det är möjligen därför inte förvånande att värde- ringarna inom grupperna 5 och 6 är lägre och mindre varierande. Antalet studier" är dock litet, vilket kan ha betydelse i sammanhanget.

Det skall betonas att jämförbarheten mellan studierna i Figur 5 är ofta Otillfredsställande. Populationerna varierar t ex kraftigt, från en viss grupp människor i ett visst geografiskt område (t ex jägare i Västerbotten) till hela Sveriges vuxna befolkning. Återigen är det därför av intresse att studera "hela riket"-studierna i Figur 6, vilka kännetecknas av mycket god jämförbarhet. Antalet "hela riket"-

18 Observera att artbevarande är ett exempel på en fråga där skillnaden mellan subjektivt uppfattad nytta och faktisk nytta ställs på sin spets, jfr avsnitt 2.2. Att tillfråga människor om värdet av att bevara en utrotningshotad art utan att de är upplysta om vilken roll denna art (som de kanske inte ens känner igen) spelari ett ekologiskt sammanhang leder till svar som har ett, bokstavligt talat, begränsat värde.

studier är litet, men det är ändå intressant att en indelning av dessa i varugrupper ger ett mönster som mycket liknar det i Figur 5. I genomsnitt blir medelbetalningsviljan per person och år 2800 kr för grupp 1 (2 studier), 1400 kr för grupp 3 (2 studier), 3500 kr för grupp 4 (4 studier), 1200 kr för grupp 5 (2 studier) och 400 kr för grupp 6 (2 studier).

Jämförbarheten mellan "hela riket"—studierna försämras troligen av att resulaten från tre av dessa studier har räknats om från engångs- belopp till årliga betalningar. Det visar sig nämligen att de tre studier för vilka en sådan omräkning har skett (Fredman, 1995, Johansson, 1989, och Kriström, 1990) har de tre lägsta skattningarna av medel- betalningsvilja av alla "hela riket"-studier. Detta kan vara en indika- tion på att en annan omräkningsmetod bör användas. Som ett extrem- fall kan antas att engångsbeloppet bör tolkas som ett årligt belopp. Detta leder till att den genomsnittliga medelbetalningsviljan ökar till 4800 för grupp 4, till 2100 kr för grupp 5 och till 800 kr för grupp 6. Fortfarande ligger således grupp 6 lägst, medan grupp 5 får det tredje lägsta värdet i stället för det näst lägsta. Inte ens detta extremfall ger således upphov till särskilt stora förändringar av genomsnittsvärdena. Däremot minskar variationen inom de olika miljövarugrupperna; jäm- för de horisontellt streckade staplarna i Figur 6 med de vertikalt streckade för de tre aktuella studierna. Figur 7 illustrerar alla hittills redovisade jämförelser av de genomsnittliga medelbetalningsviljorna för de Olika varugrupperna.

Kr per person och år 1 700 14000 ; 3 1 '2000 5 [] Aim mudier(n=50) "Hela riket"-studier, engångsbel. 10000 ' omräknade (n=12) 8000 i . "Hela riket"-studier, engångsbel. ] , ej omräknade (n=12) ; 6000 : 4800 . 3400 3900 1 350 , 4000 ; 2800280 2100 i 190 ! 2000 l 0I400l40 1400] 20 ; 400400800 0 , rc:::::l||. 1 2 3 4 5 6 lzmatkvalitet och 2:jakt 3:annan rekreation boendemiljö 4:storskaliga miljö- 5:1andskaps- och 6:bevarande av enskilda problem naturvård arter Figur 7. WTP för olika miljövarugrupper, genomsnitt.

En annan viktig observation som följer redan efter en hastig blick på Figur 5 är att betalningsviljeskattningar från olika CV-studier i allmänhet inte kan summeras. Då uppkommer snabbt totalbelopp som knappast täcks av de faktiska betalningsmöjligheterna. Betalnings- viljan för en förändring av tillgången på en miljövara anges i en CV- studie vanligen under förutsättningen "allt annat lika". En summering i efterhand är inte förenlig med denna förutsättning, och ger således ingen information. En enstaka CV-studie kan dock vara till hjälp för att bedöma om en förändring är av godo för samhället. Om så är fallet, och om förändringen faktiskt genomförs, så kan de tillfrågades budgetrestriktion ha blivit påverkad av kostnaderna för denna för- ändring när de nästa gång deltar i en CV-studie om någon annan för— ändring.

Som nämndes i avsnitt 2.5.1 är CV-metoden omdebatterad framför allt på grund av att den inte baserar sig på data om människors faktiska marknadsbeteende. Det är därför av särskilt intresse att för ett och samma värderingsproblem kunna jämföra CV-resultat med

resultat från betalningsviljestudier som använder sig av marknads- data. Ett försök till en sådan jämförelse redovisas av Söderqvist (1995b) för fallet radon i småhus. Det visar sig att resultaten från en CV-studie, en fastighetsvärdestudie och en skyddsutgiftsstudie är ganska lika. Detta är ett uppmuntrande resultat, särskilt som det finns anledning att misstänka att icke-användarvärdena är små i detta fall. Om resultatet också är allmängiltigt är däremot en helt annan fråga. Möjligen kan arbetena av Sandström (1996) och Söderqvist (1996) också leda fram till en jämförelse av Olika värderingsmetoders resultat.

3.2. Andra värderingsstudier (Tabell 2 i appendix)19

Bland de värderingsstudier som inte grundar sig på betalnings- viljeansatsen finns ett flertal intressanta resultat. Detta gäller inte minst de som har använt sig av politiska beslut eller myndighetsbeslut som utgångspunkt och därigenom kunnat värdera miljövaror. Denna metod har använts flitigt för att kunna värdera olika trafikslags miljö- effekter (Hansson, 1993, Leksell, 1987a, 1987b, Leksell och Löfgren, 1995).

Som diskuterades i avsnitt 2.5.2 kan det finnas fall där medborgar- nas åsikter återspeglas starkt i centrala beslut. Leksell (1987a, s. 97- 100) diskuterar i detalj ett sådant möjligt fall, nämligen riksdags— beslutet i december 1985 om att införa obligatorisk katalytisk avgas— rening. Detta är ett beslut som Leksell sedan använder sig av i sin värderingsstudie. En beslutsanalys liknande den som Leksell gör är en klar styrka för en värderingsstudie som utgår från politiska beslut eller myndighetsbeslut.

Skillnaden mellan att använda betalningsviljeansatsen och att värdera från kostnadssidan kan illustreras genom en jämförelse mellan en komponent i den svenska "miljöskulden" och en CV-studie. Jernelöv (1992) skattade återställandekostnaderna för marin eutro- fiering till 12600 Mkr. Resultaten från en CV-studie om betalnings- viljan för ett åtgärdspaket mot övergödningen av Östersjön indikerar att svenskarna är beredda att betala mer än detta belopp för att minska övergödningen till en nivå som Östersjön tål (Söderqvist, 1996).

19 Observera att en del av studierna 1 Tabell 2 inte har haft som syfte att värdera miljövaror, utan enbart att skatta kostnader, t ex återställande— eller undvikandekostnader. Dessa studier har likväl tagits med, eftersom sådana kostnader används för värdering i vissa sammanhang.

Det är ett litet steg mellan att konstatera att miljövaror är betydelse- fulla för människans välfärd till insikten att människan kan anlägga och sköta ekosystem för att nå ett bestämt syfte. Att använda sig av s k eko(logiska)-teknologier kan rentav leda till kostnadsbesparingar. Detta illustreras av studier av Gren (1993, 1995) rörande restaurering av våtmarker i Mälardalen för att minska tillförseln av kväve till Östersjön. Hennes resultat tyder på att kostnaden för att uppnå ett visst miljömål sjunker om restaurering av våtmarker ingår som en av komponenterna i ett åtgärdspaket för att minska kvävetillförseln.

3.3. Värderingsstudier av mer sammansatt karaktär (Tabell 3 i appendix)

Det finns idag ett antal svenska studier som har använt resultat från tidigare värderingsstudier (eventuellt kompletterade med nya primär— data) för att kunna göra en sammanfattande värdering för ett helt problemområde. Till exempel har Hultkrantz (1991) och Eliasson (1994) värderat 1987 respektive 1991 års ändringar av de svenska skogstillgångarna genom att studera ett stort antal olika skogs— inkomstkomponenter (inte enbart virkesförrådsförändringen). Vidare har K1 och SCB (1994) som ett led i utvecklingen av svenska miljö- räkenskaper beräknat svavlets negativa återverkningar på svensk ekonomi 1991. En pionjärstudie av just svavelnedfallets skade- kostnader gjordes för övrigt redan i början av 1980-talet, se Anders- son och Åshuvud (1984).

För trafikområdet finns också sammanfattande studier. Kanske är studien av Leksell och Löfgren (1995) den allra mest ambitiösa. Ett vanligt problem vid värdering av miljövaror är att kunskapen om dos/respons-samband är ofullständig. För fallet bilavgaser i Göteborg har Leksell och Löfgren dock kunnat kartlägga hela sambandskedjan från utsläpp via luftkvalitet, dos och respons till monetärt värde. Denna kartläggning innefattar bland annat en spridningsmodell för utsläpp och värdering med hjälp av värderingsstudier av Saelensminde och Hammer (1994) och Widlert m fl (1993). Se Tabell 1 för en sammanfattning av den senare studien.

3.4. Några avslutande ord

Översikten över svenska värderingsstudier visar att det idag finns en betydande erfarenhet i Sverige av vissa värderingsmetoder, tex CV- metoden. Möjligen är tiden mogen för en Utvärdering av de svenska CV-erfarenheterna, så att lärdomar och metodutvecklingsfrågor kan identifieras. Det är fortfarande ont om studier som har använts sig av resekostnadsmetoden, fastighetsvärdemetoden, experimentmarknads- metoden och "contingent ranking"-metoden. Här finns stora ytor obruten mark, som mycket väl kan visa sig ge god skörd.

Det kan för övrigt skönjas en tendens att värderingsstudier börjar övergå från att vara enbart akademiska övningar till att också fungera som beslutsunderlag i praktiken. Policyperspektivet i avsnitt 2.3 kanske är på väg att bli mer centralt. Några av de ambitiösa samman- ställande studier som sammanfattas i Tabell 3 är t ex ett led i Konjunkturinstitutets och Statistiska Centralbyråns arbete med att införa miljöräkenskaper i Sverige. För att kunna prissätta miljön på ett systematiskt sätt krävs än mer sammanställningsarbete och sam- ordnade värderingsaktiviteter. Eftersom kunskap om dos/respons- förhållanden är av mycket stor betydelse för möjligheten att värdera miljövaror är det särskilt viktigt att dos/respons-forskning. samordnas med värderingsaktiviteter.

Denna uppsats kan ses som en del av ett utvärderings- och sammanställningsarbete. Tyvärr har arbetsramen för denna uppsats inte medgett mer än en ytlig analys av de befintliga värderings- studierna. Ett lämpligt nästa steg är att använda en meta-analysansats för att grundligare jämföra studiernas resultat. Andra intressanta områden för fortsatt arbete är en jämförelse mellan svenska och inter- nationella erfarenheter och att undersöka i vilken grad resultat från studier genomförda i andra länder kan användas för svenska förhål- landen.

Slutligen förtjänar det att påpekas att särskilt vid tolkningen av CV- studiers resultat är det lätt att frestas av argumentet att de inte har någon grund i faktiska ekonomiska transaktioner och därför inte uttrycker några "reella" värden. Då förbises dock poängen som värderingsstudier är till för att visa, nämligen att även varor som inte köps och säljs på en marknad (t ex miljövaror) kan ha ett ekonomiskt värde. De studier som redovisas i denna översikt ger otvetydiga tecken på att så är fallet. Dessutom verkar det ekonomiska värdet ofta uppgå till ansenliga belopp. Några exempel följer nedan (beloppen gäller för hela Sverige). Sådana ekonomiska värden görs "reella" genom att prissätta miljövarorna ifråga.

KORROSION PGA SVAVELUTSLÄPP: 2120 Mkr/år (B. Andersson, 1994)

BEVARA DET ÖPPNA .IORDBRUKSLANDSKAPET: 4536 Mkr/år (Drake, 1987, 1992)

VÄGTRAFIKENS MILJÖKOSTNADER: 15919 Mkr/år (Hansson, 1993)

TRAFIKENS BULLERKOSTNADER: 2303-3004 Mkr/år (Hansson. 1994)

SKÖRDEFÖRLUSTER TILL FÖLJD AV MARKNÄRA OZONZ 2000 Mkr/år (Hasund m fl, 1990)

SKOGSTILLVÄXTMINSKNING PGA SVAVELUTSLÄPP: 620 Mkr/år (K1 och SCB. 1994)

BEVARA ll SVENSKA URSKOGSOMRÅDEN: 704 Mkr/år (Kriström, 1990)

BILAVGASERNAS LOKALA MILJÖ- OCH HÄLSOEFFEKTERZ 8200 Mkr/år (Leksell och Löfgren, 1995)

BEHÅLLA MÖJLIGHETEN TiLL JAKT: 2202 Mkr/år (Mattsson, 1990)

NITRATER I GRUNDVATTEN UNDER GRÄNSVÄRDETI 2238 Mkr/år (Silvander, 1991)

MINSKA ÖVERGÖDNINGEN AV ÖSTERSJÖN: 7400 Mkr/år (Söderqvist, 1996)

Referenser

Andersson, Björn (1994), "Korrosionskadekostnaden orsakad av SOZ- . emissioner". Bilaga till Konjunkturinstitutet och Statistiska Central- byrån, Svenska miljöräkenskaper: En lägesrapport. Stockholm.

Andersson, Åsa (1994), "Estimating the Potential Ecological Retention/EIimination Service Performed by Natural Wetlands in the Baltic Sea Drainage Basin". Examensarbete 199419, Institutionen för systemekologi, Stockholms universitet.

Andersson, Thomas och Johan Åshuvud (1984), "Kolets miljöeffekter - ett ekonomiskt problem". Ekonomisk Debatt, 12, nr 2, 107-1 15.

Arrow, K., E. Leamer, P. Portney, R. Randner, H. Schuman och R. Solow (1993), "Report ofthe NOAA Panel on Contingent Valuation". Federal Register, 5 8, 4601-4614.

Azar, Christian och John Holmberg (1995), "Defining the generational environmental debt". Ecological Economics, 14, 7-19.

Berkes, Fikret och Carl Folke (1994), "Investing in Cultural Capital for Sustainable Use of Natural Capital", s. 128-149 i AnnMari Jans- son, Monica Hammer, Carl Folke och Robert Costanza (red.), Inves— ting in Natural Capital. The Ecological Economics Approach to Sustainability. Island Press, Washington, D.C.

Bishop, R. C. och T. A. Heberlein (1979), "Measuring Values of I Extra Market Goods: Are Indirect Measures Biased?" American Journal of Agricultural Economics, 61 , 926—930.

Boadway, R. W. och N. Bruce (1984), Welfare Economics. Basil Blackwell, Oxford.

Bockstael. N. E., W. M. Hanemann och 1. E. Strand (1987), "Measuring the Benefits of Water Quality Improvements Using Recreational Demand Models, Vol. 11". Report to USEPA. Department Of Agricultural and Resource Economics, University of Maryland.

Bohm, Peter (1972), "Estimating demand for public goods: An experiment". European Economic Review, 3, 55-66.

Bohm, Peter (1984), "Revealing demand for an actual public good". Journal of Public Economics, 24, 135-151.

Bojö, Jan (1985), "Kostnadsnyttoanalys av fjällnära skogar: Fallet Vålådalen". Licentiatavhandling. Research Report, Ekonomiska Forskningsinstitutet vid Handelshögskolan i Stockholm.

Boman, Mattias och Göran Bostedt (1995), "Valuing the Wolf in Sweden: Are Benefits Contingent Upon the Supply", i Mattias Boman, Runar Brännlund och Bengt Kriström (red.), Environmental Economics — Proceedings of the Second International Conference Held at Ulvön. Sveriges Lantbruksuniversitet, Umeå, under tryckning.

Bostedt, Göran (1995a), "The Right of Common Access and Option Price - Modelling and Empirical Testing", i Göran Bostedt, Benefits of Amenities in the Forest Environment - Four Papers Based on Contingent Valuation. Rapport 110, Institutionen för skogsekonomi, Sveriges Lantbruksmiiversitet, Umeå.

Bostedt, Göran (1995b), Benefits of Amenities in the Forest Environ- ment - Four Papers Based on Contingent Valuation. Rapport 110, Institutionen för skogsekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Umeå.

Bostedt, Göran och Leif Mattsson (1991), "Skogens betydelse för turismen: En samhällsekonomisk pilotstudie". Arbetsrapport 141, Institutionen för skogsekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Umeå.

Bostedt, Göran och Leif Mattsson (1995), "The Economic Value of Forest Characteristics for Tourism in Sweden". Journal of Tourism Research, 22, under tryckning.

Braden, John B. och Charles D. Kolstad (red.) (1991), Measuring the Demand for Environmental Quality. Contributions to Economic Analysis 198. North-Holland, Amsterdam.

Carson, Richard T., Jennifer Wright, Nancy Carson, Anna Alberini and Nicholas Flores (1995), "A Bibliography of Contingent Valuation Studies and Papers". Natural Resource Damage Assessment, Inc., La Jolla, Kalifornien.

Clawson, Marion (1959), "Methods of Measuring the Demand for and Value of Outdoor Recreation". RFF Reprint No. 10. Resources for the Future, Washington, D.C.

Cravener, Martin (1995), "Samhällsekonomisk värdering av den anlagda våtmarken i Oxelösund. En tillämpning av contingent valuation-metoden". Examensarbete, Nationalekonomiska institutionen, Stockholms universitet.

Cropper, Maureen L. och A. Myrick Freeman III (1991), "Environmental Health Effects", s. 165-212 i John B. Braden och | Charles D. Kolstad (red.), Measuring the Demand for Environmental l Quality. Contributions to Economic Analysis 198. North-Holland, Amsterdam.

Dahmén, Erik (1968), Sätt pris på miljön. Samhällsekonomiska argument i miljöpolitiken. Studieförbundet Näringsliv och Samhälle, Stockholm.

Davis, Robert K. (1963), The Value of Outdoor Recreation: An Economic Study of the Maine Woods ". Doktorsavhandling. Harvard University, Cambridge, Mass.

Diamond, Peter A. och Jerry A. Hausman (1994), "Contingent Valuation: Is Some Number Better than No Number?" Journal of Economic Perspectives, 8, 45-64.

Drake, Lars (1987), "Värdet av bevarat jordbrukslandskap. Resultat av intervjuundersökningar". Rapport 289, Institutionen för ekonomi och statistik, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.

Drake, Lars (1992), "The Non—market Value of the Swedish Agricultural Landscape". European Review of Agricultural Economics, 19, 351-364.

Drake, Lars (1993), "Relations Among Environmental Effects and Their Implications for Efficiency of Policy Instruments". Rapport 74, Institutionen för ekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.

Drake, Lars (1994), "Värdering av miljövariabler som påverkas av jordbruksproduktion", s. 233-241 1 Förstärkta miljöinsatser i jord- bruket, SOU 1994:82.

Drake, Lars, Karl—Ivar Kumm och Mari Andersson (1991), "Har jord- bruket i Rottnadalen någon framtid? En analys av landskapsvärden och företagsekonomiska kostnader". Småskriftsserien nr 48, Institutionen för ekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.

Eliasson, Peter (1994), "Miljöjusterade nationalräkenskaper för den svenska skogen åren 1987 och 1991". Bilaga till Konjunkturinstitutet och Statistiska Centralbyrån, Svenska miljöräkenskaper: En läges- rapport. Stockholm.

Folke, Carl (1991), "The Societal Value of Wetland Life-Support", s. 141-171 i Carl Folke och Tomas Kåberger (red.), Linking the Natural Environment and the Economy: Essays p'om the Eco-Eco Group. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht.

Folke, Carl, Monica Hammer, Robert Costanza och AnnMari Jansson (1994), "Investing in Natural Capital - Why, What and How?", s. 1-20 i AnnMari Jansson, Monica Hammer, Carl Folke och Robert Costanza (red.), lnvesting in Natural Capital. The Ecological Economics Approach to Sustainability. Island Press, Washington, D.C.

Fredman, Peter (1995), Endangered Species: Benefit Estimation and Policy Implications. Rapport 109, Institutionen för skogsekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet. Umeå.

Freeman 111, A. Myrick (1993), The Measurement of Environmental and Resource Values: Theory and Methods. Resources for the Future, Washington, D.C.

Green, J. R. och J.-J. Laffont (1979), Incentives in Public Decision Making. North-Holland, Amsterdam.

Gren, Ing-Marie (1992), "Benefits from Restoring Wetlands for Nitrogen Abatement: A Case Study of Gotland". Beijer Discussion Paper Series No. 14, Beijerinstitutet för ekologisk ekonomi, Kungl. Vetenskapsakademien, Stockholm.

Gren, Ing-Marie (1993), "Alternative Nitrogen Reduction Policies in the Målar Region, Sweden". Ecological Economics, 7, 159-172.

Gren, Ing-Marie (1995), "Costs and Benefits of Restoring Wetlands: Two Swedish Case Studies". Ecological Engineering, 4, 153-162.

Gren, Ing—Marie och Tore Söderqvist (1996). "Våtmarker - en under- skattad ekonomisk resurs?" Ekonomisk Debatt, 24, nr 1, 7-18.

Gren, Ing-Marie, Tore Söderqvist, Fredrik Wulff, Sindre Langaas, , Mikael Sandström och Carl Folke (1996), "Reduced Nutrient Loads 1 to the Baltic Sea: Ecological Consequences, Costs and Benefits". Beijer Discussion Paper Series No. 83, Beijerinstitutet för ekologisk 1 ekonomi, Kungl. Vetenskapsakademien, Stockholm.

Grudemo, Stefan (1987), "Förbifart Osbyholm (CVM—studie)". Arbetspapper, Statens väg— och trafikinstitut, Linköping.

Grudemo, Stefan (1988a), "CVM-studie av intrång i rekreationsområde - fallstudie Klockartorpsleden i Västerås". VTI Notat T29, Statens väg- och trafikinstitut, Linköping.

Grudemo, Stefan (1988b), "CVM—studie av intrång i rekreations- och naturområde - fallstudie Säterivägen i Mölnlycke". VTI Notat T47, Statens väg- och trafikinstitut, Linköping. ]

Grudemo, Stefan (1994), "Nya vägars intrångskostnader. En samman- ställning av resultat av CVM—undersökningar och 'för eller emot'- studier". VTI-meddelande 744/1994, Statens väg- och transport— forskningsinstitut, Linköping.

Hammar, Thomas (1974). "Trafikemmissioners inverkan på Villapriser". Stencil, Statens vägverk, Vägförvaltningen i Stockholms län, Solna.

Hanemann, W. Michael (1994), "Valuing the Environment through Contingent Valuation". Journal of Economic Perspectives, 8, 19-43.

Hanemann, W. M., P.-O. Johansson, B. Kriström och L. Mattsson (1992), "Natural Resources Damages from Chernobyl". Environ- mental and Resource Economics, 2, 523-525.

Hansson, Lars (1993), "Vägtrafiken och det trafikpolitiska ansvaret". Rapport, Avdelningen för industriell miljöekonomi, Lunds univer- sitet.

| | > Hansson, Lars (1994), "Värdering av trafikbuller". Rapport, Inter- l nationella institutet för industriell miljöekonomi, Lunds universitet. 1

Hasund, Knut Per, Lennart Hedvåg och Håkan Pleijel (1990), "Ekonomiska konsekvenser av det marknära ozonets påverkan på jordbruksgrödor". Rapport 3862, Statens naturvårdsverk, Solna.

Hjälte, Krister, Karl Lidgren, Anna-Lisa Thelander och Curt Wells (1982), "Ekonomiska konsekvenser av vattenkvalitetsförändringar i sjöar". Forskningsrapport, TEM, Lunds universitet.

Hotelling, Harold (1948), brev till U.S. National Park Service. Se Bockstael m fl (1987) för citat.

Hultkrantz, Lars (1991), "Guld och gröna skogar. Miljömodifierade nationalräkenskaper för inkomster av skogstillgångarna", bilaga 2 i SOU 1991:38, Räkna med miljön! Förslag till natur- och miljöräkenskaper. Finansdepartementet, Stockholm.

Inregia AB (Institutet för regional analys), "Bromma fiygfält: Vad tycker brommaborna och andra stockholmare?" Rapport, Inregia AB, Stockholm.

Jansson, Jan Owen och Jan-Eric Nilsson (1989a), "Spelar samhälls- ekonomiska kalkyler någon verklig roll i vägväsendet?". Ekonomisk Debatt, 17, nr 2, 85-95.

Jansson, Jan Owen och Jan—Eric Nilsson (1989b), "Svar till Örtendahl och Lindström". Ekonomisk Debatt, 17. nr 5, 392-394

Jernelöv, Arne (1992), "Miljöskulden. En rapport om hur miljö- skulden utvecklas om vi ingenting gör". Statens offentliga utredningar 1992z58. Miljö- och naturresursdepartementet, Stockholm.

Jernelöv, Arne (1993), "Mer om miljöskulden". Rapport 1993:3, Miljövårdsberedningen, Miljö- och naturresursdepartementet, Stock- holm.

Jernelöv, Arne (1994), "Miljöskuld och miljökapital: Uppsala kommun". Rapport 1994:3, Miljövårdsberedningen, Miljö- och natur- resursdepartementet, Stockholm.

Jernelöv, Arne och Per Kågeson (1992), "Biologisk mångfald i Sverige: Hur klarar vi uppdraget?", Miljövårdsberedningens rapport 1992z3. Miljö- och naturresursdepartementet, Stockholm.

Johansson, Olof (1995), "External Costs of Road Transport in Sweden", 1 David Maddison, Olof Johansson och David Pearce (red.), Blueprint 5: The True Cost of Road Transport. Earthscan, London.

Johansson, Per-Olov (1989), "Valuing Public Goods in a Risky World: An Experiment", s. 37-48 i Henk Folmer och Ekko van Ierland (red.), Valuation Methods and Policy Making in Environ- mental Economics. Studies iii Environmental Science 36, Elsevier Science Publishers, Amsterdam.

Johansson, Per-Olov (1991), An Introduction to Modern Welfare Economics. Cambridge University Press.

Johansson, Per-Olov och Bengt Kriström (1988), "Measuring Values for Improved Air Quality from Discrete Response Data: Two Experiments". Journal of A gricultural Economics, 39, 439-455.

Johansson, Per-Olov, Bengt Kriström och Leif Mattsson (1988), "How is the Willingness to Pay for Moose Hunting Affected by the Stock of Moose? An Empirical Study of Moose-Hunters in the County of Västerbotten". Journal of Environmental Management, 26, 163—171.

Johansson, Per-Olov, Bengt Kriström och Hans Nyquist (1993), "Valuing a Public Good Using the Contingent Valuation Method: Bid Vectors, Spikes, and Risk". Stencil, Nationalekonomiska institutionen, Handelshögskolan i Stockholm.

Johansson, Per—Olov och Stojan Zavisic (1989), "Svenska folkets miljöbudget". Ekonomisk Debatt, 17, nr 6, 472-474.

, Just, R. E., D. L. Hueth och A. Schmitz (1982), Applied Welfare Economics and Public Policy. Prentice-Hall, Englewood Cliffs, New Jersey.

Katz, Katarina och Thomas Sterner (1989), "Värdering av renare luft". Ekonomiska Samfundets Tidskrift, nr 4, 243-256.

KI (Konjunkturinstitutet) och SCB (Statistiska Centralbyrån) (1994), Svenska miljöräkenskaper: En lägesrapport. Stockholm.

Kihlman, Tor, Sören Wibe och Siv M. Johansson (1993), "Priset på tystnad: En enkätstudie om människors värdering av bullerdämpande åtgärder". Bilaga 7 till SOU 1993:65, Handlingsplan mot buller. Miljö— och naturresursdepartementet, Stockholm.

Kriström, Bengt (1990), Valuing Environmental Benefits Using the Contingent Valuation Method - An Econometric Analysis. Doktors- avhandling. Umeå Economic Studies No. 219, Umeå universitet.

Kriström, Bengt (1992), "Hur mycket vill svenska folket betala för en bättre miljö?" Ekonomisk Debatt, 20, 209-219.

Kriström, Bengt (1993), "Comparing Continuous and Discrete Contingent Valuation Questions". Environmental and Resource

Economics, 3, 63—7 1 .

Kriström, Bengt (1995), "Spike Models in Contingent Valuation: Theory and Illustrations". Stencil, Institutionen för skogsekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Umeå.

Kågeson, Per (1993a), "Getting the Prices Right: A European Scheme for Making Transport Pay Its True Costs". Report 93/6, European Federation for Transport and Environment, Bryssel.

Kågeson, Per (1993b). "Sätt rätt pris på trafiken: En europeisk analys av trafikens miljökostnader. Svensk nationalrapport". European Federation for Transport and Environment och Naturskydds- 1 föreningen, Stockholm.

Landell, Elin och Stefan Smith (1988), "Miljökostnader av

väglnvesteringar - en metodstudie". Examensarbete. Ekonomlinjen T7 vid Universitetet i Linköping.

Leksell, Ingemar (1987a), "Samhällsekonomisk värdering av

bilavgasutsläpp". DsK 1987:6, Kommunikationsdepartementet. Stockholm.

Leksell, Ingemar (1987b), "Ekonomisk värdering av luftföroreningar från flyg-, fartygs- och järnvägstrafik". Institutionen för miljövård, Göteborgs universitet.

Leksell, Ingemar och Lars Löfgren (1995), "Värdering av lokala luft- föroreningseffekter - hur värdera bilavgasernas hälsoeffekter i tät- , orter?". KFB-rapport 1 99515, Kommunikations-forsknings— ' beredningen, Stockholm.

Li, Chuan-Zhong (1994), Welfare Evaluations in Contingent Valuation - An Econometric Analysis. Doktorsavhandling. Umeå Economic Studies No. 341. Umeå universitet.

Li, Chuan-Zhong och Peter Fredman (1994), "On Reconciliation of the Discrete Choice and Open—Ended Responses in Contingent Valuation Experiments", i Chuan—Zhong Li, Welfare Evaluations in Contingent Valuation - An Econometric Analysis. Doktorsavhandling. Umeå Economic Studies No. 341, Umeå universitet.

Lindström, Kent (1989), "Replik till Jansson och Nilsson". Ekonomisk Debatt, 17, nr 5, 388-391.

Ljungdahl, Fredrik, Thomas Parker och Mats Magnell (1995), "Industrins miljöskyddskostnader". Avdelningen för industriell miljö— ekonomi, Lunds universitet.

Magnell, Mats, Fredrik Ljungdahl och Thomas Parker (1994), "Statens miljövårdskostnader". Avdelningen för industriell miljö- ekonomi, Lunds universitet.

Malmberg, Johan (1994), "Attityder till bekämpningsmedel och betalningsviljan för en minskad användning av dessa i det svenska jordbruket". Examensarbete 126 i naturresurs- och miljöekonomi. Institutionen för ekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.

Mattsson, Leif(1990), "Hunting in Sweden: Extent, Economic Values and Structural Problems". Scandinavian Journal of Forest Research,

5. 563—576.

1 Mattsson, Leif och Bengt Kriström (1987). "The Economic Value of the Moose as a Hunting Object". Scandinavian Forest Economics, 29, 27—37.

, Mattsson, Leif och Chuan-Zhong Li (1993), "The Non-Timber Value » of Northern Swedish Forests". Scandinavian Journal of Forest Research, 8, 426-434.

Mattsson, Leif och Chuan-Zhong Li (1994), "How do Different Forest Management Practices Affect the Non-Timber Value of Forests? An Economic Analysis". Journal of Environmental Management, 41, 79- 88.

Mitchell, Robert Cameron och Richard T. Carson (1989), Using Sur- veys to Value Public Goods: The Contingent Valuation Method. Resources for the Future, Washington, D.C.

Mäler, K.-G. (1985), "Welfare Economics and the Environment", s. 3-60 i A. V. Kneese och J. L. Sweeney (red.), Handbook of Natural Resource and Energy Economics, vol. 1. Elsevier Science Publishers, Amsterdam.

Mäler, K.-G., I.-M. Gren och C. Folke (1994), "Multiple Use of Environmental Resources: A Household Production Function Approach to Valuing Natural Capital", s. 233-249 i A. Jansson, M. Hammer, C. Folke och R. Costanza (red.), Investing in Natural Capital. The Ecological Economics Approach to Sustainability. Island Press, Washington, D.C.

North, Douglass C. (1990), Institutions, Institutional Change and Economic Performance. Cambridge University Press.

North, Douglass C. (1994), "Economic Performance Through Time", Prize Lecture in Economic Sciences in memory of Alfred Nobel. American Economic Review, 84, 359-368.

Philipson, Sten M. (1994), "Om livsstil och miljöetik", s. 46-67 i Uno i Svedin och Anne-Marie Thunberg (red.), Miljöetik -för ett samhälle på människans och naturens villkor. Rapport 94:2, Miljövårds- beredningen och Forskningsrådsnämnden, Stockholm.

Portney, Paul R. (1994), "The Contingent Valuation Debate: Why Economists Should Care". Journal of Economic Perspectives, 8, 3-17.

Sandström, Mikael (1995), "A Discrete Choice Model of Swedish Beach Recreation". Stencil, Nationalekonomiska institutionen, Handelshögskolan i Stockholm.

Pigou, A. C. (1932), The Economics of Welfare. Macmillan, London. 1 l l

Silvander, Ulf (1991), "Betalningsvillighetsstudier för sportfiske och l grundvatten i Sverige". Avhandlingar 2, Institutionen för ekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Ultuna.

Silvander, Ulf och Lars Drake (1991), "Nitrate Pollution and Fisheries Protection in Sweden", i Nick Hanley (red.), Farming and the Countryside: An Economic Analysis of External Costs and Benefits. CAB International, Oxon, England.

Skånberg, Kristian (1994), "En beräkning av skogsförsurningens skadekostnader". Bilaga till Konjunkturinstitutet och Statistiska Centralbyrån, Svenska miljöräkenskaper: En lägesrapport. Stock- holm.

Smith, V. Kerry (1991), "Household Production Functions and 1 Environmental Benefit Estimation", s. 41-76 i Braden, J. B. och C. D. * Kolstad (red.) (1991), Measuring the Demand for Environmental Quality. North-Holland, Amsterdam.

Smith, V. Kerry och William H. Desvousges (1986), Measuring Water Quality Benefits. KIuwer-Nijhoff Publishing, Boston.

SOU, Sveriges Offentliga Utredningar 1992256, Färjor och farleder. Kommunikationsdepartementet, Stockholm.

SOU, Sveriges Offentliga Utredningar 1992z76, Skogspolitiken inför 2000-talet. Jordbruksdepartementet, Stockholm.

Stevens, Joe B. (1966), "Recreation Benefits from Water Pollution Control". Water Resources Research, 2, 167-182.

Strotz, Robert H. (1968), "The Use of Land Value Changes to Measure the Welfare Benefits of Land Improvements", i J. E. Haring (red.), The New Economics of Regulated Industries. Occidental College, Los Angeles. 1 l l

Sverdrup, H., P. Warfvinge och Bengt Nihlgård (1994), "Assessment of Soil Acidification Effects on Forest Growth in Sweden". Water, Air and Soil Pollution, 78, 1-36.

Saelensminde, K. och F. Hammer (1994), "Verdsetting av miljogoder ved bruk av samvalgsanalyse". Rapport 251/1994, Transport- okonomisk Institutt, Oslo.

Söderqvist, Tore (1987), "Miljöavgifter och pantsystem för kvicksilverhaltiga batterier". Examensuppsats i nationalekonomi, Handelshögskolan i Stockholm.

Söderqvist, Tore (1995a), "Property Values and Health Risks: The Willingness to Pay for Reducing Residential Radon Radiation". Scandinavian Housing and Planning Research, 12, 141-153.

Söderqvist, Tore (1995b), Benefit Estimation in the Case of Non- market Goods: Four Essays on Reductions of Health Risks Due to Residential Radon Radiation. Doktorsavhandling. Handelshögskolan i Stockholm.

Söderqvist, Tore (1995c), "Värdering av vissa skador till följd av Tjernobylolyckan 1986". Stencil. Beijerinstitutet för ekologisk ekonomi, Kungl. Vetenskapsakademien, Stockholm.

Söderqvist, Tore (1996), "The Benefits of a Reduced Eutrophication of the Baltic Sea: A Contingent Valuation Study". Handelshögskolan i Stockholm och Beijerinstitutet för ekonomisk ekologi, under arbete.

Trouvé, Johan och Jan Owen Jansson (1987), "Värdering av miljö- kostnader av en ny väg - en fallstudie av planerad motorväg på väg- bank över Ljungskileviken". VTI Notat T07, Statens väg- och trafikinstitut, Linköping.

Widlert, Staffan (1992), "Stated Preferences: Ett sätt att skatta värde- ringar och beteende". Undervisningslitteratur på Kgl. Tekniska Hög- skolan, KTH Trafikplanering.

Widlert, Staffan, Gunnar Lind, Esbjörn Lindqvist, Johanna Lindqvist och Ulrika Lindstedt (1993), "Värdering av miljöfaktorer". Transek, Solna.

Åkerman, Jeannette (1988), "Economic Valuation of Risk Reduction: The Case of Indoor Radon". Research report, Ekonomiska Forskningsinstitutet vid Handelshögskolan i Stockholm.

Åkerman, Jeannette, F. Reed Johnson och Lars Bergman (1991), "Paying for Safety: Voluntary Reduction of Residential Radon Risks". Land Economics, 67, nr 4, 435-446.

Örtendahl, Per Anders (1989), "Replik till Jansson och Nilsson". Ekonomisk Debatt, 17, nr 5, 387-388.

Appendix

I detta appendix sammanfattas de svenska värderingsstudierna med hjälp av tre olika tabeller. Tabell 1 sammanfattar de studier som base- rar sig på någon betalningsviljeansats och tabell 2 de som har använt sig av någon annan värderingsmetod. I tabell 3 återfinns studier av mer sammansatt karaktär i meningen att de har använt sig av flera olika ansatser eller resultat från andra värderingsstudier för att t.ex. kunna göra värderingsskattningar för ett helt problemområde. Över- sikten gör inte anspråk på att vara fullständig.

Alla skattningar har räknats om till 1995 års penningvärde med hjälp av konswnentprisindex. För att underlätta jämförelser har betalningsviljebelopp i form av engångssummor omvandlats till årliga belopp där så har bedömts lämpligt. En diskonteringsränta på S% (och en lång tisdhorisont) har använts. Vidare har belopp per hushåll omräknats till belopp per person genom division med två.

ORDFÖRKLARINGAR

Bq/m3 Becquerel per kubikmeter luft

CO; koldioxid CVM ”contingent valuation”-metoden CVMDC CVM med ja/nej-svar till betalningsviljefråga (”discrete choice”). CVMOE CVM med helt öppen betalningsviljefråga

(”Open-ended”).

CVMpC CVM där respondenten får kryssa för något av ett antal givna belopp eller beloppsintervall, varav det högsta intervallet vanligen är öppet.

CVMDC+OE CVM med DC följt av OE. CVMDCWC CVM med DC följt av PC.

CVNIOE+PC

CVMBG

HCM Hg NOx P/M—beslut POP RP

S

sf 802 SP TCM VOC WTA

CVM med OE och PC, dvs respondenten kan välja mellan att ange ett exakt belopp eller kryssa för något av ett antal givna beloppsinter- vall. '

CVM med ”bidding game”, en iterativ betal- ningsviljefråga. Betalningsviljan inringas genom ett samspel mellan intervjuare och res- pondent där den senare får ta ställning till ett belopp i sänder.

humankapitalmetoden

kvicksilver

kväveoxider ( politiska beslut eller myndighetsbeslut population

”revealed preference”—metoden

svavel

svarsfrekvens

svaveldioxid

stickprov

resekostnadsmetoden (”travel cost method”) flyktiga organiska ämnen

accepterad kompensation

betalningsvilja

Tabell 1

*, Författare Värderings- Skattningar Övriga ," varderat objekt metod upplysningar

Bojö (] 985)

Värderingsstudier med en betalningsviljeansats

A. WTP för daglig besöksavgitt som går till ersättning till markägarna: - medelvärde 45 kr/besökare

pop. Besökare till Vålådalen sp: 282

CVMBGchsöks- intervju B. TCM/besöks-

Bevarande av

fjällnära skogsområde (Vålådalen. 120000 ha, varav % barrskog)

Boman och Bostedt ( 1 995) Se även Bostedt (1995b)

Bevarande av vargen i Sverige

Bostedt ( I 995a). Bostedt och Mattsson (] 995) Se även Bostedt (1 995 b)

Rekreation i skogsnatur och allemansrätten

Bostedt och Mattsson (1991)

Rekreation i skogsnatur

intervju

CVMDC+OE/post -enkät

CVMOE/enkät utdelad till besökare i

A. Harasjömåla B. Arjeplog

CVMOE/enkät utdelad till besökare i

Riseboområdet (NÖ Småland)

- median 17 kr/besökare

- totalt 1.7 l Mkr/år

B. Förlorat konsumentöverskott vid exploatering: [ genomsnitt 38 kr/besöksnatt. totalt 1,51 Mkr/år

WTP för ett projekt som garanterar vargens överlevnad i Sverige: - medelvärde 700-900 (DC) resp. 365 (OE) kr/person och år — median 100-200 (DC) resp. 100 (OE) kr/person och år WTA-fråga ställdes också men få svar erhölls. Drygt 10% av respondenterna menade att den svenska vargstammen bör minska.

WTP för att besöka Harasjömålaområdet (gränstrakterna mellan Skåne och Blekinge) respektive Arjeplogsområdet.

A. Harasjömålaområdet:

- medelvärde 1300 kr/besökare, varav 16% pga möjligheten att uppleva skogsnatur

B. Arjeplogsområdet:

- medelvärde 1680 kr/besökare. varav 14% pga möjligheten att uppleva skogsnatur

WTP för att i framtiden kunna uppleva skogsnaturen i Harasjömålaområdet respektive Arjeplogsområdet på samma sätt som idag (dvs ingen begränsning av allemansrätten) (engångsbelopp). A. Harasjömålaområdet:

- medelvärde 400 kr/besökare

B. Arjeplogsområdet:

- medelvärde 630 kr/besökare

WTP för att besöka Riseboområdet (engångsbelopp): Medelvärde 2220 kr/besökare. varav 25% pga möjligheten att uppleva skogsnatur. WTP för en garanti att skogen i Riseboområdet aldrig försämras (engångsbelopp): Medelvärde 1510 kr/besökare

besökande hushåll. sf: 96%

pop: Folkbokförda i Sverige i åldrarna 17-74 år sp: 2500 personer sf: 61%

pop: Besökare till Harasjömåla (A) resp. Ariepbg (B) sp: 226 (A) resp. 240 (B) besökare sf: 33% (A) resp. 31% (B)

pop: Besökare till Riseboområdet sp: 180 besökare sf: 30%

Cravener (I 995) Se även Gren och Söderqvist ( 1 996)

CVMDC,pC/post- enkät

WTP för bevarande genom insamling (omräknad från engångsbelopp): - medelvärde 9-19 kr/person och år - median 0-13 kr/person och år

- totalt 88000-192000 kr/år eller 4000-8730 kr/Iia och år

POPI Oxelösundsbor 18 år och äldre sp: 371 personer sf: 56%

Bevarande av anlagd våtmark utanför Oxelösund Våtmarkens (22 ha) funktion som kvävefälla

värderades ej.

Drake (1987, 1992)

Se även Drake (1993. 1994)

CVMPC/besöks— intervju

WTP i inkomstskatt för att förhindra att hälften av all jordbruksmark odlas med gran: - medelvärde 750 kr/person och år eller 1360 kr/ha och år för en genomsnittshektar jordbruksmark. totalt 4536 Mkr/år (betydligt högre för hagmarker. medelvärde runt 3200 kr/person och år eller 4000 kr/ha och år), - median 320 kr/person och år eller 570 kr/ha och år

pop: Alla svenskar 16-74 år

sp: ? antal svar: 1 141 personer

Bevarande av det svenska jordbruks- landskapet

I Drake (1987) redovisas även resultaten från ett antal mindre CVM-studier genomförda i Uppsala län. Dessa studier gör bl a en relativ värdering av olika slags jordbruksmark möjlig.

Drake, Kitmm och A. A. WTP för bevarande genom ersättning till A och B: Andersson (1991) CVMOE/besöks- lantbrukarna: pop:

intervju och Medelvärde 610 kr/person och år eller 1060 Fastighetsägare i Bevarande av postenkät kr/ha och är. totalt 0.420 Mkr/år Rottnadalen. jordbrukslandskap B. Fastighets- B. Trolig reduktion av fastighetsvärden: sp: 92 personer et i Rottnadalen i värden/besöks— - granplantering i stället för bevaratjordbruk: sf: 65% Gräsmark. Sunne intervju och 2000-3000 kr/ha och är, totalt 0,8-I,2 Mkr/år För B kommun (400 ha) postenkät - granplantcring i st f slaghackslandskap och intervjuades spontan igenväxning: 700-1000 kr/ha och år, även 3 totalt O,28-0,4 Mkr/år fastighets- - granplantering i st f björkplantering: 500-700 mäklare kr/ha och är. totalt O.2-0.28 Mkr/år verksamma i Gräsmark.

Fredman ( I 995 ), Li och Fredman ( I 994)

A. CVMDC/post- enkät B. CVMOE/post- enkät

WTP för att bevara den vitryggiga hackspettens nuvarande populationstäthet (omräknad från engångsbelopp): - medelvärde 20-50 (DC) resp. 5 (OE) kr/person och år

- median 25 (DC) kr/person Ej signifikant högre WTP för att öka den vitryggiga hackspettens populationstäthet till en nivå som kan klassificeras som ”sällsynt” eller "vanlig”.

pop: Folkbokförda i Sverige i åldrarna 17-74 år sp: 2880 (A) resp. 3360(B) personer sf: 60% (A) resp. 450/0

Bevarande av den vitryggiga hackspetten i Sverige

Grudemo ( I 98 7) Se även Grudemo (1994)

lntråiig i närmiljön genom trafikled vid Osbyholm. Hörby kommun

Grudemo ( ] 988a) Se även Grudemo ( I 994)

Intrång i grönområde genom trafikled i Västerås

Grudemo ( ] 988b) Se även Grudemo I (1994)

Intrång i grön- område gin trafik- led i Mölnlycke

i Hammar (1974) Se även Hansson 1 (1994) och O. ] Johansson ( I 995)

] Trafikbuller

CVMOE/besöks- intervju

A. CVMOE/post- enkät B. CVMOE/post- enkät C. CVMPC/post- enkät

A. CVMOE/post- enkät B. CVMPC/post- enkät

Fastighets- värden/ marknadsdata

WTP i form av frivilligt bidrag för att ha fått en alternativ sträckning av trafikleden (omräknad från engångsbelopp): - medelvärde 860 kr/person och är, totalt 23000 kr/år

- median 40 kr/husliåll

WTA för intrånget i nämiiljön (omräknad från engångsbelopp): - medelvärde 4940 kr/person och är, totalt 69000 kr/år - median 1910 kr/person och år

WTP för att ha lagt Klockartorpsleden i tunnel. Betalningsinstrument: A. Frivilligt bidrag (omräknat från engångsbelopp): - medelvärde 18 kr/person och är. totalt 90000 kr/år

- median 0 kr/person och är B och C. Höjd kommunalskatt: - medelvärde 5700E resp. 575"; kr/person och är, totalt 2.25 resp. 2.50 Mkr/år - median OOE resp. 310Pc kr/person och år

WTP för att ha byggt tunnel i stället för den nya Säterivägcn. - medelvärde 410OE resp. 580PC kr/person och år. totalt 3.3 resp. 4,6 Mkr/år - median 0OE resp. 220PC kr/person och år

[jämförelse med en ostörd norrnalvilla (värde 1.220 Mkr) leder buller till följande absoluta respektive relativa minskningar av Villavärdet: - normalvilla helt exponerad mot motorväg, subjektivt mycket bullerstörd och utsatt för en ekvivalent ljudnivå på 71 dB(A): 240000 kr (20%) - normalvilla skärmad från motorväg, subjektivt mycket bullerstörd och utsatt för en ekvivalent ljudnivå på 64 db(A): 140000 kr (12%) - normalvilla skämiad från motorväg, subjectivt bullerstörd och utsatt för en ekvivalent ljudnivå på 60 dB(A): 80000 kr (6%) Vägverkets schablonvärde för kostnaden av vägtrafikbuller (ursprungligen baserat på förändringar av fastighetspriser studerade av Hammar): 8400 kr/störd person och år (bullemivå >7O dB(A)). totalt 2720 Mkr/år (0,18% av BNP)

sp: Boende i vägens närområde (ca 10 hushåll)

pop: Hushåll boende i vissa stadsdelar i Västerås sp: 204 (A), 103 (B) resp. 103 hushåll sf: 71% (A), 69% (B) resp. 77%

pop: Boende >18 år i Mölnlycke sp: 130 (A) och 130 (B) personer sf: 69% (A) och 67% (B)

pop: Småhusköp i Roslags- Näsby/Lahäll- området i Täby kommun 1970- 1973 sp: 118 köp

Hanemann m/I Resultat av Skillnaden i WTP för att fåjaga älg bland ( I 992) CVM-studier av älgjägare i Västerbottens län före och efter Se även Mattsson och Tjemobyl-effekten: Söderqvist Kriström (1987) Medelvärde 1800 kr/jägare och år, totalt 3 (I 995c) och Mattsson Mkr/år.

(1990) Totalt för hela Sverige tyder detta på en ekonomisk förlust på 45 Mkr för älgjägama underjaktsäsongen 1986.

Skador till följd av Tjernobylolyckan

Skadekostnader/ marknadspriser

Hasund, Hedvåg och Pleijer (I 990)

Genomsnittlig skördeförlust pga antropogent ozon: 9% eller 750 kr/ha och är, totalt 1400- 4800 Mkr/år. troligaste värde 2000 Mkr/år. (Detta är givet inhemska priser, om världsmarknadspriser för spannmål och potatis: 650 Mkr/år i stället för 1 100 Mkr/år)

Skördebortfallet i det svenska jordbruket till följd av marknära ozon

Studien redovisar resultaten av en simulering delvis baserad på faktiska data.

TCM/data delvis fiktiva

Hjalle mfl ( I 982) WTP för att bevara de rekreationsmöjligheter som Vombsjön ger: 8.60 kr/besökare och år, totalt 0,21 Mkr/år WTP för att minska dämningsamplituden för Vombsjön: 8,95 kr/besökare och år, totalt 0,23 Mkr/år WTP för att minska övergödningen av sjön: 8.95 kr/besökare och år, totalt 023 Mkr/år WTP för att minska dämningsamplituden för Vombsjön och restaurera våtmarker: 9,85 kr/besökare och är, totalt 0,33 Mkr/år Förändringar av vatten-kvaliteten i insjöar, fallet rekreation vid Vombsjön i Skåne

Inregia AB (1993) CVMDC/post- WTP (i form av bidrag till en investeringsfond) pop: Invånare i Se även Kriström enkät för att flytta reguljärflyg från Bromma: Stockholm (inkl. (I 995) - medelvärde O kr/person Bromma)

- median O kr/person sp: 1000 personer sf: 72%

Störningar i närmiljön från Bromma flygfält i Stockholm

Se även Örtendahl (1989), Lindström (1989) och Jansson och Nilsson (1989b)

Resultat av CVM-studier av bl a Trouve' och Jansson (1986)

Totala miljökostnader ca 166 Mkr eller 4,6 Mkr/km.

Jansson och Nilsson (I 989a)

lntrång i miljön till följd av 36 km motorväg mellan Stenungsund och Uddevalla

Johansson, P. -0. (1 989)

Bevarande av 300 utrotningshotade arter i svenska skogar

Johansson, P. —0. (I 990)

Värdet av attjaga älg

Johansson och Kriström (I 988)

Minskade svavelutsläpp

Johansson och Zavisic (1989)

Svenska folkets ”miljöbudget”

Katz och Sterner (I 989)

Återföring av bensinångor vid tankning med hjälp av muffar

CVMOE/post- enkät

CVMOE/post- enkät

CVMDC/post- enkät

CVMOE/post- enkät

CVMOE/postenk ät

WTP för olika åtgärdsprogram (omräknad från engångsbelopp): Samtliga 300 arter räddas: Medelvärde 90 kr/person och år

75% av arterna räddas: Medelvärde 60 kr/person och år 50% av arterna räddas: Medelvärde 40 kr/pers/år

WTP för att fåjaga älg, givet ett osäkert utfall av jakten: Medelvärde 4300 kr/person och år.

WTP för ett åtgärdsprogram som eliminerar svavelutsläpp i Sverige: Medelvärde 6500 kr/person och år (ca 4% av den genomsnittliga disponibla hushållsinkomsten i Sverige). WTP i form av arbetstillfällen för åtgärdsprogrammet: Medelvärde 150000 arbetstillfällen (3-4% av det totala antalet arbetstillfällen i Sverige)

WTP för miljövårdsåtgärder:

- medelvärde 820 kr/person och år eller 1% av den disponibla hushållsinkomsten. totalt 4100- 5400 Mkr/år

- median 270 kr/år och hushåll

WTP för att installera muffar på pumpar vid bensinstationer (reducerar utsläppen av bensinånga med över 90%): Medelvärde 0.13 kr/L bensin

pop: Vuxna svenskar sp: 200 personer sf: 6 1 %

pop: Älgjägare i Västerbotten med jaktlicens sp: 200 jägare sf: 75%

pop: Vuxna svenskar sp: 700 personer sf: 67%

pop: Hushåll i Sverige sp: 500 hushåll sf: 50%

pop: Bilförare i Göteborg sp: 800 personer sf: 74%

Kihlman mfl A. CVMDC/post- A. Trafikbuller. WTP för tre olika typområden: pop: Hushåll i ( I 993) enkät 1. Område med lugn trafikmiljö vissa . -”- 2. Område med trafikbuller >70 dB(A), men bostadsområden Buller åtgärdade fönster i Stockholm och 3. Område med trafikbuller >70 dB(A), och Göteborg ordinära fönster sp: 750 (A) resp. WTP i form av högre hyra för ljudisolerande 450 (B) hushåll fönster: sf: 42% (A) resp. Medelvärden 350 (område 1) resp. 630 (område 2 och 3) kr/person och år WTP i form av högre hyra för en helt tyst trafikmiljö: Medelvärden 710 (område 1), 1580 (område 2) resp. 1 140 (område 3) kr/person och år WTP i form av mindre boendeyta för helt isolerade fönster vid nybygge: Medelvärden 3,2 (område 1), 3 (område 2) resp. 4 (område 3) m2/Iägenhet

43% (B)

Pilotstudie. Endast tre olika belopp användes för DC-frågan.

B. lnomhusbuller (t ex grannars TV/stereo, badrum eller WC).

1. WTP i form av högre hyra för en Ijudisolerad lägenhet: Medelvärde 320-1070 kr/person och år

2. WTP i form av minskad boende yta för ljudisolering: Medelvärde 1-2,4 mZ/lägenhet

3. WTP i form av högre hyra för ett ljudlöst ventilationssystem: Medelvärde 170-340 kr/person och år

Kriström (1990) A. CVMDC+OEI WTP för att bevara l 1 urskogsområden (från pop: Hushåll i postenkät Muddus i norr till Dalby Söderskog i söder) Sverige 1 1 B. CVMOE/post- orörda (omräknad från engångsbelopp): sp: 900 (A) resp. urskogsområden i enkät - medelvärde 4005 resp. IOODC kr/person och år, 200 (B) personer

sf: 67% för både A och B

totalt 291 resp. 704 Mkr/år - median 805 resp. 400c kr/person och är

Sverige

Kriström (1995) CVMDC/post- WTP för ett projekt som åstadkommer andra pop: Ägare av Se även SOU enkät farleder för Finlandsbåtarna (givet att det är helt fastigheter längs I 992,56 och säkert att projektet lyckas): farledema i ' Johansson mfl - medelvärde 1650 kr/person och år Stockholms ' (I 993) - median 0 kr/person skärgård

Dito WTP men givet att chansen att projektet sp: 1000 Skadade stränder i lyckas är 50%: personer Stockholms sf: 73% skärgård pga svallvågor från Finlandsbåtarna

- medelvärde 300 kr/person och år - median 0 kr/person

Lundell och Smith ( I 988) Se även Grudemo ( I 994)

A. CVMOE/post- enkät B. CVMPC/post- enkät

WTP i form av en höjd kommunalskatt för trafikleden i tunnel (omräknad från engångsbelopp). A: Medelvärde 13 kr/person och är B: Medelvärde 25 kr/person och år

pop: Hushåll boende i närheten av den tilltänkta trafikleden sp: 100 (A) resp. 100 (B) hushåll sf: 40% (A) resp. 54% (B)

Bevarande av nänniljö genom att lägga den föreslagna Gillbergaleden i Eskilstuna i tunnel

Landell och Smith (I 988) Se även Grudemo (I 994)

CVMOE/post- enkät

WTP i form av en höjd kommunalskatt för att ha lagt Söderleden i tunnel (omräknad från engångsbelopp): - medelvärde 270 kr/person och år - median 0 kr/person och år WTA för Söderledens intrång i närmiljön: - medelvärde 1280 kr/person och år - median 0 kr/person och år

pop: Hushåll boende i närheten av Söderleden sp: 124 hushåll sf: 71%

Intrång i grönområde

genom trafikled i Norrköping

Malmberg ( I 994) CVMOE/post- WTP i form av ökade matkostnader för att all pop:

enkät eller så gott som all användning av Folkbokförda i Värdet av bekämpningsmedel ijordbruket skall upphöra: Sverige 16-74 år minskad - medelvärde 1420 kr/person och är. totalt 9800 sp: 380 personer

Mkr/år eller 4800 Mkr/år om WTP=0 för alla icke-respondenter antas - median 620 kr/person och och år WTP i form av ökade matkostnader för en halvering av användningen av bekämpningsmedel ijordbruket: - medelvärde 930 kr/person och är, totalt 6600 Mkr/år eller 3200 Mkr/år om WTP=0 för alla icke-respondenter antas — median 620 kr/person och år Åsikt om rimlig kostnad för miljövård: Medelvärde 1800 kr/person och år (observera att en minskad användning av bekämpningsmedel har både med miljövård och hälsorisker att göra)

användning av sf: 47% . bekämpningsmede I i det svenska

jordbruket

Mattsson ( I 990)

Värdet av att jaga älg och annat vilt

Mattsson och Kriström (I 98 7), Johansson mfl (I 988)

Värdet av att jaga älg

CVMPC/post- enkät

CVMOE/post- enkät

1. WTP för att få behålla möjligheten attjaga älg. - Jägare i Götaland och Svealand: Medelvärde 5740 kr/jägare och år (varav 34% köttvärde och 66% rekreationsvärde), totalt 930 Mkr/år - Jägare i Norrland: Medelvärde 5430 kr/jägare och år (varav 53% köttvärde och 57% rekreationsvärde), totalt 407 Mkr/år

2. WTP för att få behålla möjligheten attjaga annat vilt än älg. - Jägare i Götaland och Svealand: Medelvärde 3800 kr/jägare och år (varav 22% köttvärde och 78% rekreationsvärde), totalt 666 Mkr/år - Jägare i Norrland: Medelvärde 3150 kr/jägare och år (varav 16% köttvärde och 84% rekreationsvärde). totalt 199 Mkr/år

Totalvärde för Sverige och all jakt: 2202 Mkr/år. Jägarnas kostnader beräknades till 930 Mkr/år, vilket innebär att det totala konsumentöverskottet uppgår till 1272 Mkr/år.

WTP för att få behålla möjligheten attjaga älg, givet oförändrat jaktresultat: Medelvärde 4950 kr/jägare och år, totalt för Västerbottens län 99 Mkr/år, varav 58% köttvärde och 42% rekreationsvärde. Jägarnas kostnader beräknades till 53 Mkr/år, vilket innebär att det totala konsumentöverskottet uppgår till 46 Mkr/år. WTA för att få behålla denna möjlighet: Medelvärde 1 1810 kr/jägare och år

En halvering av älgpopulationen beräknades leda till en minskning av WTP med 1020 kr/jägare och år. totalt -21 Mkr/år. En fördubbling av älgpopulationen beräknades leda till en ökning av WTP med 1210 kr/jägare och år, totalt +24 Mkr/år.

pop: Jägare i Sverige sp: 2500 jägare sf: 68%

pop: Jägare i Västerbottens län sp: 400 jägare sf: 75%

Mattsson och Li ( I 993) Se även Li (I 994)

CVMDC+OEIpost -enkät

WTP för att besöka. nyttja och uppleva skogsnatur (”på det sätt som du vanligen gör”): Medelvärde 6600 (DC) resp. 2510 (OE) kr/person och år. varav 21% direkt användarvärde (t ex bär- och svampplockning, men ej jakt), 46% indirekt användarvärde (t ex skogspromenader. fågelskådning. etc) och 33% icke-användarvärde (värde oberoende av vistelse i skogen). Totalt för Västerbottens län: 451- 1 188 Mkr/år. vilket tolkas som skogens värde utöver timmervärdet.

pop: Folkbokförda i Västerbottens län i åldrarna 17- 74 år sp: 2000 personer sf: 62%

Skogars värde utöver timmervärdet

Mattsson och Li ( I 994) Se även Li (I 994)

CVM DC+OE/post -enkät

WTP för att få behålla möjligheten att nyttja och uppleva skogsnatur som tidigare: Medelvärde 3730 (DC) resp. 2420 (OE) kr/person och år. Mattsson och Li skattar även en värderingsfunktion från vilken WTP givet olika skogstyper kan beräknas.

pop: Folkbokförda i Västerbottens län i åldrarna 17- 74 år sp: 800 personer sf: 55%

Skogars värde utöver timmervärdet

Sandström (I 995) TCM/resvane- data från Turist- och resedatabasen

Ett första preliminärt skattningsexperiment rörde övergödningen av Laholmsbukten. WTP för en ökning av siktdjupet i Laholmsbukten med i genomsnitt 35% skattades till medelvärdet 240 kr/besökare eller totalt 20,5 Mkr/år.

Rekreations- effekter av övergödningen av havet

Silvander (1991) CVMOE/post- WTP för ett projekt som garanterar att pop: enkät nitrathalten i grundvatten inte överstiger Folkbokförda i Nitrat i gränsvärdet 50 mg/L: Sverige i ; grundvatten till Medelvärde 440 kr/person och år, totalt 2238 åldrarna 16-74 år följd av Mkr/år sp: 1000 kväveläckage från Även WTA-frågor ställdes, men få svar erhölls. personer åkrar. Värdering sf: 69% av hälsoriskerna.

Silvander (1991) CVMOE/post- WTP för ett projekt som garanterar att pop: enkät sportfisket inte försämras pga övergödning: Folkbokförda i . Övergödning av Medelvärde 320 kr/person och år, totalt 1970 Sverige i sportfiskevatten Mkr/år åldrarna 16-74 år till följd av kväve- Även WTA-frågor ställdes. men få svar erhölls. sp: 1000 _ läckage från åkrar. personer Värd. av sport— sf: 66% ! fiskerekreationen.

Skadekostnader/ marknadspriser

Ekonomiska förluster i fiskerinäring. vattenbruk och förädlingsindustri vid en fullständig utslagning av fiskbeståndet i svenska kustvatten: Totalt 358 Mkr

Silvander och Drake (I 991) Se även Drake ( I 993, 1994)

Förluster för yrkesfisket till följd av över- gödningen av Östersjön

WTP för en minskad radondotterhalt i småhus

Söderqvist Fastighets- pop: Småhusköp (I995a) värden/ (beräknad från engångsbelopp): i Stockholms län marknadsdata 1 genomsnitt 600 kr/person och år för en sp: 2084 köp Värdet av minskning från över 400 Bq/m3 till under detta minskade gränsvärde. radonrisker

Söderqvist CVMDC/post- WTP för en minskad radondotterhalt i småhus pop: Hushåll ( I 995b) enkät (beräknad från engångsbelopp): boende i småhus Från 500 till 70 Bq/m3: i Sollentuna Värdet av Medelvärde 2450 kr/person och år kommun minskade Från 500 till 200 Bq/msz sp: 500 hushåll radonrisker Medelvärde 980 kr/person och år sf: 55% Se Söderqvist (1995b) för en jämförande studie av olika WTP-skattningar rörande radon.

Den ekonomiska förlusten för älgjägare och renägare till följd av Tjernobylolyckan 1986: 7436 Mkr. Detta utgör en delmängd av de skador som olyckan gav upphov till i Sverige.

Förändringar i producent- överskott och resultat från Hanemann m fl ( 1 992)

Söderqvist ( I 9956)

Värdering av vissa skador till följd av Tjernobylolyckan

Söderqvist (I 996) Se även Gren mfl ( I 996)

A. CVMDc/post- enkät B. CVMowc/ postenkät C. CVMoewd postenkät

WTP (i form av en särskild miljöskatt) per person och år i 20 år för ett internationellt åtgärdspaket som minskar övergödningen av Östersjön till en nivå som Östersjön tål. A. Medelvärde 3600-5800 kr, median 800-2300 kr. B. Medelvärde 600-1000 kr, median 0-500 kr.

pop: Folkbokförda i Sverige i åldrarna 18—85 år sp: 700 (A), 150 (B) resp. 200

Övergödningen av

Östersjön personer Givet ett medelvärde mellan medel-WTP i DC- sf: 60% (A), och OE-fallen för fallet när WTP=0 antas för 58% (B) resp.

icke-respondenter (2100 kr) och 7% 53% diskonteringsränta blir total WTP 7400 Mkr/år. C. WTP per person och år i 20 år om åtgärdspaketet endast motverkar över- gödningens rekreationseffekter: Medelvärde 400-800 kr. median 0-400 kr.

Trouve' och i Jansson (I 986) ! Se även Jansson

[i och Nilsson

1 (I 98961), Grudemo 1 (1994)

] lntråg i närmiljön. fallet 136 vid Ljungskile i Bohuslän

Widlert mfl ( (I 993)

Värdering av , miljöfaktorer: * bilars 1 avgasutsläpp * olycksrisk, intrång och stadsbild * grönområden * utsikt från vägen

OBS! Forts. på nästa sida

CVMOE/post- enkät

A. SP/postenkät B. SP/postenkät

WTP för annan sträckning av E6 förbi Ljungskile (beräknad från engångsbelopp): - medelvärde 1440 kr/person och är. totalt 2,9 Mkr/år - median 400 kr/person och år WTA för annan sträckning av E6 förbi Ljungskile (beräknad fiån engångsbelopp): - medelvärde 24000 kr/person och år. totalt 48 Mkr/år - median 64000 kr/person och år WTP för att slippa en ny sträckning av E6 överhuvudtaget (beräknad från engångsbelopp): - medelvärde 1440 kr/person och år, totalt 2,9 Mkr/år - median 160 kr/person och är

A. WTP for halvering av hälsoskadliga, naturskadande respektive nedsmutsande ämnen i bilavgaser: Hälsa: 1890 kr/person och år Natur: 1580 kr/person och år Smuts: 740 kr/person och år Resultaten motsvarar 2,10 kr/L bensin eller 210 kr/kg NOx-ekvivalenter för hälsa och 31,50 kr/kg NOx för natur.

WTP för grönområden i närheten av bostaden: Park: 4540-6690 kr/person och år beroende på parkens storlek (basaltemativ: ingen park) Strövområde: 1770-6810 kr/person och är beroende på strövområdets närhet och karaktär (basaltemativ: 10 km till strövområde) Vattendrag: 4160-7320 kr/person och år beroende på vattendragets typ (basaltemativ: vattendrag saknas)

WTP för halverad olycksrisk på lokalgatan: 5680 kr/person och år

WTP för att minska störningar från motorväg (basaltemativ: utsikt mot sjö blandat med utsikt mot väg): Sjö skyms pga skyddsvallar: Ej signifikant skilt från 0 kr/person och år Sjö syns. motorväg längre bort: 12360 kr/person och år Motorväg i tunnel: 10220 kr/person och år

pop: Boende i Ljungskile sp: 500 personer sf: 66%

Tveksam behandling av extremvärden.

WTA: Hela 31% av respondenterna ansåg att närmiljön var ovärderlig.

A. pop: Personer upptagna i bilregistret i Stockholms län samt personer upptagna i telefonkatalogen i Växjö, Linköping, Sundsvall och Stockholm sp: 2000 personer sf: 54% B. pop: Medlemmar i miljö- organisationer samt tjänstemän och kommun- politiker som arbetar med miljö- och trafikfrågor. sp: 100 personer sf: 81%

Widlert mjl A. SP/postenkät ( I 993) B. SP/postenkät

Värdering av miljöfaktorer:

* bilars avgasutsläpp * olycksrisk, intrång och stadsbild * grönområden * utsikt från vägen

Åkerman (1988) Skyddsutgifter/ Se även Åkerman marknadsdata mfl (1991)

Värdet av minskade radonrisker

WTP för annan stadsbild (basaltemativ: utsikt mot småhus och höghus): Utsikt mot småhus och industri: -4290 kr/person och år Utsikt mot småhus och småhus: 2020 kr/person och år Utsikt mot småhus och åkrar: 5680 kr/person och år

WTP för annan utsikt från vägen: Bro undvikes: Ej signifikant skilt från 0 kr/person och år Bullerskärm undvikes: 6.30 kr/restimme Tunnel undvikes: 10,50 kr/restimme

B. Experternas värdering av naturskador ligger ca 50% högre än för övriga grupper och värderingen av tillgång till Strövområden ligger 20-80% högre. 1 övrigt likartade resultat.

WTP för en minskad radondotterhalt i småhus (mestadels från halter över 400 Bq/m3 till under detta gränsvärde): - medelvärde 4280 kr/person och år - median 2490 kr/person och år

Se Söderqvist (1995b) för en jämförande studie av olika WTP-skattningar rörande radon.

pop: Hushåll boende i småhus i Sollentuna kommun sp: 317 hushåll

Tabell 2. Värderingsstudier som har använt sig av andra

' F ötfattare, värderat objekt

Andersson, Å . (I 994)

Kväveren ing utförd av våtmarker i Östersjöns avrinningsområde

F olke ( I 99 I) Se även Gren och Söderqvist ( I 996)

Våtmarkers ekologiska tjänster, fallet Martebo myr på Gotland

värderingsmetoder. (Observera att en del av studierna i tabellen inte har haft som syfte att värdera miljövaror, utan enbart att skatta kost- nader, t ex återställande— och ersättningskostnader. Dessa studier har likväl tagits med, eftersom sådana kostnader används för värdering i vissa samman- hang).

Värderings- Skattningar Övriga upplysningar metod

Ersättnings- Den kvävereduktion som våtmarker utför kostnader som en ekologisk tjänst värderas som kostnaden som skulle uppstå om denna reduktion i stället sker med hjälp av reningsverk (25,0-42,6 kr/minskat kg kväve). Resultatet blir totalt 1230-6170 Mkr/år för hela Östersjöns avrinningsområde givet de våtmarker som finns idag och givet såväl atmosfärisk som antropogen belastning av kväve. I genomsnitt motsvarar detta 8900-44900 kr/km2 våtmark och år.

Ersättnings- Folke kvantifierade en del av de kostnader ekologiska tjänster som har gått förlorade till följd av utdikningar av Martebo myr (torvtillväxt, upprätthållande av dricksvattenkvalitet samt grundvatten- och ytvattennivåer. kvävereduktion, fiskproduktion. rekreationsmöjligheter mm). En monetär värdering erhölls genom en skattning av de kostnader som uppstår om de förlorade ekologiska tjänstema i stället skall tillhandahålls genom substitut skapade av människan. 1 vissa fall finns inga substitut. Den sammanfattande monetära värderingen var totalt 3.4-9,5 Mkr/år. Detta motsvarar 0109-0299 Mkr/utdikad km2 och år eller 3400-6800 kr/boende i myrens närhet och år.

Gren (I 993, 1995) Se även Gren och Söderqvist (I 996)

Restaurering av våtmarker i Mälardalen

Hansson (I 993)

Trafikens miljökostnader

Jernelöv (I 992, I 993) Jfr Azar och

Holmberg (1995)

Sveriges ”miljöskuld”

Kostnads- besparingar givet ett visst miljömål

P/M-beslut

Återstäl lande- kostnader

Kostnadseffektivitet uppstår om restaurering av våtmarker ingår i ett åtgärdspaket för en halvering av kvävetillförseln till Stockholms skärgård. Ett åtgärdspaket som inkluderar restaurering av våtmarker blir ca 66 Mkr billigare per år än ett åtgärdspaket i vilket våtmarksrestaurering inte ingår. För våtmarkemas rening av kväve motsvarar detta ca 32 kr/kg minskat kväve eller ca 3150 kr/ha våtmark och år.

Vägtrafikens miljökostnader i Sverige under budgetåret 1992/93: Koldioxidutsläpp: Totalt 5886 Mkr Luftföroreningar: Totalt 10033 Mkr

Miljöskulden definieras som kostnaden för att återställa naturen (där så är möjligt) till en uthållig situation. Skuldens storlek för 1990 (i 1995 års penningvärde) och dess ökning under detta år beräknas för följande områden: A. Klimat. Skuld 104700 Mkr, ökning 3100 Mkr. B. Försurning. Skuld 57900 Mkr. ökning 1000 Mkr, C. Kadmium ijordbruksmark. Skuld

_7400 Mkr, ökning 100 Mkr.

D. Humusförlust ijordbruksmark. Skuld 30800 Mkr, ökning 1600 Mkr. E. Marin eutrofiering. Skuld 12600 Mkr, ökning 0. F. Utsläpp av klororganiska ämnen. Skuld 200 Mkr. ökning 0. G. Avfall. Skuld 102300 Mkr. ökning 2300 Mkr. H. Biologisk mångfald. Skuld 5700 Mkr, ökning 0. Total skuld 1990: 321600 Mkr. Total ökning 1990: 8100 Mkr.

En beräkning av ”miljö- skuld” och ”miljökapital” för en enskild kommun (Uppsala) redovisas i Jernelöv (1994)

. Jernelöv och Kågeson (I 992)

Biologisk mångfald i Sverige

KI och SCB

( I 994) Se även Ljungdahl mfl ( I 995) och Magnell mfl (I 994) Miljöskydds- kostnader

Leksell (I 98 7a)

Värdering av bilavgasutsläpp

Återställande- och undvikande- kostnader, P/M-beslut

Återstäl lande- och undvikande- kostnader

PIM-beslut

Statens kostnader för landskapsskydd och bevarande av biologisk mångfald, fallet budgetåret 1991/92: SNVS inköp av mark (154 Mkr), SNVS skötsel av förvärvad mark (83 Mkr), er- sättningar för naturvårdsåtgärder i land- skapet (44 Mkr), ersättningar för land- skapsvårdande åtgärder (220 Mkr), bi- drag till skogsvård (13 Mkr), bidrag för renar slagna av rovdjur (24 Mkr), bidrag för kalkning (187 Mkr). totalt 725 Mkr. Till detta kan läggas alternativkostnaden som uppstår pga förbudet mot kraft- verksutbyggnad i vissa svenska älvar, ca 2420 Mkr/är.

(En annan stor altemativkostnad finns för naturvårdshänsyn i skogsbruket. ca 550 Mkr/år).

Miljöskyddskostnader i Sverige. A. Statens kostnader för budgetåret 1992/93: 6100 Mkr

B. Kommunernas kostnader för 1991: 1 1000 Mkr C. 1ndustrins kostnader för 1991: 5600 Mkr

Av samhället accepterad extra kostnad för att minska hälsoeffekter. korrosion och nedsmutsning i tätorter: 23-38 kr/kg NOx-ekvivalent 920 kr/kg partiklar 3400 kr/kg bly. Av samhället accepterad extra kostnad för att minska skogsskador och andra naturskador: 23 kr/kg NOx-ekvivalent (ifr Leksell ( 1987b))

Marginalkostnader per fordonskilometer för olika fordonslag redovisas.

Exempel: För 1985 års trafik blir marginalkostnaden för personbilar utan katalysator som drivs med blyad bensin följande: 41-57 öre/fordonskm för tätonsköming 1 1-17 öre/fordonskm för landsvägskörning

Leksell (1 98713)

Värdering av luftföroreningar från flyg-, fartygs- och järnvägstrafik

Leksell och Löfgren (I 995)

Värdering av regionala och globala effekter av bilavgaser

Sverdrup m 17 (I 994)

Minskad skogstillväxt pga försurning

Söderqvist ( I 98 7)

Skadekostnaden för metylkvicksilver i fisk i Sverige

PIM-beslut

PIM-beslut. miljömål

Bl a resultat från SOU 1992176

A. HCM B. P/M-beslut

Värdering per kg ämne enligt Leksell (1987a).

Flygtrafik: Miljökostnaden per flygning, per fordonskm, per L bränsle, passagerare och passagerarkm redovisas (ex: 0,5-2,3 kr/km för en DC9) Fartygstrafik: Miljökostnaden per km gång till sjöss, ton bränsle, MWh, och dygn redovisas (ex: 120-180 kr/km för naturskador för en typisk passagerarfärja, 0,57-1,15 Mkr/dygn för tätortseffekter och naturskador för en typisk passagerarfärja vid kaj) Jämvägstrafik: Miljökostnaden totalt, per tonkm, per L bränsle för dieseldrivna tåg (ex: 21,4-23,7 Mkr/år totalt, 0,51-0,57 kr/L dieselolja)

Existerande ambitioner i miljöpolitiken implicerar följande värderingar för trafikens luftföroreningar: l kr/kg COZ 40-45 kr/kg NOx 20 kr/kg VOC

Givet

- en nettoförjänst för Sverige på 500 kr/m3 timmer och

- ett ned fall av försurande ämnen över Sverige som ligger kvar på 1990 års nivå,

skattas skadan av minskad skogstillväxt till 8750 Mkr/år.

A. Vårdkostnader och produktionsbortfall för 10-1 10 barn som föds med mental retardation pga Hg i fisk: Totalt 3.76—41.4l Mkr/år B. Fallet ScanDust i Landskrona: Miljökrav innebar en "avgift” på 0,12 Mkr/kg utsläppt Hg. För totala utsläpp i Sverige av Hg 1984 ger detta 661 _6 Mkr.

Tabell 3

Författare, Värderings- Skattningar Övriga upplysningar värderat objekt metod

Andersson, E. (I 994)

Korrosion orsakad av utsläpp av svaveldioxid

Andersson och Åshuvud (I 984)

Skadekostnaden av svavelnedfall i Sverige

zar och Holmberg ( I 995 ) Jmf Jernelöv (I 992, 1993)

Den svenska "generations- miljöskulden” för utsläpp av koldioxid

Främst skade- kostnader

Skadekostnader, WTP-studier

Återställande- kostnader och skadekostnader

Nedfall av svaveldioxid leder till korrosion och annat slitage inom ett flertal områden. 1991 års kostnader skattades för följande sektorer: A. Byggnader: 1900 Mkr B. Fordon: 60 Mkr C. Vattenledningar och Vägtrummor: 120 Mkr D. Annan infrastruktur (järnvägsräls. skyltar. antenner. mm): 30 Mkr E. Kulturhistoriska värden (ej hällristningar): 10 Mkr Totalt: 2120 Mkr eller 1 ] kr/kg utsläppt svavel (S)

Marginellt värde av att reducera svavelnedfallet över Sverige:

A. Skog: 0.78 kr/kg svavel B. Grödor: 008 kr/kg svavel C. Sjöar och vattendrag: 0.17 kr/kg svavel D, Hälsa: 15.86 kr/kg svavel E. Korrosion: 4,98 kr/kg svavel Totalt: 21.87 kr/kg svavel

1

Den svenska "generationsmiljöskulden” för utsläpp av koldioxid skattas till 430000 Mkr.

Värderingsstudier av mer sammansatt karaktär.

Drake (1993, 1994)

Miljövärden för olika användning av jordbruksmark

Eliasson ( I 994) Se även KI och SCB ( I 994) Jfr Hultkrantz ( I 991 )

lnkomsten av Sveriges skogsti ll gångar

Gren (I 992, 1995) Se även Gren och Söderqvist (I 996)

Restaurering av våtmarker på Gotland

Hansson ( I 994)

Trafikens bullerkostnader

Resultat från studier av Drake (1987), Silvander

(1991 ), Silvander och Drake (1991) samt P/M-beslut

A. Marknadspriser B. -”— C. _.._ D. CVM-studie E. Ersättnings- kostnader F. Miljömål/ marknadspriser G. P/M—beslut H. Återställande- kostnader

1. Ersättnings- kostnader

Resultat från Folke (1991) och Silvander (1991)

P/M-beslut. WTP-studier

Landskapsvärden för åker (1407 kr/ha). betesvall (2687 kr/ha), naturbetesmark (3394 kr/ha), energiskog (281 kr/ha), våtmarker (1848 kr/ha) Miljökostnad för kväve, nitrat och ammoniak tillfört till kustvatten: 17 kr/kg kväve

Miljökostnad till följd av klimatförändring: 0.054 kr/kg koldioxid

Med dessa skattningar som grund värderar Drake olika slags användningar av jordbruksmark ur miljösynpunkt.

Värdering av 1991 års ändringar av de svenska skogstillgångarna. Följande delmängd av skogsinkomstens komponenter värderades: A. Virkesproduktionsvärde (bl a inkl virkesförrådsökning): +23220 Mkr B. Bärproduktionsvärde: +460 Mkr C. Svampproduktionsvärde: +340 Mkr D. Viltproduktionsvärde: +840 Mkr E. Lavproduktionsvärde: +820 Mkr F. Biologisk mångfald: -1640 Mkr G. Lagring av kol: +3200 Mkr H. Buffring av surt regn: -1100 Mkr l. Förlust av lavproduktionsförrnåga: -70 Mkr Tola/t: +26070 Mkr

Värdet av att restaurera våtmarker på Gotland för att minska läckage av kväve från jordbruket: 1800-4700 kr/ha våtmark och år Det marginella värdet av att minska kväveläckage genom att restaurera våtmarker på Gotland: 975 kr/minskat kg kväveläckage

Trafikens bullerkostnader i Sverige: Vägtrafik: 2033-2569 Mkr/år Järnväg: 176-286 Mkr/år Flyg: 94-149 Mkr/år Tata/r: 2303-3004 Mkr/år

? Hult/(runt: (199/) A. Värdering av 1987 års ändringar i de Jfr Eliasson Marknadspriser svenska skogstillgångarna. Följande (1994) B. —"- delmängd av skogsinkomstens

C. komponenter värderades: inkomsten av D. CVM-studie A. Virkesproduktionsvärde (bl a inkl Sveriges E. Miljömål/ virkesförrådsökning): +27160 Mkr skogstillgångar marknadspriser B. Bärproduktionsvärde: +770 Mkr

F. C. Svampproduktionsvärde: +840 Mkr Marknadspriser D. Viltproduktionsvärde: +720 Mkr G. E. Biologisk mångfald: -920 Mkr Återställande- F. Lagring av kol: +5820 Mkr l ostnader G. Buffring av surt regn: -920 Mkr H. Ersättnings- H. Förlust av lavproduktionsförrnåga: kostnader -30 Mkr

Totalt: +33440 Mkr

Johansson, 0. PIM-beslut, Miljökostnader till följd av ( I 995 ) miljömål, trafi kavgaser:

Hammar (1974) 40 kr/kg NOx eller totalt för Sverige: 6360 Mkr/år 20 kr/kg VOC eller totalt för Sverige: 3160 Mkr/år

Trafikens miljökostnader

Kostnader till följd av trafikbuller: Totalt för Sverige 2700 Mkr/år

K! och SCB A Svavlets negativa återverkningar på

svensk ekonomi 1991. Värderade

(I 994 ) Se även Skånberg ( I 994 )

Svavelnedfall i Sverige

Marknadspriser B.

Återstäl lande- kostnader

”

D. Främst skade- kostnader, se B. Andersson

( 1994)

komponenter:

A. Minskning av skogstillväxt: 620 Mkr B. Skördeförluster ijordbruket: 6 Mkr C. Skador på sjöar och vattendrag: 150 Mkr D. Korrosion: 2122 Mkr Totalt: 2898 Mkr

Kågeson (I 993a, I 993b)

Miljömål satta av The European Federation for Transport and Environment. WTP—studier rörande buller

Olika transportslags miljökostnader i Sverige 1993. I. Långtradare NOx/VOC/SOZ: 53,0 kr/ 1 000 tonkm COZ/elproduktion: 23,7 kr/ 1000 tonkm Buller: 6.6 kr/1000 tonkm Totalt: 83.3 kr/1000 tonkm

2. Tåg NOx/VOC/SOZ: 7.6 kr/ 1000 tonkm Col/elproduktion: 18,0 kr/ 1000 tonkm Buller: 3.8 kr/1000 tonkm Totalt: 29.4 kr/1000 tonkm

3. Ro/ro-fartyg NOx/VOC/SOZ: 57 kr/1000 tonkm COZ/elproduktion: 5,7 kr/1000 tonkm Buller: 0 kr/1000 tonkm Totalt: 62,7 kr/ 1 000 tonkm

4. Bil NOx/VOC/SOZ: l38,1 kr/ 1 000 passagerarkm COZ/elproduktion: 42,6 kr/ 1000 passagerarkm Buller: 13,2 kr/1000 passagerarkm Totalt: 193,9 kr/ 1000 passagerarkm

5. Tåg NOx/VOC/SOZ: 8.5 kr/1000 passagerarkm COZ/elproduktion: 20,8 kr/ 1 000 passagerarkm Buller: 3.8 kr/1000 passagerarkm Totalt: 33.1 kr/1000 passagerarkm 6. Flyg NOx/VOC/SOZ: 69,1 kr/ 1 000 passagerarkm C02/elproduktion: 87,0 kr/ 1 000 passagerarkm Buller: 18.0 kr/ 1000 passagerarkm Totalt: 174,l kr/ 1000 passagerarkm

Trafikens miljökostnader

Leksell och Lofgren ( I 995 )

Värdering av lokala effekter av bilavgaser i tätorter, fallet Göteborg

Resultat från RP-studier av Saelensminde och Hammer (1994) samt Widlert rn fl (1993) utnyttjades

Hälsoejekter:

WTP per minskat mg som inandas av olika ämnen i bilavgaser: NOx: 4 kr/mg

Flyktiga organiska ämnen (VOC): 4 kr/mg Partiklar: 41 kr/mg

WTP per kg utsläpp givet olika inandningsdoser. Genomsnittliga värden: NOx: 49 kr/kg VOC: 49 kr/kg Partiklar: 490 kr/kg (Betydligt högre värden för förhållandena på en central gata i Göteborg)

Lokal nedsmutsning:

Studien studerar hela kedjan emission --> halter --> dos --> effekt --> värde

WTP per minskat kg utsläppta partiklar: 530 kr/kg

Total WTP för bilavgasernas lokala effekter i Göteborg: 720 Mkr/år

Total WTP för bilavgasernas lokala effekter för Sveriges samtliga tätorter: 8200 Mkr/år. varav 1000-2100 Mkr/år för lokal nedsmutsning

Biltraflkens milj ökostnader - en litteraturstudie

av

Charlotta Groth Centrum för transport— och samhällsforskning (CTS)

Högskolan Falun Borlänge

2 Marginalkostnadsansvaret och ekonomisk teori

Den optimala reningsmängden bestäms av skadekostnaden (MCs), som antas växa med mängden utsläpp samt åtgärdskostnaden (MCå), Vilken stiger med mängden rening. Kurvornas utseende illustreras i

följande figur.

marginal kostnad

MCs skador

MCs*= MCå*

MCå åtgärder

utsläpp (ton/år)

.et

Figur2.2 Marginalkostnaden för miljöskador och miljö- åtgärder.

Källa: Leksell & Löfgren, 1995, s 123

Leksell & Löfgren, 1995

Det är samhällsekonomiskt lönsamt att åtgärda utsläppen fram till dess att marginalkostnaden för ytterligare rening är lika stor som marginalkostnaden för miljöskadornas. Detta sker vid e*, där kur— vorna i figuren skär varandra. Den lämpliga miljöavgiften ligger i det . fallet på nivån c*=MCa*=MCå*. eftersom det då och endast då blir [ lönsamt att använda sig av alla åtgärder vars marginalkostnader mot— ” svarar MCå till höger om punkten e*. % Ett vanligt förekommande begrepp i miljödebatten är kritiska grän- | ser, som indikerar hur mycket naturen tål utan risk för mycket Stora och irreversibla skador. En kritisk gräns (k) medför att skadekostna— den Vid utsläppsmängden ”k” stiger kraftigt. Marginalkostnaden blir i detta fall en lodrätt linje med stora skadekostnader som följd av ett överskridande av den kritiska gränsen.

marginal

kostnad MCs skador

MCk*

MCå åtgärder

utsläpp (ton/år)

Figur 2.3 Kritiska gränser. Källa: Leksell & Löfgren, 1995, s 125

Givetvis behöver vi kunskap om marginalkostnaden för transport- sektorns miljöeffekter för att kunna bedöma den optimala renings- nivån för transportutsläppen. Inte sällan antas det att politiska besluts- fattare har full kunskap om kostnader och åtgärder, och att de därmed avsätter resurser för miljöåtgärder fram till dess att marginalkostna- den för dessa når kostnaden MCå*. Marginalkostnaden för den sist utförda åtgärden tolkas då som ett skuggpris.

Detta gäller i en sk bästa allmän jämvikt. Diskussionen om skatteväxling .; gäller däremot en "näst bästa" allmän jämvikt

Tillsammans med en rad andra metoder kan skuggpriser användas för att skatta kostnaden för trafikens miljöpåverkan. Ett urval av värderingsmetoderna diskuteras i följande avsnitt.

2.1. Externa effekter3

Den traditionella ekonomiska teorin utgår vanligtvis från privata va- ror och tjänster som köps och säljs på en marknad, där äganderätten för varorna är fastställd och inga externa effekter finns. På perfekta marknader som denna kommer prissystemet att medföra en optimal allokering av varor och tjänster. Varorna köps och säljs fram till dess att marginalnyttan är lika hög som marginalkostnaden.

I verkligheten är många marknader imperfekta och detta gäller inte minst transportsektorn. Dels är infrastrukturen i stor utsträckning en kollektiv nyttighet, dels är de externa effekterna, som kännetecknas av att kostnaderna för dem inte är inräknade i priset, stora.

De negativa externa effekterna medför att den enskilde konsumen— tens marginalkostnad (PMC) är lägre än samhällets marginalkostnad (SMC). Konsumenten konsumerar varan fram till dess att marginal- nyttan är lika stor som den privata marginalkostnaden. Enligt Figur 2.1 blir transportvolymen på en oreglerad marknad ”q”. Detta är emellertid inte en önskvärd lösning från samhällets synpunkt. efter- som transportvolymen endast bör vara q*.

Om de externa effekterna internaliseras med hjälp av avgifter eller skatter skiftar individens marginalkostnad uppåt. För att den sam- hälleliga marginalkostnaden ska vara lika med individens. krävs det att en avgift av samma storlek som gapet mellan kurvorna SMC och PMC tas ut av trafikanten. För att kunna estimera den korrekta av- giftsnivån måste man givetvis ha en metod för att mäta de externa effekterna, dvs avståndet mellan de två kurvorna.

Hansson & Lindberg, 1992

marginal- kostnad

transportvolym

s* a

Figur 2.1 Negativa externa effekter och trafikvolym.

Källa: Hansson & Lindberg, 1992, s 60

3 Värderingsmetoder

Det finns ett flertal metoder som används för att skatta värdet av de externa effekterna, i det här fallet miljöeffekterna. Vilka metoder som används beror bl a på vilken typ av miljöeffekt detär som ska skattas.

En möjlig klassificering av metoderna har som utgångspunkt huruvida skadekostnadsberäkningarna utgår från produktionssidan (ingenjörskalkyl), eller från efterfrågesidan (faktisk betalningsvilja). Metoderna i respektive grupp redovisas i Tabell 3.1:

Tabell 3.1 Klassificering av värderingsmetoder.

_— __ _

" terstallningskostnader

Betalningsviljestudierna kan i sin tur delas upp i direkta och indirekta metoder, samt observerat marknadsbeteende och beteende på hypote- tiska marknader. Detta åskådliggörs i Tabell 3.2.

] resten av kapitlet diskuteras ett urval av metoderna mycket kort- fattatö, där tyngdpunkten ligger på betalningsviIjeundersökningarna.

6 För en mer utförlig diskussion, se t ex Kågeson, 1992; Mitchell & Carsson,

1989; Cummings. 1986

Tabell 3.2 Metoder för att värdera kollektiva nyttigheter.

__mm

Observerat/direkt Observerat/indirekt Referendum Hushållsproduktion Simulerade Hedonska priser marknader Åtgärder av byrå- Parallella privata krater eller politiker

l marknader Svar (reaktioner) Hypotetiskt/direkt

l på hypotetiska CVM | frågor Allokeringsspel med (marknader) skatteåterbäring (uppgivet lntervjufrågor om beteende) att spendera mer

eller mindre

Observerat marknads- beteende

Hypotetiskt/ indirekt Contingent ranking Willingness-to- (behaviour) Allokeringsspel Prioriterings- värderingsteknik Conjoint Analysis Kartläggning av indifferenskurvor

Källa: Mitchell & Carson, 1989

3 . 1 Ingenj örskalkyler

Av de studier som utgår från att mäta den faktiska skadekostnaden är det den direkta metoden, eller "the physical linking method" som an- vänds i största utsträckning. Med denna metod försöker man fastställa direkta samband mellan ett ämne och dess effekter på djur, natur och människa, och därefter värdera effekterna. För miljöeffekter söks vanligtvis biologiska samband uttryckta som dos och respons. Vid värdering av effekter som ej kan bjudas ut på en marknad, t ex döds- fall, måste den direkta metoden kompletteras t ex med en betal- ningsviljeundersökning.7

Svagheterna med den direkta metoden är främst att sambanden i många fall är osäkra och att framtida kostnader kan vara svåra att skatta, bl a p.g.a. av okunskap om framtida samband och utsläppsni— våer8. Dessutom är det ej möjligt att värdera sk existensvärden med

7 Mitchell, 1989

Kågeson, 1992

den direkta metoden.9

Effekterna kan också skattas med produktionskostnadsperspektivet, vilket utgör ett exempel på en indirekt metod. Försämrad hälsa av t ex luftföroreningar värderas enligt detta perspektiv till produktionsbort- fall samt sjukvårdskostnader, skogsskador kan skattas med ledning av skogsägarnas minskade inkomster osv. Med produktionskostnads- perspektivet tas dock inte hänsyn till effekter såsom smärta, sorg och oro. Den verkliga betalningsviljan tenderar därför att underskattas.10

Genom att skatta återställandekostnader, fås en uppfattning av hur mycket det skulle kosta att återställa en skadad miljö till det ursprungliga skicket.11 Metoden använts dock inte i någon större utsträckning.

Ytterligare en monetär metod är undvikandekostnadsmetoden (avoidance cost method), som utgår från samhällets kostnad för att minska en negativ extern effekt till en viss fastställd nivå, där mål- nivån fastställs med ledning av med naturens kritiska belastnings- gränser, alternativt i enlighet med politiskt fattade beslut.12 1 det senare fallet kan eventuellt metoden klassas som en betalningsvil- jestudie (observerad/indirekt metod), eftersom den utgår från politi- kernas betalningsvil ja för att minska miljöeffekterna.

Fördelen med undvikandekostnadsmetoden är att det är relativt enkelt att ta fram skattningar på de externa effekterna. Den största nackdelen är osäkerheten i huruvida åtgärdskostnaderna verkligen motsvarar individernas betalningsvilja. Utgångspunkten är den att politiker fattar beslut som reflekterar väljarnas betalningsvilja, vilket givetvis kan diskuteras.

Som avslutning kan sägas att ingenjörskalkyler ofta erbjuder en möjlighet att på ett relativt enkelt sätt uppskatta en plausibel minimi- nivå för skadekostnaderna. De är även ofta en förutsättning för att studier av faktisk betalningsvilja skall kunna utföras, som ett led i beskrivningen av den vara som värderas. lngenjörskalkylerna måste emellertid underbyggas med rimliga motiveringar för antagandet att det finns en betalningsvilja för de kostnader som beräknas.

Mitchell & Carson, 1989 10 Leksell, 1987 1 Hansson & Lindberg, 1992

12 Kågeson, 1993

3 .2 Betalningsvilj estudier

Enligt Mitchell & Carson (1989), finns det fyra grupperingar av betalningsviljeundersökningar (se tabell 3.2):

Observerat/direkt syftar på att en marknad för en vara existerar, (beteendet på marknaden kan därmed observeras) och att betal- ningsviljan mäts med en direkt metod. Exempel på undersökningar av det här slaget är genomförda folkomröstningar, t ex om byggandet av en ny väg”. Folkomröstningar är dock inte speciellt vanliga och metoden diskuteras inte vidare här. l Det som skiljer observerat/indirekt-metoden från den nyss nämnda ] är att betalningsviljan för den externa effekten nu skattas på indirekt i väg, genom att mäta hur en vara som har samband med den externa effekten värderas på marknaden. Exempel på metoder som faller under den här kategorin är resekostnadsmetoden, hedoniska pris- metoden samt undvikandekostnadsrnetoden, i de fall den utgår från politiska beslut.

En i sammanhanget intressant observerat/indirekt metod är den hedoniska prismetoden. Med denna ansats ses priset på en vara som en funktion av varans specifika egenskaper, vilka påverkas bl a av den externa effekt som man med undersökningen avser att mäta. Meto- dens största svaghet är att det kan vara svårt, om inte omöjligt, att isolera en viss egenskaps påverkan på priset. I realiteten är det också svårt att genomföra metoden då data ofta saknas.14

De två hypotetiska metoderna mäter människornas värderingar av hypotetiska förändringar i en nyttighets kvalitet eller kvantitetls. De hypotetiska betalningsviljorna antas vara direkt jämförbara med hur människor responderar på verkliga marknader.16

] de fall de hypotetiska/indirekta metoderna används, är situatio- nerna endast indirekt relaterade till nyttigheten av intresse. Exempel på metoder är den hypotetiska resekostnadsmetoden och CR ”contingent ranking” metoden.

lntressantare i sammanhanget är dock de hypotetiska/direkta meto- derna, av vilka den mest kända är "the Contingent Valuation Method ” (C Vll/I) (ungefär hypotetisk marknadsvärdering), som söker svar på frågor av följande typ:

13 Grudemo, 1994

" Mitchell & Carson, 1989

15 Ivehammar, 1995

16 Mitchell & Carson, 1989

"...hur mycket skulle du vara villig att betala för nyttigheten X?"

"...vilken är den minsta kompensation som du skulle kräva för att acceptera onyttigheten Y?"

] det första exemplet mäts betalningsviljan, (WTP - ”willingness to % pay”) och i det andra mäts ersättningskravet (WTA - ”willingness to & accept”). !

En hypotetisk metod som används i allt större utsträckning är den diskreta C VM—metoden, där slutna svar används istället för öppna. Respondenterna får ta ställning till om de är beredda att betala ett visst pris för att erhålla en nyttighet. Priset varieras sedan mellan respondenterna.

Fördelen med denna metod är att den hypotetiska situationen är närmare kopplad till hur en vanlig marknad fungerar 17

Ytterligare en hypotetisk metod är ”Conjoint Analysis” (CA), med vilken flera dimensioner eller egenskaper mäts samtidigt. Responden— ten väljer kontinuerligt mellan två olika alternativ (”trade-off” meto— ' den), eller värderar olika alternativ på en och samma gång (”full- profile” metoden). Detta sker genom att poängsätta alternativen, alternativt genom att rangordna dem.

Givetvis är betydande problem förknippade med genomförandet av en CVM-studie. CVM-studien baseras på enkäter, som i sig medför en rad problem, förutsätter att respondenten skall göra en värdering, vilket kan vara en mycket svår uppgift, och denna värdering skall gälla en hypotetisk vara, som alltså måste definieras mycket klart och realistiskt. Föga förvånande har CVM-ansatsen varit utsatt för en betydande kritik, både inom- och utomvetenskapligt. Granskningen av metoden har varit särskilt intensiv under senare år i samband med att det har varit aktuellt att utnyttja den som grund för beräkning av skadeståndsbelopp vid miljöskador i USA.

Det är emellertid knappast någon konst att utföra en dålig CVM- studie. CVM-anhängarnas första försvarslinje i denna diskussion har varit att peka på de kvalitetskrav som utvecklats i CVM-litteraturen. Delvis har även den granskning som genomförts kommit att handla om exakt vilka krav som bör ställas. Jag skall här inte gå närmare in

” Kriström, 1992

på denna debatt utan nöjer mig med att peka på några viktiga egen- skaper som en CVM-studie måste uppfylla för att vara användbar enligt CVM-litteraturen18

I. Den hypotetiska marknaden måste vara trovärdig och realistisk. Respondenterna bör helst vara förtrogna med den vara som skall vär- deras och gärna ha tidigare erfarenhet av att handla den. Till detta bör tilläggas att respondenterna bör känna att de har en betydelsefull uppgift som de bör lösa med allvar och omsorg. Michael Hanemann beskriver designproblemet på följande sätt:

”The goal in designing a contingent valuation survey is to formu- late it around a specific commodity that captures what one seeks to value, yet is plausible and meaningful. The scenario for providing the commodity may be real; if not, the key is to make it seem real to respondents. They are not actually making a payment during the inter- view, but they are expressing their intention to pay./.../To make the payment plausible, one needs to specify the details and tie them to provision of the commodity so this cannot occur without payment,

. —19 there should be a clear sense of commrtment/.../

2. Det betalningssätt och/eller det välfärdsmått som används (betalningsvilja eller ersättningskrav) bör inte vara kontroversiell eller väcka etiska protester. Om möjligt bör betalningsviljemått (WTP) användas.

3. Respondenterna bör tillhandahållas så mycket information om resursen i fråga och om betalningssättet att de kan anses vara välin- formerade. (Här finns en avvägning, alltför mycket information kan verka förvirrande och minska svarsfrekvensen.)

4. Urvalets storlek bör vara så stort att resultaten kan beräknas med konfidensintervall.

5. Test skall göras för förekomsten av snedvridningar (bias). Enkä— ten skall utformas så att den minimerar risken för strategiskt bete- ende.

6. Protestbud skall identifieras.

7. Urvalets likhet med populationen skall granskas och om nöd-

18

Efter Hanley & Spash, 1993

9 Hanemann, 1994

vändigt skall resultatenjusteras med hänsyn till detta.

8. Ett betalningsviljesamband bör skattas (ett samband för att för- klara de betalninsviljesvar som erhållits med olika individvariabler). Detta bör uppvisa rimliga samband (koefficienttecken) och bör ha ett minsta förklaringsvärde.

en CVM-studie. Jag skall i det följande använda dessa punkter för att utvärdera de CVM-studier som har utförts på transportområdet. En Studia: som uppfyller dessa krav betraktar jag som en ”god CVM— studie”, vilket dock inte innebär att inte kan riktas ytterligare

Det ovanstående kan ses som de minimikrav som måste ställas på l metodinvändningar mot den. I l

4. Transportsektoms miljöeffekter

Syftet med kapitlet som följer är att mycket kort diskutera avgasernas sammansättning och ämnenas påverkan på miljön. Närmast följer en sammanställning över de ämnen som ingår bilavgaserna.

4.1. Bilavgasernas sammansättning20

Koldioxid och vatten

Bensin och diesel består till stor del av kolväten. ] kontakt med syre reagerar dessa och bildar koldioxid och vatten. Utsläppen av kol- dioxid bidrar sedan till växthuseffekten, en miljöeffekt som verkar på global nivå.

Blysalter

Bly tillsätts bensinen för att förhindra knackning (självtändning). Trafiken är idag den viktigaste källan till blyutsläppen, som dock har minskat kraftigt, bl a till följd av sänkt blyhalt i bensinen. Merparten av blyet stannar inom ett område på 50 till 75 meter kring vägen där det hamnar utanpå växter och frukt. Utsläppen av bly från trafiken anses idag vara ett nära nog löst miljöproblem.

Kväveoxider

Större delen av de kväveoxider som ingår i avgaserna kommer från luftens kväve som reagerar med syrgas i den varma bilmotorn. Den viktigaste kväveoxiden är kvävemonoxid, som i låga doser anses vara ogiftig. Kvävemonoxid reagerar dock med syre och bildar kväve-

20 . . . .. .. . .. .... Uppgifterna I detta avsnitt ar nar inget annat anges, hämtade fran Westoo,

1989.

dioxid som bl a bidrar till försurning. Hälften av det kväve som depo- neras i Sverige har sitt ursprung i biltrafiken.

Svavelföreningar

Svavlet i bränslet reagerar med syre och bildar svaveldioxid. Av de totala utsläppen på 130.000 ton per år står trafiken för mindre än 10 procent. Största delen av svavelutsläppen kommer från tunga diesel— fordon.21

Kolväten och VOC

Den största delen av kolvätena reagerar med syre och bildar kol- dioxid. Vid ofullständig förbränning omvandlas dock inte alla kol- väten utan mellanprodukter bildas. De vanligaste är bl a metan, etanol, eten, propen, bensen, toluen och formaldehyd. Tunga kolväten fastnar på kärnor av kol och bildar sotpartiklar, bl a benzapyren som är starkt cancerframkallande.

VOC är ett vidare begrepp på kolväten och innefattar inte bara rena kolväteföreningar utan också övriga flyktiga organiska ämnen, som aldehyder, ketoner, alkoholer och etrar. De rena kolvätena motsvarar 90 procent av VOC på viktbasis i avgaser från bilar.

Polycykliska aromatiska kolväten (PAH)

Den luft som vi andas in innehåller partiklar av olika slag. På partiklarna, som har en stor yta, fastnar lätt organiska föreningar. En av föreningarna utgörs av PAH, vilket är ett samlingsnamn för 1.000— 10.000 olika ämnen som uppstår i avgaserna vid förbränning. ] grup- pen PAH finns bl a det mest mutagena ämnena som vi idag känner till. Den viktigaste trafikkällan för PAH är tunga dieselfordon.22

1 Kågeson, 1992 .

22 Leksell & Löfgren, 1995

Kolmonoxid

förbränning. Trafiken står för den största delen av kolmonoxid- Detta är en mellanprodukt som ej reagerar vidare vid ofullständig

utsläppen i Sverige.

Omvandling av ämnen

De flesta luftföroreningar bryts i luften ner till olika syreföreningar. Exempel på detta är nedbrytning av kolväten till kolmonoxid, kväve- oxid som bryts ner till salpetersyra och svaveldioxid som bryts ner till svavelsyra.

Under nedbrytningen av kolväten bildas det giftiga ämnen som är mycket farligare än ursprungsämnena. Dessutom reagerar mellan- produkterna som uppstår under nedbrytningen med kvävedioxid, därmed bildas bl a ozon (en fotokemisk oxidant), som är mycket aggressiv. i Sverige svarar trafiken för drygt hälften av det marknära ozonet.

4.2. Biltraftkens miljöeffekter

Biltrafikens påverkan på miljön kan delas upp i lokala, regionala och globala effekter. Kännetecknande för de lokala effekterna är att de uppstår nära eller i direkt anslutning till utsläppskällan, dvs trafiken. De regionala effekterna är av ett mer långsiktigt slag, och drabbar områden vars storlek kan variera mellan några kvadratkilometer till en hel kontinent. Det är också svårt att fastställa ett direkt samband mellan de regionala skador som uppstår och utsläppskällan. Slutligen, de globala effekterna kännetecknas av att de ämnen som förorsakar dem verkar mycket långsamt, de har lång livslängd och bryts ned mycket sakta eller inte alls. Det enda undantaget är ozon, ett ämne med kort livslängd.

4.2.1. Lokala miljöeffekter

De lokala ekologiska effekterna är relativt begränsade. Kolväten från bilarna kan påverka växter i vägarnas direkta anslutning. Vidare har kväveoxid som tas upp genom bladen en gödslande effekt. Aven bly

kan påverka växtligheten genom att hämma rottillväxten.

Lokala effekter i form av hälsoeffekter är av större omfattning. Nedan följer en sammanfattning.

Bly påverkar kroppens centrala nervsystem och blyförgiftning kan leda till hjärnskador, allmänna koncentrationssvårigheter samt hyper- aktivitet. Eftersom ämnet lagras i naturen når det under lång tid människan, bl a genom födan.

Kolmonoxid påverkar människan genom att det inaktiverar hemoglobinet i blodet, som därmed ej klarar av att transportera syre, vilket drabbar hjärtat, som samtidigt tvingas arbeta hårdare för att förse kroppen med syre. Personer med sjukdomar i kranskärlen är därför speciellt känsliga för kolmonoxidexponering.

Svaveldioxid, kvävedioxid, ozon samt aldehyder tillhör de gaser som retar luftvägarna och gör det svårare att andas. Långsiktig expo- nering av kvävedioxid kan ge upphov till huvudvärk, trötthet, bronkit samt allergier av olika slag. Även kolväten och andra flyktiga orga- niska ämnen (VOC) är allergiframkallande.23 Partikelutsläppen på- verkar kroppen, men konsekvenserna är relativt okända.

Vidare finns en rad cancerframkallande ämnen. Bensen, som finns i rikliga mängder i bensin kan ge upphov till leukemi. Kolväten som inte brutits ner är i vissa fall starkt cancerframkallande. Svaveldioxid ger möjligen upphov till lungcancer och även kvävedioxid misstänks för att vara cancerogent.24 Försiktiga beräkningar uppskattar antalet cancerfall som är en konsekvens av fordonsavgaser till 100 - 1000 per år25.

Slutligen finns ytterligare en lokal effekt, nämligen buller, som inte får glömmas bort. Antalet personer i Sverige som bor i områden där bullernivån överstiger WHOs riktvärden är ca 3-3,5 miljoner. Buller är därmed det miljöproblem som rör flest.26

4.2.2. Regionala miljöeffekter

De regionala effekterna diskuteras för närvarande mest livligt i debat- ten om bilavgasernas miljöeffekter. Mest kända är skogsskadorna, eller i sin mest extrema form skogsdöden, ett fenomen som upptäck—

23 Kågeson, 1992

24 Kågeson, 1992

25 Bergström mfl, 1984

26 Naturvårdsverket, 1986

tes i Tyskland och USA på 70-talet. Skogsskadorna kännetecknas av att trädslag inom stora områden drabbas av barrförlust, missfärgning av barr, förvriden krona samt förändrad rottillväxt. Sverige är ännu något så när skonat från den allvarligaste skogsdöden. Var fjärde gran och var sjunde tall i Sverige har dock förlorat mer än 20 procent av barren, en indikator på att träden är sjuka även här.

Orsaken till Skogsskadorna är ännu inte helt fastställd. De ämnen som antas ligga bakom är framförallt svaveldioxid, svavelsyra, ozon, samt ammonium och kväveoxider.

Även jordbruket drabbas av bilavgaserna. Det är främst ozonets effekter som iakttagits. Ämnet initierar nämligen kedjereaktioner som påminner om strålskador: Blad blir otäta och läcker ut mineraler, fotosyntessystemet skadas vilket medför att växten bildar mindre socker och därmed växer den sämre och bildar färre rötter.

En annan regional effekt är inverkan på vegetationen. Kväve- depositionen gynnar snabbväxande arter, t ex brännässla, som snabbt sprider sig och tränger ut den naturliga faunan, t ex lingonris.27

4.2.3. Globala miljöeffekter

Till de globala miljöeffekterna hör växthuseffekten, ett miljö- problemet som bl a koldioxid ger upphov till och som äger rum i det nedersta lagret av atmosfären, dvs troposfären. Medeltemperaturen vid jordytan beror till stor del på hur mycket energi som strålar in i troposfären och hur mycket som strålar ut i rymden. Vid balans avges lika mycket energi som det strålar in, och när så är fallet är medeltemperaturen på jorden konstant. Koldioxid och andra sk växt- husgaser som ansamlas i troposfären absorberar dock värmestrålning från jordytan, men släpper genom strålning från solen. De allt högre halterna av växthusgaser i troposfären medför därför att mer värme absorberas. Den direkta effekten blir att temperaturen stiger vid jordytan.28

Vid sidan av växthuseffekten ger vissa växthusgaser även effekter på ozonlagret. När freonerna når stratosfären sönderdelas de och kloratomer frigörs. Kloret påbörjar en nedbrytning av ozon till syrgas,

27 Kågeson, 1992

28

Nordström, 1994

en effekt som kan inträffa flera år efter det att freonet avgivits, p.g.a. ämnets stabila karaktär. Reduktionen av den totala ozonmängden i stratosfären och troposfären, medför att intensiteten i solens strålar som når jorden ökar och därmed stiger temperaturen ytterligare.29

29 Naturvårdsverket, 1986

Värdering av avgasernas miljö- effekter

5.1. Samhällsekonomisk värdering av bilavgasutsläpp - Leksell (1987)

Rapporten skrevs på uppdrag av kommunikationsdepartementet, i samband med arbetet som föregick det trafikpolitiska beslutet 1988. Syftet var att i ekonomiska termer skatta samhällets värdering av hälso— och miljöeffekter som orsakats av Vägtrafikens avgasutsläpp. Eftersom studien har haft ett stort inflytande på 1988 års trafikbeslut, men också för att det är något av en pilotstudie i Sverige, diskuteras den mer ingående än de övriga undersökningarna.

För att skatta skadeverkningarna har en indirekt metod använts. Författaren utgick från beslut om åtgärder mot avgasutsläpp som samhället fattat. Genom att studera kostnaderna för dessa åtgärder, var det möjligt att på indirekt väg få fram ett värde för hur mycket beslutsfattarna ansåg att det minst var värt att minska utsläppen. l undantagsfall (några hälsoeffekter) har även en direkt skattnings- metod använts.

5.1 .1 Genomförande

Emissionsfbktorer

1 den indirekta skattningen utgick Leksell från bilarnas emissions- faktorer, dvs fordonens utsläpp per fordonskilorneter av olika ämnen. För dieselbilar var det enkelt att finna emissionsfaktorerna, Leksell hämtade uppgifterna från Naturvårdsverkets rapport 3287 (1987). Emissionsfaktorerna för tätorts- och landsvägskörning redovisas här separat:

Tabell 5.1 Dieselbilarnas emissionsfaktorer.

__mr- 0,7 04 _m-

Källa: Leksell, 1987, s 71

För bensindrivna bilar krävs det att man tar hänsyn till den effektiva åldern på och försämringsfaktorn (g/fkm/år) samt korrigerar för kall- starter. Med ledning av en sammanställning över hur trafikarbetet år 1985 för bensindrivna personbilar fördelades på olika årsmodeller, togs de genomsnittliga ernissionsfaktorerna för 1985 års fordonspark fram:

Tabell 5.2 Bensinbilarnas emissionsfaktorer

(glam) ___— Lanasvägsköming Imi-_—

Källa: Leksell, 1987, s 73

Katalytisk avgasrening

I undersökningen jämfördes en genomsnittlig bil av 1988 års modell utan katalysatorrening (A), med en bil med rening (B). Skillnaden i emissionsfaktorer redovisas i följande tabell:

Tabell 5.3 Katalytisk avgasrening

(,...,

Ul ON N Ul kit o o (Ir

Stad=tätort, Land=landsbygd Källa." Leksell, 1987, s 75

.Mm._—. 4»— ...-r

Populationsdoser

En av svagheterna i undersökningen är att Leksell ej skattat popula- tionsdoserna, vilka definieras som antalet personer som exponeras för en viss dos (medelhalten av ämnet i luften som personen inandas) multiplicerat med dosen. Bortser man från icke-linjära samband blir skadeeffekterna av ett ämne proportionella mot populationsdosen.

T oxicitetsfaktorer

För att kunna jämföra avgasblandningar med olika sammansättningar (t ex bensin- och dieselavgaser), underlättar det att använda sk toxici- tetsfaktorer. Dessa anger hur mycket skadligare ett visst ämne är i jämförelse med ett referensämne. Begreppet är dock inexakt, bl a bortses från icke-linjära effekter.

Toxicitetsfaktorerna definierades i denna rapport som följande:

T = Cf/ Cref där Cf= marginell skadekostnad för utsläpp av ett ämne f

där Cref= marginell skadekostnad för utsläpp av referensämnet.

I detta fall är referensämnet NOx (vikten av NOx definieras som vikten av NOz), som ges toxicitetsfaktorn ]. i tabellen redovisas de toxicitetsfaktorer som Leksell arbetade med. För varje ämne finns det två faktorer, en för tätortseffekter (främst hälsoeffekter) och en för regionala effekter (främst skogsskador):

Tabell 5.4 Toxicitetsfaktorer.

Amne Toxicitetsfaktor Tätortseffekter Regionala effekter CO

__ 502 __ HC (ej PAH) ' Källa: Leksell, 1987, s 25

l 30 Toxicitetsfaktorn för kolväten har ett stort säkerhetsintervall pga osäkerheten i bedömningen av skadeeffekterna.

5.1.2. Indirekt värdering av miljöeffekterna

Indirekt värdering

För att värdera skadeverkningarna utgick författaren från två politiska beslut. Det första var beslutet om katalysatisk avgasrening, vilket togs 1985. Med hjälp av två undersökningar, en intervjuundersökning i Norge och Leksells egen undersökning, i vilken han granskade mediernas bevakning av katalysatorbeslutet (se bilaga 1), skattades individernas betalningsvilja för att införa obligatorisk avgasrening till minst 1100 kr/bil och år. Betalningsviljan för att minska avgasutsläp- pen enligt tabell 5.3 skattades alltså till minst detta värde. Vidare delades kostnaden för att minska avgasutsläppen upp i följande del- kostnader:

Total kostnad 1 100 kr/bil och år Kostnad skogs- 650 kr/bil och år effekter Kostnad hälsa, 270 kr/bil och år avgaser Kostnad partiklar, 180 kr/bil och år bly

Utifrån de tidigare uppgifterna om emissionsfaktorer, minskning i emissionsfaktorerna p.g.a. avgasreningen, trafikarbetet i tätort respektive landsväg, toxicitetsfaktorerna etc kunde marginalkost— naden för att minska avgaskomponenter uttryckt i kr/kg förening tas fram:

Tabell 5.5 Marginalkostnaderna för biltrafiken (omräknat till 1995 års penningvärde).

kr/kg Typ av effekt Toxfaktor Toxfaktor HC=0,3 HC=1

Hälsoeffekter av NOx, HC, CO 40r/kg 23r/kg

Naturskador av NOx, HC, CO 32 kr/kg 23 kr/kg

Källa: Leksell, 1987, s 1 15

Ett annat försök att på indirekt väg skatta kostnaderna för utsläppen utgick från det förslag som Statens Energiverk och Naturvårdsverket

em.—ww ..,, .,.F..._

lämnade till regeringen 1987. Förslaget syftade till att med hjälp av skärpta utsläppskrav minska utsläppen av kväveoxider från den svenska energisektorn med 9000 ton/år, till ca 53.000 ton år 1995. Utsläppskraven skulle gälla för södra Sverige upp till en linje mellan norra Bohuslän och Roslagen.

Åtgärdskostnaderna inom el- och fjärrvärmeproduktionen ökar "trappstegsvis", allteftersom utsläppsreduktionen ökar. Kostnaden för den dyraste av de föreslagna åtgärderna uppskattades till 20-50 kr/ kg NOx. Kommunerna antogs välja de billigare alternativen i intervallet 20-30 kr/kg NOx. Energiverken ligger vanligtvis långt bort från tät- orter, hälsoskadorna av NOx—utsläppen kunde därför approximeras till noll. Åtgärdskostnaden motsvarade följaktligen vad kommunerna antogs vara beredda att betala för att minska NOx-utsläppen från status quo.

Marginalkostnaden för regionala effekter kunde med detta skugg- prisresonemang uppskattas till ca 20-30 kr/kg NOx i det aktuella området (södra Sverige). [ dagens penningvärde motsvarar detta ca 30—46 kr/kg NOx. Detta överensstämmer tämligen väl med värderingen av katalysatorbeslutet.

Författaren drog av detta slutsatsen att en minimiskattning av marginalkostnaden för avgasutsläppens naturskador, hamnar i stor— leksordningen minst 20 kr/kg NOx-ekvivalenter.

Siffran justerades ned i samband med framläggandet av prop 1987/88:50. Kostnaden för att genomföra de tidigare nämnda åtgär- derna på förbränningsanläggningar, visade sig ej vara så hög som tidigare sagts, dessutom justerades kostnaden för att genomföra en åtgärd för tunga lastbilar ned. Följden blev att den beräknade marginalkostnaden för naturskadande utsläpp justerades ned från 20 till 15 kronor per kg NOx-ekvivalenter, dvs 31 till 23 kronor uttryckt i dagens penningvärde.

5.1.3. Partikelutsläppens miljöpåverkan

För att skatta hälsokostnaderna av partikelutsläppen använde sig Leksell av en direkt metod. Enligt Cancerkommittén31 förorsakar giftiga ämnen i tätortsluften 100-1000 (med en punktskattning på ca 300) cancerfall per år i Sverige. Bilavgaserna står för den största delen av cancerrisken och här antogs att 75 procent av punktskatt- ningen på 300 cancerfall per år härrörde från bilavgaserna. I enlighet

1 Bergström, 1984

med Statens Strålskyddsinstitut värderades varje cancerfall till ca 8 miljoner kronor, utan diskontering. Kostnaden för ett års avgasutsläpp i tätort kunde därmed uppskattas till 300*0,75*8=1800 miljoner kro- nor.

Partiklarna i avgaserna bär dock inte hela ansvaret för cancerfallen. Då hänsyn togs till den mutagena aktiviteten i partiklarna samt när- hetsfaktorer32 för trafiken, uppskattades partiklarnas del till 2/3. ] räkneexemplet utgick dock Leksell från att partiklarna stod för 50 procent av cancerfallen, cancerrisken kunde därmed värderas till 900 miljoner kronor.

Det effektiva totalutsläppet av partiklar i tätorter uppgick till 1460 ton per år. Kostnaden för cancerrisken blev då 600 kronor per kg partiklar.

Nedsmutsningskostnaden beräknades, utan att bakgrundsfaktorer redovisas, till 50 kronor per år och per person. Kostnaden per kilo blev 1 70 kronor.

5.1.4. Direkt skattning av hälsokostnaderna

Rapporten avslutas med ett försök till en direkt skattning av skade- kostnaden för hälsoeffekterna per utsläppt kg NOx-ekvivalenter. Enligt beräkningarna i det förra avsnittet kunde avgasernas geno— toxiska påverkan uppskattas till ca 1800 miljoner kr per år. Av detta antogs hälften härröra från partikelutsläppet. NOx-ekvivalenternas bidrag till genotoxiska effekter blev då 900 miljoner kr per år. Dessutom fanns en rad övriga hälsoeffekter, t ex luftvägssjukdomar, hjärt/kärlsjukdomar och besvärsreaktioner. I en tidigare studie av Leksell (Gunnarson & Leksell, 1984) beräknades en tredjedel av hälsokostnaderna bero på ökad cancerrisk och mer än 2/3 på övriga sjukdomar. Med detta antagande som grund blev kostnaden för "övriga sjukdomar" 1800 miljoner kr per år.

Detta var enligt Leksell förmodligen en överskattning. Som en kon— servativ skattning användes istället siffran 900 miljoner. Totala hälso- effekter blev då 900+900=1800 miljoner kr per år. Utslaget på det effektiva utsläppet av NOx-ekvivalenter uppnådde hälsokostnaderna värdet 26 kronor per kg NOx-ekvivalenter, en siffra som stämde väl överens med den indirekta skattningen av hälsoeffekterna.

32 Faktorn beror på hur nära ett visst utsläpp sker från människorna.

. m—r—mnmv- fr

5.1.5. Kritisk granskning av studien

Studien är något av en pilotstudie och visar upp vissa svagheter, bland annat bortses från populationsdoser, istället används närhetsfaktorer.

Det finns i flera fall en hög grad av osäkerhet i beräkningarna. Leksell valde genomgående en konservativ skattning av effekterna och approximerade hellre nedåt än uppåt, vilket kan betyda att trafi- kens marginalkostnader underskattats.

Den direkta värderingen av partikelutsläppen har vissa tvivelaktiga inslag. Cancerkommitténs skattning av cancerriskerna har senare kompletterats med undersökningar som indikerar att risken bör värde- ras högre. 1 en av undersökning av Törnqvist & Ehrenberg (1991) skattades antalet cancerfall till 500-2000, med en punktskattning på 700 fall. Av dessa är de partikelburna cancerogena ämnenas (PAH) andel ca 60 procent, eller 420 fall. I en senare undersökning av samma författare (1993) uppskattades antalet cancerfall som beror på luftföroreningar till 500. Av dessa antogs 300 bero på PAH-utsläpp.33

Den indirekta värderingen av skadeverkningarna bygger helt och hållet på den undersökning som behandlar kostnaden för katalytisk avgasrening vilken Leksell genomfört. Eftersom beslutet om katalysatorrening togs kan man hävda att det var ett nedre värde för den faktiska politiska betalningsviljan som skattades. När det gäller uppdelningen av kostnaden mellan lokala effekter (hälsoeffekter, korrosion och nedsmutsning) och regionala effekter (skogsskador) är sambanden emellertid osäkra. Beslutet om avgasrening 1983, som Leksell i detta fall utgick från, togs aldrig och resonemanget är därför hypotetiskt. Jag bedömer själv att det kanske är alltför ambitiöst att försöka dela upp den totala kostnaden på de olika komponenterna.

Trots svagheterna överensstämmer skattningarna som fås fram med den indirekta metoden väl med de som tagits fram med den direkta. Det är dock viktigt att komma ihåg att den indirekta skattningen är en lägsta skattning av miljöeffekterna. Det hade därför varit intressant att skatta ett tak på betalningsviljan, t ex genom att studera ett åtgärdsförslag som aldrig antogs.

33 Leksell & Löfgren, 1995

5.2. Värdering av lokala luftföroreningseffekter - Leksell & Löfgren (1995)

5.2.1. Emissionskedjan

Syftet med rapporten var att utveckla en metod för värdering av lokala skadeeffekter av bilar i tätortsmiljö (dvs hälsoeffekter). Förfat- tarna studerade och kvantifierade hela kedjan från emission via halter, doser och effekter till värdering av effekterna:

emission Spridning och l omvandlingar N halter antal exponerade N 1 dos dos-responssamband 1 N effekt värdering av effekt 1 N värde

Figur 5.6 Emissionskedjan

Källa." Leksell & Löfgren, 1995, s 1

De emissioner som studerades var kvävedioxid, partiklar, flyktiga organiska ämnen från förbränning (VOC) samt PAH. Däremot var det inte möjligt att ta hänsyn till omvandling av ämnen i atmosfären. Detta innebär att författarna bortsåg från en rad hälsofarliga ämnen, t.ex. ozon, som uppstår genom oxidation av kvävemonoxid:

NO + 03 —>N02 + 02.

Metoden tillämpades på Göteborg, men resultatet skall enligt för- fattarna kunna appliceras på samtliga svenska tätorter.

I undersökningen användes redan befintlig emissionsdata för Göte- borg. Därefter genomfördes en rad simuleringar för att beräkna spridningen av emissionerna i staden.

När spridningen av emissionerna var känd, kunde befolkningens

totala exponering för ett utsläpp, dvs populationsdosen, beräknas. Detta skedde genom att ta hänsyn till personerna - bilister, cyklister, trafikgängare samt kollektivtrafikanter — som vistades i det utvalda området. Populationsdosen uttrycktes sedan som den inandade mäng- den emissioner per mängd utsläppt emission.

Nästa steg var att beräkna responsen till den dos som befolkningen utsattes för. I många studier används enkätstudier, där inte bara akuta sjukdornssyndrom, utan även "mjuka" hälsoeffekter studeras. Hälso- effekterna är dock svåra att värdera eftersom kända samband mellan ämne och effekt många gånger saknas. Med hjälp av en litteratur— studie försökte författarna nå fram till en beskrivning av dos-respons— sambanden som var så korrekt som möjligt. Med sambanden som grund beräknades sedan toxicitetsfaktorerna. I tabellen nedan kan vi se de faktorer som Leksell & Löfgren använder. Som vi ser skiljer sig valet av toxicitetsfaktorer åt mellan olika studier.

Tabell 5.7 Toxicitetsfaktorer i olika undersökningar.

34 36 .. 37 38 burger 1987 varden __|—I- [_ o——m-3-1 .-i |— __M- nr- ' &_

m_— __M-

"

0 U)

AMP O N

10

5.2.2. Värdering av lokala miljöeffekter

Med syfte få fram ett genomsnittligt värde på miljöeffekterna, genom- fördes en litteraturstudie av en rad betalningsviIjeundersökningar, där betalningsviljan för att minska avgasutsläppen (WTP) skattats. Det

34 Marburger, 1977

35 Grupp, 1986

36 Här redovisas de toxicitetsfaktorer som grundar sig på tätortseffekter. Faktorn för partiklar innefattar även nedsmutsningseffekter.

37

Dessa toxicitetsfaktorer grundar sig på riktvärden för utsläpp av de olika ämnena.

Aktuella viktningar som används i rapporten.

visade sig att flertalet av de WTP-studier som genomförts (bl a i USA) ej var användbara för projektet. De mest intressanta studierna hade genomförts i Sverige och Norge, se tabellen nedan:

Tabell 5.8 WTP—undersökningar. '

Författare/ Land Antal svar Typ av WTP för årtal besvär 50% red Strand & Norge: Oslo 93 Luftförore- 1800- Taraldset, 1991 ningari 3700kr/år allmänhet, i och hushåll. relation till fem andra miljö- problem Halvorsen, 1994 Norge: Hela 1229 hälsobesvär 1250 kr/år p.g.a. bil- och person avgaser bilavgasers effekter på hälsa, natur och ned-

smuts—ning

Stockholm och några större städer

1750 kr/år och hushåll (hälsoska- dande ämn) 700 kr/år och hushåll (nedsmut- sande ämn) 4600-9300

Widlert m.fl., 1994

Saelendsminde Norge: Oslo lokal luft- & Hammer, och Akers- förorening, kr/år och 1994 hus buller, väg- hushåll damm och

l l C02 Källa: Leksell & Löfgren, 1995, s 134

Av dessa ansågs Widlert m.fl. (1993) samt Saelensminde & Hammer (1990) vara mest intressanta. Värderingen av hälso-effekter utgick därför enbart från dessa två studier, vilka beskrivs mer ingående i avsnitt 5.3 och 5.4.

Saelendsminde & Hammers skattning av den marginella betal- ningsviljan för haltminskningar runt dagens nivå, omvandlades till svenska kronor per år och invånare i Göteborg. Värderingen uppgick till ca 44,4 kr per år och person per procentenhet.

I Widlert undersökning skattades betalningsviljan per år för en 50— procentig reduktion av olika hälsoskadliga ämnen i bilavgaserna till 1.750 kr. För nedsmutsande ämnen (sot, partiklar) var betalningsvil- jan för samma reduktion 700 kronor. Författarna antog att ca hälften

av de nedsmutsande effekterna gav lokala effekter.

Den totala betalningsviljan för att minska ämnen som gav lokala effekter blev då 2.100 kronor per år. Omräknat till betalningsvilja per person och hushåll motsvarade det 1.200 respektive 2.500 kronor per år (omräkningen berodde på en del oklarheter i huruvida betalnings- vilja uttrycks per person eller per hushåll). Uttryckt som marginell betalningsvilja per person och procentenhet blev detta 1200/50:24 kronor per år. Detta uttryckte emellertid den genomsnittliga betal- ningsviljan för en stor förändring. För en marginell förändring runt dagens nivå, skattades betalningsviljan till ca 35,5 kronor per år.

Som ett medelvärde mellan den svenska och den norska studien l användes värderingarna 40 kronor per år och person vid små haltminskningar och 27 kronor per år, person och procentenhet vid haltminskningar av storleken 50 procent. Siffrorna innehöll värde- ringen av hälso—, såväl som nedsmutsningseffekter. De rena hälso- effekterna beräknades till 22,5 kronor per person och år (för en hal- vering av de hälsoskadliga utsläppen).

Genom att skatta den inandade mängden NOx-ekvivalenter i Göte- borg, (populationsdosen) och dela den med antalet personer kunde den inandade dosen per person, vilken blev 572 mg NOx-ekvivalenter per år, skattas. En procentuell haltminskning skulle leda till en minskning av dosen med 5,7 gram. Betalningsviljan för denna var 22,5/5,7 = 4 kronor per mg NOx-ekvivalenter som andas in (per dos). Denna värdering skulle vara oberoende av geografiskt område.

Ett utsläpp av 1 kg NOx-ekvivalenter i Göteborg, medförde en ökning av dosen med 12 mg, värderad till 12*4=48 kronor, med avse- ende på hälsoeffekterna. Följande värden kunde därmed erhållas för de enskilda ämnena:

Tabell 5.9 Skattning av hälsoeffekterna.

Värdering per kg (kr) CO SOZ

_ 1 (osäker skattning) _ 100 (osäker skattning)

Källa: Leksell & Löfgren, 1995, s 147

5.2.3. Kritisk granskning av studien

Det kan vara intressant att jämföra resultaten med Leksell (1987). Om

vi bortser från att det passerat sju år mellan de två undersökningarna, med allt vad det innebär av förbättrad kunskap om utsläpp och effek- ter, borde en jämförelse visa huruvida olika undersökningsmetoder leder till samma resultat eller ej. Vi ser att Leksells resultat omräknat till 1994 års penningvärde och applicerat på en stad av Göteborgs storlek, ger en betalningsvilja på ca 40 kronor per kg NOx, ett resultat som stämmer väl överens med de nya siffrorna.

Det är uppenbart att metoden för att beräkna kostnaderna för bilav- gasutsläppen har förbättrats ijämförelse med Leksell (1987). Förfat- tarna estimerar varje del av emissionskedjan och tar bl a hänsyn till populationsdoser. Därmed ger undersökning ett komplett intryck. Det går dock inte att bortse från att det fortfarande finns vissa svagheter med iden direkta ingenjörsmetoden, i vilken fysiska samband mellan utsläpp och effekter fastställs. Ett exempel på att sambanden fortfa- rande är osäkra är att toxicitetsfaktorer i olika undersökningar skiljer sig åt.

De lokala effekterna är dock bättre dokumenterade än de regionala och globala. Genom att fokusera sig på att mäta hälsoeffekterna i tätortstrafik, kan författarna bortse från många komplexa samband. Dessutom avgränsar de sig till att inte studera effekter av ämnen som uppstår genom omvandling, t ex ozon. Resultaten som fås bör därför ses som miniminivåer.

En annan typ av problem kommer sig av att resultaten i två betal- ningsviljestudier används för värderingen av miljöeffekterna. Even- tuella svagheter i betalningsviljestudierna har därmed överförts till Leksell & Löfgrens studie (dessa diskuteras i större detalj i avsnitt 5.3.2 och 5.4.2).

5.3 Värdering av miljöfaktorerna - Widlert m.fl. (1993)

5.3.1. Genomförande

] undersökningen skapades en rad spelsituationer som respondenterna fick delta i Totalt ingick fyra spel, utformade som kort, där varje kort bestod av 3—4 faktorer (t ex kostnad, restid, avgasutsläpp), vars värden på de olika korten varierades enligt statistiska regler. Korten skulle sedan rangordnas av respondenterna. De fyra spelen behandlade av— gaser, upplevd intrång-riskbild, grönområden-strövområden samt utsikt från vägen. Här behandlas spelet avgaser, i vilket betalningsvil- jan för hälso—, natur- samt nedsmutsningseffekter mättes.

sändes till 300 hushåll. Därefter utfördes huvudundersökningen vil— ken vände sig till 2000 personer boende i Stockholms län, Växjö, Linköping och Sundsvall. Personerna var dels erhållna från bilregist- ret i Stockholms län, dels systematiskt valda ur telefonkatalogerna för Växjö. Linköping, Stockholm och Sundsvall. Två påminnelser skick- ades ut och svarsandelen uppgick till 54 procent. Dessutom fick en sk expertgrupp delta i undersökningen. Gruppen bestod av miljöaktiva samt tjänstemän och kommunalpolitiker som arbetade med miljö- eller trafikfrågor.

] spelen beskrevs olika typer av åtgärder för att minska mängden avgaser, samt effekterna av och kostnaderna för detta. Åtgärderna skulle betalas genom höjt bensinpris (kr/l).

Betalningsviljan för att minska hälsofarliga utsläpp med 50 procent uppgick i undersökningen till 1.750 kronor per år. Betalningsviljan för samma reduktion av naturskadande ämnen låg något lägre, på 1.500 kronor per år. Nedsmutsningseffekterna slutligen, värderades till 670 kronor per år. För hälsoeffekterna motsvarade betalnings- viljan på 1.750 kronor per år en ökning av bensinpriset med 1 krona per liter, total betalningsvilja blev därmed ca 2 kronor per liter.

En halvering i mängden hälsofarliga utsläpp behöver inte betyda en halvering av skadeeffekterna. För att testa för skillnaden användes följande två formuleringar växelvis:

"...fordonens utsläpp av ämnen minskar med ..." "...skadorna från fordonens utsläpp minskar med ...".

Några signifikanta skillnader i svaren upptäcktes ej. I undersökningen var kvinnornas betalningsvilja genomgående högre än männens (ca 3 gånger så hög). Personer utan körkort var beredda att betala dubbelt så mycket som de med körkort. Barn- familjer hade dubbelt så hög betalningsvilja än de som inte hade barn. En högre inkomst tenderade att öka betalningsviljan. Yngre personer värderade faktorerna högre än de äldre. Slutligen, hög- och medelut- bildade hade högre betalningsvilja än lågutbildade. Ett något överras- kande resultat var att landsbygdsbefolkning uppvisade högre betal- ningsvilja än tätortsbefolkning. Vidare avtog betalningsviljan med storleken på förbättringen.

Resultaten för huvudgruppen jämfördes även med de som fåtts av expertgruppen, som antogs ha djupare kunskap om miljösambanden. Betalningsviljan för att minska avgasutsläppen blev också högre för denna grupp, detta gällde särskilt värderingen av naturskador. Detta berodde inte på inkornsteffekter, eftersom den genomsnittliga års- inkomsten var lika i expertgruppen och huvudgruppen. Betalningsvil- jorna for de två grupperna redovisas nedan (betalningsvilja för en

halvering av avgaserna, i kronor per år)

Tabell 5.10 Betalningsvilja för en halvering av avgaser.

Effekt Huvudgrupp &_ 1.760

1.490

För att kunna jämför svaren med andra undersökningar, räknades betalningsviljan om till antal kronor per kg NOx-ekvivalenter, och blev då ca 200 kronor per kg NOx-ekvivalenter för hälsoefekter och 30 kronor per kg NOx-ekvivalenter för natureffekter. Inga toxicitets- faktorer redovisades, det är därför svårt att veta hur viktningen skett. Den stora skillnaden mellan natur- och hälsoskador beror främst på att koldioxiden, som utgör en stor del av avgaserna, ej leder till några kända hälsoeffekter.

5.3.2. Kritisk granskning av studien

Den relativt höga skattningen av hälsoeffekter skulle kunna bero på att det finns en del oklarheter i om man i undersökningen avsett att mäta individernas eller hushållens betalningsvilja.

Leksell & Löfgren (1995) tar hänsyn till detta och approximerar antalet svarande som syftar på hushållet till ca 80 procent. Betal- ningsviljan för att minska hälsoeffekterna per person och år, uppgår då till 1.200 kronor (eller ca 137 kr per kg NOx-ekvivalenter). Jag bedömer själv att det är orimligt att andelen svarande som missuppfattade undersökningen kan vara så hög som 80 procent. I svarsformuläret står "Din miljövärdering" redan som överskrift och i den löpande texten frågas flera gånger efter ”din värdering". Texten är dock svårtolkad och detta leder tyvärr till att trovärdigheten hos resultatet minskar.

Författarna har lagt ner ett stort arbete på att välja ut relevanta miljöfaktorer som ska ingå och mätas i undersökningen. De ställer höga krav på att faktorerna ska kunna uttryckas relativt, (så att fakto- rerna kan rangordnas) och kvantitativt, (så att förändringar och kost- nader kan jämföras med varandra) samt att faktorerna är väl beskrivna för respondenterna.

Det går dock att ifrågasätta om en direkt mätning av individernas betalningsvilja i detta fall är en lämplig metod för att värdera miljö- effekterna. Effekterna beskrivs mycket kortfattat i den inledande

mem—m,.- _— "mm...-=

texten i formuläret som behandlar bilavgaser: ”Avgaserna från trafiken har effekter på människors hälsa, på växt- ligheten och på nedsmutsningen inom- och utomhus,,”

På korten med de olika alternativen beskrivs miljöeffekterna enligt

följande40:

Hälsa Hälsoskadorna från fordonens utsläpp MINSKAR med X%. Naturskador Försurningen och naturskadorna från fordonens utsläpp MINSKAR med X%.

Nedsmutsning Nedsmutsningen genom fordonens utsläpp av sot och stoft

MINSKAR med X%.

Det ställs följaktligen höga krav på respondenterna när det gäller att bedöma nivåerna på dagens miljöeffekter, samt att uppskatta hur all- varliga miljöeffekter är. Det verkar osannolikt att kunskap om dessa komplexa samband verkligen finns hos ”amatören”. I undersökningen testar författarna också om respondenterna upplever någon skillnad mellan en minskning av utsläppen och en minskning av skadorna från utsläppen. Någon skillnad upptäcktes ej och detta borde rimligtvis kunna tolkas som att respondenterna ej är fullständig insatta i miljöproblemen som de här får värdera.

Som väntat var även expertgruppens betalningsvilja högre än huvudgruppens. Detta gällde framförallt värderingen av de komplexa naturskadorna (regionala och globala effekter), för vilka expert- gruppens betalningsvilja var ca 47 procent högre än huvudgruppens. Detta skulle även det kunna tolkas som att ”vanliga” människors kun- skap om biltrafikens miljöeffekter ej är tillräcklig för att en rimlig värdering ska kunna äga rum. Ett problem med CA-undersökningar är risken för lexiko-grafiska svar. Detta är speciellt uppenbart när rangordningsmetoden används, komplexa val gör att respondenterna sorterar alternativen efter en dominerande faktor. Widler m.fl. gjorde en test av förekomst av lexi- kografiska svar i provundersökningen, och kunde då konstatera att det inte fanns någon överrepresentation av sådana svar. Vid genom- förandet av huvudundersökningen gjordes dock ingen sådan test.

39 Widlert mfl (1993), bilaga 2 40 Widlert mfl (1983), bilaga 2

Enligt Bradley (i Ivehammar, 1995) är en testundersökning emellertid ett tillräckligt krav för att eventuell risk för lexikografiska svar ska kunna upptäckas. Författarna har också begränsat antalet faktorer som varieras till tre, vilket minskar komplexiteten och kraven på respondenterna

Det förefaller finnas en inkomsteffekt som innebär att en högre inkomst tenderar att öka betalningsviljan. Detta skulle innebära att hushållen tar hänsyn till sina budgetrestriktioner då de rangordnar valalternativen. Åtgärderna skulle finansieras med en höjning av bensinpriset med X kronor per liter. Nackdelen med denna finansie— ringsmetod är att det för respondenten kan vara svårare att få en upp— fattning av hur en viss åtgärd i slutändan påverkar budgeten.

Slutligen, 54 procent av urvalet svarade på enkäten. Denna andel ligger i underkant av vad som brukar kunna uppnås i svenska brevenkäter (60 procent) och klart under den minimigräns som den sk NOAA—panelen har ställt upp för CVM-studier som skall användas som underlag för skadeståndsberäkningar i USA (70 procent). Det redovisas inte hur väl de respondenter som deltog undersökningen motsvarade målpopulationen. Det förefaller emellertid troligt att hus— hållen som ej valde att delta i undersökningen, skulle uppvisa en lägre betalningsvilja, eftersom de visat upp mindre intresse för att delta. Om så var fallet skulle resultaten från undersökningen behövajusteras ner något.

5.4. Saelensminde & Hammer (1994)

5 .4. 1 Genomförande

Saelensminde & Hammer använde sig av CA-metoden för att beräkna betalningsviljan för en minskning av ett urval av trafikens miljö- effekter, dvs hälsofarliga avgasutsläpp, koldioxid, buller samt ned- smutsning. Här behandlas hälsofarliga utsläpp samt nedsmutsning.

Intervjuvundersökningen var utformad som fem olika spel, i vilka respondenterna skulle ta ställning till och välja mellan två olika alter- nativ (”trade—off” metoden). Varje alternativ bestod av fyra olika faktorer, som varierades mellan alternativen. Spelen behandlade föl— jande situationer:

Spel 1: Detta var ett enkelt spel vilket behandlade den sista resan individen gjorde med kollektiv- eller biltrafik. Respondenterna fick välja mellan alternativ där deras betalningsvilja för framförallt res- tiden värderades.

Spel två och tre: Här mättes betalningsviljan för att införa en ny typ

av bränsle i fordonen. Kostnaden för att byta till det nya bränslet samt effekterna på miljön varierades mellan de olika korten. Miljöfakto- rerna varierade runt förändringar på 20, 40 och 60 procent jämfört med den ursprungliga nivå.

Spel/yra och fem; Här gavs olika val om utformningen av en ny transportpolitik i Norge. I motsats till föregående spel fick responden- terna inte ta ställning till någon konkret resa. Transportpolitiken skulle finansieras med en ändring i transportkostnader (eller skatter) per år eller månad.

Spel två till fem sammanfattas i Tabell 5.11.

1 Tabell 5.11 Viktiga skillnader mellan spelen.

hos en ny typ av en framtida transport- Kostnad eller transportkostnad)

_ Spel 2 och 3 Spel 4 och 5 bränsle politik kr (för den aktuella kr (kostnadsökning per M— %rorändring Miljöfaktorer %-förändring från %-förändring från dagens nivå dagens nivå

Faktorer Val av egenskaper Val av utformning av resan i spel 1) mån/år betalt som skatt Källa: Saelendsminde & Hammer, 1994

Spelen kompletterades med en diskret CVM-fråga, där responden- terna bl a fick svara på följande:

”Det är möjligt att genomföra åtgärder som skulle minska vägtra- fikens lokala luftföroreningsutsläpp, buller, nedsmutsning samt koldioxidutsläpp med ca 40 procent. Skulle ditt hushåll vara beredd att betala 100 kronor per månad i form av ökade transport- utgifter för detta, givet att samtliga norska hushåll betalar samma avgift?”

Den procentuella förändringen av miljöpåverkan varierade mellan 20, 40 och 60 procent. Om respondenterna svarade ja på frågan ställ- des ytterligare en fråga, i vilken avgiftsnivån var 50 procent högre. Skillnaden mellan CA-frågorna och CVM—frågan var att i den senare söktes betalningsviljan för samtliga effekter, i CA-frågan däremot fick respondenterna ange sin betalningsvilja för de enskilda effek-

terna. [ undersökningen deltog 1680 personer, bosatta i Oslo och Akers-

hus i Norge. Hälften av respondenterna deltog i spel fyra och fem, hälften i spel två och tre. I undersökningen redovisas det inte hur stort bortfallet från det ursprungliga urvalet var. Det kan emellertid konsta— teras att deltagarna väl representerade populationen (dvs bosatta i Oslo och Akershus).

Betalningsviljan i spel två och tre räknades om till kronor per hus- håll och år. I följande tabell redovisas resultaten från spelen (kronor per procentuell förändring per år och hushåll):

Tabell 5.12 Värdering av miljöeffekterna.

Värdering i spel 2 / 3 Värdering i spel 4 / 5

Lokala luft- 143—285 95-190 föroreningar

116-230 57-96

Källa: Saelendsminde & Hammer, 1994

För att få det lägre värdet i intervallet togs maximal hänsyn tagits till fokuseringseffekten, eller den sk ”embeddingeffekten”, som innebär att en nyttighet får ett lägre värde om den värderas med andra nyttig— heter än om den värderas för sig själv. Det lägre värdet skall ses som ett golv, i motsats till det högre värdet som kan ses som ett tak, efter- som ingen hänsyn tagits till fokuseringseffekter. Ett bästa värde för en procentuell förändring av de lokala luftföroreningarna kunde skatta- des till 189 kronor, för nedsmutsning blev uppgick motsvarande siffra till 95 kronor.

Det visade sig att värderingen i spelen hamnade på en högre nivå än i CVM—frågan, där maximal hänsyn togs till fokuseringseffekten och alla effekter därför värderades tillsammans. Betalningsviljan för luftföroreningsminskningar hamnade där i ett intervall mellan 47 till 213 kronor per procentuell förändring och hushåll.

En annan anledning till att resultaten i spelen blev högre än i CVM- frågan, kan vara att författarna mätte betalningsviljan för förändringar runt dagens nivå. Därmed inkluderades även försämringar. Det visade sig att betalningsviljan ej var symmetrisk runt dagens nivå, dvs kom- pensationskravet för en viss försämring var högre än betalningsviljan för en förbättring av samma storlek. I tabellen nedan ges betalnings- viljan för olika förändringsnivåer (svenska kronor per procentenhet per år och hushåll). Negativa procentvärden innebär en försämring av miljön, den uppmätta betalningsviljan kan i dessa fall ses som kom— pensationskravet för försämringen.

Tabell 5.13 Marginell och genomsnittlig betalningsvilja. Marginell betal- Genomsnittlig Intervall för -20-0 % 0-30 % 30—90 % -10-60 % ___-- Lokala luft- 129 84 53 95,2 ___-- ”

Källa: Saelendsminde & Hammer, 1994, s 35

5.4.2. Kritisk granskning av studien

Författarna har lagt ner stor omsorg på att urvalet ska representera befolkningen i Oslo och Akershus. Den största bristen är att utbild- ningsnivån hos respondenterna ligger på en något högre nivå än genomsnittet, vilket kan ha medfört att betalningsviljan i undersök- ningen överskattades. Norsk Gallup Institutt AB utförde personliga hemintervjuer med de 1.691 personer som deltog i undersökningen (storleken på bortfallet redovisas ej). Det stora urvalet samt intervju- metoden ligger till grund för min bedömning att kvaliteten på under- sökningen är mycket god.

Undersökningen är utformad något annorlunda än många andra betalningsviljeundersökningar, eftersom fokuseringen har legat på att mäta betalningsviljan för marginella förändringar samt utsläpps- reduktioner för olika nivåer. Jag bedömer att resultaten från denna studie är intressantare än skattningar av betalningsviljan för t ex en halveringen av utsläppsnivåerna, eftersom kostnadsansvaret för trafi- ken utgår från de marginella kostnaderna. Värderingen av ut- släppsminskningar borde därför också utgå från marginalkostnaderna.

Det visade sig att det fanns skillnader mellan värderingen av 20-, 40- respektive 60—procentiga förändringar i miljöfaktorerna. Den marginella betalningsviljan avtog med storleken på förändringen. Dessutom belyser resultatet skillnaden mellan kompensationskrav och betalningsvilja, dvs att WTA vanligtvis hamnar på en högre nivå än WTP.

Det är svårt att jämföra resultatet med andra värderingar, inte bara p.g.a. marginalkostnadsresonemanget, utan också därför att det finns stora skillnader mellan olika undersökningar i vad som mäts och hur det mäts. Avsaknaden av likvärdiga och jämförbara undersökningar är

kanske den största bristen med hypotetiska betalningsviljestudier.

I undersökningen förklarades biltrafikens miljöeffekter kortfattat för respondenterna. Det kan emellertid ifrågasättas huruvida de har tillräckligt med information för skapa sig en egen bild av avgasernas effekter och dessutom värdera dem. Till undersökningens fördel kan sägas att författarna begränsar sig till att studera lokala luft- föroreningseffekter, som lär vara enklare att bedöma än regionala effekter. Nedsmutsningseffekter däremot, borde vara väl kända av respondenterna och därmed lättare att värdera.

Finansieringsmetoden varierade mellan spelen. ] spel 4 och 5 ut- gick betalning per år eller månad, till skillnad från spel 2 och 3, där betalning skedde per resa. Detta faktum ligger också till grund för författarnas bedömning att resultaten från spel 4/5 är mer tillförlitliga än de från spel 2/3.

Författarna har varit måna om att identifiera lexikografiska svar. Genom att inkludera en faktor - restid - i alla undersökningar, har det varit möjligt att urskilja lexikografiska svar. Mängden sådana svar var störst i de spel som rörde koldioxid och lokala luftföroreningar (antalet lexikografiska svar låg där på nivåer över 25 procent). Det höga procenttalet påvisar problem med metoden.

Författarna har också lagt ner möda på att identifiera och värdera eventuella fokuseringseffekter. Även inom detta område påvisas problem. Stora skillnader finns mellan resultaten från CVM-frågan och de från CA-frågorna. Det är därför naturligt att fråga sig i vilken utsträckning den uppmätta betalningsviljan för en viss miljöfaktor verkligen korresponderar med den verkliga betalningsviljan.

5.5. On the cost of air pollution - Small & Kazimi (1995)

5.5.1. Värdering av hälsoeffekter

En vanlig uppfattning är att resultaten från undersökningar gjorda i andra länder ej kan appliceras på Sverige, främst p.g.a. de stora skillnaderna i trafik och geografi. Det kan dock vara intressant att göra en jämförelse, för att se hur metod och resultat skiljer sig åt. Small & Kazimi studerade kostnaden för miljöeffekter från motor- fordon och redovisade estirnat för Los Angeles regionen. De ämnen vars miljöeffekter behandlades var VOC, NOx, SOx samt PMlo (partiklar). Författarna använde sig av en direkt metod, där emissio-

ma,—__, ___—_...— __ __ _m—r— -v—-_—.mm

nerna beräknades med hjälp av emissionsmodeller (MOBILE och EMFAC).

Författarna fann att estimerad emissionsdata ofta underskattar de verkliga emissionerna. Detta skulle bl & bero på att tekniken som används för att mäta emissionerna, ännu inte var fullt utvecklad. Dessutom underskattas antalet fordon med höga emissioner och det bortsågs från snabba hastighetsökningar. Data från en tunnel i Los Angeles-området, där emissionerna kunde mätas mer exakt än i fria luften, visade att emissionerna av CO var 2,7-3,8 gånger högre än i tidigare beräkningar. Även VOC underestimeras med vanliga meto- der. Av denna anledning höjdes emissionsfaktorerna som normalt används i undersökningar i Kalifornien, med faktorn 2,1. Följande faktorer användes i undersökningen:

Tabell 5.15 Emissionsfaktorer.

Genomsnittligt CO fordon 1992

Källa. Small & Kazimi, 19952

Med ledning av en litteraturgenomgång fastställdes ett genomsnittligt värde på $4,87 (34,5 miljoner SEK) miljoner för ett statistiskt döds- fall. Detta kan verka högt, författarna konstaterar också att ett värde på ca 551 miljon (7,1 miljoner SEK) är mer allmänt vedertaget. Detta stämmer också bättre överens med det värde på 8 miljoner, som bl a har använts av Leksell (1987) och som används som norm av Statens Strålningsinstitut.

I studien bortsåg författarna från icke-linjära effekter, men hänsyn togs till omvandling av ämnen, i och med att ozonets effekter stude- ras. För värden på exponeringen använde sig författarna av estimat som tagits fram av Hall m.fl. (1992). Författarna fann att hälso- effekterna utgjorde den största kostnadsposten och avgränsade sig därför till att behandla denna typ av miljöpåverkan.

Med ledning av de dos-respons undersökningar och betalnings- viljestudier som låg till grund för arbetet, beräknades de genomsnitt- liga kostnaderna för dödsfall och sjukdom, vilka berodde på utsläpp av partiklar respektive ozon. Skattningarna redovisas i tabellerna nedan. Det är emellertid viktigt att komma ihåg att estimaten gäller för Los Angeles, där kostnaden för miljöeffekterna förmodligen är särskilt höga.

Tabell 5.15 Kostnaden för luftföroreningar.

Skador (kr/kg) Mortality from 12 60,8 754,5 699,8 1 527 Particulates Morbidity from 0,57 3,0 37,5 34,5 75,6 Morbidity from 13,0 21,1 Ozone ”.nu- Totamgures Källa: Kazimi & Small, 1995, s 22-23 (omarbetad version)

5.5.2. Kritisk granskning av studien

Undersökningen är intressant av den anledning att de antaganden som gjordes, skiljer sig från de svenska studierna. Författarna kunde '. konstatera att emissionsfaktorerna, som ligger till grund för alla dos- . respons undersökningar, normalt underestimeras. Om så är fallet skulle den externa miljökostnaden per kilometer, som skattas i t ex Leksell (1987), behövajusteras. Detta innebär givetvis också en stark kritik mot de metoder som beräknar miljökostnaderna utifrån direkta fysiska samband. Vi tycks ännu veta för lite för att med säkerhet kunna skatta dessa samband.

En annan avvikelse från de svenska undersökningarna, gäller värderingen av ett statistiskt dödsfall. Eftersom kostnaderna för döds- fall från partikelutsläpp utgjorde den största kostnadsposten (ca 94 procent av den totala kostnaden) i Small & Kazimis undersökning, harjag i nedanstående tabell räknat om dessa med 8815 norm (8 mil- joner kronor per statistiskt dödsfall):

Kostnad (kr/kg) ___—rim Mortality from particulates 2,77 13,9 172,0 159,5 348,1

Vi ser att kostnaden för dödsfall minskar från 1.527 till 348 kronor, dvs med 1.179 kronor per kg. Den direkta metoden, som ofta används med motiveringen att den bygger på objektiva skadekostnads- samband, påverkas uppenbarligen i detta fall starkt av de mer eller mindre subjektiva antaganden som den bygger på.

5.6. External Costs of Air Pollution: The Case of European Tranport - Kågeson (1992)

5.6.1. Genomförande

På uppdrag av the European Federation for Tranport and Environment (T&E), har Kågeson utfört en studie som ingick i en större projekt, vars syfte var att dokumentera transportsektorns externa kostnader. I denna studie satte Kågeson pris på kväve-, kol- och svavel- dioxidutsläppen, samt utsläppen av VOC. Författaren använde en indirekt ansats, nämligen undvikandekostnadsmetoden.

För att skatta de marginella och de genomsnittliga kostnaderna för utsläppen utgick Kågeson från hur mycket det skulle kosta att minska utsläppen till en viss nivå. Den relevanta nivån valdes för vissa ämnen i enlighet med den kritiska gräns som miljön kan utstå (sustainable development) och för andra enligt politiska beslut.

För att skatta kostnaden för trafikens utsläpp av svaveldioxid tittade Kågeson på kostnaden för att minska utsläppen med dels 60 procent, dels 80 procent. Nivåerna valdes i enlighet med de kritiska gräns- värden som tagits fram. Den allvarligaste effekten av svaveldioxid antogs i detta fall vara försurningen av mark och vatten. Marginal- kostnaden för att nå respektive utsläppsmål beräknades sedan för alla sektorer för de europeiska länder som deltagit i studien. l kalkylerna gjordes en del antaganden, bl a om tillväxt och energiförbrukning. Kostnaderna för ett urval europeiska länder redovisas i Tabell 5.16 (kr/ton svaveldioxid):

Tabell 5.16 Marginella och genomsnittliga kostnader per ton utsläppsminskning av svaveldioxid år 2000 jämfört med år 1980.

Marginalkostnad Genomsnittskostnad 60% 80% 60% 80% minskning minskning minskning minskning __|-7455 Frankrike Tyskland (väst) Norge 133.87111.113 spannen Sverige UK Källa: Kågeson, 1992, p 26

För att skatta kostnaden för utsläppen av kväveoxider, utgick författa-

ren som ett första steg, från att utsläppen skulle behöva minska med 30 procent. Detta har flera europeiska länder, bl a Sverige, förpliktigat sig att göra fram till 1998. Därefter studerade han kostnaden för ut- släppsminskningar upp till 50 procent, en siffra som valdes som en lägsta skattningen för vad som krävdes för att nå naturens kritiska gräns.

Med hjälp av IIASAs (International Institute for Applied System Analysis) modell, RAINS, som tar hänsyn till information om energi- användning, jordbrukets aktiviteter sarnt emissionsnivåer, togs kost- naderna för att reducera utsläppen fram.

För att diskontera investeringskostnader användes diskonterings— faktorn 4 procent. De marginella och genomsnittliga kostnaderna för utsläppsminskningarna redovisas i tabellen nedan (kr/ton Nox):

Tabell 5.17 Marginella och genomsnittliga kostnader per ton utsläppsminskningar av kväveoxider år 2000 jämfört med 1980

Land Marginalkostnad Genomsnittskostnad 30% 50% 30% 50%

5634 15.389 15.826 9473 m.m—15.153 .szo Uk .759

l l l Källa: Kågeson, 1992, s 40 l l

©

För VOC-utsläppen redovisades inga separata kostnader. Författaren antog att när åtgärder sätts in mot Nox—utsläppen, minskar VOC- utsläppen med samma mängd. I kostnaderna för NOx-reduktionerna i tabellen ovan, "gömmer" sig alltså kostnaderna för att även minska VOC-utsläppen.

För Sveriges del skulle den genomsnittliga kostnaden för att minska svavelutsläppen till en skälig nivå (-60 procent) uppgå till ca 5 kronor per kg svaveldioxid. Därefter skulle marginalkostnaderna stiga kraftigt. Tranportsektorns andel av svavelutsläpp är ej stor, och den största delen står de tunga dieselfordonen för. Att införa en miljöskatt på svavelutsläppen för biltrafikanterna ter sig därför ointressant, om inte de stora emittenterna samtidigt beskattas. Kost- naden för att minska NOx-utsläppen i enlighet med de kritiska grän— serna är högre, åtminstone 8 till 9 kronor per kg NOx-utsläpp,

samtidigt som marginaleffekterna är lägre. Detsamma gäller VOC- utsläppen.

I en senare rapport41 applicerade Kågeson resultaten på Sverige. Miljöskatten på oblyad bensin och diesel skulle behöva uppgå till 0,86 kronor (koldioxidskatt) + 2,79 (VOC- och NOx-skatt) = 3,65 kronor per liter för att klara en internalisering av de rörliga kost- naderna och därmed nå de uppställda miljömålen.

5.6.2. Kritisk granskning av studien

Det intressanta med studien är att Kågeson använder ett annorlunda perspektiv, nämligen åtgärdskostnadsperspektivet. Med detta perspektiv undviks osäkra skadekostnadsberäkningar Metoden kan vara rimlig i en situation där de miljöpolitiska ambitionerna bestäms av ömsesidiga internationella åtaganden. Dessa åtaganden kan tänkas vägledas av en föreställning av vilka totala begränsningar som krävs på lång sikt i hela Iändergruppen. Det blir därför inte så intressant om undvikandekostnaderna fullt ut motiveras av den marginella skade- kostnaden i varje enskilt land.

Det är dock inte oproblematiskt att fastställa marginalkostnaderna för att minska utsläppen. Beräkningarna förutsätter att utvecklingen (tillväxt, efterfråga på energi, etc) följer ländernas officiella progno- ser. Modellerna tar inte heller i beaktande ny teknik som kan förändra energibehoven eller lagar och regleringar som förändrar ut- släppsmönstren. Det är inte heller säkert att de kritiska nivåer som Kågeson använder speglar verkliga kritiska belastningsgränser.

Ett intressant resultat är att marginaleffekterna i vissa fall är stora, främst mellan utsläppsminskningar på 60 respektive 80 procent (för svaveldioxid). Åtgärdskostnaderna skiljer sig också åt mellan de europeiska länderna. Resultatet i Kågesons undersökning skulle kunna användas för att motivera en gemensam miljöpolitik för de europeiska länderna, där åtgärderna i första hand koncentrerades till områden där åtgärdskostnaderna är låga.

41

Kågeson, 1993

6. Värdering av biltrafikens koldioxideffekter

6. ] Växthuseffekten i

Koldioxid står för mellan 60 och 80 procent av de totala växt- huseffekterna, övriga viktiga växthusgaser är metan, dikväveoxid, stabila fluorföreningar och ozon. Den största delen av koldioxiden tillförs atmosfären genom förbränning av fossila bränslen. Halten ökar för närvarande med ca 0,5 procent per år och den globala , medeltemperaturen har sedan artonhundratalet ökat med 0,3 till 0,6 ' grader Celsius.42 Enligt undersökningar som genomförts av IPCC (United Nations Inter-Governmental Panel on Climat Change) kommer medeltemperaturen att öka med ca 0,3 grader celsius per decennium under nästa sekel, om inga åtgärder tas för att minska

| 1 l l l koldioxidutsläppen43. ,

En vanlig norm när man talar om växthuseffekten är vilka effekter en fördubbling av utsläppen av växthusgaserna skulle ha på tempera- turen. Enligt beräkningar skulle detta leda till en höjning av den glo- bala medeltemperaturen med ca 2,5 grader Celsius.44

Det är svårt att förutsäga hur växthuseffekten kommer att påverka miljön, mycket därför att tidsfördröjningen för effekterna är minst 30 år. Dessutom fås en mängd indirekta effekter som är svåra att upp- skatta.

Beroende på vilka samband som vi antar finns mellan utsläpp och effekt kan vi få följande scenarier”:

Ett linjärt samband skulle innebära att temperaturhöjningen som följer på en ökning av C02-utsläppen, leder till att klimatzonerna förskjuts från ekvatorn mot polerna, att havsytan stiger (enligt IPCC

2 Nordström, 1994 3 Kågeson,1992 '” Cllne,1991

45 Westöö,1989

med 31-110 om vid en fördubbling av växthusgaserna), att förutsätt- ningarna för jord- och skogsbruk förändras samt att extrema klimat- förhållanden blir allt vanligare. Värderingen av effekterna beror sedan på de totala effekterna. Temperaturhöjningen kommer nämligen inte bara att ge negativa effekter, utan får även positiva följder, bl a p.g.a. förlängd odlingssäsong på det norra halvklotet. De negativa effek- terna antas dock överväga.

Den andra typen av scenario grundar sig på icke linjära föränd- ringar. När villkoren har förändrats till en viss nivå kommer det eko— logiska systemet i obalans, det kollapsar och hamnar i ett nytt till- stånd, som troligtvis medför en försämring jämfört med ursprungs- nivån. Effekten förutses vara irreversibel.

6.2. Koldioxidutsläppen i Sverige

De totala koldioxidutsläppen i Sverige var 1990 ca 60 miljoner ton, varav en tredjedel härrörde från transportsektorn:

Tabell 6.1 Koldioxidutsläppen i Sverige.

Källa Miljoner ton C02-utsläpp Vägtrafik 5,7 Varav personbilar Varav lätta lastbilar Varav tunga lastbilar Bussar

Flyg Sjöfart Spår

Arbetsmaskiner

Summa 25 9 Totalt alla sektorer 59,1 Källa: Nordström, 1994, s 50

Som vi ser svarar personbilarna för den största delen av de kol- dioxidutsläpp som kommer från transportsektorn.

Sverige har undertecknat en konvention om klimatförändringar, där vi bl a förpliktat oss att minska utsläppen av koldioxid. Kunskapen om koldioxidens effekter och värderingen av desamma är dock begränsad, vilket har medfört att kostnadseffektiva mål varit svåra att

fastställa. Enligt försiktighetsprincipen, i vilken det slås fast att avsaknaden av vetenskaplig säkerhet ej får motivera ett uppskjutande av åtgärder för att försöka minska växthuseffekterna, har Sverige och andra länder formulerat miljömål trots bristen på kunskap. I riks— dagens beslut som följde på undertecknandet av klimatkonventionen definieras miljömålet som följande:

"Koldioxidutsläppen från fossila utsläpp bör... i enlighet med klimat- konventionen stabiliseras år 2000 till 1990 års nivå för att därefter minska".

Denna tolkning av klimatkonventionen har kritiserats av bl a Molander (1994) som pekar på att konventionen lägger lika stor vikt vid kolkällor som kolsänkor. Tar man hänsyn till de senare ligger Sveriges nettoemission av drivhusgaser per capita under en långsiktig målnivå för den globala utsläppsreduktionen (halvering av genom- snittliga utsläpp per capita). Eftersom riksdagens beslut förmodligen står i konflikt med bl a kärnkraftsutveckling får det väl än så länge sägas råda en viss osäkerhet om stabiliseringsåtagandet exakta inne- börd. Detta bör man ha i minne när man tolkar skuggprisberäkningar för koldioxid.

perspektiv

Eftersom utsläppen av växthusgaser i allra högsta grad är ett globalt problem, bör man även vid studier av problemet anta ett globalt perspektiv. Jag har dock valt att även ta med två svenska exempel, i vilka betalningsviljan för att minska koldioxidutsläppen skattas uti- från befintliga skatter och miljömål, och en norsk studie, där indivi- dernas betalningsvilja beräknats.

! l l l 1 6.3 Värdering av koldioxidutsläpp med ett lokalt 6.3.1 Koldioxidskatten |

Dagens nivå på koldioxidskatten - 33,3 öre per kg — bygger inte på någon explicit bedömning av skadeeffekterna. Det har även gjorts ett i antal beräkningar som tyder på att denna skattesats ej är tillräcklig för 1 att minska koldioxidutsläppen i enlighet lned de mål som riksdagen 1 har satt upp. Enligt SOU 1994:91 bör koldioxidskatten därför endast 1 ses som en undre gräns för marginalkostnaden för koldioxidutsläppen. *

6.3.2. Trafik, energi och koldioxid: Strategier för att reducera

bränsleförbrukning och koldioxidutsläpp - Transportrådet (1 990)

I rapporten Trafik, energi och koldioxid - Strategier för att reducera bränsleförbrukning och koldioxidutsläpp, lades två åtgärdsförslag fram med syfte att minska koldioxidutsläppen enligt vissa uppställda mål. Syftet med det första förslaget var att begränsa koldioxid- utsläppen så att de vid år 2000 ej skulle överstiga 1988 års nivå. Detta svarar mot den miljöpolitiska målsättningen att koldioxidutsläppen på längre sikt ska begränsas till 1988 års nivå. Det andra åtgärdspaketet utgick från de rekommendationer som Bruntlandkommissionen enats om: ”Koldioxidutsläppen bör som ett första steg minskas med 20% till år 2005. Koldioxidutsläppen bör därefter under de närmaste 40-50 åren reduceras med minst 50%.”46

Det uppsatta målet var att minska utsläppen med 10 procent mellan 1988 och år 2000.

I beräkningarna av Skadekostnaderna samt åtgärdskostnaderna togs hänsyn till följande faktorer:

1) Personbilstrafikens ökning 1) BNP _— 2) Transportsektorns energi- 2) Konsumtion _—

3) Koldioxidutsläppen år 2000 3) Export och import

4) Investeringar inom transport— sektorn

_ s> Bkknneknv

6) Bensinpriset 7) Områdesavgifter

Möjliga åtgärdsområden definierades och därefter utvärderades konkreta åtgärder med avseende på energiskatt, miljövinster, kostna- der, ringeffekter etc. Lämpliga strategier, innehållande en rad åtgärder föreslogs sedan.

Den totala kostnaden för strategi ett uppskattades till 3-3,5 miljar- der kronor per, år fram till år 2000. Den totala koldioxidsreduktionen beräknades bli ca 2,6 till 3,1 miljoner ton (för att nå det uppsatta

46 TPR, 1990, s 5

målet skulle koldioxidreduktionen behöva uppgå till ca 2,8 miljoner ton, denna siffra ligger till grund för kostnadsberäkningarna nedan). För strategi två beräknades kostnaden till 5 till 5,5 miljarder kronor per år och koldioxidreduktionen förväntades bli 4,2 till 4,9 miljoner ton. Åtgärdskostnaden under skilda antaganden redovisas nedan (för att uppskatta kostnaderna har jag räknat på en åtgärdsperiod på 10 år):

__—

Kostnad 3-3,5 miljarder kr 5-5,5 miljarder kr per år. per år

Total kostnad 30 miljarder kronor 50 miljarder kronor

(beräknat på den (beräknat på den lägsta möjliga kost- lägsta möjliga kost- Kostnad per kg koldioxid

naden per år)) naden per år) ca 10,7 kronor ca 11,1 kronor (beräknat på en kol- (beräknat på ett dioxidminskning på genomsnittligt värde 2,8 miljoner ton) för koldioxid- minskningarna)

Nuvärde av ca 26,4 miljarder 39,5 miljarder Kostnad per kg ca 9,4 kronor ca 8,8 kronor __

Kostnad i 1995 års ca 1 1,5 kronor 10,7 kronor penningvärde

Som vi ser skulle kostnaden för att nå de nämnda utsläppsmålen uppgå till ca 10—11 kronor per kg koldioxid, en kostnad som avviker väsentligt från dagens koldioxidskatt (33,3 öre per kg). Även om denna skattning måste tolkas med stor försiktighet, indikerar den stora skillnaden mellan dagens skattesats och de resultat som nås, att det förefaller finnas en hög grad av osäkerhet på området, både vad gäller kostnaden för att minska koldioxidutsläppen samt vilka de lämpliga utsläppsmålen är.

6.3.3. Verdesettning av miljogoder ved bruk av samvalgs- analyse - Salensminde & Hammer (1994)

Saelensminde & Hammer skattade i sin undersökning (se avsnitt 5.4.1 för en ingående beskrivning) betalningsviljan för att minska tranport- sektorns koldioxidutsläpp. Betalningsviljan redovisas i följande tabell (svenska kronor):

Tabell 6.2 Betalningsvilja för koldioxidreduktion.

Mängd reduktion Betalningsvilja

procentuell förändring runt dagens nivå 13] - 262 (spel 1,2) 57-115

(spel 3,4)

C02 halvering av utsläppen 1.177 - 2.352 Källa: Salensminde & Hammer, s 24

Ett bästa värde på betalningsviljan för en marginell utsläpps- förändring, kunde skattas till ca 102 kronor per hushåll.

Kritisk granskning av studien

Generell kritik mot Salensminde & Hammers studie framfördes i avsnitt 5.4.2. Här avser jag endast att kommentera det faktum att lämpligheten hos hypotetiska betalningsviljestudier som metod för att värdera koldioxidutsläppen kan ifrågasättas, då kunskapen om kol- dioxidutsläppen och dess följder är begränsad, även för fackmän. För respondenterna i en betalningsviljeundersökningen lär det vara ännu svårare att sätta sig in i de komplexa sambanden och problemen, vilka i undersökningen beskrevs relativt kortfattat:

C02-utsläpp från vägtrafiken: —medför EJ hälsoproblem -bidrar till den så kallade ”växthuseffekten”. Men Norges andel av världens utsläpp är liten. (Ca 0,2%)

En annan aspekt är att koldioxideffekterna är av global karaktär. Om respondenterna värderar effekterna utifrån ett lokalt perspektiv, står detta i konflikt med problemets karaktär.

Jag bedömer det därför som olämpligt att använda den här typen av studier för att skatta kostnaden för koldioxidutsläppen.

6.4. Koldioxidutsläppen i ett globalt perspektiv 6.4.1 To Slow or not to Slow - Nordhaus (1991)

Nordhaus har studerat kostnaden för utsläpp av växthusgaser samt åtgärdskostnaden för att minska utsläppen, med syfte att uppskatta den optimala åtgärdsmängden.

Enligt Nordhaus skulle det vara möjligt att relativt exakt skatta kostnaden för att minska utsläppen av växthusgaser med en viss procent. Tre strategier för utsläppsreduktioner diskuterades; i) minskning av utsläppen av stabila fluorföreningar ii) reduktion av koldioxidutsläppen och iii) ökning av koldioxid som binds i växter och träd, och den marginella åtgärdskostnaden kunde med ledning av detta beräknas.

Nästa steg var att kvantifiera växthusgasernas skadekostnader. Detta gjordes genom att beräkna skadeeffekterna på de olika sekto— rerna i den amerikanska ekonomin, som skulle följa på en 100- procentig utsläppsökning. Enligt estimaten skulle skadorna befinna sig i storleksordningen 0,25 procent av USAs BNP. P.g.a. osäkerheten i beräkningarna, bl a då det fanns en rad effekter som inte kunnat kvantifieras i modellen, approximerades Skadekostnaderna till ca 1 procent av USAs BNP, ett resultat som enligt författarna skulle kunna appliceras på övriga industriländer.

För att finna den optimala åtgärdsnivån optimerade Nordhaus den framtida konsumtionen, som antogs påverkas bl a av åtgärds- kostnadernas storlek och mängden växthusgaser i atmosfären. Alla framtida kostnader diskonterades med faktorn 3 procent. Den opti- mala åtgärdsnivån blev i denna modell 87,33 per ton C02-ekviva— lenter, vilket skulle motsvara en minskning av koldioxidutsläppen med 1 1 procent. I svenska kronor och till dagens penningvärde skulle den optimala reningsnivån ligga på ca 4,5 öre per kg.

6.4.2. Evaluating the Social Cost of Greenhouse Gas Emissions - Fankhauser (1994)

Fankhauser försökte i sin modell över växthuseffekterna att ta hänsyn till den höga graden av osäkerhet, bl a genom att använda en stokas- tisk modell, där sannolikheten för olika utfall samt konfidensintervall kunde beräknas. l modellen togs även hänsyn till ökningstakten av den ackumulerade mängden växthusgaser, vilken är viktig eftersom den avgör om ekosystemet ges tillräcklig tid för att ställa om sig till en klimatförändring.

Fankhauser gav också stort utrymme till diskussion runt lämplig diskonteringsfaktor och försökte lösa problemet genom att använda ”p” (pure rate of time preference), en slumpmässigt utvald variabel, med ett värde mellan 0 och 3, där värdet 0,5 konstaterades vara ett bästa värde..

Syftet med modellen var att uppskatta den marginella skade- kostnaden för en ökning av koldioxidutsläppen med ett ton. Genom att simulera ett klimatsystem med en sk Global Circulation Model (GCM), kunde en uppfattning om processen då ackumuleringen av växthusgaserna i troposfären leder till temperaturförändringar. Därefter söktes en skadefunktion, för att estimera dD/dT, där D=damage costs och T=temperaturförändring.

Samhällets kostnad för koldioxidutsläppen beräknades sedan för en tidsperiod som sträckte sig från 1991 och 2030. Skadekostnaderna skulle öka från en kostnad på $20/tC ($73,4 per ton C02-ekvivalenter) under perioden 1991 till 2000 till en kostnad på $28/tC ($102,76 per ton C02-ekvivalenter under åren 2021 till 2030. I svenska kronor och till dagens penningvärde, är marginalkostnaden för en förändring runt dagens nivå följande:

_ 1991 _ 2000 2021 _ 2030

Kostnad 57 öre per kg C02 79 öre per kg C02

Fankhauser testade också för ett utfall enligt det icke-linjära sam- bandet mellan koldioxidmängd och skadekostnader. Utfall enligt detta samband skulle t ex kunna vara att den antarktiska isen smälte, att Golfströmmen ändrade riktning eller att metan från tidigare frysta material frigjordes, då permafrosten smälte. Kostnaden steg i detta scenario till ca 80 öre per kg koldioxidekvivalenter.

6.4.3. Managing the Global Common - Nordhaus (1994)

I en senare skrift utvecklade Nordhaus metoden för att mäta den sam- hällsekonomiska kostnaden för utsläpp av växthusgaser. Han använde sig av den sk DICE-modellen (Dynamic Integrated Model of Climate and the Economy) vilken, som namnet antyder, var en dynamisk modell där dagens kunskap om ekonomi och klimat integrerades. Modellen var en ekonomisk optimeringsmodell, i vilken klimateffekternas påverkan på ekonomin kunde beräknas med ledning av emissions— och skadesamband. I modellen bestämdes konsumtion, investeringar samt åtgärder för att minska utsläppen av växthusgaser.

Författaren reserverade sig för att osäkerheten var stor. Dessutom var inte skadefunktionerna symmetriska runt ett ”bästa värde”, beroende på risken för ett katastrofalt utfall. Andra svagheter som betonades var den dåliga kunskapen om skadefunktionerna, samt att författaren bortsåg från marknadsimperfektioner.

För att testa modellen använde författaren data från tre perioder för vilka växthuseffekterna var kända, nämligen 60- 70- och 80-talen. Därefter beräknades skadeverkningarna och den optimala renings- nivån utifrån vissa definierade scenarier. Kostnader och nyttor vägdes mot varandra i en flerperiodisk modell, där framtida ekonomisk till- växt och dess effekter på klimatet togs med i beräkningarna, likväl som rniljöåtgärdernas effekter på den framtida ekonomiska tillväxten. Scenarierna var de följande:

0 En laissez-fair politik följs och inga åtgärder görs för att kontrollera eller minska utsläppen av GHG

. Åtgärder görs enligt en optimal modell där den globala nyttan maximeras

. Man beslutar sig för att vänta 10 år innan några åtgärder tas med avsikt att öka kunskapen om växthusproblemen. Därefter används åtgärder enligt (ii)

. Åtgärder som stabiliserar GHG-utsläppen på 1990 års nivå genomförs (enligt dagens modell)

0 Åtgärder som reducerar GHG-utsläppen till 80 procent av 1990 års nivå genomförs

0 Metoder som motverkar GHG-effekterna tas

' Åtgärder som minskar temperaturökningarna till högst 0,1 grad Celsius per decennium genomförs.

Det första och det andra alternativen visade sig vara nära nog iden— tiska fram till mitten av nästa sekel. Därefter skulle dock skadekost- naderna under det andra alternativet stiga kraftigt. Nordhaus fann också att en dubblering av koldioxidutsläppen, vilket motsvarar en ternperaturökning på ca 3 grader Celsius, skulle ge en kostnad på ca 1,3 procent av den globala BNPn.

En optimal skatt på koldioxidutsläppen (som motsvarade kostnaden för den optimala åtgärdsnivån) i det optimala alternativet (andra alternativet), skulle enligt modellen sättas till följande nivåer:

Tabell 6.2 Optimal koldioxidskatt.

Optimal kon— Koldioxidskatt Koldioxidskatt trollnivå (% av öre per kg C02

Källa: Nordhaus 1994, s 94

6.4.4. Kritisk granskning av studierna

Den första av de tre studierna, Nordhaus (1991) uppvisar vissa svag— heter, vilka sammanfattas nedan.

Skadekostnaderna är i huvudsak begränsade till effekterna på jord- bruksproduktionen samt på havsytans höjning. De resultat som fås, höjs tämligen approximativt till 1 procent av BNP för att ta hänsyn till skador som inte mäts på marknaden. Resonemanget är inte speciellt trovärdigt.

En annan svaghet med modellen är att den bygger på antagandet om en "resource steady state", som innebär att trots tillväxt i ekono- min så antas utsläppen av växthusgaser vara konstant över tiden. Antagandet har bestridits, bl a av IPCC som har beräknat att utsläp- pen av växthusgaser kommer öka från ca 7 GtC 1990 till ca 9-14 GtC 2025.

Dessutom antas det att marginalkostnaden vid den optimala reningsnivån är konstant vid nivån $7 per ton koldioxidekvivalenter. Klimatprocessen är dock inte linjär, eftersom en viss mängd koldioxid som tillförs en större mängd ackumulerad koldioxid, ger upphov till större effekter än då den tillförs en mindre mängd. Marginalkostnaden för utsläppen skulle öka därför stiga med mängden koldioxid ackumu- lerad i atmosfären.

Ytterligare kritik rör den diskonteringsfaktor som Nordhaus använ- der sig av. Vissa kritiker menar att eftersom växthuseffekterna är irreversibla och mycket långsiktiga, bör kostnader ej diskonteras, åtminstone inte med en så hög faktor som 3 procent.

Även Fankhausers och Nordhaus senare modell har utsatts för häf- tig kritik, främst vad det gäller valet av diskonteringsfaktor samt de skilda antaganden som legat till grund för modellerna, och kritiken i sig indikerar den höga grad av osäkerhet som finns inom området. Med den kunskap om växthuseffekten som vi besitter idag bedömer

jag det därför som svårt att skatta den samhällsekonomiska marginal- kostnaden för koldioxidutsläpp, såväl som den optimala reningsnivån.

På grund av osäkerheten i beräkningarna är det som tills vidare förmodligen kommer att få störst betydelse för koldioxidavgiftens utveckling, nivån på vilken Sverige kommer att sätta sin ambition att verka pådrivande i den internationella klimatpolitiken. I takt med att den närmare innebörden, och allvaret bakom, ett stabiliseringåtagande tydliggörs, och allteftersom styreffekter av och kostnader för kol- dioxidavgifterna kan klarläggas, bör det därför bli möjligt att göra mer precisa skuggprisberäkningar.

7. Buller-, intrångs-, samt barriäreffekter

I de följande avsnitten behandlas trafiksektorns externa effekter i , form av buller, barriäreffekter samt intrång. Karakteriserande för dessa effekter är att de är ”mjuka” och svåra att mäta och kvantifiera.

7.1. Beskrivning av effekter

7.1.1. Barriär- och intrångseffekter

För varje planerad väg genomför Vägverket en sk objektsanalys, med syfte att se om vägen kan bedömas som samhällsekonomiskt lönsam. Givetvis försöker man ta med så många effekter som möjligt i analy- sen, vilken kan delas upp i två delar, en som behandlar trafikekono- miska effekter och en som behandlar barriäreffekter. Den sistnämnda faktorn syftar på möjligheten att förflytta sig längs med och över en väg.47

Det finns dock miljöeffekter som inte tas med i analysen, eftersom de är alltför svåra att kvantifiera i penningvärden. Hit hör bl a intrång i natur— och rekreationsområden, försämring av landskapsbilden och försämrad utsikt från bostaden. Dessa problem sammanfattas under benämningen intrångseffekter.

7.1.2. Bullereffekter

Definitionen på buller är icke önskvärt ljud, där ljud fysikaliskt kan beskrivas som mer eller mindre snabba och mer eller mindre kraftiga tryckvariationer i luften, där variationssnabbheten betecknas frekvensinnehåll (dvs tonhöjd) och variationernas storlek benämns med ljudtrycksnivå (dvs styrka).

Mätetalet decibel (dB), som används för att beskriva tonhöjden och

47 Grudemo, 1993

styrkan hos bullret, är ett mycket förenklat mått. Andra faktorer som påverkat vår uppfattning om bullret ät t ex när på dygnet som bullret hörs. Alla bedömningar som utgår från dB är därför approximativa.

Buller kan ge en rad olika effekter. Först och främst kan det leda till hörselnedsättning. På försämrad hörsel följder en rad andra problem som är svårare att mäta, t ex inlärningsproblem, kommuni- kationsproblem och psykosociala problem. Buller kan också leda till psykologiska störningar, sömnproblem, huvudverk och stress.

Det finns visa riktvärden för buller. I arbetslivet finns en riskgräns för kontinuerligt buller på 85 dB, för bostäder bör ljudnivån utanför bostaden ej överstiga 55 dBA (med stängda fönster till bostaden).

7.2. Nya vägars intrångskostnader, en samman- ställning av resultat av CVM- undersökningar och ”för eller emot”-studier —

Grudemo (1994)

7.2.1. Intrångsstudiernas genomförande

I rapporten sammanfattades sex CVM-studier som gjorts som komplement till Vägverkets objektsanalys. Grudemo har försökt vär- dera dessa ”mjuka” intrångseffekter, med hjälp av CVM-studier samt en referendummodell. I texten nedan följer en översikt över de studier som genomfördes:

E6 vid Ljungskile

En ny sträckning av E6:an var vid studiens utförande under ut— byggnad i Ljungskile. Motivet för att bygga vägen var att öka trafik- säkerheten sarnt att förbättra framkomligheten. Vägen byggdes i ett nedgrävt schakt, parallellt med den gamla sträckningen av vägen, som skulle användas för lokal trafik.

Den nya sträckningen av vägen kom att påverka miljön främst genom att det skapades en barriär mellan samhället och havet.

Respondenterna fick svara på öppna frågor, där betalningsviljan (som en engångssumma) i kronor per person söktes för i) en annan och dyrare sträckning samt ii) att helt slippa den nya sträckningen av motorvägen.

Gillbergaleden i Eskilstuna

Leden som år 1994 ännu inte byggts, planeras att dras i sydvästra delen av Eskilstuna. Anledningen till att bygga vägen var att avlasta Gillbergavägen, kantad av bostäder och en skola. Den nya leden skulle dras i kanten av Kronoskogen, ca 50 meter från villor och fler- familjshus, där ett motionsspår skulle korsas och ett koloniområde påverkas. Barriäreffekter skulle uppkomma mellan bostadsområdet och Kronoskogen. Skogens areal skulle dock inte minska speciellt mycket.

CV-frågan som ingick i enkäten sökte svar på hur mycket hushållen var beredda att betala genom höjd kommunalskatt (engångsbelopp), för att vägen skulle dras i en tunnel under Kronoskogen. Till frågan fanns två svarsalternativ - dels ett öppet svarsalternativ, dels ett med förtryckta svar.

Förbifart Osbyholm

E22 som går förbi Osbyholm öppnades 1986 och är ca 2,9 km lång. Förbifarten är byggd som en motortrafikled med hastigheter från 90 till 110 km per timme. Tidigare gick leden genom samhället, den nya sträckningen kom till för att öka trafiksäkerheten och minska buller- Störningarna.

Nu går leden mellan Osbyholms slott och tätorten, genom den sk Engelska parken som främst består av lövträd. Ett bostadshus i parken samt några villor i tätorten ligger mycket nära leden (30 till 40 meter). För dessa har den nya sträckningen gett upphov till buller- och avgas- problem samt förfulning av landskapet. Ett alternativ till vägen var att dra den norr om slottet, det skulle dock bli ca 3 miljoner kronor dyrare än det alternativ som valdes.

CVM-studien vände sig till samtliga i vägens närhet, vilka inter- vjuades i hemmet. Frågeställningen var vilken engångssumma respondenten och respondentens hushåll skulle vara beredda att betala, för att få en sträckning av förbifarten som överensstämde med ett förslag som de själva fick utforma.

Klockartorpsleden i Västerås

Leden är en 4,6 km lång E18-sträckning, som går genom Västerås östra delar. Leden ersatte den tidigare Stockholmsvägen som inte ansågs klara av trafikvolymen. Tre km av vägen går genom ett grönområde som var obebyggt innan leden byggdes. En skola, fler- familjshus och villor ligger längs vägen. Viss bullerstörning finns, men bullret har begränsats med bullerplank och nedsänkt väg. CVM-studien utformades med tre alternativa betalningsviljefrågor:

]. Hur mycket skulle respondentens hushåll vara beredd att bidra med (som en engångssumma) för att dra hela den nya vägen genom en tunnel? Frågan hade öppet svar.

2. Samma fråga som ovan, men betalning skulle ske genom höjd kommunalskatt. Frågan hade öppet svar.

3. Samma som fråga 2, men med förtryckta svarsalternativ.

Söderleden i Norrköping

Leden som är 4,6 km lång går genom de södra delarna av Norrköping och byggdes 1982-84. Motivet var att minska trafiken i de centrala delarna av staden, samt att skapa en tvärförbindelse mellan E4 och E22.

Vägen drogs genom skogsremsor som låg mellan bostadsområdena. Villaområden och flerfamiljshus ligger längs leden och många hus gränsar till vägen med bara en bullervall som skydd. Buller- störningarna är dock måttliga p.g.a. bullerplanken.

CVM-studien ingick i ett examensarbete. Respondenterna till- frågades hur mycket mer i kommunalskatt (som en engångssumma) de hade varit beredda att betala för att leden skulle dras genom en tunnel istället för ovan mark. Frågan hade öppet svar.

Säterivägen i Mölnlycke

Säterivägen går från riksväg 40 till Mölnlycke centrum och byggdes för att avlasta den tidigare Allévägen. Den går i en båge längs Råda- sjön, en sjö som är rik på fåglar. Det finns även ett antal villor på 40 till 50 meters avstånd från vägen. Buller- samt visuella störningar har uppkommit p.g.a. vägen. Vägen går även nära ett säteri samt ett rid- hus, dessutom är ängsmarken och lövskogen som vägen sträcks

genom rik på gång- och cykelvägar.

Ett tunnelalternativ slopades av kostnadsskäl. En rad miljö- organisationer arbetade dock aktivt för att stoppa vägen ända fram till byggstarten.

Respondenterna fick svara på hur mycket de personligen var beredda att betala årligen (t ex i form av ökad kommunalskatt), för att vägen skulle dras i en tunnel istället för ovan mark. De fick antingen ange ett fritt valt svar eller välja från en förtryckt skala.

7.2.2 Resultat av CVM-studierna

Grudemo delade upp CVM-studierna i olika grupper beroende på betalningsmetod. Betalningsviljorna (medelvärde och totalt värde) i de olika undersökningarna redovisas nedan.

A Direkt jämförbara (engångsbelopp, hushållets belopp, öppet svar)

medelvärde totalt -Klockartorpsleden, enkät 1 476 1.190.160 —Förbifart Osbyholm 22.943 321.753 -Söderleden 7.200 —Gillbergaleden, alt 1 364

B Direkt jämförbara (årligt belopp, personligt belopp, Öppet svar)

medelvärde totalt -Klockartorpsleden, enkät 2 381 1 679 357 -Säterivägen, version 1 380 3 045 168

C Delvis jämförbara (olika utformning av förtryckt beloppskala)

medelvärde totalt -Klockartorpsleden, enkät 2b 387 1 697 414 -Säterivägen, version 2 540 4 317 408

Resultaten från undersökningen indikerade flera svagheter med de CVM-studier som utfördes:

' Den årliga betalningsviljan för Klockartorpsleden visade sig vara högre (per år) än när den uttrycktes som ett engångs- belopp.

0 De individuella betalningsviljorna i de olika undersökning- arna låg runt ett medelvärde på ca 500 kronor per person, oavsett om beloppet var ett engångsbelopp eller ett årligt belopp, ett personligt belopp eller hushållets belopp eller om det är en öppen fråga eller förtryckta svarsalternativ.

' En annan svaghet var att andelen nollbud i undersökningarna, då beloppet angavs fritt, var ca 50 procent. Då förtryckta svarsalternativ gavs sjönk nollandelen till 35—40 procent. Detta indikerar att utformningen av studien kom att påverka svaret.

Studierna behandlade emellertid konkreta förslag som responden— terna borde vara väl insatta i. Intrångseffekterna är lokala effekter. Att skatta betalningsviljan hos de närmast berörda bör därför vara en bra metod för att finna intrångskostnaderna.

Även om dessa studier lämnar mycket i övrigt att önska tyder de på att det finns beaktansvärda intrångskostnader, som inte bör ignoreras då sträckningen av en ny väg planeras och utvärderas. Slutsatsen är därför att det bör vara väl motiverat att göra fler undersökningar av detta slag.

7.3. Folkomröstning om Vallaleden: analys av val- resultatet beträffande ett omstritt vägprojekt i Linköping - Grudemo (1990)

Efter den kommunala folkomröstningen som genomfördes 1989- 1990, beslutades det att den planerade Vallaleden, som skulle ha gått som en del i en yttre ring och sträckts genom Vallaskogen i centrala Linköping, ej skulle byggas.

Leden började planeras redan 1955, 1976 beslutades om stads- bidrag och 1979 togs ett beslut om att vägen skulle byggas som ett öppet schakt genom Vallaskogen. Alternativa byggnadssätt var att dra vägen genom en bergtunnel i den mest känsliga delen av skogen, eller att täcka över schaktet med betong.

Enligt Vägverkets objektanalys, där trafikekonomiska effekter, vissa miljöeffekter samt anläggningskostnaden togs i beaktande, skulle nettonyttan av Vallaleden bli 8,36 miljoner kronor (öppet

schakt), 5,47 miljon kronor (tunnel 1/3) eller 2,19 miljonkronor (tunnel hela vägen). Eftersom leden dessutom skulle vara gratis för kommuninnevånarna, (statsbidrag hade redan beviljats) skulle anläggningskostnaden (42-119 miljon kronor) kunna exkluderas från objektsanalysen. Vallaledens nettonytta för Lnköpingsborna skulle därmed bli minst 20 miljoner kronor per år.

Det fanns dock ett stort motstånd mot att vägen skulle dras genom Valla, ett rekreations- och naturområde med stort värde. Därför fattades det ovanliga beslutet att en folkomröstning skulle genom- föras. I denna fick alla kommuninvånare över 17 år delta. Val- deltagandet blev 49,5 procent och av dessa röstade 25,7 procent ja och 73,5 procent nej till leden. Trots de positiva resultaten som Väg- verket fått fram i objektsanalysen, röstade alltså majoriteten nej till vägen. Detta visar att objektsanalysen inte är fullkomlig och att miljö- effekter av slaget intrång— och barriäreffekter i vissa fall värderas mycket högt och därför är viktiga att ta i beaktande.

I en analys av folkomröstningen, med syftet att öka förståelsen för hur människor resonerar om vägar som inkräktar i natur- och rekreationsområden, kunde bl a följande slutsatser dras.

Personer som bodde närmare leden eller Vallaskogen tenderade att vara mer kritiska än genomsnittet. Det fanns dock en grupp som var- ken nyttjade Vallaområdet eller avsåg att använda den nya leden som var ännu mer kritiska till byggandet, nämligen individer bosatta utan- för Linköpings tätort.

Kvinnor var mer negativa än män och ickebilister och icke körkortsinnehavare var mer kritiska än de som har bil och/eller kör- kort. Yngre personer var mer kritiska än äldre, och barnfamiljer mer än familjer som inte hade barn. Personer som skulle göra stora tidsvinster med leden var mer positiva än övriga.

Dessa resultat var tämligen väntade. Det överraskande är dock att individer bosatta utanför Linköpings tätort som inte planerade att använda sig av vare sig Vallaområdet eller Vallaleden, var mycket kritiskt inställda till vägen. Detta skulle kunna tyda på att det finns ett betydande existensvärde i Vallaområdet, som aldrig skulle ha kvan- tifierats eller ens indikerats i en studie där man ej använt betalnings- viljemetoden.

7.4. Värdering av miljöfaktorer — Widlert m.fl. (1993)

7.4.1. Genomförande

Widlert studie, vilken redovisades i detalj i avsnitt 5.3, innehöll ett delmoment som behandlade upplevd risk, visuellt intrång och stads- bild. Upplevd risk syftade på människors otrygghet, där risken, som går under benämningen barriäreffekt, påverkas av mängden trafik, graden av tung trafik samt hastighet. Med stadsbild avsågs dels visuellt intrång, dels upplevelserikedom för trafikanterna. Här kommenteras endast det visuella intrånget.

I undersökningen fick respondenterna tänka sig att de skulle flytta till ett nybyggt område, där det bl a fanns förutsättningar för sjö- och havsutsikt. I området skulle en väg med intensiv trafik dras. Intervju- personerna fick därefter ta ställning till hur mycket de var beredda att betala för att minska risken, det visuella intrånget samt påverkan på stadsbilden.

Respondenterna fick rangordna sex kort, vilka vardera innehöll värden på fyra olika faktorer. Korten följde följande mall:

Upplevd risk INGA särskilda åtgärder har gjorts för att minska risken för olyckor på Iokalgatan.

Visuellt intrång Motorvägen är försedd med skyddsvallar. UTSIKTEN från bostaden mot sjön SKYMS helt och hållet.

Stadsbild Från bostaden ser man på ena sidan ett SMÅHUSOMRÅDE och på andra sidan ett INDUSTRIOMRÅDE

Boendekostnad Boendekostnaden (hyran) är 400 kr LÄGRE per månad än din nuvarande.

Figur 7.1 Mall för betalningsviljekort. Källa: Widlert, 1993, bilaga 3

Den genomsnittliga betalningsviljan för en halvering av olycksrisken på lokalgatan uppgick till ca 450 kronor per månad. Betalningsviljan för att motorvägen skulle dras längre bort från bostadsområdet eller i en tunnel, uppgick till ca 800 till 1000 kronor per månad. Detta mot- svarar ca 10.000 kronor per år eller ett högre fastighetsvärde på ca 100.000 kronor. Det kunde också konstateras att kvinnornas betal- ningsvilja genomgående var högre än männens, detta gällde också för personer som hade barn. Faktorerna ålder samt hushållsinkomst visade sig ha liten betydelse för betalningsviljan.

Resultaten jämfördes med expertgruppens betalningsvilja. Skillna- derna mellan grupperna var små, enligt tabellen nedan”:

Tabell 7.2 Betalningsvilja per månad för minskad risk och visuellt intrång.

_Expertgruvpen annkgnlnnen Unnlevklrlsk _— Halverad olycksnsk

Visuellt intrång __

Sjön skyms p.g.a. (170) (10) __- ___

Källa: Wid lert, 1993

7.4.2. Kritisk granskning av studien

Studien kommenterades i avsnitt 5.3.2. Här tas endast kompletterande kritik upp.

Trots att det är svårt attjämföra resultat i hypotetiska studier, ser vi att skattningarna ligger något högre än i Grudemos undersökningar. Detta beror antagligen till viss del på att det var oklart i undersök- ningen om det var individens eller hushållets betalningsvilja som mättes.

Storleken på inkomsten samvarierar i liten grad med värderingen av intrångseffekter, till skillnad från värderingen av lokala luft- föroreningar. Detta skulle kunna tyda på att andra faktorer påverkar betalningsviljan i högre grad, t ex om hushållen har barn eller ej. Det

48 Värden inom parentes är ej signifikanta

kan givetvis också indikera att eventuella budgetbegränsningar inte tagits i beaktande.

Faktorerna som ingår under rubriken ”visuellt intrång” är konkreta och lättförståeliga. ”Cycksrisk” däremot, är mer komplext och svår- tolkat. Betalningsviljan för att minska olycksrisken med hälften, vil- ken uppgår till 400 kronor per person, syftar nämligen på den upp— levda olycksrisken. Eftersom vi alla har en subjektiv riskuppfattning, behöver inte de enskilda respondenternas betalningsvilja för att minska risken syfta på samma vara.

Vidare var det små skillnader mellan huvudgruppens och expert- gruppens resultat. Detta kan indikera att huvudgruppen hade en lika bra förståelse för det som skulle värderas som expertgruppen, till skillnad från värderingen av luftföroreningar. Hypotetiska betal- ningsviljestudier skulle följaktligen vara en bra metod att använda för den här typen av miljöeffekter.

Dessutom kvarstår det faktum att det saknas alternativa metoder för att mäta intrångseffekter. Undantaget skulle vara en hedonisk pris- modell, där sambandet mellan närhet till/utformning av transportleder samt fastighetspriser kunde fastställas. Bristen på undersökningar av det slaget kan eventuellt tyda på att det är svårt att mäta betalnings- viljan för att minska intrångseffekterna med en icke-hypotetisk metod.

7.5. Priset på tystnad: En enkätstudie om människors värdering av bullerdämpande åtgärder — Kihlman, Johansson, Wibe (1993)

7.5.1. Enkätundersökningens utformning

Enkätstudien var en pilotstudie, rörande människors värderingar av åtgärder mot buller. Studien behandlade trafikbuller i en storstad, lnomhusbuller samt ljud från motorgräsklippare, varav endast den förstnämnda bullertypen tas upp här.

Enkäten i trafikbulIerundersökningen riktades till 8 bostads- områden i Stockholm respektive Göteborg och omfattade totalt 750 hushåll. Av dessa svarade 314 personer, eller 42 procent, på enkäten, vilket enligt författarna var en fullt godtagbar svarsfrekvens. Hus- hållen var valda på sådant sätt att de kunde delas upp i följande tre stratan:

Strata 1: Lugna områden: Områden med trafikbuller under 55 dBA vid väg

Strata 2: Bullriga områden med åtgärdade fönster: Trafikbuller— nivåer >70dBA men där fönsteråtgärder vidtagits så att bullernivån inomhus inte överstiger 40 dBA

Strata 3: Bullriga områden: Trafikbullernivåer överstigande 70 dBA.

Med trafikbullernivå avsågs här bullernivån vid vägkanten. Enkäten var utformad för att dels ta reda på om respondenten stör- des av trafikbuller och dessutom mäta respondentens betalningsvilja för att genomföra åtgärder med syfte att minska bullernivån. Betalningsviljan mättes i månatlig hyresförhöjning. För att undvika temporära budgetbegränsningar fick respondenterna även värdera en förbättring av bullermiljön i antal kvm bostadsyta, som de skulle kunna avvara mot att bullernivån sänktes. Anledningen till denna utformning var att författarna (våren 1993) ansåg att respondenterna kunde ha tillfällig likviditetsbrist, som på ett felaktigt sätt kunde påverka svaren.

Undersökningen var en diskret CVM-studie, där respondenterna besvarade CV-frågor med ja eller nej. Respondenterna inom de tre områdena delades upp i tre grupper, varvid en tredjedel inom varje område fick ta ställning till ett bud (t ex om de värderade förbättrad fönsterisolering till 25 kr per månad), en tredjedel fick ta ställning till ett andra bud (50 kr per månad) och så vidare. Antalet ja-svar registrerades och utifrån detta skattades betalningsviljan för de olika alternativen.

Frågorna var de följande:

0 Är du beredd att betala X kronor per månad för helt isolerade fönster?

0 Är du beredd att betala X kronor mer i månaden för en helt tyst trafikmiljö?

. Är du beredd att avstå X kvm boendeyta för helt isolerade fönster? I undersökningen mättes betalningsviljan per person med månatliga belopp som översattes till engångssummor. Författarna skattade sedan grovt den genomsnittliga betalningsviljan för populationen. I följande tabell redovisas den skattade betalningsviljan i form av genomsnitt- liga engångssummor:

Tabell 7.3 Betalningsvilja för bullerminskning. ___—

Värdering av helt Värdering av helt

Värdering av isolerade fönsteri nya 0,80 kvm per 1,0 kvm per hus fönster fönster Källa: Kihlman, Johansson, Wibe, 1993

1,23 kvm per fönster

7.5.2. Kritisk granskning av studien

Författarna betonar att studien genomförs som en pilotstudie, utan några ambitioner att ta fram riktvärden för hela landets befolkning.

Undersökningen genomfördes på kort tid, vilket bl a medfört att påminnelse ej skickats till deltagarna i enkätundersökningen. Då populationsurvalet redan från början var tämligen begränsat, ledde detta till att antalet bearbetningsbara svar var lågt. Det lilla urvalet och den låga svarsfrekvensen framstår som stora brister.

P.g.a. det låga svarsdeltagandet har det ej varit möjligt att differen- tiera svaren inom undergrupperna med avseende på bakgrunds- faktorer, t ex ålder, kön eller inkomst. De standardiserade jämförelser som avslutar studien och i vilka hänsyn tas till bakgrundsfaktorer, är svaga bl a p.g.a. den begränsade mängden data. Det har även i övrigt varit svårt att finna förklaringar till svarsmönstret, t ex varför skillna- den i betalningsvilja framstår som osystematiskt, här avses främst de små skillnaderna i betalningsvilja mellan område 2 och område 3.

De hypotetiska situationerna i undersökningen är relativt väl definierade, och de rör en miljöfaktor som respondenterna lätt kan förstå och sätta sig in i, nämligen ljudnivån i lägenheten.

Betalningsviljan mättes i månatliga skattehöjningar. Approximatio- nen till engångssummor förefaller osäker. Dels sker en grov för- enkling av de osäkra sambanden, dels antas det att betalningssättet ej påverkar betalningsviljan.

En intressant aspekt är att en fråga där betalningsviljan mättes i kvm inkluderades i undersökningen. I denna anger respondenterna i område 3 högst betalningsvilja (1,25 kvm). Detta till skillnad från fråga 1 och 2 där de oväntat haft lika stor eller mindre betalningsvilja

än respondenterna i område 2. Eftersom den genomsnittliga inkomsten är lägst i område tre (164.000), skulle detta kunna visa att individernas budgetrestriktioner vägs in under svarsprocessen.

7.6. Highway Noise and Property Values: A Survey of Recent Evidence - Nelson (1982)

7.6.1. Genomförande

Nelsons studie sammanfattar 9 bullerstudier som utförts i USA och Kanada under åren 1974 till 1980. I samtliga studier har buller— kostnaden skattats med en indirekt metod, där bullernivåns påverkan på fastighetspriserna skattats. Priset på fastigheter antogs innehålla en premium/rabatt för låga respektive höga bullernivåer.

Enligt studier minskar bullernivån från en trafikled med 3 till 6 dB för varje dubblering av avståndet till leden. Priset på fastigheten antas stiga med avståndet från leden. Detta kan illustreras i formeln V = V(Q,Z) där V är en vektor av observerade fastighetspriser, Q är en vektor av miljöfaktorer, däribland Qj (tystnadsnivån ). Z är en vektor som representerar alla andra egenskaper hos fastigheten. Sambandet mellan avståndet till vägen (som bestämmer bullernivån) och fastighetspriset kan illustreras i en graf:

Housing market discount due to noise

Distance to highway

Figur 7.4 Samband mellan avstånd från väg och fastighets- pris.

Källa: Nelson, 1982, s 119

För att kunna generalisera resultaten i de olika undersökningarna ska- pade Nelson ett index (Noise Depreciation Sensivity Index), i vilket mätningarna indexerades enligt följande:

För två fastigheter som skilde sig åt enbart när det gäller buller- nivån, definieras den absoluta prisskillnaden D (D = discount) per decibel som följande:

D = difference in total noise discount / difference in noise exposure Genom att dividera D med det genomsnittliga husvärdet i området och multiplicera med 100 fås

NSDI = D / property value * 100 NSDI uttrvcker bullerrabatten/premien per decibel som procent av det genomsnittliga fastighetspriset. Syftet med att skapa ett index, var givetvis att det då skulle kunna användas för att beräkna betalnings- viljan, alternativ ersättningskraven, i olika bostadsområden och vid skilda tidpunkter, oberoende fastighetspriser och penningvärden. Det genomsnittliga värdet på NSDI då extremvärden tagits bort, uppgick till 0,4 procent.

Antag att vi har en fastighet, värderad till 900.000, vilken utsätts för ljudnivån 55 dBA. Antag vidare att vi bygger en större genom- fartsled i närheten av fastigheten. Bullernivån stiger därmed från 55dB till 70 dB. Fastigheten skulle enligt Nelsons studie sjunka 15 * 0,4 = 6 procent i värde, dvs 0,06 * 900.000 = 54.000 kronor.

Rabatten på 54.000 år i detta fall det kompensationskrav som aktörerna på fastighetsmarknaden har. Viktigt att tänka på är att kompensationskravet för införandet av ett ”bad” (WTA) vanligtvis är högre än betalningsviljan för en nyttighet (WTP).

7.6.2. Kritisk granskning av undersökningen

Det finns tre kriterier vilka bör användas i bedömningen av en hedonisk prismodell av detta slag.

1. För att fastighetspriserna ska reflektera betalningsviljan hos de enskilda individerna, måste bostadsmarknaden fungera som en perfekt marknad. Det betyder att kostnaden för att flytta ska vara låg och inga hinder ska finnas för att man ska kunna flytta från en bostad till en annan (freedom to move). I USA, där undersökningen ägde rum, är rörligheten på bostadsmarknaden hög (40 procent av befolk- ningen byter bostad minst var fjärde år) och transaktionskostnaderna förefaller relativt låga. Det första kriteriet bör därför vara uppfyllt.

2. Det måste finnas en lokaliserad miljöförstörare (localised pollutant) som ger upphov till besvär. Obehaget får inte vara av det slag att det är ständigt närvarande för alla (ubiquitous bad), utan

måste variera tillräckligt för att variationerna ska kunna mätas. I undersökningarna har tagits i beaktande att bullernivån avtar då avståndet ökar till den fastställda emittenten (vägen). Vid ett avstånd på ca 300m från vägen, har trafikbullret minskat tillräckligt för att inte längre vara urskiljbar från annat bakgrundsljud (detta sker vid ca 55 dB). P.g.a. den begränsade storleken på områdena (300 meter på vardera sida av vägen), har emellertid antalet fastigheter inom varje urval varit lågt. För att åtgärda detta har data från olika är och olika områden lagts samman. P.g.a. kravet på en urskiljbar bullerkälla kan . det därför finnas svagheter rörande urvalet med risk för bias i ] resultatet. ', 3. Det tredje kriteriet är att bullrets åverkan på den beroende variabeln måste vara fastställt. Detta innebär att bullereffekterna måste kunna särskiljas från andra faktorer som kan påverka fastighetspriserna (t ex avgaser från en trafikled). Det är svårt att få någon uppfattning om hur väl detta har skett i de enskilda studierna. Undersökningen uppfyller två (och eventuellt tre) av kriterierna. Det går dock att diskutera hur användbart indexet är för värdering av bullereffekter. Dels mäter det kompensationskravet hos marknaden, som vanligtvis ligger på en högre nivå än betalningsviljan. Dels är det oklart om författarna lyckats isolera bullereffekten. I annat fall före- ligger det risk för att också andra faktorer påverkat värderingen, t ex typiska intrångseffekter (utsikt mot väg, intrång i närliggande rekrea-

tionsområden, riskuppfattning). Trots bristerna har den hedoniska prismodellen sina fördelar,

främst för att den utgår från verkligt beteende på en verklig marknad. Det vore därför mycket intressant att genomföra en hypotetisk betalningsviljestudie och en hedonisk prisstudie i Sverige, vid samma plats och samma tidpunkt, för att sedan jämföra värderingen av bullereffekterna.

7.7. Verdesettning av milj ogoder ved bruk av samvalgsanalys - Saelensminde & Hammer

(1994)

Saelensminde & Hammers undersökning inkluderar en beräkning av betalningsviljan för att minska bullernivån hos invånare i Oslo och Akershus. Undersökningen finns redovisad i avsnitt 5.4. Här diskute- rarjag därför endast resultatet från bullerstudien.

I CA-studien mättes dels den marginella betalningsviljan för en procentuell reduktion runt dagens ljudnivå, dels betalningsviljan för en halvering av ljudnivån. Dessutom estimerades betalningsviljan för olika intervall. Skattningarna redovisas i tabellen nedan:

Tabell 7.5 Betalningsvilja för bullerreduktioner.

Procentuell förändring 1 50-101 (spel 2,3) Betalningsvilja för olika inter- -20% till 0% (-20% = 20% vall, kronor per hushåll och år försämring) - 88 kronor

0% till 30% - 39 kronor 30% till 90% - 21 kronor

3.603- 7206 kronor/år

Halvering av bullernivån, betalningsvilja per bullerutsatt individ

Den mest intressanta siffran torde vara den marginella betalnings- viljan för en bullerminskning, som här ligger på mellan 50-100 kronor, med ett bästa värde på 91 kronor, per procentuell förändring.

Generell kritik framfördes mot studien i avsnitt 5.4. Här vill jag endast kommentera det faktum att buller förefaller vara en miljö— effekt som är lämplig att värdera just med hjälp av betalnings- viljestudier. Respondenterna lär ha god information om bullrets effekter. Tillfälle att skapa en uppfattning om värdet på buller kan ha getts även i andra, mer konkreta sammanhang, t ex i samband med husköp. Dessutom är buller en faktor som drabbar de som befinner sig närmast bulleremittenten. Det skulle därmed vara relativt enkelt att urskilja målpopulationen för en undersökning.

7.8. Svenska folkets miljöbudget - Johansson & Zavisic (1989)

Anledningen till att denna studie inkluderas är att den på ett tydligt sätt illustrerar en av de stora bristerna med hypotetiska betalnings- viljestudier.

7.8.1. Studiens genomförande

Syftet med Johanson & Zavisics undersökning var att få en bild av det svenska folkets totala betalningsvilja för miljöförbättrande åtgärder. P.g.a. fokuseringseffekter ansåg författarna att det inte var lämpligt att summera resultaten i enskilda undersökningar, där betalningsviljan för en viss åtgärd skattats. När ett tillräckligt antal åtgärder summeras överstiger nämligen den totala betalningsviljan den disponibla inkomsten. Därför utgick författarna från att mäta hushållens totala miljöbudget, vilken skulle kunna spenderas på miljöförbättrande åtgärder bl a i trafiken.

Undersökningen gjordes i form av en CVM-studie som skickades till 500 slumpmässigt valda hushåll i Sverige. Av dessa svarade 250 personer på de 10 frågor som utgjorde enkäten. Undersökningen inne- höll också en kontrollfråga, där svaren kunde jämföras med en tidigare undersökning.

Följande två frågor var av mer central betydelse för bedömningen av inställningen till miljöproblematiken:

]. ”Hur mycket skulle Ditt hushåll maximalt vara villigt att bidra med till miljöförbättrande åtgärder?”

2. ”Tänk dig att skatterna höjs med 100 miljoner kronor per år och att Du fick bestämma hur pengarna bäst bör användas. Hur skulle Du vilja att dessa extra 100 miljoner kronor används?”

Den genomsnittliga betalningsviljan, enligt fråga ett, uppgick till ca 1.200 kronor per hushåll och år. Medianen hamnade på 400 kronor. Detta innebär att det svenska folket var beredd att avstå från ca 1 pro- cent av den disponibla inkomsten för att förbättra miljön. Den totala betalningsviljan skulle då uppgå till 3 till 4 miljarder kronor per år.

Faktorer som påverkade betalningsviljan visade sig vara geografisk tillhörighet (betalningsviljan var högst i västkustlänen och lägst i de sex nordligaste länen) och storleken på hushållsinkomsten. Däremot påverkade vare sig kön, ålder eller sektortillhörighet betalningsviljan.

Vidare så prioriterade det svenska folket sjukvård/äldreomsorg och miljön, då en tänkt budgetförstärkning på 100 miljoner kronor skulle fördelas. 29,1 procent vill använda pengarna till att förbättra sjuk- vården/äldreomsorgen och 30,4 procent ansåg att de skulle finansiera miljöförbättrande åtgärder.

7.8.2. Slutsats

Det intressanta med denna undersökning är att författarna tagit hänsyn till fokuseringseffekten, som innebär att en nyttighet får lägre värde om den värderas tillsammans med andra nyttigheter, än om nyttig- heten värderas för sig själv.

Det genomsnittliga värdet på det svenska folkets ”miljöbudget”, som skattas i undersökningen (1.627 kronor per år och hushåll i dagens penningvärde) ligger på ungefär samma nivå som värden som tagits fram i flera andra CVM-undersökningar. Skillnaden är dock att i dessa undersökningar har endast betalningsviljan för enskilda miljö- förbättringar mätts. Detta tyder på att det finns allvarliga brister hos många CVM-undersökningar.

Analys och slutsats

8.1. Värdering av avgasernas miljöeffekter

1 Tabell 8.1 redovisas resultaten från en rad undersökningar, i vilka kostnaden för avgasernas lokala och regionala miljöeffekter värderats. Av de redovisade studierna ingår det i samtliga, med undantag för Kågeson, en värdering av de lokala miljöeffekterna (främst hälso- effekter). Leksells och Leksell & Löfgrens estimat för lokala effekter överensstämmer förhållandevis väl, trots att undersökningarna skiljer sig åt på vissa punkter. Jämför vi resultaten med de som Small & Kazimi fått fram med en likvärdig metod, tycks det emellertid finnas stora skillnader. De senare värderar hälsoskadorna från partikelutsläppen till nästan det dubbla, jämfört med Leksell och fyra gånger så högtjämfört med Leksell & Löfgren. Detta beror emellertid till stor del på att Small & Kazimi använt sig av en amerikansk stan- dard för att värdera ett statistiskt dödsfall. Korrigerar vi för detta ser vi att de skattade hälsokostnaderna för partikelutsläppen uppgår till ca 420 kronor per kg partiklar, en siffra som ligger nära resultatet i Leksell & Löfgrens undersökning (ca 480 kronor per kg partiklar). Det visar sig vara svårare att jämföra resultaten i Widlerts respektive Saelendsminde & Hammers undersökningar, då den senare behandlar kostnaderna på marginalen och den tidigare tittar på den genomsnittliga kostnaden. Vad vi kan säga är emellertid att Widlerts undersökning stämmer ganska väl överens med de tidigare nämnda studierna, något som inte är helt oväntat, bl a eftersom studien till viss del låg till grund för Leksell & Löfgren. Saelendsminde & Hammers marginalkostnader för en förändring runt dagens nivåer visar sig ligga högre än de genomsnittliga kostnaderna i Widlerts studie. Detta utgör ett av flera exempel på att det finns betydande marginaleffekter, vilka man i flertalet studier valt att bortse från. Med reservation för dessa marginaleffekter, kan man med ledning av studierna på området, dra slutsatsen att kostnaden för avgasernas lokala effekter (hälsoeffekter) uppgår till minst 40 kr/kg NOx-ekviva- lenter. Dessutom pekar resultaten på att kostnaden för partikel- utsläppen uppgår till minst 400 kronor per kg partikelutsläpp.

Tabell 8.1 Sammanställning av studier.

Under- Variabler Område Resultat (1995 års sökning penningvärde)

lngenjörs- HC. CO. Sverige Hälsoeffekter: 23-40 kr/kg metod & NOx. (tätort och NOx-ekv. kollektiv partiklar landsbygd) Skogseffekter: 23-3] kr/kg betal- NOx-ekv. ningsvilja Partiklar: 900 kr/kg

(hälsoeff), 260 kr/kg (nedsmutsning) Leksell & lngenjörs- NOx, Göteborgs Hälsoeffekter: 48 kr/kg Löfgren metod & VOC. tätort NOx-ekv., (dvs 48 kr/kg

CA-studier partiklar. VOC, 480 kr/kg partiklar. (CO). (] kr/kg CO), (100 kr/kg (802) SOZ)) CA-studie Hälso- och Stockholms Hälsoeffekter: 200 kr/kg natur- län, Växjö, NOx-ekv. (ca 1760 effekter Linköping, kr/pers/år för en halvering

Sundsvall av utsläpp) Natureffekter: 30 kr/kg NOx-ekv. (ca 1490 kr/pers/år för en halvering av utsläpp) Nedsmutsning1670 kr/pers/år för en halvering av utsläppen Salendsmind CVM- och Lokala Oslo. Hälsa: ca 95-190 e & Hammer CA-studie naturför- Akershus kr/hushåll och år för en oreningar procentuell förändring (främst Nedsmutsning: 57-96 hälsa) kr/hushåll och år för en procentuell förändring lngenjörs- Ozon. Los Partiklar: 1.527 kr/kg metod & Partiklar Angeles partiklar för statistiska CVM- (endast regionen dödsfall, 75 kr/kg partiklar studier hälso- för hälsoproblem effekter) Ozon: 2l kr/kg ozon för

hälsoproblem

Undvi- 802, 502: 7,6 kr/kg vi 60% kande- VOC, NOx minskning, 34,4 kr/kg vid kostnads- (natur- 80% minskning (MC) perspektiv effekter) NOx och VOC: ll kr/kg Nox (el. VOC) för 30% minskning, l4 kr/kg för 50% minskning (MC)

En intressant och viktig faktor är att av de två betalningsviljestudierna har Saelendsminde & Hammer begränsat sig till att studera endast lokala hälsoeffekter. Widlert däremot, som använt sig av en liknande

metod, har dessutom studerat regionala effekter. Detta leder mig in på nästa ämne som jag avser att diskutera, nämligen valet av metod samt ; kostnaden för de regionala miljö-effekterna.

Metoderna som används skulle kunna delas upp i två grupper, dels studier som utgår från ett skadekostnadsperspektiv, dels studier i vilka ett styrmedelsperspektiv har använts. Till den senare gruppen hör egentligen bara Kågesons undersökning. I övriga studier skattas istället samhällets marginalkostnadskurva för biltrafikens miljö— effekter. Detta är rimligt då det finns en realistisk möjlighet att skatta Skadekostnaderna. [ många fall är detta emellertid mycket svårt, bl a därför att skadorna och effekterna är i) mycket komplexa, ii) kollek- tiva och iii) de drabbar flera generationer. Som vi ser motsvarar gäller detta framförallt regionala och globala miljöeffekter. Lokala effekter

| (till största del hälsoeffekter) däremot är mindre komplexa, de är inte | kollektiva då de främst drabbar personer i närheten av utsläppskällan och de verkar mer kortsiktigt och drabbar följaktligen inte kommande generationer.

Utifrån detta resonemang ser vi att ingenjörsmetoden och betalningsviljeundersökningar tenderar att vara mer lämpade att använda för lokala effekter än för regionala och globala miljöproblem. Leksells (1987) och Widlerts (1993) skadekostnads- beräkningar för regionala effekter (natureffekter) kan därför ifråga- sättas. I både undersökningarna nås dock ett likvärdigt resultat, där kostnaden för de regionala miljöeffekterna skattas till ca 30 kr/kg NOx. Med reservation för metodvalet samt den höga graden av osäkerhet, skulle denna kostnadsnivå kunna ses som en minimiskattning för de regionala effekterna. Siffran ligger dock något under den avgiftsnivå på 40 kr/kg NOx-utsläpp, vilken pålades svenska elproducenter år 1992 och som ofta används som implicit värdering för NOx—utsläppen49. Skattningen bör därför ses som en miniminivå för skadekostnaden för de regionala effekterna.

Till skillnad från övriga författare, använder Kågeson sig av ett styrmedelsperspektiv, där miljöskatterna ses som ett medel att styra utsläppen mot en viss nivå, som bör överensstämma med naturens kritiska belastningsgränser. De problem som är förknippat med denna metod är givetvis att fastställa de kritiska belastningsgränserna, samt att beräkna kostnaden för nödvändiga åtgärder.

I undersökningen utgår Kågeson från beslut som tagits i en rad internationella sammanhang. En intressant iakttagelse är att avgifterna som krävs för att nå de fastställda miljömålen faktiskt ligger under de

49 Johansson, 1995

värderingar som tagits fram med skadekostnadsstudierna. Tyder detta på att vi värderar skadeverkningarna för högt, eller är det så att de beslutade utsläppsmålen ej är tillräckliga för en hållbar utveckling?

En annan intressant aspekt är att Kågesons undersökning indikerar stora skillnader mellan kostnaderna för att nå utsläppsnivåerna i olika länder. Trots att frågan egentligen inte hör hemma här, bör vi kanske ställa oss frågan huruvida vi bör se på miljöeffekterna som ett lokalt eller ett globalt problem. Ska vi sträva efter att sätta in resurserna där vi kan vara mest kostnadseffektiva (där marginalkostnaderna för utsläppsreduktioner är låga), eller ska vi först och främst se om vårt , eget hus och ignorera det faktum att miljöeffekterna i många fall inte håller sig inom ett lands gränser?

Som avslutning vill jag betona att alla beräkningar, enligt skade- kostnads- såväl som åtgärdskostnadsperspektivet, är betingade på den kunskap om miljön som vi besitter idag. I takt med att vår kunskap l ökar, desto större blir vår medvetenhet om miljöproblemen. Betal- * ningsviljan, som bl a beror på kunskap (jmf betalningsviljan hos huvudgruppen med betalningsviljan hos expertgruppen i Widlerts l studie), kan därför tänkas förändras med tiden. Detsamma gäller givetvis uppställda miljömål. En studie som på detta sätt bygger på dagens kunskap är alltså synnerligen statisk, och bör därför revideras med jämna mellanrum

För att sammanfatta: Det bör betonas att valet av värderingsmetod måste ske i enlighet med de miljöeffekter som ska värderas. Vi måste också vara medvetna om att alla försök att studera biltrafikens miljöpåverkan är statiska till sin natur. Resultaten bör därför inte ses som några ”rena sanningar”. Det finns vissa skillnader mellan resulta- ten i de olika studierna, men i en närmare analys ser vi emellertid att vissa värden ligger nära varandra. En rimlig skattning på de lokala miljöeffekterna uppgår till m 40 kr/kg NOx-ekvivalenter, partik- l larnas hälsoeffekter uppgår till mi_nst 400 kr/kg partiklar (men är dock starkt beroende av värderingen av ett statistiskt dödsfall). Slutligen, natureffekterna är svårare att värdera p.g.a. de osäkra skadekostnads- beräkningarna. En kostnad på minst 30 kr/kg NOx för de regionala effekterna bör dock kunna ses som en rimlig minimiskattning.

8.2. Värdering av biltrafikens koldioxidutsläpp

Värderingen av koldioxidutsläppen skiljer sig från övriga effekter i det att koldioxideffekten är ett globalt problem. Ytterligare en komplikation är att dagens utsläpp av koldioxid i allra högsta grad

drabbar även kommande generationer.

Trots de problem som finns, läggs mycket resurser ner på att värdera koldioxidutsläppens effekter. I flera modeller nås resultat som pekar på att kostnaden för koldioxidens nettoeffekt inte är särskilt hög. Andra resultat påvisar emellertid det motsatta. Det som förenar undersökningarna är att graden av osäkerheten är mycket hög och att resultaten till stor del beror på de antaganden som gjorts i modellerna. Resultaten i några av de undersökningar som finns inom området redovisas i tabellen nedan:

Tabell 8.2 Sammanställning av studier.

Undersökning __|mm—

Transportrådet * tgärdspaket för Sverige En kostnad på ca 26

att nå miljömål miljarder kr för att ej överskrida 1988 års C02- utsläpp år 2000. Motsvarar ca 10-11 kr/kg C02. Betalningsvilja på 1.177 - 2.353 per pers och år för en halvering av C02- utsläppen. Optimal åtgärdsnivå minskning med 11%, motsvarar en skatt på ca 4,5 öre/kg C02

Oslo och Akershus

Saelendsminde & Hammer

Betalningsvilja

USA (men kan appliceras

globalt)

Nordhaus lngenjörs- (1991) metoden

Fankhauser lngenjörs- Global modell Marginalkostnaden för metoden C02-utsläpp 57 öre/kg. Ökar till 79 öre/kg 2021

Global modell Optimal åtgärdsnivå 8,8%, motsvarar C02-skatt på 14 öre/kg. (Ökar kontinuerligt)

Nordhaus lngenjörs- (1994) metoden

Värt att notera är att vår kunskap om koldioxideffekterna ständigt ökar. Jämför vi Nordhaus modell från 1994 med den från 1991, ser vi att kostnadsberäkningarna justerats upp bara under dessa tre år. Skadekostnaden har ökat från 0,5 till 1,3 procent av BNP och skatterna vid den optimala åtgärdsnivån har stigit från 4,5 öre till ca 14 öre per kg. Det är därför berättigat att fråga vilka siffror vi erhåller om tio år, eller om tjugofem år, då vår kunskap om koldioxidens effekter har ökat ytterligare. Detta påvisar också de svårigheter som är förknippade med den sk ingenjörsmetoden, med vilken de direkta Skadekostnaderna värderas. Metodproblemen finns givetvis inte bara på koldioxidområdet, men betonas här kraftigt p.g.a. den uppenbara kunskapsbristen.

Till skillnad från Fankhauser och Nordhaus värderar Saelendsminde & Hammer koldioxidutsläppen med hjälp av en betalningsviljeundersökning. Det är dock tveksamt om individerna besitter tillräcklig kunskap för att kunna värdera en förändring i kol- dioxidutsläppen. Dessutom är det intressant att fråga sig om respon- denterna väger in framtida generationers betalningsvilja i de egna värderingarna. Sker inte detta, representeras inte betalningsviljan hos de individer som i stor utsträckning kommer att drabbas av dagens utsläpp. Dessa brister hos metoden talar emot betalningsviljestudier som värderingsmetod för koldioxidutsläpp.

Enligt kriterierna i föregående avsnitt, förefaller det som om ett styrmedelsperspektiv är att föredra framför ett skadekostnads- perspektiv för att värdera kostnaden för koldioxidutsläppen. Enligt tranportrådets beräkningar skulle kostnaden för att nå vissa definierade utsläppsmål uppgå till ca 10-11 kronor per kg. Även om även denna skattning måste tolkas med försiktighet, indikerar dock detta, tillsammans med andra resultat, att dagens koldioxidskatt är för låg för att kunna fungera som ett styrmedel för att nå koldioxidmål som överensstämmer med t ex klimatkonventionen (avsnitt 6.4.4).

För att sammanfatta: Koldioxidens effekter är ännu såpass osäkra att det är vanskligt att utifrån de undersökningar som genomförts försöka värdera effekterna och fastställa marginalkostnader för kol- dioxidutsläppen. Det finns stora skillnader mellan de resultat som tagits fram, både när det gäller skadekostnadsvärderingar och åtgärds- kostnader. Som jag redan nämnt. förefaller det därför som att det som tills vidare förmodligen kommer att få störst betydelse för kol- dioxidavgiftens utveckling, nivån på vilken Sverige kommer att sätta sin ambition att verka pådrivande i den internationella klimat- politiken. ] takt med att den närmare innebörden, och allvaret bakom, ett stabiliseringåtagande tydliggörs, och allteftersom styreffekter av och kostnader för koldioxidavgifterna kan klarläggas, bör det därför bli möjligt att göra mer precisa skuggprisberäkningar.

8.3. Värdering av buller-, intrång- och barriäreffekter

Med ledning av det material som ingår i denna studie, går det att dra slutsatsen att det finns en betydande betalningsvilja för att minska såväl barriär- och intrångseffekter som bullernivån. Dessa effekter skiljer sig åt från de tidigare miljöfaktorerna, i det att de är lokala och drabbar ett begränsat antal personer (därmed är det inte sagt att

| l

betalningsvilja endast finns hos de som är direkt berörda). Av denna anledning förefaller det lämpligt att man med ett skadekostnads— perspektiv värderar effekterna. Mest lämpligt är betalningsvilje- undersökningar som utgår från individuella betalningsviljor, t ex CVM eller CA.

Grudemo har under de senaste åren genomfört ett stort antal betalningsviljestudier, där CVM-metoden har använts för att skatta nya vägars intrångskostnader. ] studierna framgår det att det finns stora kostnader som ej tas i beaktande inden vanliga objektsanalysen. De CVM-studier som utförts visar emellertid upp vissa brister. Resul- taten i Grudemos studie är i flera fall motsägelsefulla och indikerar de metodproblemen som är förknippade med betalningsviljestudier.

Folkomröstningen i Linköping är en viktig betalningsvilje- undersökning, eftersom den till skillnad från övriga studier var verk- lig och inte hypotetisk. Väljarna valde att rösta nej till vägen, trots stora trafikekonomiska vinster. Detta visar alltså att det är olämpligt att bortse från intrångseffekter, endast med motiveringen att de är svåra att värdera.

Trots att det bevisligen finns stora kostnader förenade med trafikens intrång, bör man ställa frågan om det är möjligt att inter- nalisera kostnaderna med hjälp av skatter och avgifter. Ett lämpligt alternativ skulle kanske vara att i större utsträckning försöka ta hän- syn till intrångs- och barriäreffekter redan vid planeringen av nya vägar, för att på så sätt minimera kostnaden för trafikens intrångs- och barriäreffekter.

Det sista i raden av miljöproblem som jag ska kommentera är buller, vilket liksom intrång- och barriäreffekter drabbar endast ett begränsat antal personer, som lever eller arbetar i närheten av den aktuella vägen. Antalet aktuella bullerundersökningar är dock begränsat och jag har endast tittat på två ”rena” bullerstudier (samt en där buller ingår som en av flera effekter).

Med Kihlman, Johansson och Wibes betalningsviljeundersökning som grund ser vi att betalningsviljan för att minska bullernivån i bostaden är betydande. Även Nelsons bullerindex, som tagits fram med hjälp av en rad undersökningar där den hedoniska prismetoden använts, indikerar att en väsentlig betalningsvilja för att minska bullernivåerna finns. Båda studierna har emellertid vissa brister (se vidare avsnitt 7.5 och 7.6).

Med ledning av dessa studier, ser vi att kostnaden för biltrafikens bullereffekter är betydande. P.g.a. den begränsade mängden studier inom området, förefaller det emellertid svårt att ta fram en god skatt— ning på den genomsnittliga betalningsviljan för en viss förändring i

ljudnivån. Det faktumet att kostnaden för bullereffekterna varierar kraftigt mellan område, tid på dygnet, körsätt mm, indikerar dessutom att det kan vara svårt att pålägga bilisterna ett kostnadsansvar för bil- trafikens bullereffekter.

För att sammanfatta: Hypotetiska betalningsviljestudier, av vilka C VM är den vanligaste, framstår som lämpliga metoder för att värdera både buller- och intrångseffekter. Det tycks finnas betydande buller- och intrångseffekter som ibland ignoreras vid byggandet av nya vägar. Det är dock svårt att uppskatta en viss "standardiserad ” kostnad för dessa efekter. Det förefaller också vara svårt att pålägga bilisterna kostnadsansvar för buller- och intrångseffekter. Eventuellt skulle det kanske vara lämpligare att redan på planeringsstadiet av en ny väg försöka värdera och ta hänsyn till betalningsviljan för att bevara miljön, och på så sätt minimera vägarnas intrångskostnader såväl som kostnaderna för biltrafikens bullereffekter.

Litteraturförteckning

Bergström, S, m.fl.: Cancer, orsaker, förebyggande mm - Betänkande ' av cancerkommittén, Statens offentliga Utredningar 1984z67, Social- ] departementet, Stockholm, 1984

Brajer, V, Hall, J & Rowe, R: The Value of Cleaner Air - An Integrated Approach, Contemporary Policy Issues, s 82-91, April, 1991

Cline, W, R: Scientific Basis for the Greenhouse Effect, The Economic Journal 101, s 904-919, July, 1991

Coursey, D, Hovis, J & Schulze, W: The Disparity Between Willingness to Accept and Willingness to Pay Meassures, The Quartrely Journal of Economics, s 679-690, August, 1987

Drake, L: The non-market value of the Swedish agricultural landscape, European Review of Agricultural Economics, vol 19, s 351-364, 1992

Fankhauser, S: Evaluating the Social Cost of Greenhouse Gas Emissions, CSERGE Working Paper, GEC 94-01, London, 1994

Grudemo, S: Folkomröstningen om Vallaleden - Analys av val- resultatet beträffande ett omstritt vägprojekt i Linköping, VTI meddelande 613, 1990

Grudemo, S: Ortsbefolkningens inställning till ny väg för lokaltrafik genom strövornråden - fallstudie Broleden i Vänersborg, VTI medelande 714, 1993

Grudemo, S: Nya vägars intrångskostnader - en sammanställning av resultat av CVM-undersökningar och 'för eller emot' -studier, VTI meddelande 744,

Hanley, N & Spash, C: Cost-Benefit Analysis and the Environment, Edward Elgar Publishing Limited, Aldershot, 1994

Hansson, L & Lindberg, G: Trafikavgifter på samhällsekonomiska villkor, Ds 1992:44, Stockholm, 1992

Haarberg, K, Lian, J,I: Tranport og miljö - nordiske data, Nordiske Seminar- og Arbejdsrapporter, 1993:620, Köpenhamn, 1993

Hopkinson, P,G, Nash C,A, & Sheeny, N: How much do people value the environment?, Tranposrtation, Vol 19, p 97-1 15, 1992

för att beräkna intrångskostnader - En Iitteraturöversikt, Preliminär arbetsupplaga, Linköping, 1995

Johansson, B: Kan tranporterna klara miljömålen?, TFB-rapport

| ! Ivehammar, P: CVM, Conjoint Analysis och experimentella metoder 1993:11, Lund, 1993 ,

Johansson, 0: External Costs of Road Transports in Sweden, Preliminär arbetsupplaga, Göteborgs Universitet, Göteborg, 1995

1 Johansson, P-O & Zavisic, S: Svenska folkets miljöbudget, Ekono- & misk Debatt, årg 18, nr 6, s 472-474, 1989 i

i

Kihlman, T, m fl: Handlingsplan mot buller - Betänkande av Utred- ningen för en handlingsplan mot buller, SOU 1993:65, Stockholm, 1993

studie om människors värdering av bullerdämpande åtgärder i

l ! Kihlman, T, Johansson, S & Wibe, S: Priset på tystnad - en enkät- ' Handlingsplan mot buller, SOU, 1993:65, bilaga, Göteborg, 1993 ]

Kostnader och avgifter inom trafiksektorn, DsK 19853, bilagor, Stockholm, 1985

Kriström, B: Valuing Environmental Benefits Using the Contingent Valuation Method - An Econometric Analysis, Umeå Economic Studies No. 219, Umeå, 1990

Kågeson, P: External Costs of Air Pollution - the case of European

Tranport, European Federation for Transport and Environment, Stockholm, 1994

Kågeson, P: "Sätt rätt pris på trafiken - en europeisk analys av trafikens miljökostnader, svensk nationalrapport", Naturskydds-

föreningen/the European Federation for Tranport and Environment, Stockholm, 1993

Leksell, [: Samhällets värdering av bilavgasernas skador - Miljön har ett pris", Transportjournalen, Vol 33(2), s 30-31 & 34, 1988

I Leksell, I: Samhällsekonomisk värdering av bilgasutsläpp, DsK ] 1987:6, Stockholm, 1987

Leksell, ] & Löfgren, L: Värdering av lokala luftförorenings-effekter - Hur värdera bilavgasernas hälsoeffekter i tätorter?, KF B-rapport 1995z5, Göteborg 1995W

Mitchell, R.C: Using Surveys to Value Public Goods: The Contingent Valuation Method, Hopkin University Press, Washington D.C., 1989

Nelson, J: Highway Noise and Property Values - A Survey of Recent Evedence, Journal of Transport Economics and Policy, s 117-138, May, 1982

Nordhaus, W, D: A Sketch of the Economics of the Greenhouse Effect, the American Review, Vol 83, no 2, May, 5 146-150, 1991

Nordhaus, W, D: Managing the Global Common, The MIT Press, Massachusetts, 1994

Nordhaus, W, D: "To Slow or not to slow - the Economics of the Greenhouse Effect", The Economic Journal 101 , s 920-937, July 1991

Nordström, L mfl: "Trafiken och koldioxiden - Principer för att minska trafikens koldioxidutsläpp", Delbetänkande av Trafik— och Klimatkommitte'n, SOU 1994291, Stockholm, 1994

Pearce, D: "The Role of Carbon Taxes in Adjusting to Global Warming", The Economic Journal 101, s 938-948, July 1991

Saelendsminde, K, Hammer, F: Verdesettning av miljögoder ved bruk av sarnvalgsanalyse - Hovedundersökelse, TÖI rapport 251/1994, Transportökonomiskt Institutt, Oslo, 1994

Small, K.A, Kazimi, C: On the Costs of Air pollution from Motor Vehicles, Journal of Transport Economics and Policy, s 7-32, 1995, January

Statens naturvårdsverk: Forska för bättre miljö - en studie av forskningsbehov inom miljöområdet, Naturvårdsverket rapport 3244,

Solna, 1986 i

Så fungerar miljöskatter, Miljö- och Naturresursdepartementet, Ds 1994:33, Stockholm, 1994

The Greenhouse Gases - Emissions and Countermeasures in an Inter- national Perspective, Naturvårdsverket, Rapport 4045, Solna, 1991

Trouve, J & Jansson JO: Värdering av miljökostnader av en ny väg — 1 en fallstudie av planerad motorväg på vägbank över Ljungskileviken, VTI Notat T 07, 1987

Transportrådet, Trafik, energi och Koldioxid - Strategier för att redu- cera bränsleförbrukning och koldioxidutsläpp, Rapport l990:1 1, Solna, 1991 '

Wittmark, B: Antalet boende exponerade för olika bullernivåer från vägtrafik - Beräkningar, Naturvårdsverket rapport 4036, Solna, 1992

Intäkter och miljövinster av skatter på handelsgödsel och bekämpningsmedel

av

Ing-Marie Gren, IMA Miljöekonomi Oriongatan 195 195 55 Märsta

1 Introduktion

Inom jordbruket finns det flera möjliga skattebaser i form av miljö- störande verksamhet. En sådan är miljöskatt på användning av för- orenande insatsvaror såsom handelsgödsel och bekämpningsmedel. Ytterligare skattebaser utgörs av miljöförorenande markanvändning och hantering av stallgödsel. Exempel på miljöstörande mark- användningar är monokulturer vilket medför minskad biodiversitet och obevuxen mark under höstsäsong som innebär förhöjt läckage av näringsämnen. I denna studie beräknas finansiella intäkter och miljövinster av enbart en typ av miljöstörande verksamhet, nämligen användning insatsvaror i form av handelsgödselkväve, -fosfor och bekämpningsmedel. Det ska poängteras att beräkningarna i monetära termer av miljövinsterna är ytterst osäkra och ska tas med flera nypor salt.

Både finansiella intäkter och miljövinster beräknas med hjälp av skattad efterfrågan på handelsgödselkväve, -fosfor och bekämpnings— medel. Efterfrågan på dessa insatsvaror bestäms av flera faktorer som priser på olika insatsvaror, produktion och försäljningspriser på grö- dor. Produktionen av grödor är i sin tur beroende på klimat, jordart m.m. som varierar i olika delar av landet. Regionala variationer upp- står också för de miljöeffekter som användningen av insatsvaror ger upphov till, framför allt negativ påverkan på olika vattendrag. Effek- ter på finansiella intäkter och miljö av olika skattesatser kommer där- för sannolikt att variera i olika regioner. Regionala analyser utförs därför av skattesatser på handelsgödselkväve och -fosfor. På grund av bristfälliga data är det inte möjligt av genomföra regionala beräk- ningar av miljöskatter på bekämpningsmedel.

Rapporten inleds med en kortfattad beskrivning av den analytiska ramen för beräkning av fiskala intäkter och miljövinster av miljöskatter på insatsvaror. Därefter ges en mycket kortfattad presen- tation av nuvarande system för miljöavgifter på handelsgödsel och bekämpningsmedel. I kapitel 4 redovisas fiskala intäkter och miljö- vinster av skatter på handelsgödselkväve och -fosfor. Kapitel 5 inne- håller motsvarande resultat för miljöskatt på bekämpningsmedel. Rapporten avslutas med en sammanfattning.

2 Analytisk modell

Effekter av en mi Ijöskatt på miljöstörande insatsvaror beräknas, som

sagt, med hjälp av efterfrågan på varorna ifråga. Både intäkter och ,

miljövinst av en miljöskatt bestäms av insatsvarans priskänslighet.

Detta illustreras i Figur 2.1. | i l !

en insatsvara.

Efterfrågan på insatsvaran illustreras av kurvan D. Vid det ursprung- liga priset P är efterfrågan N, givet att jordbrukaren vinstmaximerar så att efterfrågan på en insatsvara bestäms av dess bidrag till produktionsvärdet. Låt oss vidare anta att vi känner till kostnaden för miljöförstöring, vilken utgörs av MC. Den optimala avgiften mot- svaras då av t. Vid en höjning av priset på insatsvaran av avgiften t, minskar den efterfrågade mängden till N'.

De finansiella intäkterna av avgiften t utgörs helt enkelt av t multiplicerat med den resulterande efterfrågan N', vilket motsvarar den streckade ytan i Figur 2.1. Miljövinsten utgörs av det ökade miljövärdet till följd av den minskade användningen av insatsvaran, vilket motsvarar t multiplicerat med N-N'. Emellertid minskar jord-

l l 1 Figur 2.1 Illustration av intäkter och miljövinst av en skatt på

brukarnas vinster när användningen av insatsvaran stiger p.g.a. det ökade priset. Det minskade produktionsvärdet motsvaras av ytan under efterfrågekurvan D mellan N och N'. Å andra sidan undviker jordbrukarna betalning av motsvarande mängd insatsvaror. Den samhällsekonomiska nettovinsten av minskningen från N till N' utgörs då av miljövinsten minus jordbrukarnas vinstminskning, vilken motsvarar den skuggade ytan i Figur 2.1.

Det är viktigt att notera att denna enkla illustration inte inkluderar andra kostnader av en miljöskatt, t.ex. utgifter för administration, tillsyn eller kontroll av efterlevnad. Eventuella spridningseffekter på övriga delar av ekonomin är inte heller med såsom eventuellt höjda konsumentpriser på jordbruksvaror.

Om efterfrågan på insatsvaran som illustreras i Figur 2.1 vore mer priskänslig, d.v.s. en flackare efterfrågekurva, sjunker skatteintäkterna medan miljövinsten ökar. Om motsatsen gäller, d.v.s. en brantare efterfrågekurva, stiger skatteintäkterna och miljövinsten minskar. Dessa båda fall illustreras i Figur 2.2.

Figur 2.2 Intäkter och miljövinster av en skatt

Skillnaderna är stora mellan de båda typerna av efterfrågan för både skatteintäkter och miljövinster. När efterfrågan är relativt okänslig för prisförändringar, vilket illustreras av D” i Figur 2.2, minskar den jäm- förelsevis lite vid en given prisökning, från N till N" i vårt fall. En liten minskning av efterfrågan ger också små miljövinster, MC

multiplicerat med N-N". Skatteintäkterna blir däremot relativt höga eftersom dessa baseras på den resulterande efterfrågan efter prisök- ningen, vilka utgörs av t multiplicerat med N". Skatteintäkterna blir lägre när efterfrågan är mer priskänslig, som D' i Figur 2.2. Intäkterna motsvaras då av t multiplicerat med N'. Däremot blir miljövinsten förhållandevis högre, MC multiplicerat med N-N'.

För en given insatsvara i en viss region har vi med andra ord ett motsatsförhållande mellan miljövinster och skatteintäkter. Hur detta motsatsförhållande ser ut beror på regionala förhållanden som bestämmer hur känslig miljön är för den förorenande insatsvaran. All annat lika, är miljövinsten av en viss minskning av insatsvaran större i föroreningskänsliga regioner än i andra. Motsatsförhållandet mellan de båda önskemålen om höga skatteintäkter och stor förbättring av miljön kan då i viss mån motverkas om miljöskatter införs i förhål- landevis föroreningskänsliga regioner.

Nuvarande milj öavgifter på handelsgödsel och bekämpnings- medel

Miljöavgifter på handelsgödsel och bekämpningsmedel infördes den 1 juli 1984 i syfte att motverka miljö- och hälsoproblem. De influtna avgifterna har använts till forskning och rådgivning och för att minska användningen av bekämpningsmedel. Utöver miljöavgifter förekom också s.k. prisregleringsavgifter som användes till att bl.a. finansiera kostnader för spannmålsöverskott. Prisregleringsavgifter infördes något tidigare än miljöavgifter, 1982, och avskaffades 1992. Under perioden 1984 till 1994 har miljöavgifterna varierat vilket redovisas i Tabell 3.1.

Tabell 3.1 Miljöavgifter på handelsgödsel och bekämpnings- medel

___-

_-n-- _m--

1 januari 1994 m_- ___—

Källa: SJV-rapport 1992z41, Svensk författningssamling 1993:1320, 1994:1706, 1994:1707

Bekämpnings- medel kr/kg aktiv

substans

Handelsgödsel, öre/ kg

Miljöavgifterna på kväve och fosfor motsvarade en prisökning med ca 10 respektive 6% (1993 års priser). År 1993 uppgick den totala för— brukningen av handelsgödselkväve och fosfor till 185 520 respektive 19 030 ton. Vid oförändrade förbrukningsnivåer uppgår då de finan- siella intäkterna efter ändringen i november 1994 till 334 miljoner

kronor. Priser per kg aktiv substans varierar för olika bekämpnings- medel. Den relativa prishöjningen orsakad av miljöavgiften, 20 kr/kg, beror då på vilken typ av bekämpningsmedel som avses. Den sammanlagda förbrukningen av ogräsmedel, insektsmedel och svampmedel uppgår 1993 till 1388 ton, vilket ger finansiella intäkter motsvarande 28 Mkr vid en oförändrad förbrukningsnivå.

Under perioden 1986 till 1993 har de totala intäkterna av miljö- avgifter stigit från 119 miljoner till ca 190 miljoner kronor i nomi- nella termer. Användningen av miljöavgifterna har fördelats på bl a skogs- och jordbruksforskning, ca 40 Mkr, åtgärder för att halvera användningen av bekämpningsmedel ca 35 Mkr.

4 Intäkter och miljövinster av höjda skatter på kväve och fosfor i handelsgödsel

I kapitel 1 redovisades hur man kan beräkna fiskala intäkter av miljöskatter på insatsvaror med hjälp av en skattad efterfrågan. Miljö- vinster uttryckta i monetära termer kräver kunskap om dels vilka miljöproblem som användningen av insatsvarorna åstadkommer och dels hur dessa kan värderas i monetära termer. Ett vanligt problem vid bestämning av miljöåtgärders ekonomiska effekter och miljöpåverkan är att få tillgång till data som lämpar sig för båda skattningarna. Ekonomiska data är oftast tillgängliga på länsnivå medan miljödata är regionalt anpassade till de miljöproblem eller ekosystem som studeras. Det är ytterst sällan som gränserna för dessa regioner sammanfaller. Kapitlet inleds därför med en kortfattad beskrivning av den regionindelning som valts i denna studie. Därefter redovisas de finansiella intäkterna och miljövinsterna av skatter på handelsgödselkväve och -fosfor.

Indelningen av Sverige i olika regioner måste, som sagt, tillfredsställa krav på datatillgång för skattning av efterfrågan på miljöförorenande insatsvaror och beräkning av miljöeffekter i monetära termer. De kända miljöproblem som kväve och fosfor kan orsaka är övergödning av inlandsvatten och marina vatten och, för kväve, förhöjda nitrat- halter i grundvatten. Övergödning kan medföra destruktion av bio- logiskt liv i vattnen. Ett exempel utgörs av de syrefria bottnarna i Östersjön där allt biologiskt liv är utslaget. Effekter på Östersjön av tillförsel av kväve och fosfor har varit utsatt för forskning under ca 30 år. Därför finns det förhållandevis mycket data för den typen av miljöproblem. Av detta skäl beräknas miljövinster enbart för de för- bättringar som uppstår i Östersjön i denna studie. För att miljödata för olika avrinningsområden ska överensstämma med tillgången på

ekonomiska data blir det nödvändigt med en grov indelning av Sverige i olika avrinningsområden.

Sverige delas in i 7 olika avrinningsområden: Bottniska Viken, Bottenhavet, Mälarregionen, Egentliga Östersjön, Öresund, Kattegatt och Skagerack. Dessa regioner är olika i flera avseenden, ekonomiska och naturrnässiga. En väsentlig aspekt för skatteintäkter är total g användning av handelsgödselkväve och -fosfor. Faktorer som på— ' verkar övergödningen av Östersjön är storlek på avrinningsområdet ! och arealen jordbruksmark. Det framgår av Tabell 4.1 att regionerna skiljer sig avsevärt med avseende på dessa aspekter. i

Tabell 4.1 Total yta, jordbruksmark, användning av handels- gödselkväve och -fosfor, 1993

Region Yta, km : Kväve, ton Fosfor, Totalt Åkermark ton

Bottn.vik. 1 16388 522 2394 433

Bottenhav. 172835 3660 12563 1645 Mälarreg. 21206 4466 30092 3332 Eg.Ostersj. 62597 8499 65687 6529 Oresund 2412 1426 22173 1617 Kattegatt 67019 8622 49063 5074 Skagerack 6252 629 3548 400 Totalt 48980 27824 185520 19030

I avrinningsområden till Egentliga Östersjön och Kattegatt förbrukas de största mängderna av både kväve och fosfor. Den sammanlagda förbrukningen av kväve och fosfor motsvarar drygt 60 % av de totala förbrukningsnivåerna av de båda näringsämnen. Både intäkter och miljövinster av skatter på kväve och fosfor kommer då i stor ut— sträckning att bestämmas av insatsvarornas priskänslighet och miljö— förhållanden i dessa regioner.

Som redovisats i kapitel 1, beräknas intäkter av miljöskatter på insatsvaror med hjälp av skattade efterfrågeekvationer. Det är då särskilt intressant att undersöka efterfrågan på insatsvarorna i de stora

regionerna, avrinningsområdena till Kattegatt och Egentliga Öster- sjön. Om efterfrågan i dessa regioner är relativt priskänslig, kan det innebära förhållandevis låga skatteintäkter. Som en första gissning presenteras beräknade regionala priselasticiteter, se Tabell 4.2.

Tabell 4.2 Priselasticiteter på handelsgödselkväve och fosfor i olika avrinningsområden*

Bottniska Viken 81.0

* Elasticiteterna är beräknade från linjära efterfrågeregressioner och utvärderade vid 1993 års förbrukningsnivå av kväve och fosfor. Källor: För kväve, Gren och Brännlund (1995), för fosfor se appendix A.

Av tabellen framgår det att priselasticiteterna för både kväve och fosfor är vare sig särskilt höga eller låga i avrinningsområdena för Kattegatt och Egentliga Östersjön. Det ska noteras att, förutom Skageracksregionen, är priselasticiterna för fosfor genomgående högre än för kväve. En väsentlig orsak är att elasticiteterna är utvärde- rade vid 1993 års förbrukningsnivå. Fosforförbrukningen har, under en 20 års period, sjunkit med 2/3. Minskningen av kväve- förbrukningen är inte lika påtaglig.

Priselasticiteterna i Tabell 4.2 avser den kortsiktiga anpassningen av efterfrågan på kväve respektive fosfor. Med kort sikt menas ett tidsperspektiv där användningen av minst en produktionsfaktor inte kan förändras. I efterfrågeregressionerna betraktas jorbruksarealen som en fast produktionsfaktor. På lång sikt är alla produktionsfaktorer rörliga vilket innebär högre priselasticiteter. Enligt en samman- ställning av efterfrågestudier av kväve är den långsiktiga priselastici- teten för handelsgödselkväve dubbelt så hög som den kortsiktiga (Burell, 1989). Detta antas gälla också för de långsiktiga kvävepriselasticiteterna i samtliga regioner.

Till skillnad från kväve är fosfor ett ämne som lagras i marken, vilket innebär att en del av den fosfor som inte utnyttjas under en period finns tillgänglig under nästkommande perioder. Den rikliga

användningen av handelsgödselfosfor under 1970—talet, som delvis lagrades ijorden, är en förklaring till den kraftiga minskningen av efterfrågan på fosfor under efterföljande 20 år. En analys av de lång— siktiga effekterna av miljöskatter på fosfor måste därför inkludera _ fosfordynamiken i mark. Så vitt jag vet har det inte utförts sådana i analyser. Denna rapport innehåller därför inga långsiktiga effekter av en fosforskatt. kl.

Resultaten i Tabell 4.2 pekar på att den kortsiktiga kväve- I efterfrågan är oelastisk i samtliga regioner vilket innebär ' förhållandevis höga skatteintäkter av en viss skattesats. Omfattningen av de totala intäkterna bestäms självfallet också av den ursprungliga förbrukningen som redovisades i Tabell 4.1. 1 Figur 4.1 illustreras de beräknade totala intäkterna från samtliga regioner vid olika skatte- satser. Skatteförändringen anges som en procentuell ökning av gällande kvävepris, vilket är 6.45 kr/kg år 1993. Kvadraterna illustre- : rar de kortsiktiga intäkterna medan trianglarna avspeglar de lång-

siktiga. 1200 % 1000 E soo & 5 !: & 600 = + Långsiktiga .5 intäkter 5 400

20" .. Kortsiktiga

intäkter 0 __ 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500

SkaIt i % av priset

Figur 4.1 Intäkter av skatt på kväve.

Av Figur 4.1 framgår det att de kortsiktiga skatteintäkterna är som högst och uppgår till drygt 1 Mdr kr när kväveskatten ökar med ca 150 %.. När kväveskatten medför en prisökning med mer än 200 % sjunker intäkterna relativt snabbt. Den långsamma minskningen av skatteintäkter vid avgifter överstigande 400 % av kvävepriset beror på den låga priselasticiteten i Öresunds avrinningsområde (se Tabell Bl,

appendix B). På lång sikt uppgår skatteintäkterna som högst till 500 Mkr, vilka uppnås när skattesatsen innebär en fördubbling av kvävepriset.

Det ska påpekas att den utveckling av skatteintäkterna som illustre- ras i Figur 4.1 ska betraktas som hypotetisk vid relativt höga kväveskatter. Vid kväveskatter överstigande 250 % av priset upphör kväveförbrukningen helt i de flesta regioner. Ett jordbruk utan användning av handelsgödsel kräver strukturella förändringar som inte är beaktade i de ekonometriska skattningar som genomförs i denna studie.

Bottenviken o Skagerack

Kattegatt Bottenhavet

,Mälarregionenf

lEg. *Östersjönj

L... ___---

Figur 4.2 Regionala skatteintäkter. Kväveskatt 100% av priset

Vid en kväveskatt som utgör en fördubbling av priset motsvarar de kortsiktiga skatteintäkterna från de "stora" regionerna, Kattegatt och Egentliga Östersjön, ca 2/3 av de totala skatteintäkterna, vilket illustreras i Figur 4.2. Den största andelen av totala skatteintäkterna kommer från Egentliga Östersjöns avrinningsområde, ca 35 %. Lägst skatteintäkter erhålls från Bottniska Vikens och Skageracks avrinningsområden.

De totala intäkterna av miljöskatter på fosfor är betydligt lägre än motsvarande på handelsgödselkväve. Det har sin förklaring i dels de relativt höga priselasticiteterna och dels de lägre förbruknings- nivåerna. I basfallet, som redovisades i Tabell 2, uppgår skatteintäkterna som mest till ca 84 miljoner kronor, se fyrkanterna i

Figur 4.3. Olika skattesatser uttrycks som procent av fosforpriset 1993, vilket uppgick till 21.5 kr/kg.

200

ticiteter

150 & ca. 5 + Basfallet l : € 100 i Al ' $ :: E. i 50 -.- Hälften så höga priselas- ?

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450

Skatt i % av priset 1

Figur 4.3 Intäkter av fosforskatt

Om priselasticiteterna i samtliga regioner vore hälften så höga som i basfallet femdubblas skatteintäkterna när skattesatsen utgör 100 % av fosforpriset, vilket illustreras av trianglarna i Figur 4.3.

Förutom Bottenvikens avrinningsområde, erhålls skatteintäkter från samtliga regioner, vilket framgår av Figur 4.4.

Skagerack K Bottenhavet

Eg. Östersjön

Figur 4.4 Regionala skatteintäkter. Fosforskatt 50% av priset ,

Avrinningsornrådena till Kattegatt och Egentliga Östersjön intar en dominerande roll även när det gäller intäkter av en miljöskatt på fos- for. Intäkterna från dessa regioner motsvarar nästan 3/4 av de totala skatteintäkterna. I Tabell B3, appendix B, redovisas fördelning av skatteintäkter på de olika regionerna vid olika skattesatser på fosfor.

4.3 Milj övinster av minskad användning av handelsgödselkväve och fosfor.

Det är väl känt att tillförsel av både kväve och fosfor orsakar eutro- fiering eller övergödning av inlands- och kustvatten. Marktillförsel av kväve kan även åstadkomma förhöjda nitrathalter i grundvatten. Övergödning av inlands- och kustvatten kan medföra syrebrist när den rikliga växtligheten i vattnen bryts ner, vilket kräver syre. Syre- brist kan i sin tur orsaka att allt biologiskt liv inom ett visst område utrotas. Det finns t.ex. stora ytor av döda bottnar i Östersjön. Om skador av övergödning överhuvudtaget inträffar beror emellertid på vilket näringsämne som är begränsande för växtligheten. Det anses att fosfor är det begränsade ämnet i inlandsvatten och kväve för marina vatten. Detta gäller emellertid inte alltid utan fosfor betraktas som det begränsade ämnet för växtligheten i Bottniska Viken. I övriga Öster- sjön är kväve det ämne som av flera forskare anses vara det relativt mest begränsade ämnet.

För att kunna skatta värdet av minskad tillförsel av kväve till Öster- sjön måste vi känna till dels vilka biologiska förbättringar som upp- står och dels hur dessa kan uttryckas i monetära termer. En förutsätt- ning för beräkning av de biologiska effekterna är kunskap om hur mycket av en viss mängd handelsgödsel som når kustvattnen. Det kräver i sin tur information om läckage där deponeringen sker och hur mycket av läckaget som slutligen når kustvattnen. Bortgången av näringsämne under transporten från källan till kusten, den s.k. re- tentionen, bestäms av flera faktorer som klimat, hydrologi och markanvändning i avrinningsområdet. Ju högre retention desto mindre av en viss mängd kväve eller fosfor når slutligen kusten. Vi kan således ha ett förhållandevis högt läckage men ändå en liten effekt på kusten om retentionen är tillräckligt hög. Det ska noteras att läckaget är av intresse för kvalitén på grundvattnet. I Tabell 4.3 redovisas andelen tillförd mängd handelsgödsel som läcker och retention för de olika regionerna. Dessutom presenteras den andel av en viss mängd näringsämne som slutligen når kusten.

Tabell 4.3 Läckage, retention och kusteffekt av kväve och fosfor i olika regioner, andelar av tillförda mäng-

regio- Östersj.

der ottn. Mälar- Eg. iken nen 04

0.08

Källa: Elofsson, K., 1994, 1995.

Det framgår av tabellen att både läckage och slutlig effekt på kusten skiljer sig väsentligt mellan olika regioner. Den högsta andelen av en viss minskning av både kväve och fosfor uppträder i Öresund. Jordarten i denna region utgörs av lätta, genomsläppliga sandjordar. Vi noterar också att regioner med relativt hög användning av kväve och fosfor har ungefär genomsnittlig effekt på kusterna.

Beräkningar av hur stora andelar av 1 kg handelsgödselkväve- respektive fosfor som medför läckage och når kusterna utgör ett första steg i analys och skattningar av motsvarande miljövärden i monetära termer. För att kunna göra ändamålsenliga värderingar måste vi, som sades ovan, också känna till hur koncentrationer av kväve/fosfor i de marina vattnen påverkas, vilka biologiska irnplikationer som föränd- l rade halter medför och, slutligen, hur dess biologiska förändringar värderas i monetära termer.

Tyvärr finns det för närvarande inga analyser av biologiska effekter av olika reduktioner i tillförseln av näringsämnen. Däremot har det utförts värderingsstudier av en förbättring av Östersjön som innebär en återgång till de biologiska förhållanden som ansågs råda vid slutet av 1950-talet innan den omfattande tillförseln av näringsämnen star- tade (Söderquist et al., 1995). Två typer av värden har då skattats: rekreationsvärde och s.k. existensvärde. Med existensvärde avses det

värde man åsätter en naturresurs' bevarande även om man själv aldrig kommer att nyttja den.

Enligt Wulff et al. (1992) skulle det krävas en minst 50 %-ig minskning av tillförseln av näringsämnen för att Östersjön ska åter- ställas till den ekologiskt hållbar situation som rådde före 1950-talet. För att kunna bestämma värdet av olika reduktioner i användningen av handelsgödsel måste vi bl.a. känna till dess bidrag till övergöd- ningen av kustvattnen i förhållande till andra källor. Jordbruket är en av flera källor av kväve- och fosfortillförsel till Östersjön. Övriga , källor utgörs av reningsverk, industri och, för kväve, trafik. Jord- ' brukets andel av totala kvävetillförseln motsvarar ca 25 % och av total fosfortillförsel ca 20 % (Gren et al., 1995). Effekter av minsk- ningar i användningen av handelsgödsel är bl.a. beroende av vad som sker med övriga utsläppskällor. Om det sker en kraftig minskning av deras utsläpp har troligen ytterligare minskningar i form av reducerad tillförsel via handelsgödsel en mindre betydelse.

I fortsättningen antas dock att det inte sker några större för- ändringar i utsläppen från andra källor. Givet att vi är intresserade av en samhällsekonomiskt effektiv minskning av jordbrukets närings- ämnen bestäms denna dels av de ovan diskuterade värdena av olika reduktionsnivåer och dels kostnader för olika åtgärder. Det är t.ex. möjligt att den miljövinst som åstadkommes genom minskad använd- ning av handelsgödselkväve kan uppnås till en lägre kostnad med hjälp av andra åtgärder. De extra kostnader som åsamkas samhället genom att ändå välja handelsgödselreduktioner måste då läggas till övriga kostnader, vilket i sin tur innebär lägre optimala reduktioner av handelsgödsel. Resultaten från en studie där man beräknat kost— nadseffektiva kväve och fosforreduktioner till Östersjön pekar emellertid på att minskningar i användningen av handelsgödsel är en kostnadseffektiv åtgärd (Gren et al., 1995). Vi kan därför i fort- sättningen bortse från merkostnader p.g.a. ineffektiv allokering av åtgärder.

Om vi nu gör mycket djärva antaganden angående betalningsvilja per kg kväve- och fosforreduktion är det möjligt att göra vissa gissningar om miljövärdet av minskad användning av handelsgödsel.

Det första antagandet är att en 50 %—ig minskning medför de bio- logiska förhållanden som gällde före 1950-talet. Vidare antas detta tillstånd värderas till 90 000 miljoner kronor per år av samtliga 75 miljoner invånare i Östersjöns avrinningsområde (Söderquist et al 1995). Ett ytterligare mycket väsentliga antaganden är att ett linjärt förhållande råder mellan värden och reduktioner i näringsämnen.

Den totala tillförseln av kväve och fosfor till Östersjön uppgick

1993 till 1 090 000 ton respektive 36 000 ton (Gren et al 1995). En halvering av kvävetillförsel innebär då en minskning med 545 000 ton N/år. Miljövärdet per kg kvävereduktion blir 165 kr. En halvering av fosfortillförseln utgör en minskning med 18 000 ton per år. Miljö- värdet per kg fosfor reduktion blir då 5000 kr.

Biologiskt hållbara vatten kännetecknas av att en viss kvot råder mellan fosfor- och kvävemängden. Beroende på denna kvot är växtligheten i första hand antingen fosfor eller kvävebegränsad. Huruvida det uppstår biologiska förbättringar vid kväve- och fosfor- reduktioner beror då på vilket ämne som främst är begränsande för växtligheten. Inlandsvatten anses vara fosforbegränsande medan marina vatten betraktas som kvävebegränsande. Det gäller dock ej växtligheten i Bottniska Viken som begränsas av tillgången på fos- for. Jag gör därför det starkt förenklande antagandet att biologiska förbättringar i de övriga regionerna uppnås enbart med reduktioner i kvävetillförseln. Givet alla antagande bestäms då miljövärdet av en minskad användning av handelsgödselkväve och -fosfor av de läckage och retentionskoefficienter som redovisats i Tabell 3 och de ovan angivna värden per kg reducerad N respektive P vid kusten. Värden per kg kväve eller fosforreduktion redovisas i Tabell 4.4.

Tabell 4.4 Värde av minskningar i kväve- eller fosfortillförseln, kr/kg N resp. P reduktion

Notera att, förutom för Mälarregionen, kan miljövinsten per kg kväve överstiga en kväveskatt som innebär en fördubbling av kvävepriset, d.v.s. 6.5 kr/kg kväve. Miljövinsten av en fosforskatt som motsvarar 50 % av fosforpriset är klart högre än skatten på 10.25 kr/kg. Miljöproblemet i Östersjön, och många andra ekosystem, är sådana att miljövinster för ytterligare reduktioner i tillförseln av närings— ämnen uppträder endast under en del av tillförselintervallet. Det betyder att reduktioner i användningen av handelsgödsel utöver dessa reduktionsnivåer inte medför några miljövinster. Som sades ovan bestäms miljövinsten av reduktioner i användningen av handelsgödsel

Bottn. Botten Målar Eg. Katte Skage Viken havet region Östersj. gatt rack -------n

och av eventuella minskningar av utsläpp från andra källor. Då handelsgödsel utgör en kostnadseffektivt åtgärd är det emellertid möjligt att miljövinster kan uppträda vid mycket kraftiga reduktioner. Av det skälet antas att miljövinster för olika regioner som redovisats i Tabell 4 uppstår vid samtliga reduktionsnivåer.

Av den analytiska diskussion i kapitel 2 framgick det att netto- vinsten av en minskad användning av en miljöförorenande vara består av miljövärdet minus kostnader i form av minskat nettoproduktions- värde. Miljövärde och jordbrukarnas minskade nettoproduktionsvärde av nationella kväveskatter illustreras i Figur 4.5. D.v.s. jag antar att skatten införs i hela landet.

+ Kostnader

Miljoner kronor per år

I 000

500 —---Miljövärde

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450

Kväveskatt i % av priset

Figur 4.5 Miljövärde och kostnad

Miljövärdet stiger relativt snabbt upp till kväveskatter som motsvarar ca 300 % av kvävepriset. Efter denna skattenivå uppstår ytterligare miljövinster enbart i Öresunds och Kattegatts avrinningsområden, se Tabell 84 i Appendix B. Nettovinsten, miljövärde minus kostnader, ökar till skattesatsen motsvarar ca 300 % av kvävepriset. Fördelning av nettomiljövinster mellan olika regioner vid en skatt som motsvarar en fördubbling av kvävepriset illustreras i Figur 4.6. En regional fördelning av kostnader för olika skattesatser redovisas i appendix B, Tabell BS.

Kattegatt , tj Bottenhavet

X_

Eg. Östersjön

Figur 4.6 Regionala nettomiljövinster, Kväveskatt 100 % av kvävepriset.

Nettomiljövinsterna från Kattegatts och Egentliga Östersjöns % avrinningsområden motsvarar drygt 50 % av den total vinsten. l Bottenhavets och Oresunds avrinningsområden får en förhållandevis stor betydelse p.g.a. den relativt stora miljöeffekten per kg kväve- reduktionen, se Tabell 3 och 4.

5. Intäkter och miljövinster av miljöskatt på bekämpningsmedel

På motsvarande vis som för näringsämnen kan vi förvänta oss att bekämpningsmedlens priskänslighet och miljöeffekt varierar i olika delar av landet. Tyvärr finns det inte regionala data som gör det möjligt att göra regionala analyser för bekämpningsmedel. I detta kapitel utförs därför beräkningar som avser hela Sverige. Kapitlet inleds med en presentation av beräknade finansiella intäkter av olika nivåer på skatter på bekämpningsmedel. Därefter följer mycket preliminära beräkningar av miljövinster.

Enligt Gren (1994) varierar priselasticiteten för olika typer av bekämpningsmedel. 1 Tabell 5.1 sammanställs information om priselasticitet, förbrukning i ton aktiv substans, och värde per kg aktiv substans.

Tabell 5.1 Priselasticitet, förbrukning och värde för olika

bekämpningsmedel år 1993 Insektsmedel

__- 60

Kr/kg aktiv substans

1) Gren (1994)

Vi noterar från Tabell 5.1 att priselasticiteten är relativt hög för ogräsmedel och att detta ämne svarar för en stor andel av totala för- brukningen. Värde per kg aktiv substans är emellertid högst för insektsmedel. De totala beräknade finansiella intäkterna för olika skattesatser uttryckta i procentuell ökning av kr/kg aktiv substans uppgår som mest till ca 220 Mkr, se Figur 5.1.

250 200

150

Miljoner kronor

100 50

0 __,——-4——n————-—I—-——- 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500

% på kr/kg aktiv substans

Figur 5.1 Intäkter av skatt på bekämpningsmedel

Intäkterna stiger snabbt upp till en skattesats som innebär en prisökning med 50 %, för att därefter sjunka och avta långsamt. Skattesatsen på ogräsmedel svarar för den snabba ökningen och också minskningen till en skattesats som innebär en fördubbling av priset. På grund av de relativt låga priselasticiteterna på svamp- och insekts- medel sjunker skatteintäkterna därefter mycket långsamt. De upphör helt vid en skattesats som motsvarar en prisökning på insektsmedel med 700 %.

Användning av bekämpningsmedel typer av miljö— och hälsorisker: hälsorisker vid hanteringen av bekämpningsmedel, hälsorisker vid intag av föda och vatten som kan innehålla rester av bekämpnings- medel, och ekologiska risker när bekämpningsmedel sprids till

område kring den bearbetade jordbruksmarken (Fogelfors m.fl. 1991). En korrekt värdering i monetära termer ska då inkludera samtliga dessa effekter.

Ett försök att inkludera samtliga effekter har utförts av Malmberg (1994), som utgör den enda studie av betalningsviljan för en minskad användning av bekämpningsmedel i Sverige. Man har här använt en metod som innebär att man frågar ett urval av den svenska befolk- ningen om deras betalningsvilja för en halvering respektive helt upp- hörande av användningen av bekämpningsmedel. Resultaten pekar på en betalningsvilja mellan 3.1 mdr och 6.4 mdr för en halverad användning av bekämpningsmedel. Motsvarande resultat för ett upp— hörande av användningen varierar mellan 4.7 mdr och 9.5.

Jordbrukarnas kostnader för en halvering av användningen av bekämpningsmedel uppgår till ca 120 miljoner kr i form av netto- värdet av minskad skörd. Nettovinsten, betalningsviljan av bekämpningsmedel minus kostnaden i form av minskad skörd, uppgår då som lägst till 2980 Mkr. När vi, som i förra avsnittet, gör det mycket vilda antagandet att nettovinsten är linjärt korrelerad med användningen av bekämpningsmedel blir nettomiljövinsten minst 2147 kr/kg aktiv substans minskning.

6 Sammanfattning

Syftet med denna studie är att beräkna fiskala intäkter och miljö- vinster av skatter påjordbrukets användning av handelsgödselkväve, — fosfor och bekämpningsmedel. En partiell analys utförs där enbart jordbruksektorn inkluderas. Fiskala intäkter av skatter, miljövinster och kostnader i form av nettovärdet av minskad skörd kan då beräk- nas med hjälp av ekonometrisk skattning av efterfrågan på de ifrågavarande insatsvaror.

I den inledande analytiska diskussionen påpekas att både de fiskala intäkterna och miljövinsterna är avhängiga av efterfrågans känslighet för prisförändringar. Ju högre priskänslighet desto lägre fiskala intäk- ter och högre miljövinster för en given skattesats. Vid relativt hög priskänslighet sjunker den efterfrågade kvantiteten på den miljö- förorenande varan mycket vilket medför en stor miljöeffekt. Skatteintäkterna blir däremot relativt låga eftersom dessa baseras på efterfrågan efter prishöjningen orsakad av skatten.

Eftersom känsligheten för miljöföroreningar varierar i svenska regioner blir tniljöeffekten av en viss minskning av kväve och fosfor olika i regionerna. Av detta skäl utförs regionala beräkningar av intäkter och miljövinster. Studien fokuseras på de miljöproblem som förorsakas i Östersjön av kväve- och fosforanvändning. Sverige delas då in i 7 olika avrimtingsområden; Bottniska Viken, Bottenhavet, Mälarregionen, Egentliga Östersjön, Öresund, Kattegatt och Skage- rack. Då det inte finns tillräckliga data är det inte möjligt att genom- föra regionala analyser av miljöskatter på bekämpningsmedel.

Resultaten av beräkningar av skatter på handelsgödsel pekar på att kväveskatter ger betydligt högre fiskala intäkter än fosforskatter. Som mest uppgår intäkterna av en kväveskatt till ca 0.7 miljard kr per år. Detta uppnås vid en kväveavgift som motsvarar en fördubbling av kvävepriset. En fosforskatt som innebär en ökning av fosforpriset med 50 % ger de högsta intäkterna, ca 160 miljoner kr per år. För att kunna beräkna miljövinster i monetära termer är det nödvändigt med omfattande antagande angående transporter av kväve och fosfor i

mark och vatten, biologiska effekter i Östersjön, och betydelsen av reduktioner i användningen av handelsgödsel. Givet alla antaganden summeras resultaten av olika skatter på handelsgödselkväve och fos- for och bekämpningsmedel i Tabell 6.1.

Tabell 6.1 Skattenivå. intäkter, insatsvarureduktion och netto- miljövinster av miljöskatt på handelsgödselkväve, - fosfor och bekämpningsmedel.

l l

l l Skatt, % lnsatsvaru Nettomiljö , på priset vinster,

Resultaten indikerar att de sammanlagda intäkterna av miljöskatter på de olika insatsvarorna kan uppgå till ca 1.1 Mdr kronor när skatte- satserna motsvarar 50 % respektive 100 % av priset. En kväveskatt på 100 % av priset svarar för den största andelen av totala intäkterna, ca 3/4. De beräknade nettomiljövinsterna, miljövinst minus kostnader i form av minskad nettovärde av skörd, av en sådan kväveskatt är också relativt höga. Nettomiljövinsten av en fosforskatt blir betydligt lägre, ca 72 miljoner kr. Det är viktigt att notera att det då antagits att miljöförbättringar till följd av fosforreduktioner enbart uppträder i Bottniska Viken, eftersom växtligheten i endast denna bassäng betraktas som fosforbegränsad.

Beräkningar av fiskala intäkter och miljövinster av skatt på bekämpningsmedel utförs på nationell basis. Som mest uppgår intäk- terna till 225 miljoner kronor vilket inträffar vid en skattesats som motsvarar en höjning av det genomsnittliga priset på bekämpnings- medel med 50 procent. Givet omfattande antaganden om miljövinster kan dessa vara betydande och klart överstiga kostnaderna i form av nettovärdet av minskad skörd.

Sammanfattningsvis kan sägas att resultaten i denna studie indikerar att de fiskala intäkterna av miljöskatter på handelsgödsel-

kväve, —fosfor, och bekämpningsmedel kan uppgå till 1.1 mdr. Det inträffar vid miljöskatter som motsvarar en fördubbling av priset (1993) på kväve och en ökning med 50 procent av priset på fosfor och bekämpningsmedel. För samtliga insatsvararor är nettomiljövinsterna positiva. Dessa effekter ska emellertid tolkas som kortsiktiga. På längre sikt är anpassningmöjligheterna till de nya avgifterna större vilket innebär lägre finansiella intäkter, men också högre miljövinster. En halvering av skatteintäkterna på handelsgödselkväve är då möjlig.

. i ! l !

Referenser

Burell, A. 1989. The demand for fertilizers in the United Kingdom. Journal of Agricultural Economics 4013-20.

Elofsson, K., 1994. Fosfor läckage och retention i svenska avrinningsområden. Beijer International Institute of Ecological [ Economics, Stockholm, mimeo.

Elofsson, K., 1995. Cost effective reductions in the agricultural load of nitrogen to the Baltic Sea. Beijer International Institute of Ecological Economics, Stockholm, mimeo.

Fogelfors, H., Johnsson, B., Petterson O. och F. Petrini (1991) Miljövänlig bekämpning ijordbruket - En diskussion av möjligheter och konsekvenser. Institutionen för ekonomi, Sveriges lantrbuksuniversitet, Uppsala, mimeo.

Gren, I-M., Jannke P. och K. Elofsson, 1995. Cost effective nutrient reductions to the Baltic Sea. Beijer Discussion Paper Series No 65, Beijer International Institute of Ecological Economics, Royal Swedish Academy of Sciences, Stockholm.

Gren, I-M och R. Brännlund. Costs of enforcing regional nitrogen fertilizers reduction. ln Hanna S. and Munasinger M. (red.) Design principles for sustainable resource management., the World Bank, Washington.

Gren, l-M., 1994. Cost efficient pesticide reductions: A study of Sweden. Environmental and Resource Economics 4:279-29.

Malmberg, J. 1994. Attityder till bekämpningsmedel och betalnings- viljan för en minskad användning av dessa i det svenska jordbruket. Examensarbete 126, Institutionen för Ekonomi, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.

SOU 1996:11 7 Söderquist, T., and G. Stavrious, 1995. Economic valuation of nutrient reductions to the Baltic Sea. Beijer International Institute of Ecological Economics, Stockholm, mimeo.

Wulff, F. and Niemi, A. 1992. Priorities for the restoration of the Baltic Sea - A scientific perspective. Ambio 2: 193-195.

Appendix A

Skattning av efterfrågan på fosfor i olika regioner

antagande om att jordbrukarna väljer den mängd som maximerar vinsten. Den reducerade efterfrågan kan då uttryckas som en funktion av priser på rörliga produktionsfaktorer och vegetabilier och till- gångar på fasta insatsvaror. De rörliga produktionsfaktorer som inkluderas här är arbetskraft. Den fasta faktorn utgörs av areal åker- mark. Dessutom inkluderas en tidsvariabel som fångar upp trender under skattningsperioden 1963-1991. För att ta hänsyn till de getnen- samma faktorer som kan gälla för samtliga regioner, t.ex. konjunktur- växlingar, används den s.k. SURE estimatorn (Seemingly Unrelated Regression Equations). Resultaten redovisas i Tabell Al där Pp=fosforpris, PQ= pris på vegetabilier, PL=pris på arbetskraft, HA=areal åkermark och T=tidsvariabel.

l 1 Den kortsiktiga efterfrågan på handelsgödsel bestäms under

TabellAl. Skattade regressioner för efterfrågan på handels-

gödselfosfor

Bottn. 1159 -0.11 73.7 -002 -0.01 0004 viken (0.83) (-4.71) (4.70) (0.09) (-0 .90) (052)

> &. WN

o A:> x] xIt.:- | ;> ox Lo.)

_o oo xl

Region

Botten- 3636 -0.13 -105. 8 3. 38 (). 02 -0. 13 havet (1.39) (-2.15) (246) (5. 01) (4.25) ( 6 45)

Mälar- 708 -0. 19 -227. 5 4. 20 region (0.19) (- -.2 01) ( 3 65) (4.24) 1

Ap

—-'0 I

_O _. 00

.5) (- 6. 24)

E. Öster 10167 -0. 32 -599. 3 8.55 0

sjön (1.12) (1.91) (-5.10) (4.61) 7. 6) (111)

I _O _. ut "0 x!

Öre- -2734 -0. 13 -78. 3 2. 41 .0 sund (- -0. 97) (- -2. 94) (- -2. 49) (4.85) A oo Xl

.3) (- -9. 97)

Katte- 13923 -0. 19 -428. 5 6 87 -0. 42 gatt (2.70) (- 1.62) (- -5. 25) (5 30) (7.8 2) (- 11.0)

Skage- 705 -0. 01 -l7. 7) 0.21 -0. 01 0.74 rack (1 66) (0.83) (- 2.86) (2 17) (2. 090) (- -5. 05)

Appendix B

Tabeller

Tabell Bl Fördelning av intäkter från skatter på handels- gödselkväve på olika regioner, miljoner kr

Viken havet region gatt rack .. __... __ __ __ __ __ __ _ .

Öre- sund

288. 5 1409

___ __ __

Tabell B2 Intäkter av en fördubblad kvävepriskänslighet för olika regioner

Botten havet Ore-

sund

% ök- ning viken av pris

Mälar region

Katte- Totalt

gatt

Skage rack

L)! 08

642 629

(I! 0)

62.6 157.4 108.9

31.6 136.6 120.1

_ kl! L)! 0 . se 87 x) . = .==

1426 2 5

N U- 0

141.2

117.5

76.5

l l l 1 00 l l l l

& Lo.) &) 0 U! 0 O O 0

18.2

Tabell B3 Intäkter av miljöskatt på handelsgödselfosfor i olika regioner: variation mellan baspriselasticiteter och dess halvering.

% Botten— Eg. Öster Öresund Katte- Skage- ökning havet sjön gatt rack av pris 2.1-9.7 13.2- 31.6- 2.2-9.4 30.1- 4.7-4.9 84-139 23.7 49.3 41.5 0-5.3 0-297 0-664 -4.7 21.3- 8.1-9.4 30-179 65.2 0-8.7 0-64.8 10.1- 10-131 13.3 10.5- 18.6 _ 5.7-21.5 6-22 .8 .

_ 0-21.7 0-2221.7

Mälar- region

Totalt

5 2 - 3 _ 3 _

0 150 00 250 00 50 450

Tabell B4 Regionala miljövärden av olika kväveskatter, miljoner kronor per år.

Tabell BS Jordbrukets minskning av nettoproduktionsvärde vid olika kväveskatter, miljoner kr/år.

Bottn. Botten viken havet

Skatter, löner och sysselsättning - en kunskapsöversikt*

av

Magnus Wikström Institutionen för nationalekonomi

Umeå Universitet

Jag vill tacka Runar Brännlund, Bertil Holmlund och Karl-Gustaf Löfgren för värdefulla synpunkter.

1. Inledning och sammanfattning

Förändringar av miljöskatter i syfte att förbättra miljön har under I senare tid sammanfogats med förändringar i traditionella arbets- marknadsrelaterade skatter. Framför allt är det med s k dubbel- vinstargument som det ibland gjorts gällande att skatteväxlingar, i princip ökad miljöbeskattning och en minskning av störande skatter på arbetsmarknaden, kan ha positiva effekter såväl på miljön som sysselsättningen (se t ex Pearce (1991), Oates (1991)). 1 andra arbeten ses Sådana effekter som mindre sannolika (se t ex Bovenberg & de Mooij (1994), Bovenberg & van der Ploeg (1994a)). Dessa studier kan fungera som ett underlag dels för att diskutera effekterna av miljöskattereformer, men också som underlag för diskussioner om vilka empiriska kunskaper som behöver hämtas in i syfte att bedöma reformers faktiska beteendekonsekvenser. De teoretiska studierna visar att det är viktigt att erhålla information om flera arbets- marknadsrelaterade storheter: framför allt gäller det kunskap om hur arbetsutbudet påverkas av skatter och hur sysselsättning och löner anpassas som en följd av ändringar i arbetsmarknadsrelaterade skat- ter. Även utan förändringar i de arbetsmarknadsrelaterade skatterna är det sannolikt att en ökad användning av miljöskatter har indirekta verkningar på arbetsmarknaden.

I denna uppsats skall jag försöka ge en bild av kunskapsläget vad beträffar skatters effekter på arbetsmarknaden med utgångspunkt från den empiriska forskning som bedrivits i Sverige under de senaste 15 åren. Uppsatsen är delad i två sektioner. 1 den första diskuteras effek- ter av inkornstbeskattning på arbetsutbudet. En genomgång av svenska studier på området presenteras. Resultat om arbetsutbudets känslighet för beskattning skiljer sig en del åt mellan olika studier, framför allt finns det stora skillnader mellan könen. Både män och kvinnors arbetsutbud reagerar positivt på sänkta marginalskatter, men kvinnors arbetsutbud är mer känsligt för ändringar I marginalskatte— satser. Även inom grupperna förefaller det finnas viktiga skillnader mellan olika studier. Därför görs också ett försök att finna faktorer som kan förklara Skillnaderna. En stor andel av skillnaderna i kvanti- tativa resultat mellan olika studier katt förklaras med hjälp av vari- abler som avser att kontrollera för skillnader i metod och data.

Den andra delen av uppsatsen ägnas åt effekterna av beskattning på lönebildning och sysselsättning. Det bedrivs i Sverige en omfattande empirisk forskning om lönebildningsfrågor där effekterna av skatter utgör ett naturligt inslag. Trots den relativa mångfalden av studier är robusta slutsatser svåra att dra. Företagens reala produktlöner inom olika sektorer av ekonomin förefaller reagera positivt på höjd beskatt- ning, och de förklaringsmodeller som finns till förfogande ger därför upphov till en hypotes om att sysselsättningen borde minska till följd av detta. Skatters effekter på sysselsättningen har studerats relativt lite och de resultat som återges är inte entydiga. En förklaring är att skatters effekter på reallönen är temporär och att effekten på lång sikt är obefintlig.

Under senare tid har några studier genomförts i syfte att undersöka den progressiva beskattningens effekter på reallöner. I enlighet med de teoretiska förväntningarna finns ett visst stöd för hypotesen att skatteprogressivitet leder till återhållsamhet i löneförhandlingarna, vilket samtidigt innebär att ökad skatteprogressivitet leder till en högre sysselsättning. Detta något kontroversiella resultat pekar på en fördel med progressiv inkornstbeskattning även om progressiva skat- ter har negativa effekter på ekonomin av andra orsaker. Det finns få empiriska studier som syftar till att belysa effekter på arbetsmarkna- den av beskattning av olika typer av insatsvaror, t ex energi, men de resultat som finns tillgängliga tyder på att arbetskraftsefterfrågan reagerar negativt på prisökningar inom tillverkningsindustrin.

Skatters effekter på utbudet av arbetskraft

. Den neoklassiska teorin för hushållens konsumtionsval Studerar hur

| individer med givna resurser väljer att allokera dessa på olika j användningsområden. Ett användningsområde som är flitigt genom- ' lyst med tillämpningar av svenska forskare och med svenska data är individers arbetsutbud. Detta har sannolikt flera orsaker. Att studera arbetsutbudets och arbetskraftsdeltagandets bestämningsfaktorer genererar värdefull information för beslutsfattare bland annat vad avser effekter av ekonomisk politiska ingrepp. Inkomstbeskattningen är kanske det viktigaste exemplet härvidlag. I Sverige studerades inkomstbeskattningens effekter redan i början av 1980-ta1et med hjälp av tvärsnittsdata (se exempelvis Blomquist (1983)) och denna tradi- tion har sedan fortsatt. Skattereformen 1991 har initierat nya studier av arbetsutbudsproblematiken. Bland forskare fanns ett intresse av att närvara vid århundradets skattereform, inte minst med tanke på de naturligt experimentella egenskaperna en sådan reform från början ansågs innebära.

De huvudsakliga idéerna vad gäller inkomstskatters effekter på en individs arbetsvilja kan illustreras med utgångspunkt från ett enkelt diagram (se Figur 2.1). Låt c beteckna konsumtionen av en samman- satt vara och låt h beteckna arbetad tid. Individen har en budget- restriktion som beror på arbetsutbudet. Denna ges initiellt av linjen 0 —a i figuren och dess lutning beror på (den marginella) lönen som i utgångsläget är lika med w. Skärningspunkten med c — axelnanger personens icke-arbetsinkomst (yo). Kurvorna 10 och II är s k indifferenskurvor vilka anger kombinationer av fritid (arbetsutbudets spegelbild) och konsumtion som ger individen samma behovs- tillfredsställelse. Individens behovstillfredsställelse ökar i nordvästlig riktning, d v s indifferenskurvan 10 ger högre nytta än Il. Givet

lönen (w) och icke-arbetsinkomst (yo), väljs den kombination av arbetsutbud (fritid) och konsumtion som ger högst behovstillfreds- ställelse, i detta fall vid kr() som således är individens arbetsutbud i utgångsläget.

h

Figur 2.1 Effekten av en proportionell inkomstskatt.

Antag nu att en inkomstskatt påförs individen så att denne i stället har en lägre marginell lön lika med w(1—'c) .1 Detta vrider budgetlinjen medsols runt punkten 0 till ett nytt läge o—b. Individen väljer nu h' i arbetsutbud, d v s utbudet minskar som en följd av skatten. Denna slutsats är emellertid inte universell. Arbetsutbudet kan också öka, men det är mindre troligt. För att bättre förstå de mekanismer som ger upphov till arbetsutbudsförändringen, kan man dekomponera effekterna i två delar (den s k Slutsky-dekomponeringen), en inkomsteffekt och en substitutionseffekt. Den sistnämnda effekten uppstår om vi tänker oss att personen efter Skatteförändringen erhåller en klumpsummesubvention sådan att han exakt uppnår samma behovstillfredsställelse som före Skatteförändringen (vilket illustreras av budgetlinjen k — k' ). I figuren skulle detta experiment ge upphov

' Jag diskuterar inte uttryckligen mervärdesskatten. En ökning av

mervärdesskatten påverkar priset på konsumtionsvaror och därför relativpriset mellan fritid och konsumtionsvaror. Dessutom påverkas det reala värdet av icke-arbetsinkomst av ändringar i priset på konsumtionsvaror.

till en utbudsförändring h0 —h2 (se. i figuren). Detta är en fullstän-

digt kompenserad prisförändring. Utbudsförändringen ho —h2 beror

enbart på att fritid nu har blivit billigare i relation till konsumtion. Om vi sedan tar av personen klumpsummetransfereringen ges utbudet av

h,. Skillnaden hl —h2 är inkomsteffekten (i.e. i figuren), vilken endast beror på att Iöneförändringen minskat individens köpkraft. Substitutionseffekten är alltid positiv så att en ökad lön leder alltid en viss positiv effekt på arbetsutbudet (tvärtom vid en lönesänkning). Inkomsteffekten är a priori obestämd, men antas ofta vara negativ i vilket fall fritid är en s k normal vara. Det är också det fall som illust- reras i figuren. Fritid kan också vara en inferior vara, d v 5 en högre inkomst leder till en lägre efterfrågan på fritid (jämför potatis). Efter- som teorin inte ger något svar på huruvida fritid är en normal vara eller inte, kan proportionella inkomstskatters kvalitativa effekt på arbetsutbudet inte bestämmas utan vidare. Det vi på förhand tror oss veta är att höjda skattesatser via substitutionseffekten eller den kom- penserade Iöneförändringen ger ett lägre arbetsutbud. Om fritid är en normal vara beror den totala effekten på huruvida substitutions- effekten dominerar inkomsteffekten.

Skattesystem är vanligtvis inte proportionella. Ett progressivt skattesystem innebär att skattens andel av inkomsten stiger med inkomsten. Vårt skattesystem innehåller (för en given individ) två olika marginalskattesatserz. Detta innebär att budgetlinjen innehåller en knäck vid någon inkomstnivå (för närvarande ungefär 220 000 kronor). I figur 2.2 illustreras skattesystemet. För en individ med en given lön är marginalskattesatsen större ovanför ett arbetsutbud lika med hk och lägre därunder. Det har nu betydelse var i skattesystemet marginalskattesatsen ändras. Antag att vi från utgångsläget (som ges

av linjen o — a —b) höjer den högre marginal skatten och håller allt annat oförändrat. Detta innebär att budgetlinjen ändras till o — a — 6. För personer med den lägre marginalskatten påverkas inte budget- restriktionen och därför inte heller arbetskraftsutbudet. De som initiellt möter den höga marginalskatten påverkas dock och detta är liktydigt med en sänkning av den marginella lönen. Personer med

I själva verket påverkas marginallöner också av andra faktorer som ej direkt har med skattesystemet att göra. t ex inkomstberoende bidrag. Detta innebär att många individer möter en budgetrestriktion med fler än två olika marginalskattesatser. Skatteskalan innehåller också ett segment där inkomstskatt ej betalas (det 5 k grundavdraget). För enkelhets skull bortser jag från dessa möjligheter. Se Aronsson & Walker (1995) för en diskussion av budgetrestriktionens utseende för några typindivider .

arbetsutbud lika med knäckpunkten eller strax ovanför densamma påverkas mindre av förändringar på det högre skattesegmentet. Perso— ner som initiellt har ett arbetsutbud lika med knäckpunkten kan påverkas endast om skatten på det högre segmentet sjunker.3 Ett annat experiment är att höja marginalskatten på det lägre segmentet vilket ändrar budgetrestriktionen till 0 — d — e . För personer med den lägre marginalskattesatsen är effekten liktydig med en sänkning av den marginella lönen. För personer med den högre skattesatsen kommer förändringen nu att framstå som ett parallellskift nedåt i budget- restriktionen, vilket endast genererar en inkomsteffekt p g a att genomsnittsinkomsten fallit.

hk Figur 2.2 Inkomstskattesystemet

Föregående avsnitt har gett oss värdefull information om vi önskar studera arbetsutbudsproblemet empiriskt. Av modellen kan urskiljas

3 För personer som bjuder ut arbete lika med knäckpunkten kan inte substitutions— och lnkomsteffekter härledas. Generellt påverkar inte marginella förändringar i skattesystemet dessa individers beteende. För att avgöra om en diskret förändring i skattesystemet påverkar deras arbetsutbud måste dessa individers nyttofunktioner utvärderas på de olika segmenten.

två typer av faktorer som påverkar arbetsutbudet. Dels sådana som påverkar individens budgetrestriktion, och dels sådana som påverkar individernas preferenser för fritid och konsumtion. En huvuduppgift inom ramen för denna modell är att i empirisk analys separera ut de två olika typerna av faktorernas påverkan på arbetsutbudsbeteendet. Om vi känner preferenserna kan vi med relativt enkla medel studera förändringar i budgetrestriktionen, t ex icke-marginella skatte- förändringar. Modellen har varit den dominerande teoretiska struktu- ren inom den svenska empiriska forskningen om arbetsutbudets bestämningsfaktorer. Den enkla modell som diskuterats ovan kan emellertid inte fånga alla relevanta aspekter som påverkar en persons arbetsutbud. Flera sådana utvidgningar av den grundläggande struktu- ren kan skönjas, t ex studier innefattande flerpersonshushåll och arbetsutbudsbegränsningar. Jag skall i det följande diskutera resultat från den svenska forskningen inom området.4

Det finns ett stort antal empiriska studier om arbetsutbudets bestämningsfaktorer i Sverige. I det följande skall jag redovisa resul- taten från elva olika arbetsutbudsstudier som alla utnyttjar tvärsnitts- data över individer.5 Det urval som gjorts är inte fullständigt, men torde tämligen väl representera den svenska litteraturen på området. I dessa studier finns löne- och inkomstelasticitetedS angivna för sammanlagt 38 olika arbetsutbudsekvationer, 24 stycken för män och 14 stycken för kvinnor. Fördelningen av utbudsekvationer mellan män och kvinnor representerar också rätt väl litteraturen. Mäns arbetsutbud anses enklare att studera framför allt på grund av att fler män deltar i arbetskraften vilket underlättar den statistiska analysen. Figur 2.3 och 2.4 redovisar löne- och inkomstelasticiteter för dessa studier.

4 Internationella översikter om arbetsutbudets bestämningsfaktorer finns i bl a Killingsworth (1983), Killingsworth & Heckman (1986) och Pencavel (1986). Andra svenska översikter är Aronsson & Walker (1995) och Löfgren (1989). Dessa studier är Aaberge m fl (1989). Ackum-Agell & Apel (1993), Andersson (1989), Aronsson & Karlsson (1995), Aronsson & Palme (1995), Aronsson & Wikström (1994), Blomquist (1983), Blomquist & Hansson-Brusewitz (1990). Flood & MaCurdy (1992), Jacobsson (1982) samt Sacklén (1995).

Löneelasticiteten (inkomstelasticiteten) anger den procentuella förändring i arbetsutbudet som följer av en procents ökning i lönen (inkomsten).

Löneelasticitet

Figur 2.3 LöneelaSticiteter.

t.. to f: o "5 (I) .2 9 & : ...

Figur 2.4 Inkomstelasticiteter.

Det bör observeras att den resultatredovisning som görs i detta avsnitt inte tar hänsyn till hur precist skattade de olika elasticiteterna är, utan

endast medelvärden redovisas.7 Ett genomgående tema för de empi- riska resultaten är att män tenderar att reagera tämligen måttligt på förändringar i reallönen (Fig. 3). Löneelasticiteten är i allmänhet positiv och spridningen mellan studierna är tämligen liten. Median- elasticiteten i urvalet är ungefär 0.08. För kvinnor är löne— elasticiteterna i många fall större och spridningen mellan studierna är också betydligt större. Medianelasticiteten är ungefär 0.3. lnkomsteffekterna (Figur 2.4) är nära noll, oftast skattade med nega- tivt tecken, d v s fritid är en normal vara, men det finns även fall där inkomsteffekten har positivt tecken. Även här finns det skillnader vad avser spridningen i punktelasticiteter mellan könen. Medianen av inkomstelasticiteter är dessutom lägre för kvinnor (-0.06) än för män (-0.02). Skillnaderna mellan män och kvinnor är också något som karaktäriserar studier utförda i andra länder.

När det gäller skatters effekter på arbetsutbudet brukar intresset framför allt riktas mot de kompenserade löneeffekterna. Skatte- reformer tenderar att vara finansierade, vilket innebär att man på något lämpligt sätt bör fördela tillbaka den indragna skatten, och detta illustreras bättre (men inte på ett perfekt sätt) av den kompenserade löneelasticiteten. Dessutom fungerar den kompenserade elasticiteten som en indikation på den teoretiska modellens giltighet. Teorin pre- dikterar att substitutionseffekten skall vara positiv. Substi- tutionseffekten är positiv endast om den kompenserade löne- elasticiteten är positiv. Av studierna som innefattas här rapporteras kompenserade elasticiteter i 26 ekvationer varav 10 är estimat från kvinnors utbudsfunktioner (se Figur 2.5). Endast i ett fall är den kom- penserade löneelasticiteten negativ.

Av olika skäl har det inte varit möjligt att räkna ut konfidensintervall för punktelasticiteterna i samtliga studier. Detta gäller särskilt studier där den skattade utbudsfunktionen är en icke-linjär funktion av lönen och där elasticiteterna beror på andra variabler och parametrar än egenlöne- och egeninkomst-parametrarna.

Kompenserad elasticitet

_05 _|__-. _-____1_____ M K Kön Figur 2.5 Kompenserade löneelasticiteter.

Varför skiljer sig parameter och elasticitetsskattningarna åt mellan de olika studierna? Det finns flera tänkbara förklaringar. Låt mig här försöka analysera några av dem. För det första finns det skillnader mellan studierna vad avser datamängd och sampelurval. Merparten av de studier som ingår i genomgången utnyttjar data från levnads-

nivåundersökningarna (LNU). Ett par studier utnyttjar data från det 5 k HUS-projektet och ytterligare ett par studier använder data från hushållsinkomstundersökningen (HlNK). Flertalet studier gör dess- utom ett urval där endast personer i åldern 25-55 år ingår. Den huvud- sakliga anledningen till detta är att det, beroende på utbildnings- och pensioneringsbeslut, finns goda skäl att tro att personer som befinner sig nära tidpunkten för in- och utträde på arbetsmarknaden reagerar annorlunda på löne- och inkomstförändringar jämfört med andra grupper.

En ytterligare skillnad mellan studierna är vilken information om budgetrestriktionen som utnyttjas i estimationsproceduren. Det finns skillnader både vad gäller information om skattesystemet och inkomstberoende transfereringar. Dessutom finns det skillnader i den metod som utnyttjas för att estimera utbudsfunktionen. Olika metoder utnyttjar olika information om budgetrestriktionen. Ett tidigt angreppssätt när det gäller att estimera utbudsfunktioner var att utnyttja information som endast härrör från det skattesegment där individen observeras. Denna s k ”lineariseringsmetod” ger emellertid upphov till problem på grund av att timlöne- och inkomstvariablerna är s k endogena om individens budgetrestriktion är icke-linjär på

grund av skattesystemet. I stället används metoder för att korrigera för de förväntningsfelaktiga skattningar som lineariseringsmetoden ursprungligen ger upphov till. En annan metod är den s k Hausman- metoden som istället utnyttjar hela budgetrestriktionen i estimations- proceduren, och därför kan anses ta hänsyn till endogenitets- problemet.8 En enkel uppdelning av studierna med avseende på metod är dels studier som utnyttjar Hausman-metoden och sådana som ej gör det. Studierna skiljer sig också åt vad beträffar den matematiska form som utbudsfunktionerna har. Drygt hälften av ekvationerna är skat- tade som enkla linjära (eller loglinjära) utbudsfunktioner. Några stu- dier utnyttjar ickelinjära utbudsfunktioner där inflytandet av lönen på arbetsutbudet kan ha regioner med såväl positivt som negativt tecken.

Vissa studier har haft det ambitiösa syftet att simultant studera mäns och kvinnors arbetsutbud i s k hushålls- eller familjemodeller. Här tillåts för ytterligare effekter jämfört med de studier som endast studerar den ena parten. Korseffekter mellan makars arbetsutbud kan som exempel studeras mer ingående i hushållsmodeller. Slutligen, mäns arbetsutbud är starkt koncentrerat till ett timintervall kring 1800-2100 timmar per år. Den enkla modell som presenterats ovan kan inte utan vidare förklara denna ”spik” i observerat arbetsutbud. Vissa studier försöker därför ta hänsyn till att arbetsutbudet är be- gränsat av yttre omständigheter och studerar därför beteendet under förutsättningen personen inte nödvändigtvis tillåts arbeta önskad tid, 5 k kvantitetsrestriktioner.

I denna genomgång har jag identifierat sex olika faktorer som eventuellt kan förklara skillnader mellan studierna. I syfte att studera de olika faktorernas inverkan på punktelasticiteterna har sex olika dummyvariabler konstruerats. ”LNU” är en dummy för studier som utnyttjat levnadsnivåundersökningen och variabeln ”25-55 år” är en dummy för studier som endast valt ut denna grupp. Ett försök att kontrollera för inflytandet av olika metoder har gjorts genom att konstruera dummyvariabeln ”Metod” som antar värdet 1 för studier som ej utnyttjar Hausman-metoden. Ytterligare dummyvariabler är ”Simultan” för de ekvationer som samtidigt skattar mäns och kvin- nors arbetsutbud, ”Icke-linjär” för ekvationer som ej är linjära i lönen

Det finns ytterligare invändningar som kan anföras mot båda dessa metoder. Se diskussioner i MaCurdy m fl. (1990) och Blomquist (1995). Se också Blomquist (1996) som jämför olika metoders egenskaper när det gäller väntevärdesriktighet i små urval.

och/eller inkomsten, samt en dummy som kontrollerar för kvantitets- restriktioner. 1 regressionerna (se Tabell 2.1) har en generell specifi- kation först utnyttjats. Variabler med t-värden mindre än 1 har sedan eliminerats successivt.

Tabell 2.1 Elasticitetsekvationer.

Variabel Män Kvinnor Lön inkomst Komp. Lön lnkomsl Komp Konstant 0.25 -0.29 0.59 0.32 -0.21 0.34 (3.8) (-7.6) (6.7) (2.2) (-6.9) (4.1) LNU 0.05 0.07 - 1.35 0.10 0.96 (1.0) (1.5) (4.4) (1.8) (6.1) 25-55 är -0.21 0.18 -0.50 -0.84 -0.08 -0.53 (-3.1) (3.5) (-5.2) (-2.8) (-l.4) (-3.2) Metod -0.05 - - -O.15 0.12 -0. 15 (4.1) (4.1) (4.1) (-1.6) Simultan -0.07 - -0.23 -0. 19 0.05 - (4.1) (-2.1) (4.1) (1.5) Kvantitetsrestriktioner - - - 0.28 - - (1.1) Icke-linjär - 0.06 - -0.18 0.04 - (1.5) (-l.1) (1.4) R2 0.40 0.66 0.72 0.83 0.75 0.91 F-test 3.11 13.20 16.67 5.56 4.70 20.24 . Antal observationer 24 24 16 14 14 10 * anm: t-värden angivna inom parentes.

Sampelurvalet har genomgående ett visst inflytande på punktelasticiteterna. Löneelasticiterna och de kompenserade löne- elasticiteterna är lägre i studier med begränsat urval, medan inkomstelasticiteterna är högre för män då urvalet är begränsat. En faktor som förefaller bidra till att förklara skillnader bland studier av kvinnors arbetsutbud är data. Studier som utnyttjar LNU-data ger högre löneelasticiteter. [ viss mån påverkas också inkomstelasticiteter. Det är värt att notera att metodvalet inte genom- gående har effekter på punktelasticiteter. Hausman-metoden ger lägre inkomstelasticiteter i skattningar av kvinnors arbetsutbud. 1 övrigt finns inga signifikanta effekter.

Övriga faktorer förefaller inte ha några effekter på punktelasticiteterna. 1 simultana modeller är korseffekterna i de flesta fall insignifikant skattade, så en tolkning är att dessa effekter är noll. Det bör emellertid observeras att Aronsson (1994) vid ett test av s k svag separabilitet i kvinnans utbudsfunktion finner att mannens arbetstid signifikant bidrar till att förklara kvinnans arbetsutbud, d v s svag separabilitet kan förkastas. Korseffekter kan därför vara viktiga.

l _l l

Om jag kontrollerar för studier som försöker ta hänsyn till att arbets- utbudet är begränsat av yttre omständigheter, finner jag inga skillna- der med övriga studier. Inte heller ijämförelser gjorda inom dessa studier verkar det föreligga stora skillnader mellan skattningar som tar hänsyn till kvantitetsrestriktioner och sådana som ej gör det.9 Slut- satsen av genomgången är att skillnader mellan studierna till en inte obetydlig del låter sig fångas med många av de enkla karaktäristika som använts här. Mellan 30 och 90 procent av skillnaderna förklaras i de olika ekvationerna. Data och sampelurval är de viktigaste förklaringsfaktorerna. Dessutom förefaller metodvalet ha en viss betydelse. Skillnaderna mellan de skattade elasticiteterna blir därför mindre när hänsyn tas till skillnader i hur studierna genomförts.

De kompenserade löneelasticiteterna är i allmänhet skattade med positivt tecken. Detta innebär att förändringar i skattesystemet har konsekvenser för arbetsutbudsbeteendet även om dessa effekter troli- gen är små. En annan effekt av förändringar i skattesystemet är konsekvenser för välfärden. Alla skatter som inte är s k klumpsum- meskatter har snedvridande effekter på arbetsutbudsbeteendet och orsakar välfärdsförluster. Dessa välfärdsförluster. den s k överskotts- bördan, är relaterade till storleken på de kompenserade löne- effekterna.10 I vissa studier görs försök att uppskatta snedvridnings- effekterna. Blomquist diskuterar i sin tidiga studie från 1983 snedvridningseffekter av inkomstskattesystemet. Han finner att över- skottsbördan är ungefär 14% av skatteintäkterna för män med genom- snittliga löner. Aronsson & Palme (1995) beräknar utifrån 1991 års skatte- och transfereringssystem, där hänsyn också tas till mervärdes- skatten, att överskottsbördan kan vara så stor som 30 procent av skatteintäkterna. För tidigare års skattesystem som innehåller fler marginalskatteklasser och marginalskattesatser beräknas överskotts— bördan vara än större. Man bör emellertid observera att dessa simule- ringar är hypotetiska och innebär mycket stora förändringar i skatte- systemet. Med utgångspunkt i dessa beräkningar kan vi också säga

9 Se exempelvis Aronsson & Karlsson (1995) och Sacklén (1995). I dessa studier beror slutsatserna rimligen på att det är relativt få individer som anser sig vilja arbeta mer eller mindre än sin rapporterade arbetstid. 10 Se Löfgren (1989) för en pedagogisk genomgång av snedvridningseffekter i inkomstskattesystemet.

något om hur överskottsbördan förändras om vi med utgångspunkt från gällande skattesystem ändrar marginalbeskattning i mindre omfattning. Om vi utgår från Blomquists beräkningar som baseras på skattesystemet 1980, innebär en ökning i marginalbeskattningen som leder till en statlig inkomstökning med (säg) 1 procent till en ökning i överskottsbördan som är minst 0.14 procent och antagligen betydligt större. Anledningen till detta är att den marginella överskottsbördans storlek växer med skatternas storlek.

De simuleringar av överskottsbördan som diskuterats ovan tar endast hänsyn till förändrat arbetsutbudsbeteende som följer av en skatteändring. Arbetsutbudet (åtminstone vad gäller män) förefaller ändras tämligen lite av måttliga ändringar i inkomstskatterna. Vid sidan av arbetsutbudet finns det andra möjligheter till ändrat bete- ende som svar på ändrade marginalskatter, t ex förändrade löne- betalningsformer (fringe benefits) och ändrad arbetsintensitet. Särskilt inkomsttagare i högre inkomstklasser och egenföretagare har relativt stor diskretion när det gäller sådana beteenderesponser. En annat exempel är hur stor arbetsinsats man skall lägga på att försöka få igenom avdrag i självdeklarationen. Vid höga marginalskatter är extra avdrag värda relativt sett mycket, så ansträngningen torde vara större i ett högskattesystem. Om denna typ av effekter är icke-negligerbara, är det svårt att utifrån arbetsutbudsmodeller beräkna förändringar i överskottsbörda och skatteintäkter som följd av ändrade inkomst- skatter. En nyligen genomförd amerikansk studie (Feldstein (l995)) undersöker i stället effekterna av ändrade marginalskatter på den beskattningsbara inkomsten. Den beskattningsbara inkomsten före- faller vara mycket mer känslig för ändringar i marginalskatter än de resultat som existerar vad gäller arbetsutbudet. En tolkning av detta är just att individer ändrar sitt beteende också i andra dimensioner än arbetsutbudsdimensionen som svar på förändrade marginalskatter.

3 Lönebildning och beskattning

som bygger på förhandlingar mellan fackföreningar och arbetsgivare (s k förhandlingsmodeller). Jag skall i det följande huvudsakligen diskutera ett specialfall av förhandlingsmodeller, nämligen det fall då arbetstagarorganisationen ensidigt bestämmer lönerna och företagen ensidigt bestämmer sysselsättningen. Detta görs för att förenkla framställningen. En mer generell modell låter också företagen ha ett visst inflytande över lönebildningen.11 De principiella resultaten påverkas emellertid inte av detta förenklande antagande. Som vi kommer att se är kvalitativt stringenta resultat svåra eller omöjliga att härleda även under förutsättningen att fackföreningar har monopol på arbetsmarknaden. Det är således mycket svårt att teoretiskt uttala sig om effekterna av beskattning på Iönebildningen. Slutsatsen är därför att skatters effekter i detta avseende är en empirisk frågeställning. Efter en inledande genomgång av teoretiska överväganden kommer jag att övergå till att diskutera empiriska resultat vad avser skatters effekter på löner, sysselsättning och i förekommande fall även arbets- löshet.

l Utgångspunkten i detta avsnitt är en modell över lönebildningen l 1

En standardmodell över Iönebildningen är den s k monopol- fackföreningsmodellen. I denna modell antas att fackföreningar har monopol vad avser lönesättningsbeslut, medan arbetsgivare till en given lön beslutar om hur mycket arbetskraft som skall anställas. Tolkningen av modellen är att löneförhandlingar antas försiggå på lokal (företags-) nivå, men kan utan större förändringar också tolkas

1 . . . . .

1 1 en rapport till den Norska skatteväxlingsutredningen diskuterar Mikael Hoel effekter på lönebiId-ningen med utgångspunkt från en modell där även företag har inflytande i lönesättningen. Se Hoel (1995).

som förhandlingar på sektornivå.12 När beskattning diskuteras i fack- föreningsmodeller särskiljs vanligen på tre olika typer av beskattning: arbetsgivaravgifter, mervärdesskatt och inkomstskattesats. Fort— sättningsvis benämns skattesatser för dessa former av beskattning s , m och t . Inledningsvis antas att inkomstskattesystemet är propor— tionellt, men senare kommer också progressiv inkomstbeskattning att beröras. Fackföreningen löser ett beslutsproblem där målfunktionen potentiellt innehåller flera argument. Jag skall här koncentrera mig på tre argument som är viktiga för teorins prediktioner. Fackföreningen är för det första intresserad av inkomstnivån. Under beskattning är varje fackförenings intresse relaterat till den reala konsumtionslönen efter skatt vilken ges av WL, =(1—t)w/p, där w är lön eller inkomst och p är prisnivån. Det andra argumentet i fackföreningens målfunktion är sysselsättningen, vilken benämns ]. Det tredje argumentet, slutligen, är den s k reservationsnyttan och betecknas R. Reservationsnyttan kan ha flera olika tolkningar. Här skall jag tolka den som en alternativ ersättning i de fall en fackföreningsmedlem ej erhåller sysselsättning i företaget. Vidare antar jag att det relevanta jämförelsealternativet är arbetslöshet, så att R är

.. .. . 13 arbetsloshetsersattning. Vinstmaximerande företag producerar en vara och efterfrågar

arbetskraft enligt en relation l= l(w,,,z) , där w,, = w(l + s)/p,, är den reala produktlönen, d v s arbetsgivarens arbetskraftskostnad per arbetare, p,] är producentens outputpris, och z är en vektor av efterfrågepåverkande variabler. ] envarufallet är skillnaden mellan producentens outputpris och prisnivån momsbetalningen och relatio- nen mellan de förstnämnda är p: (I+ m)pl,. Det är bekvämt att uttrycka konsumtionslönen i termer av produktlönen. Det är den senare som har betydelse för sysselsättningsnivån och därmed arbets— lösheten (eftersom arbetskraftsefterfrågan beror av produktlönen och ej konsumtionslönen). Konsumtionslönen kan skrivas

w,. = w,,(l —9), där 9 är den totala skattekilen mellan produktlön

2 Modellen kan tolkas som partiell jämvikt på arbetsmarknaden och under särskilda symmetriantaganden (mellan företag eller sektorer) också som en allmän jämviktsmodell av arbetsmarknaden.

13 Det underliggande antagandet som motiverar valet av arbetslöshetsersättning för att representera reservationsnyttan är att arbetskraften är orörlig mellan företagen/sektorerna under avtalsperioden. En annan möjlig definition av reservationsnyttan fås genom att låta arbetskraften kostnadsfritt röra sig mellan sektorerna under perioden.

och konsumtionslön. Den totala skattekilen ges av 9 =l—[(1—t)/(l+s)(l+m) .

Om Vi nu låter fackföreningens målfunktion ges av u=u(wp(1—9),l(wp,z),R och maximerar denna med avseende

på produktlönen14 erhålls ett första ordningens villkor för löne- sättning med principiellt utseende w,, = wp(l,9,R). Denna relation (den s k lönesättningsrelationen) anger hur den ur fackföreningens synvinkel optimala lönen varierar över olika efterfrågesituationer, skatter och arbetsIöshetsersättning. Marknadsjämvikten kan illustreras i en enkel figur.

i W 0 wp=wp(0_l,R) Xl=l(wp,z) ) 1 Figur 3.1 Bestämningsfaktorer för lön och sysselsättning

] Figur 3.1 har lönesättningsrelationen ritats som en växande funktion av sysselsättningen. Lutningen på denna beror i allmänhet på egen- skaper såväl i fackföreningens målfunktion som företagens produktionsteknologi. Företagens efterfrågekurva, l= l(wp,z) , är en negativ funktion av produktlönen. Detta följer från antagandet om vinstmaximering. Skatters effekter på reallön och sysselsättning illustreras i figuren av ändringar i den totala skattekilen 9 , vilken påverkar lönesättningsrelationen. Skattekilen påverkar emellertid inte efterfrågekurvans läge eftersom denna inte direkt beror på skattekilen, utan endast indirekt via ändringar i produktlönen. Den intressanta-

14 Det kan förefalla förvånande att fackföreningen väljer produktlönen i stället för konsumtionslönen. I denna modell är utfallet emellertid detsamma oberoende av vilken lön vi låter fackföreningen välja.

frågeställningen är på vilka sätt lönesättningsrelationen förändras som följd av ändrade skatter. Svaret på denna fråga är generellt obestämt. För att konstatera detta kan vi anta följande enkla målfunktion för

lp fackföreningen, u=KwP(l—6)—R)p+a(l(wp,z))p] . Denna

s.k. CES-nyttofunktion är tämligen generell och innehåller flera j intressanta fall. När det gäller skatters effekter på lön och sys- selsättning visar det sig dessutom vara viktigt hur arbetslöshetsersättningen bestäms. Jag skall här skilja mellan två olika fall. I det första fallet antarjag att arbetslöshetsersättningen efter skatt är indexerad15 till den reala konsumtionslönen, speciellt R = Äw/,(1—9), där ?» anger ersättningskvoten och X e[0,1). Under detta antagande om arbetslöshetsersättningen påverkar skatter lönesättningsrelationen endast genom att vrida denna runt origo. Tre principiellt viktiga fall kan urskiljas.

1. p —>0. Ändringar i skattekilen har inga effekter på den reala produktlönen och sysselsättningen. ,

2. —00 ( p (0. En ökning i skattekilen vrider lönesättnings- sambandet moturs,

3. vilket tenderar att höja den reala produktlönen och minska sysselsättningen.

4. l>p>0. En ökning i skattekilen vrider lönesättnings—

sambandet medurs, vilket sänker den reala produktlönen och höjer sysselsättningen.

Parametern p relaterar till fackföreningens vilja att substituera löne- ökningar mot sysselsättningsökningar vid bibehållen nytta. Ju lägre p desto mindre benägen är fackföreningen att vilja substituera lön ! mot sysselsättning. Specialfallet när p närmar sig noll är intressant. Detta resulterar i en klass modeller där fackföreningens målfunktion är s k isoelastisk. Under detta antagande har ändringar i skattekilen inga effekter på produktlön och sysselsättning. Detta innebär att skattehöjningar helt och hållet övervältras tillbaka på arbetstagarna, så att konsumtionslönen sjunker motsvarande hela skattebeloppet.

15 ArbetsIöshetsersättningen kan indexeras på en rad olika sätt. Bovenberg & van der Ploeg (1994a) undersöker några olika fall när fackföreningens målfunktion är s k isoelastisk.

Detta fall är också intressant såtillvida att populära specifikationer av fackföreningars målfunktioner tillhör modellklassen.16 Det andra fallet (p ( 0) innebär att skattehöjningar höjer den reala produkt- lönen och minskar sysselsättningen. I detta fall kommer arbetsgivaren att stå en del av bördan för en ökning av skatten. Skattebördan skiftas således inte helt och hållet tillbaka på löntagarna. Det tredje fallet, slutligen, innebär att lönen sjunker som följd av ökad beskattning. Detta leder till det intressanta resultatet att arbetstagarna bär mer än 7

hela bördan för skatteökningen, d v 5 vi har mer än etthundra procents övervältring bakåt på löntagarna. Observera att denna övervältring är önskvärd ur fackföreningens synvinkel.17

Låt mig nu också beröra ett fall där arbetslöshetsersättningen ej är indexerad, t ex R = b / p, där b är den nominella inkomsten i arbets- löshetstillståndet. Detta fall är mer komplicerat och skatter kan nu, förutom att vrida lönesättningsrelationen, också skifta densamma. Dessutom har skatter inte symmetriska effekter såtillvida att det inte är den totala skattekilen som har betydelse för reallön, sysselsättning och därmed övervältring framåt på arbetsgivarna. Inkomstskatters effekter beror bl a på hur arbetslöshetsersättningen behandlas i beskattningshänseende.18 Om vi antar att arbetslöshetsersättningen beskattas med samma skattesats som inkomsten är detta fall analogt 1 med den tidigare diskussionen. Om ersättningen i stället beskattas med en lägre skattesats (vilket förefaller rimligt) kommer löne- sättningsrelationen förutom att vridas nu också att skifta uppåt till följd av en allmän enhetlig höjning av inkomstskattesatserna. Det finns således en tendens till en högre grad av övervältring framåt på arbetsgivarna när arbetslöshetsersättningen beskattas med en lägre skattesats än inkomst. Arbetsgivaravgifter har en annan effekt i detta

16 Till dessa hör de klassiska specifikationerna när fackföreningen antas maximera lönesumman för sina anställda eller den förväntade nyttan för de anställda.

17 Även här kan beskattningens effekter dekomponeras i en inkomst- och en substitutionseffekt. Den senare innebär att ökad beskattning sänker bruttolönen och höjer sysselsättningen. Inkomsteffekten leder under normala omständigheter till en högre bruttolön och en lägre sysselsättning. Med den CES-nyttofunktion som används här innebär fallet där p>0 att substitutionseffekten dominerar inkomst-effekten, medan p—)O illustrerar ett fall där inkomst- och substitutionseffekterna är lika stora så att den samlade effekten är noll. Se också avsnittet om progressiva skatter (nedan).

18 En annan faktor som har betydelse är att marginalnyttan av monetär ersättning kan skilja sig åt mellan olika arbetsmarknadstillstånd.

fall. Här förekommer alltid ett uppåtskift i lönesättningsrelationen till följd av en skattehöjning. Detta bidrar till att höja den reala produkt- lönen och sänka sysselsättningen. Den totala effekten är emellertid fortfarande obestämd, eftersom lönesättningsrelationen också vrids på det sätt som diskuterats tidigare. Skillnaden jämfört med fallet med indexering beror på att ändringar i arbetsgivaravgiften inte auto- matiskt påverkar arbetslöshetsersättningen eftersom den senare är fixerad till ett givet realt värde. Effekten av ändringar i momssatsen (m), slutligen, skiljer sig inte från effekten under indexering av arbetslöshetsersättningen.

Skattebördans fördelning beror på ytterligare parametrar. En viktig faktor är lutningen på företagens efterfrågekurvor. Ju större negativ lutning (ju flackare efterfrågekurva) desto större effekt har skatter på sysselsättningen och desto mindre framåtskift på företagen. För en finansminister är det således till fördel ur beskattningshänseende om efterfrågekurvan efter arbete har en liten negativ lutning.

Resonemanget i föregående avsnitt utmynnade i prediktionen att änd- ringar i skattekilen a priori kan ha vilka kvalitativa effekter som helst på reallönen. ] den modell som studerats är det parametern p som har kvalitativ betydelse för effekterna på reallön, sysselsättning och över- vältring. Det finns ingen direkt empirisk information om fackföre- ningars målfunktioner och en plausibel hållning är därför att skatters verkningar på arbetsmarknaden är en öppen fråga. Låt mig nu övergå till att diskutera de empiriska resultat som framkommit vid estima— tion av reallöneekvationer. Det finns ett antal studier som med hjälp av tidsseriedata försökt undersöka effekterna av skatter i Sverige. De flesta av dessa studier utnyttjar aggregerade data från näringslivet eller data från någon specifik sektor av näringslivet. Resultat från svenska studier skiljer sig inte åt vad gäller de kvalitativa effekterna av skatter, medan det finns en viss variation när det gäller de kvanti- tativa effekterna. De flesta svenska studier gör ingen åtskillnad mellan olika skatter, utan diskuterar effekter av den totala skattekilen (9 ). Sådana studier (Calmfors och Forslund (1990), Holmlund (1983, 1989), Karlsson & Löfgren (1990), Löfgren & Wikström (1991), Normann (1983) och Pencavel & Holmlund (1988)) ger vid handen att företagen bär ungefär halva Skattebördan. 1 ett par fall erhålls till och med resultatet att en än större del av Skattebördan bärs av före— tagen. Dessa studier indikerar således att skatter har en positiv effekt

på den reala produktlönen. Med utgångspunkt från den teoretiska modellen förmodas skatter därför också ha en negativ effekt på sysselsättningen.

Holmlund (1990) finner att skattekilen ej har något inflytande på den reala produktlönen på lång sikt, däremot finns vissa temporära effekter. Holmlunds studie ger upphov till en intressant frågeställning. Har skatter varaktiga effekter på reallönen eller är de effekter som uppmätts temporära? 19 Ett problem med de studier som genomförts är att de är baserade på data med relativt få datapunkter och över korta tidsperioder. Med få datapunkter kan det vara svårt att skilja mellan varaktiga och temporära effekter. Detta gäller särskilt om de dynamiska anpassningsprocesserna är långlivade. Vissa av de studier som nämnts ovan gör heller inget ambitiöst försök att skilja mellan temporära och varaktiga effekter av skatter vilket innebär att tolk- ningen av resultaten är något oklar. Det är svårt eller omöjligt att ge något definitivt svar på frågan om skatter har varaktiga effekter eller ej, men det ger oss anledning att tolka resultaten om övervältring med försiktighet. Att skatter har effekter som klingar av långsamt har visat sig vara viktigt i andra studier. Vid en jämförelse mellan OECD- länder rapporterade OECD (1990) att halva initialeffekten av en höjning i skattekilen kvarstod efter fem år.

Om skatter påverkar produktlönen positivt på lång sikt bör de också ha mätbara effekter på sysselsättningen. Den avgörande faktorn när det gäller storleken på sysselsättningseffekterna är hur efterfråge- kurvan efter arbetskraft lutar. Om arbetskraftsefterfrågan är oelastisk, d v s om en ökning av produktlönen med en procent för med sig en efterfrågeminskning med mindre än en procent, är sysselsättnings- effekterna av skattehöjningar små jämfört med löneeffekterna. I Sverige ger skattningar av efterfrågesamband resultatet att efterfrågan på arbete är oelastisk (se t ex Aronsson & Wikström (1993), Forslund (1989), Holmlund (1989), Pencavel & Holmlund (1988), Wikström (1991)). Elasticitetsskattningarna varierar relativt kraftigt både inom och mellan studier bland annat beroende på vilken sektor och aggregeringsnivå studierna avser och hur dynamiken specificeras i modellerna. I allmänhet erhålls elasticiteter som varierar mellan -0.2 och -0.7, dvs en ökning i produktlönen med en procent ger upphov till

1

9 Varaktiga effekter av skatter innebär att en högre skattesats permanent ökar eller minskar reallönen, d v s om vi idag höjer (säg) arbetsgivar- avgiften och låter denna höjning kvarstå kommer reallönen att öka (eller minska) i alla framtida perioder. En temporär effekt innebär att en högre skattesats påverkar reallönen under en begränsad tid varefter reallönen återgår till sitt ursprungliga värde.

en efterfrågeminskning om mellan 0.2 och 0.7 procent. Detta talar för att arbetskraftsefterfrågan är oelastisk och att sysselsättnings- effekterna är ganska små. Observera att det även här finns anledning att vara försiktig när det gäller tolkningar av de kvantitativa resulta—

ten.20

Sysselsättningseffekter av skatter kan också studeras direkt, t ex genom estimation av s k reducerade former.21 Här finns emellertid få studier genomförda. Pencavel & Holmlund (1988) studerar löner, sysselsättning och arbetstimmar i tillverknings- och gruvindustrin. De finner att en ökning i arbetsgivaravgifterna med en procent leder till en minskning av sysselsättningen med en halv procent. Wikström (1991) finner att en ökning i skattekilen förvisso sänker syssel— sättningen i byggnadsindustrin, men skattningen är inte statistiskt säkerställd och det är därför också möjligt att tolka effekten på syssel- sättningen som obefintlig på lång sikt. En annorlunda ansats används av Bohm & Lind (1991). De utnyttjar en naturligt experimentell ansats i syfte att utvärdera sysselsättningseffekter av sänkta arbets- givaravgifter i Norrbotten under perioden 1983-86. De kan inte säker- ställa några positiva sysselsättningseffekter, men pekar samtidigt på flera tolkningar som kan förklara resultaten. En sådan är att reduk- tionen i arbetsgivaravgifter har varit för liten för att några reella effekter skall ha uppstått. En annan är att företagen inte förväntat sig att förändringen skulle bestå under en längre tid. Sammantaget inne- bär dessa resultat att det inte genomgående finns stöd för hypotesen att skatter har en negativ effekt på sysselsättningen.

Forslund (1995) studerar arbetslöshetens bestämningsfaktorer på makronivå och finner inget signifikant inflytande från skattekilen. Detta förefaller också vara en mycket rimlig slutsats. Arbetslösheten låg under hela efterkrigstiden fram till 1991 på en tämligen konstant

20 Ett problem med studier på en hög aggregeringsnivå är att ingen skillnad görs mellan olika typer av arbetskraft. De lönemått som används är i allmänhet genomsnittliga löner för olika arbetstagarkategorier. medan sysselsättningen är aggregerad över arbetstagarkategorier. Efterfråge- elasticiteter kan därför vara en blandning mellan egenlöneelasticiteter och korslöneelasticiteter för olika arbetstagarkategorier.

21 Den reducerade formen är en relation för (säg) sysselsättningen där denna endast beror av variabler som är exogena. d v 3 variabler som ej bestäms i systemet. I modellen i detta avsnitt är den reducerade formen för sysselsättningen I = l(z,9,R) .

och låg nivå, samtidigt som skatternas nivåer stigit kraftigt under denna period. Eftersom arbetslösheten inte förefaller ha någon trend- komponent medan skatter har det, kan de senare endast ha haft betydelse för arbetslösheten på kort sikt.22

Det existerar inte någon konsensus beträffande graden av övervältring framåt av inkomst- och löneskatter. De empiriska resultaten är inte helt och hållet inbördes förenliga. Skatter förefaller ha en positiv effekt på reallöner, men det är osäkert om effekten är permanent. När det gäller skatter och sysselsättning skiljer sig (de få) studierna åt vad gäller de resultat som erhållits. En ytterligare komplikation när det gäller skatters effekter på löner och sysselsättning gäller hur arbets- tagarorganisationer reagerar på förändringar i skattesystemets progressivitet. Hersoug (1984), Lockwood & Manning (1993) m fl betonar vikten av att separera förändringar i genomsnittsskatter från förändringar i marginalskattesatser.

Låt oss utgå från en liknande teoriram som i föregående avsnitt. Figur 3.2 illustrerar fackföreningens optimala löne- och syssel- sättningsval när skattesystemet är progressivt. Här har jag valt att illustrera problemet med utgångspunkt från fackföreningens val- mängd, vilken begränsas av en nettoefterfrågekurva. Denna erhålls genom att från företagens bruttoefterfrågan som ges av linjen

[: l(Wp ,z) subtrahera skattebetalningen, och den anger lönen efter skatt, d v s konsumtionslönen (wc). En högre bruttolön ger upphov till en högre marginalskatt p g a skattesystemets progressivitet. I figuren illustreras detta med en bitvis linjär valmängd. l utgångsläget möter fackföreningen valmängden o — a . En högre marginalskatt på det andra segmentet ger upphov till en ny valmängd 0 -—b. Föränd- ringen har två effekter på lönesättningsbeteendet. För det första minskar fackföreningens avkastning av ytterligare löneförhöjningar i relation till en högre sysselsättning, vilket tenderar att sänka produkt-

2 En relaterad frågeställning om budgetbegränsningar (s k cash-limits) i den offentliga sektorn analy-seras av Holmlund (1995). Ett resultat från denna studie är att en ökad offentlig budget som finansieras via ökade arbetsgivaravgifter inte har några entydiga effekter på den totala arbetslösheten. Effekten beror i Holmlunds modell bland annat på relativlöneläget mellan offentligt och privat anställda.

lönen och ge en högre sysselsättning (A till B).23 Samtidigt innebär Skatteförändringen att fackföreningens valmängd blivit mindre (inkomsteffekten), vilket förmodligen tenderar att höja bruttolönen (B till C). Sammantaget går det därför inte att uttala sig om syssel- sättnings- och bruttolöneeffekter till följd av marginalskatte- förändringen.

Jämfört med den tidigare analysen består inkomstskattesystemet (lokalt) av två komponenter, där den ena är marginalskatten. Den andra komponenten är en s k virtuell inkomst (yo). En förändring i den virtuella inkomsten (yo) ger upphov till en inkomsteffekt. Den partiella jämviktseffekten av en högre virtuell inkomst (t ex ett högre grundavdrag) är normalt en lägre bruttolön och en högre syssel- sättning (C till B). I denna modell påverkas inte arbetsgivarens incitament av en ändring i inkomstbeskattningen. Eftersom beslutsproblemets lösning återfinns på efterfrågekurvan, samt det faktum att ändringar i inkomstskattesystemet inte påverkar bruttoefterfrågekurvans position, utgör företagen endast en löne- nedpressande faktor helt oberoende av inkomstskattesystemet.”

23 I figuren erhålls produktlöner (bruttolöner) genom avläsning av värden på bruttoefterfrågekurvan. Rörelser till vänster längs den horisontella axeln innebär alltid högre bruttolöner och vice versa. 24 lnkomstskatter kan naturligtvis påverka företags beteende andra skäl. Höga marginalskatter ger arbetsgivaren ett sämre instrument för att disciplinera arbetstagarna, eftersom de marginella Iöne-skillnaderna efter skatt blir små. Detta leder rimligen företag till att söka efter andra Iönebetalnings-former. Vanligtvis exemplifieras denna snedvridningseffekt av inkomstskattesystemet av ökad använd-ning av betalningar och förmåner vid sidan av lönen och särskilt sådana som ej är beskattningsbara eller där den marginella beskattningen är liten, t ex utnyttjande av vidareutbildning och konferenser.

Wp !(w,,z) ,' WC ; a i i b I | | I J *: yo | _ _ _ ___---__ 0 ] Figur3.2. Lön och sysselsättning under ett bitvis linjärt

skattesystem.

Ett resultat i detta sammanhang är att en liten höjning i marginal- skatten vid en given genomsnittsskatt tenderar att sänka fack- föreningarnas lönekrav och leder därför till en marginellt lägre brutto- lön och en något högre sysselsättning. En ökning i genomsnittsskatten vid en given marginalskatt ger inga klara prediktioner, men förmodas ge en lägre sysselsättning. Detta gäller under förutsättningen att sysselsättningen är en ”normal vara” i fackföreningens nyttofunktion. Empiriska studier med syfte att studera hur lönesättningen påverkas av parallellskift i företagens efterfrågan efter arbete ger i allmänhet resultatet att lönen beror (svagt) positivt på efterfrågeskift, vilket är en indikation på att sysselsättning är en ”normal” vara i fack- föreningens nyttofunktion. Denna tolkning är inte invändningsfri. Om vi rör oss utanför modellramen och antar att också företag har infly- tande över lönebildningen, kan samma empiriska observation erhållas även om sysselsättningen är en ”inferior vara” i fackföreningens nyttofunktion. Det är därför viktigt att nå kunskap om fackförening- arnas preferenser oberoende av förhandlingspositioner.

Av diskussionen ovan framgår att progressiva skatter ger vissa testimplikationer vad avser Iöne- och sysselsättningsbeteendet på arbetsmarknaden. Lockwood & Manning (1993) studerar effekterna av det brittiska inkomstskattesystemet på aggregerade tidsseriedata. De utnyttjar testimplikationen att (små) höjningar i marginalskatte-

satser vid givna genornsnittskatter bör tendera att sänka bruttolönerna, och de finner också ett visst stöd för hypotesen. Holmlund & Kolm (1995) utnyttjar samma testimplikation för att diskutera effekterna av skatteprogressivitet i Sverige. De utnyttjar data från HUS-materialet och finner likaledes ett visst stöd för hypotesen. 1 Man bör emellertid observera att denna metodologi inte kan använ- ! das i syfte att studera effekterna av skattereformer. Den huvudsakliga orsaken till detta är att skattereformer inte är marginella företeelser, utan i stället är diskreta förändringar i marginalskattesatser och skatteintervall. Aronsson m fl. (1995) utnyttjar en annorlunda metodologi som i princip kan användas i sådana syften. Utgångs- punkten i denna ansats är i stället att estimera en fackförenings- modells strukturparametrar då hänsyn tas bland annat till att fack- , föreningens valmängd är bitvis linjär till följd av skattesystemet. Om modellen uppfyller vissa villkor för nyttomaximering kan vilka refor- mer som helst studeras. Några sådana försök görs emellertid inte. I stället testas hypoteser liknande de som diskuterats tidigare. Marginalskatter har i denna studie avsevärt annorlunda effekter jämfört med genomsnittsskatter, effekten är starkare än i någon av de ovan nämnda studierna. Detta talar ytterligare för vikten av att : ingående studera olika komponenter i skattesystemet och dess j effekter på löner och sysselsättning. Även om mycket arbete återstår när det gäller att studera effekterna av progressiv inkomstbeskattning på lönebildningen, ger de tillgäng- liga resultaten en intressant aspekt på optimal beskattning. Höga marginalskatter som kan ge upphov till snedvridningseffekter av andra skäl (exempelvis i arbetsutbudsdimensionen) minskar under förutsättningarna ovan snedvridningseffekter till följd av kartell- ?

bildning på arbetsmarknaden.25

En miljöskatteväxling innebär att skatter på miljöfarliga varor höjs och andra skatter sänks. Även om vi betraktar miljöskatter i isolation, kan dessa ha återverkningar på arbetsmarknaden. Ett intressant studie- område är därför hur arbetsmarknaden påverkas av förändrad beskatt- ning av andra insatsfaktorer än arbetskraft. Det kanske bästa exemplet

5 Holmlund & Kolm (1995) diskuterar optimal beskattning med utgångspunkt från dessa två ineffek-tiviteter. Modellen ger också implikationer vad avser den optimala arbetslöshetsgraden.

härvidlag är ändrad energibeskattning. En ändrad energibeskattning påverkar företagens beteende såtillvida att användningen av den be- skattade varan påverkas. Relevant för arbetsmarknaden är emellertid hur en sådan skatteförändring påverkar arbetskraftsefterfrågan. Utfallet beror bl a på företagens produktionsteknologi och kan inte teckenbestämmas utifrån teoretiska utgångspunkter. Om energi och arbete är tekniska komplement i produktionsprocessen innebär det att en ökning i energipriser vid bibehållna löner skiftar efterfrågekurvan för arbetskraft inåt mot origo. Om de är substitut gäller motsatsen. Mer specifikt intresserar vi oss för två olika faktorer. Den första effekten relaterar till graden av substituerbarhet mellan produktions- faktorerna. Vid en given produktionsnivå kommer en relativpris- förändring mellan produktionsfaktorerna att leda till att användningen av den faktor som blivit relativt sett billigare ökar och användningen av den andra faktorn minskar. Den andra effekten är en skaleffekt. Ett högre pris på energi leder till att marginalkostnaden för att producera ytterligare enheter output stiger, vilket leder till en minskning av producerad kvantitet och därmed användning av båda resurserna. Nettoeffekten av dessa två är obestämd för den vara vars pris ej ändrats (arbete i detta fall).

Inom ramen för produktivitetsdelegationen har ett arbete bedrivits i syfte att uppskatta produktivitetsutvecklingen i svensk tillverkningsindustri där en viktig komponent är att estimera olika produktionsfaktorers substituerbarhet och korspriselasticiteter (Walfridsson & Hjalmarsson (1991)). Resultaten från denna analys ger vid handen att arbete (arbetstimmar) och bränsleanvändning är s k tekniska komplement i produktionen, medan arbete och elenergi inte har signifikanta korspriseffekter. En ökad beskattning av bränsle före- faller således minska arbetskraftsanvändningen. Storleken på substitutionseffekterna skiljer sig avsevärt mellan olika delar av till- verkningsindustrin. Det är svårt att se några speciella mönster i de resultat som presenteras. Det förefaller ändå rimligt att en högre beskattning av insatsvaror leder till en lägre arbetskraftsefterfrågan inom de berörda industrierna. Sysselsättningen faller och föränd- ringen kan, men behöver inte, leda till lägre löner inom industrin. På kort sikt med begränsad arbetskraftsrörlighet mellan sektorerna har Skatteförändringen ingen signifikant betydelse för lön och syssel- sättning i andra sektorer.

Om vi i stället tillåter för rörlighet av arbetskraft mellan sektorerna, kommer en förändrad beskattning av insatsvaror också att ha betydelse för löner och sysselsättning inom andra sektorer än industrin. Låt mig här kortfattat diskutera de indirekta effekterna med

utgångspunkt från ett enkelt exempel som bygger på en fackföreningsmodell. Antag att det finns två sektorer, industrin som utsätts för en energiskatt och en annan sektor som ej använder den beskattningsbara energitypen. Låt oss kalla denna sektor för tjänste— sektorn. En mekanism som kan ge upphov till ytterligare effekter av ökad energibeskattning inom ramen för en fackföreningsmodell är att arbetstagarnas reservationsnytta bland annat beror på sannolikheten att erhålla anställning på annat håll i ekonomin om man blir arbetslös, samt den ersättning som ges i alternativ anställning. Allt annat lika är sannolikheten att erhålla anställning i händelse av arbetslöshet mindre om industrin utsätts för en energiskatt, vilket beror på den minskade [ efterfrågan efter arbetskraft inom industrin. Detta bidrar till en lägre i reservationsnytta än vad som var fallet före införandet av skatten. En ; lägre reservationsnytta ger oundvikligen lägre reallöner. Utan friktioner på arbetsmarknaden leder Skatteförändringen således till en hypotes om lönemoderation både inom industrin och inom tjänste- sektorn. En del av den initiella ökningen i arbetslöshet motverkas på grund av fallet i reservationsnytta. En rimlig förmodan är att syssel- l sättningen stiger något inom tjänstesektorn och sysselsättningsfallet , inom industrin blir något lägrejämfört med den isolerade effekten för I industrin. Det finns således tendenser till en omfördelning av syssel— ' sättning mellan sektorerna under antagandet att arbetskraften ] kostnadsfritt kan röra sig mellan sektorerna. Dessa tendenser kan förstärkas om skatteinbetalningen används för att sänka arbetsmarknadsrelaterade skatter, t ex arbetsgivaravgiften. En avgörande faktor är om arbetsmarknadsrelaterade skatter övervältras bakåt eller ej. Under fullständig övervältring bakåt är arbets- kraftsefterfrågan oberoende av de arbetsmarknadsrelaterade skatterna och därför påverkas ej arbetsmarknaden av skattesänkningen. Den enda förändringen är att den reala konsumtionslönen stiger för de som befinner sig i arbete. Om övervältringen bakåt inte är fullständig, ökar sysselsättningen inom tjänstesektorn ytterligare. Denna typ av hypo- teser är mycket svåra att testa empiriskt. Det finns heller inga sådana

försök gjorda i den empiriska litteraturen.

4. Avslutande kommentarer

Föreliggande uppsats har som huvudsyfte att diskutera det empiriska kunskapsläget vad gäller beskattningens effekter på arbetsutbud, lön och sysselsättning. En stor andel av den offentliga sektorns intäkter kommer från beskattning av arbete. Det finns därför implicit i politi- kers bedömning av beskattningsproblemet en preferens för denna typ av beskattning. Empiriska resultat om beskattningens effekter på arbetsutbudet ger ett tämligen entydigt budskap. Arbetsutbudet minskar till följd av ökad beskattning, men effekterna är måttliga. Det är betydligt svårare att klargöra beskattningens effekter på lön och sysselsättning. Den empiriska bevisföringen kan liknas vid att lägga ett pussel. De teoretiska modellerna genererar hypoteser som prövas med statistiska analystekniker. Alla pusselbitar passar inte ihop på ett sätt som indikeras av de teoretiska modellerna. [ stället finns det fort- farande viktiga frågor där olika tolkningar kan ges.

En viktig fråga där ett svar inte kan ges på basis av den empiriska kunskapen är om skatters verkningar är av temporär eller permanent karaktär. Om skatter inte har några effekter på sysselsättningen på lång sikt störs inte företagens användning av arbetskraft. Med utgångspunkt i de modeller som används för att förklara löne- bildningens bestämningsfaktorer är detta liktydigt med att arbets- marknadsrelaterade skatter övervältras bakåt på arbetstagarna. Under sådana förhållanden är arbetsmarknadsrelaterade skatter en utmärkt finansieringskälla för staten, eftersom de ej påverkar användningen av resursen. Skatteväxlingar har under dessa förutsättningar små eller inga effekter på sysselsättningen. Effekterna verkar via pris- förändringar på de miljöfarliga resurser som beskattas. Dessutom är dessa skatter välfärdshöjande eftersom de bidrar till att internalisera de externaliteter som miljöförstöringen innebär.

De flesta studier ger emellertid resultatet att skatter även på lång sikt påverkar lönenivån positivt. Under sådana förhållanden leder minskad beskattning på arbete till en högre sysselsättning, vilket mot- verkar sysselsättningsminskningar till följd av ökade miljöskatter.

Miljön förbättras och snedvridningar till följd av beskattning eller andra marknadsimperfektioner kan minskas. Under alla förhållanden förefaller det som om den minst gynnsamma följden av en skatte- växling är att negativa skadeverkningar på miljön reduceras.

5 Referenser

Aaberge R, S Ström & T Wennemo (1989), Skatt, arbeidstilbud och intektsfordelning i Sverige. Bilaga 2 till SOU 1989:33 Reformerad inkomstbeskattning.

Ackum- Agell S & M Apel (1993), Female Labour Supply and Taxes in Sweden - A Comparison of Estimation Approaches, i Ackum-Agell S, Essays on Work and Pay (avh.), Economic Studies 15, Uppsala universitet.

Aronsson T & M Palme (1994), A Decade of Tax and Benefit Reforms in Sweden - Effects on Labour Supply, Welfare and lnequality, Umeå Economic Studies no. 351.

Aronsson T & J R Walker (1995), The Effects of Swedenis Welfare State on Labor Supply lncentives, SNS Occational Paper No. 64.

Aronsson T & M Wikström (1993), Wages, Employment and the Welfare Effects of Taxes in a Unionized Labour Market, Umeå Economic Studies No. 294.

Aronsson T & M Wikström (1994), Nonlinear Taxes in a Life-Cycle Consistent Model of Family Labour Supply, Empirical Economics 19, 1-17, 717-718.

Aronsson T, M Wikström & R Brännlund (1995), Wage Determination Under Nonlinear Taxes - Estimation and an Application to Panel Data, Tax Reform Evaluation Report No. 10, National Institute of Economic Research, Economic Council, Stockholm.

Bean C, R Layard & S Nickell (1986), The Rise in Unemployment: A Multi-Country Study, Economica 53, Supplement.

Blomquist N S (1983), The Effect of Income Taxation on the Labour Supply of Married Men in Sweden, Journal of Public Economics 22, 169-197.

Blomquist S (1995), Restrictions in Labor Supply Estimation: Is the MaCurdy Critique Correct?, Economics Letters 4 7.

Blomquist S (1996), Estimation Methods for Male Labor Supply Functions: How to Take Account of Nonlinear Taxes, kommande i Journal of Econometrics.

Blomquist N S & U Hansson-Brusewitz (1990), The Effect of Taxes on Male and Female Labor Supply in Sweden, Journal of Human Resources 25, 317-357.

Bohm P & H Lind (1991), Policy Evaluation Quality: A quasi- exprimental study of regional employment subsidies in Sweden, Regional Science and Urban Economics 23(1), 51-65.

Bovenberg A L & R A de Mooij (1994), Environmental Levies and Distortionary Taxation, American Economic Review 94(4), 1085-1089.

Bovenberg A L & F van der Ploeg (1994a), Environmental Policy, Public Finance and the Labour Market in a Second-best World, Journal of Public Economics 55, 349—390.

Bovenberg A L & F van der Ploeg (1994b), Tax Reform, Structural Unemployment and the Environment, stencil.

Bovenberg A L & F van der Ploeg (l994c), Effects of the Tax and Benefit System on Wage formation and Unemployment, stencil.

Calmfors L. & A. Forslund (1990), Wage Setting in Sweden, in L. Calmfors (ed.), Wage Formation and Macroeconomic Policy in the Nordic Countries, SNS och Oxford Economic Press.

Dreze J.H. & C. Bean (1990), European Unemployment: Lessons from a Multicountry Econometric Study, in Holmlund B. & K.G. Löfgren (eds.) Unemployment an Wage Determination in Europe, Basil Blackwell.

Feldstein M. (1995), The Effect of Marginal Tax Rates on Taxable Income: A Panel Study of the 1986 Tax Reform Act, Journal of Political Economy 103(3 ), 551-572.

Flood L. & T. MaCurdy (1992), Work Disincentive Effects of Taxes: An Empirical Analysis of Swedish Men, stencil, Göteborgs universitet.

Forslund A (1993), Wage Setting in Sweden: An Empirical Test of a Barebones Union Model, Labour 8, 79-98.

Forslund A (1995), Unemployment - is Sweden Still Different?, Swedish Economic Policy Review.

Hoel M (1995), Virkninger av endrede skatter og avgifter på lönn och arbeidsledighet, stencil.

Holmlund B (1983), Payroll Taxes and Wage Inflation - The Swedish Experience, Scandinavian Journal of Economics 85.

Holmlund B (1989), Wages and Employment in Unionized Economies: Theory and Evidence, in Holmlund B., K.G. Löfgren, & L. Engström (1989), Trade Unions Unemployment and Unemployment Duration, Oxford University Press.

Holmlund B (1990), Svensk lönebildning - teori, empiri och politik, Bilaga 24 till Långtidsutredningen 1990, Allmänna förlaget.

Holmlund B (1995), Macroeconomic Implications of Cash Limits in the Public Sector, kommande i Economica.

Holmlund B & A-S Kolm (1995), Progressive Taxation, Wage Setting and Unemployment - Theory and Swedish Evidence, Tax Reform Evaluation Report No. 15, National Institute of Economic Research, Economic Council, Stockholm.

Jacobsson R (1982). Three Papers on Estimation of Labour Supply Responses on Swedish Data. stencil, Umeå universitet.

Karlsson T & K G Löfgren (1990), Comment on J. Dreze & C. Bean, European Unemployment: Lessons from a Mulitcountry Econometric Study, In B. Holmlund & K.G. Löfgren (eds.), Unemployment and Wage Determination in Europe, Basil Blackwell.

Killingsworth M R (1988), Labor Supply, Cambridge, Cambridge University Press (2:a uppl.)

Lockwood B & A Manning (1993), Wage Setting and the Tax System: Theory and Evidence for the United Kingdom, Journal of Public Economics 52, 1-29.

Löfgren K G (1971), En analogi mellan isoelastiska efterfråge- funktioner och ”isoelastiska isokvanter”, stencil, Umeå universitet.

Löfgren K G (1990), Utbudet av arbetskraft och den svenska skatte- reformen, i Agell J, K G Mäler & J Södersten (red), Ekonomiska perspektiv på Skattereformen, Ekonomiska rådet, Konjunktur- institutet.

Löfgren K G & M Wikström (1991), Lönebildning och arbets- marknadspolitik, bilaga till Arbetsmarknad och arbetsmarknads- politik 1990, Ds 1991:53, Allmänna förlaget.

MaCurdy T, D Green & H Paarsch (1990), Assesing Empirical Approaches for Analyzing Taxes and Labor Supply, Journal of Human Resources 25, 415-489.

Normann G (1983), Skatter, löner och räntor, forskningsrapport nr 21, Industriens utredningsinstitut.

OECD (1990), OECD Economic Outlook, Paris, OECD

Oates W E (1991), Pollution Charges as a Source of Public Revenues, Discussion Paper No. QE92-05, Resources for the

Future, Washington D C.

Pearce D W (1991), The Role of Carbon Taxes in Adjusting to Global Warming, Economic Journal 101, 938-948.

Pencavel J & B Holmlund (1988), The Determination of Wages, Employment and Work Hours in an Economy with Centralized Wage Setting: Sweden 1950-83, Economic Journal 98

Walfridsson B & L Hjalmarsson (1991), Produktivitets- utvecklingen inom svensk tillverkningsindustri 1964-1989, i Kapitalbildning, kapitalutnyttjande och produktivitet, Expertrapport nr. 3 till Produktivitetsdelegationen, Allmänna

förlaget.

Wikström M (1991), Union Behaviour in the Swedish Construction Sector, Umeå Economic Studies No.239.

Skatteväxling och internationell konkurrenskraft

Lars Lundberg

Fackföreningsrörelsens Institut för Ekonomisk Forskning (FIEF), Stockholm

Johan Torstensson

Institutionen för nationalekonomi, Lunds Universitet

2 Vad är konkurrenskraft?

2.1 Konkurrenskraften - en definitionsfråga

I den allmänna debatten är termen internationell konkurrenskraft vanligt förekommande, ofta dock utan att det ges någon närmare definition. En orsak till den rådande begreppsförvirringen1 är att termen används i olika sammanhang, både på makroplanet, avseende i hela det svenska näringslivets konkurrenskraft, och på mikroplanet : om enskilda branscher och företag, utan att skillnaden klargörs. Det är också viktigt att skilja mellan konkurrenskraft på kort och lång sikt. och på olika former av konkurrens, dvs att företagens konkurrensmedel kan variera beroende på marknadsform. Dessutom måste man hålla isär företagets och landets konkurrenskraft, eftersom dessa inte alltid sammanfaller.

I ekonomisk-politiska debatter används termen internationell kon- kurrenskraft om näringslivets2 förmåga att sälja sina produkter utom— lands i konkurrens med företag från andra länder. Ett direkt mått på detta är den svenska andelen av den sammanlagda världsexporten av industrivaror eller exporten från OECD. En försämrad konkurrens- kraft i denna mening, dvs en fallande marknadsandel, kan - men behöver inte alltid - vara förknippad med försvagad bytes- och

Enligt den amerikanske ekonomen Paul Krugman har termen internationell konkurrenskraft blivit till den grad missbrukad att den förlorat all mening, varför dess användning egentligen borde förbjudas(!). Utan att sträcka oss fullt så långt måste vi dessvärre instämma med Krugman.

Som vi här definerar som den produktion som är lokaliserad till Sverige; detta är inte detsamma som de svenska företagens konkurrenskraft, som även inkluderar produktionen i utländska dotterföretag. Som visats av Blomström & Lipsey (1989) har konkurrenskraften för svenska företag. mätt som andelen av världsproduktion eller världshandel, utvecklats betydligt gynnsammare än konkurrenskraften för näringslivet i Sverige, beroende på expansionen av svenska utlandsinvesteringar.

betalningsbalans och en nedgång av efterfrågan på svenska produkter som leder till lägre kapacitetsutnyttjande och högre arbetslöshet.

Det är vanligt att anta att utvecklingen av ett lands andel av världsexporten bestäms av utvecklingenCav dess relativa kostnader i gemensam valuta. Som ett mått på de senare används Oftast den rela- tiva arbetskraftskostnaden per enhet, RULC (relative unit labor cost). Ibland används t.o.m. RULC för att direkt mäta konkurrenskraften. Den fråga vi här har att behandla gäller huruvida en skatteväxling, som vi här tolkar som en ökad skatt på energi som balanseras av minskade skatter på arbetskraft, kan väntas leda till en försämrad konkurrenskraft på makroplanet, minskad andel på världsmarknaden och en nedgång av produktion och kapacitetsutnyttjande.

Vi behandlar först effekten på mycket kort sikt, när vi antar att alla andra priser - hemma och i utlandet - inklusive växelkursen förblir konstanta. Frågan blir då närmast huruvida den genomsnittliga rela- tiva enhetskostnaden i exporten (dvs RUC, relative unit cost), som förutom lönekostnaden inkluderar kostnaderna per producerad enhet för andra resurser inklusive energi, stiger eller faller. Eftersom skatte— växlingen här antas vara balanserad, så att ökade energiskatter och minskade löneskatter till beloppet är lika stora, beror svaret på om exporten är mer eller mindre energiintensiv respektive arbetsintensiv än produktionen i övrigt (se appendix). ! Enligt input-output-tabellen för Sverige 1985 var den genomsnitt- liga kostnadsandelen för el och värme i exporten 1,7 procent, och i den sammanlagda användningen av varor och tjänster 2,7 procent. Exporten är således mindre energiintensiv än genomsnittet för den totala förbrukningen av varor och tjänster. Detta sammanhänger med att både privat och offentlig konsumtion har en energikostnadsandel på över 4 procent som avser uppvärmning och belysning av offentliga lokaler, vägar m.m samt bostäder. Lönernas (inklusive kollektiva avgifter) andel av BNP till faktorpris var samma år 67,5 procent. Någon siffra för löneandelen i exporten har vi inte; för industrin, som svarar för merparten av exporten, var löneandelen 69,7 procent. Sannolikt är dock exporten av industrivaror i genomsnitt mindre arbetsintensiv än industrin som helhet.

Att exporten är mindre energiintensiv än ekonomin i övrigt innebär att exportsektorn drabbas i motsvarande mån mindre av skatte- höjningen på energi. Det finns ingenting som klart tyder på att skatte- växlingen på mycket kort sikt skulle leda till en höjning av kostnadsläget för den svenska exporten. Det är tvärtom troligt att effekten av sänkta löneskatter, vid en totalt sett balanserad skatte- växling, skulle överväga effekten av ökade energiskatter på enhets-

kostnaden för export; i denna mening skulle alltså konkurrenskraften snarast väntas förbättras. Det bör understrykas att denna bedömning gäller vid oförändrade löner och priser.

.

Frågan är huruvida en höjning av enhetskostnaden för svensk export relativt till konkurrentländerna leder till fallande världsexportandelar och minskad produktion och kapacitetsutnyttjande. Finns det något entydigt samband mellan exportandelen och RUC eller RULC?

Trots den betydelse som i debatten tilldelas kostnadsläge (RULC) och relativa exportpriser som indikatorer på konkurrenskraft är de empiriska beläggen för ett sådant samband ganska svaga och långt ifrån entydiga. En svensk studie (Lundberg 1986) av sambandet mellan den svenska andelen av 11 OECD-länders export av industri— varor och det (konkurrensvägda) relativpriset för svensk export på kvartalsdata för perioden 197311 t.o.m. 198512 visar ett signifikant negativt samband, i varje fall om man tar hänsyn till tidsfördröjningar i anpassningen. Prisutvecklingen kan emellertid inte förklara den negativa trenden i den svenska andelens utveckling under perioden.3

Risken med att alltför Okritiskt använda utvecklingen av RULC som en indikator på konkurrenskraftens utveckling på lång sikt fram- går klarare av Figur 2.1, där utvecklingen av RULC och export— volymtillväxt (vilket kan översättas till förändringen av marknads- andelarna i volymtermer) under 1987-92 jämförts för ett antal länder. Av figuren framgår att sambandet, tvärt emot vad man kunnat vänta sig, är positivt - dvs länderna med den snabbaste exporttillväxten har också haft den snabbaste ökningen av RULC - och dessutom statistiskt signifikant (Hansson & Lundberg 1995; regressionsekvationen beskrivs av den heldragna linjen). Framför allt uppkommer detta resultat genom att ett antal NIC-länder uppvisar både en snabb exporttillväxt och ett starkt försämrat kostnadsläge.4

Erixon (1988) finner över huvud taget inget signifikant samband mellan relativa exportpriser och marknadsandelar. Beräkningarna genomförs där på första-differenser (förändringar) för att reducera effekterna av autokorrelation.

Om dessa länder uteslutes försvagas det positiva sambandet; något negativt samband går emellertid inte att urskilja oavsett vilka länder som utelämnas.

Exportvolym 350 "193 Taiwan I Singapore 200 . USA Portugal 150 Spanie .

100 . Sverige

50

80 90 100 110 120 130 140 150 160

Figur 2.1 Ökning av exportvolym och ökning av relativ arbetskraftskostnad per producerad enhet i gemen- sam valuta i ett antal OECD- och NIC-länder. Index för 1192, 1987=100.

Förklaringen till att det förväntade negativa sambandet mellan RULC och marknadsandel inte gäller på längre sikt är givetvis att föreställ- ningen Om ett enkelriktat kausalt samband, där en given förändring av RULC bestämmer andelsutvecklingen, är en överförenkling. Den relativa förändringen av RULC bestäms av tillväxttakterna för löner (i inhemsk valuta) och produktivitet och av växelkursen. Dessa faktorer kommer emellertid på Sikt att påverkas av exportutvecklingen.

Flera studier (se t.ex. Fagerberg 1988) tyder på att skillnader i exporttillväxt mellan länder förklaras bättre av variabler som sammanhänger med produktutveckling (t.ex. FOU) och kapacitetstillväxt (investeringar) än med pris- och kostnadsvariabler. Ett land med snabb tillväxt av arbetskraften och snabb ökning av kapitalbeståndet, som också utvecklar nya produkter och metoder - eller överför existerande teknik - i snabb takt, kommer att få en snabb ökning av exportkapaciteten. Den växande exporten ger överskott i bytes- och betalningsbalans och kan väntas ge en tendens till appreciering av valutan. Att ökningstakten av både export och RULC var betydligt högre i Japan än i Storbritannien under 1960- och 1970- talet sammanhängde framför allt med att de höga investeringarna och en snabb teknikspridning i Japan ledde till en snabb ökning av den japanska andelen av världsexporten och en appreciering av yenen, medan pundet sjönk på grund av en kronisk tendens till betalnings- balansunderskott föranlett av en svag exportutveckling.

Den negativa trenden i den svenska exportmarknadsandelen hänger närmast samman med en i jämförelse med övriga OECD långsam tillväxt av industrins produktionskapacitet och därmed av export-

kapaciteten (Lundberg 1986). Utvecklingen av RULC är snarast ett resultat av detta i kombination med en i förhållande till konkurrenterna snabb nominell Iönestegring, långsam produktivitets— stegring (SOU 1991 :82) och återkommande devalveringar.

Vår preliminära analys förefaller inte att ge något stöd för uppfatt- ningen att en skatteväxling som leder till höjda energipriser på kort sikt kommer göra det svårare för svenska företag att sälja sina produkter på världsmarknaden. Denna slutsats bygger på att exporten snarast är mindre energiintensiv, och möjligen också mer arbets— intensiv, än produktionen i övrigt. Härvid har vi dock antagit inte bara att växelkursen är given utan också att såväl energipriset som de nominella lönerna är oförändrade. I själva verket kan man Vänta sig att skatteväxlingen, i varje fall på något längre sikt, ger upphov till sk allmän jämviktseffekter, dvs att en anpassning till den nya situationen sker genom ett antal mekanismer som tenderar att återskapa balans både på varu- och faktormarknader liksom i utrikeshandeln. Detta kan ske t ex genom att växelkursen anpassas, antingen via en medveten och diskret förändring av växelkursen under fast växelkurs eller genom att en rörlig växelkurs kontinuerligt förändras, eller att pris- utvecklingen på olika slags resurser blir långsammare eller snabbare än i alternativfallet.

På kort och medellång sikt kan skatteväxling leda till makro- ekonomisk obalans. Låt oss t.ex. anta att priser och löner på kort sikt är orörliga nedåt men inte uppåt. Det kan då tänkas att skatte- växlingen lämnar priset på energi före skatt oförändrat, medan lönerna före skatt höjs motsvarande det ökade "löneutrymme" som uppkommer genom sänkningen av skatten på arbetskraft. [ så fall är det mera sannolikt att vi får en tendens till ökning av enhetskostnaden för exporten. Detta kan, vid låsta växelkurser, leda till minskad aktivitet i ekonomin och till ett mer eller mindre temporärt under- utnyttjande av resurserna.5

Det bör emellertid understrykas att dessa effekter på konkurrens-

Att en begränsad engångsökning av det svenska kostnadsläget i nuvarande situation skulle medföra några drastiska problem för den svenska exportens utveckling är dock svårt att se, eftersom kronan måste anses vara starkt undervärderad (jfr Finansdepartementet 1995).

kraften sammanhänger med en mer eller mindre temporär balans- rubbning. På mycket lång sikt är det svårt att föreställa sig att det inte skulle finnas någon jämviktsskapande mekanism som kan återföra ekonomin till inre och yttre balans. Det är därför svårt att se att begreppet konkurrenskraft på makroplanet skulle ha någon mening på lång sikt. Förskjutningar av andelar av världsexporten mellan länder bestäms då främst av skillnader i produktionskapacitetens tillväxttakt, oberoende av nationella egenheter ifråga om pris- och lönebildning och beskattning.

Även om de makroekonomiska frågorna inte är oviktiga, är det enligt vår uppfattning framför allt de mikroekonomiska effekterna av en skatteväxling som är centrala. I en sluten ekonomi kan man vänta sig att kostnader och priser inom energiintensiva sektorer går upp vid en ökning av energiskatten, så att efterfrågan pressas tillbaka. Detta utlöser en strukturomvandling genom att resurser överflyttas från energiintensiv verksamhet till övriga sektorer. I den mån resurspriser är trögrörliga, och/eller resursernas sektoriella rörlighet begränsad, kan detta leda till olika slag av anpassningsproblem, t.ex. strukturarbetslöshet.

I en öppen ekonomi kommer emellertid strukturen att styras inte så mycket av den inhemska efterfrågans utveckling utan av utvecklingen av den internationella konkurrenskraften i olika sektorer. I nästa avsnitt ska vi därför diskutera hur den relativa internationella konkurrenskraften påverkas av en skatteväxling.

3 Skatteväxling och relativ inter- nationell konkurrenskraft

För ett företag som tillverkar en standardprodukt som bjuds ut och efterfrågas på världsmarknaden av ett stort antal aktörer, blir produkt- priset i stort sett givet. För att företaget på kort sikt skall vara konkurrenskraftigt krävs att det förmår tillverka sin produkt till en (rörlig) kostnad som är förenligt med ett kortsiktigt krav på lönsam- het. Denna kostnadsnivå kräver att företaget är minst lika effektivt som konkurrenterna i andra länder, dvs att behovet av rörliga resurser per enhet av produktionen är detsamma som eller lägre än konkurren- ternas. Exempel på sådana resurser är arbetskraft med olika kompe- tens och utbildning, halvfabrikat, råvaror och energi - på kort sikt kan realkapitalet i form av maskiner och anläggningar ses som givet. Dessutom krävs det att företaget kan köpa de resurser som används i tillverkningen till priser som är desamma eller helst lägre än de som konkurrenterna möter.

På längre sikt blir även kapitalet en rörlig resurs. Villkoret för långsiktig konkurrenskraft blir då att företaget, vid givna priser, kan betala för arbetskraft, råvaror, energi m.m. och dessutom generera en tillfredsställande avkastning på kapitalet. Det senare krävs för att säkerställa ett eget sparande, alternativt attrahera nytt kapital på finansmarknaderna, för att finansiera de investeringar som krävs för en tillväxt av produktionen som är minst lika hög som hos konkurren- terna.6

Ett alternativt sätt att definiera villkoret för relativ konkurrenskraft i en bransch är att detta kräver att företaget förmår betala för de (inhemska) resurser som tillverkningen kräver, i konkurrens med andra företag och branscher i det egna landet. På denna punkt är det emellertid viktigt att hålla isär resurser med olika grad av sektoriell

6 För en analys av konkurrenskraftsbegreppet i ett tillväxtsammanhang se t.ex Fagerberg (1988).

rörlighet. Medan Vissa resurser som t.ex. skogsråvara eller arbetskraft med viss specialutbildning är sektorsspecifika - dvs de används i stort sett bara inom vissa branscher (t.ex. skogsindustrin) - är andra mera lättrörliga mellan branscherna. Elenergi är ett exempel på en resurs som är extremt lättrörlig mellan branscher och företag. Konkurrens- kraft definieras som betalningsförmågan för de rörliga resurserna.

Prisbildningen på resurser beror på graden av intersektoriell och internationell rörlighet. För en industribransch som efterfrågar en rörlig resurs - säg energi - i konkurrens med andra branscher i landet, kommer - om det tills vidare antas att energi inte kan exporteras eller importeras - energipriset att uppfattas som givet. En förutsättning för detta är att branschen själv inte står för så stor del av den totala energiförbrukningen att dess egen efterfrågan påverkar priset. En annan förutsättning är att energin säljs på en konkurrensmarknad. Om det förekommer monopolinslag, t.ex. genom att elmarknaden är lokalt segmenterad, kommer säljarna att sträva efter att differentiera el- priserna beroende på hur priskänsliga olika användare är. I så fall kommer prisbildningen sannolikt också att innehålla ett större inslag av förhandling.

Effekten på konkurrenskraften av internationella olikheter i resurspriserna kommer att variera mellan branscherna beroende på hur stor andel av totalkostnaderna som belöper sig på en viss resurs, t.ex. lönekostnadsandelen eller energikostnadernas andel av produkt- priset. Låga energipriser i ett land är givetvis viktigast för elintensiv industri som t.ex. aluminiumverk, men betyder mindre för branscher som baserar sin konkurrenskraft på kompetens och hög utbildning hos arbetskraften. I själva verket skulle man kunna hävda att ett högt energipris på lång sikt kan stärka konkurrenskraften i de sektorer där energiintensiteten är låg. Detta resonemang förutsätter förekomsten av en jämviktsmekanism, t.ex. en i varje fall på sikt rörlig Växelkurs, som garanterar balans i utrikeshandeln.

Det är Viktigt att göra klart för sig att konkurrenskraften i den mening vi här använder termen är ett relativt begrepp. En ökad konkurrenskraft i en sektor, t.ex. oljeutvinning genom upptäckten av oljekällor, drabbar konkurrenskraften i andra sektorer. Detta sker genom flera Olika mekanismer, t.ex. en höjd lönenivå eller en appreciering av valutan. Slutresultatet blir en överföring av resurser - arbetskraft m.m - till oljeutvinningen från övriga sektorer, och export av olja som motsvaras av ökad import och/eller minskad export av övriga varor.

På samma sätt fungerar låga priser på andra resurser, t.ex. energi. Ett internationellt sett lågt energipris gynnar energiintensiv produk-

tion, men på bekostnad av annan verksamhet. Man kan säga att ett sänkt energipris ökar den energiintensiva industrins betalnings- förmåga för andra resurser som t.ex. arbetskraft. Den energiintensiva sektorn kommer därför att kunna dra till sig rörliga resurser, och på sikt även kapital, från övriga sektorer. Alternativt kan man säga att det är relativa resurspriser som är relevanta; om energipriset är lågt jämfört med andra länder innebär detta att någon eller några andra resurser är dyra.

Internationell konkurrenskraft hos tillverkarna i en viss bransch betingas av deras tekniska kunnande i förening med de resurspriser som företagen måste betala. I allmänhet kan man vänta sig att branscher som har ett teknologiskt försprång framför konkurrenterna och som dessutom bara i begränsad omfattning använder resurser som är dyra i internationell jämförelse (dvs kostnadsandelarna för sådana resurser är låga), bör ha en stark konkurrenskraft, vilket kan väntas avspegla sig i en hög nettoexport. Omvänt får branscher vars effek- tivitet och produktkvalitet är svag och som dessutom kräver stora insatser av resurser som är dyra i landet, en svag konkurrenskraft och tenderar att bli nettoimportörer. I kapitel 4 skall vi närmare studera hur den relativa internationella konkurrenskraften inom Olika delar av det svenska näringslivet sammanhänger med åtgången av olika resur- ser i allmänhet och med energiåtgången i synnerhet.

I detta avsnitt skall vi principiellt diskutera hur förändrade skatter på olika resurser, som t.ex. arbetskraft och energi, påverkar resurspriser, konkurrenskraft och näringsstruktur. Effekterna beror bland annat på graden av sektoriell och internationell rörlighet hos den beskattade resursen. För att renodla analysen skall vi först studera effekterna av skatteväxling inom ramen för en starkt stiliserad och förenklad modell. Till att börja med behandlar vi effekterna på lång sikt, som vi definierar som en tidsperiod som är tillräckligt lång för att resurserna skall vara rörliga mellan näringsgrenarna.

Låt oss utgå från en modell där det finns två produktionsfaktorer, arbetskraft och energi, för vilka utbudet är givet och inte påverkas av elpris respektive lön. Varken energi eller arbetskraft är _rörliga över gränserna, men däremot är de fullständigt rörliga mellan sektorer. Modellen har två sektorer (näringsgrenar); den ena är arbetsintensiv

och den andra energiintensiv.7 Fullständig konkurrens råder på alla marknader, vilket innebär att lön och elpris blir desamma i hela ekonomin, och produktionen sker under konstant skalavkastning. Bägge produkterna kan säljas och köpas på världsmarknaden till givna priser. Vi antar att landet har en komparativ fördel i energi- intensiv produktion och också exporterar den energiintensiva produk- ten.

Vi startar från ett jämviktsläge och tänker oss sedan att vi inför en skatt på energi som finansierar en sänkt skatt eller en subvention på arbetskraft. I detta fall kommer en skatt på energiproduktionen på lång sikt inte att påverka vare sig elpriset (inklusive skatt) eller el- produktionen. Inte heller lönsamheten hos elanvändarna förändras. Allt som händer är att skatten övervältras bakåt i form av minskade inkomster ("kvasiräntor") för elproducenterna. På motsvarande sätt överförs lönesubventionen till ökade nettolöner. Här spelar det heller ingen roll om skatten formellt läggs på den inhemska produktionen eller på användningen av energi. Resultatet blir detsamma, nämligen att konkurrenskraften hos elintensiv industri förblir oförändrad. Vi får alltså en inkomstfördelningseffekt men inga som helst struktureffekter.

Orsakerna till detta märkliga resultat är följande. För det första har vi antagit att priserna för de inhemska producenterna är givna på världsmarknaden. För detta fordras inte bara att landet är litet i förhål- lande till världen i övrigt, utan också att dess produkter är fullständigt identiska med vad som produceras i omvärlden. I så fall kan ett enskilt lands exportpriser inte avvika från världsmarknadspriserna.

För det andra finns det i den modell vi analyserar ett bestämt sam- band mellan priserna på varor och priserna på resurser eller produktionsfaktorer. Detta följer av antagandena om avsaknad av stordriftsfördelar och fullständig konkurrens på alla marknader. Men eftersom varupriserna är oförändrade kommer också resurspriserna - inklusive skatt, dvs de priser företagen får betala - att förbli oförändrade. Något incitament att förändra produktionsstrukturen uppkommer alltså inte.

För det tredje har vi antagit att utbudet av både el och arbetskraft är givna. Att skatten leder till en motsvarande sänkning av nettointäkten per enhet för energiproducenterna påverkar därför inte utbudet av elkraft.

I den energiintensiva sektorn är definitionsmässigt energiförbrukningen per sysselsatt och kostnadsandelen för energi större än i den arbetsintensiva sektorn vid varje värde på relativpriset lön/energipris.

Det kan emellertid på lång sikt vara mera realistiskt att tänka sig att utbudet av energi är elastiskt, dvs att elproduktionen minskar när el- priset (efter skatt) faller. På motsvarande sätt kan det antas att en högre lön leder till att utbudet av arbetskraft ökar. Fortfarande gäller dock att resurspriserna (inklusive skatt) förblir oförändrade så länge världsmarknadspriserna är oförändrade.

Däremot kommer, till skillnad från den förra modellen, utbudet av el att minska, och av arbetskraft att öka. Man kan visa (se t.ex. Chacholiades 1978) att en sådan förändring av resurstillgångarna i denna modell måste leda till en strukturomvandling till förmån för den arbetsmtensiva sektorn. Liksom i det förra fallet ger en konsumtionsskatt samma effekter som en produktionsskatt. Eftersom konkurrenskraft på sikt är ett relativt begrepp kommer en energiskatt att gynna de icke elintensiva delarna av näringslivet på bekostnad av de eltunga branscherna. Om skatten/subventionen är tillräckligt stor kan handelsmönstret till och med växla så att landet blir nettoimportör av energiintensiva varor.

Om elektrisk energi fritt kan köpas och säljas på en världsmarknad, kommer beskattningens effekter att bli drastiskt förändrade. Antag att överföringskostnaderna är praktiskt taget noll och att landets energi- producenter står för en så liten del av den relevanta marknaden (EU, Europa, världen) att världsmarknadspriset på energi kan betraktas som givet. Vi antar också att samma sak gäller för den energiintensiva industrin, som säljer en homogen bulkvara till givet exportpris.

För att förenkla analysen gör vi en partiell analys av energi- produktionen samt av en energiintensiv industri. Om energi inte kunde importeras eller exporteras, kommer en skatt på energi- produktionen att delvis övervältras på användarna i form av höjda energipriser. Effekten blir en minskad energiproduktion och en för- svagning av den elintensiva industrins konkurrenskraft. Om energin kan exporteras (importeras) kommer däremot en skatt på el- produktionen inte att ha någon effekt alls på energianvändarna. Skälet till detta är att det pris som användarna möter - världsmarknadspriset - inte påverkas. Skatten bärs helt av energiproducenterna. Om dessas utbud är elastiskt kommer energiproduktionen att minska. Detta på- verkar dock inte förbrukningen av energi i landet. Effekten tas upp genom minskad export/ökad import av energi.

Om skatten istället läggs på energianvändningen kommer den i sin helhet att bäras av användarna. Härvid drabbas den energiintensiva industrin speciellt tungt. Den försämrade konkurrenskraften i dessa branscher leder till minskad export, produktion och sysselsättning. Om det inhemska energiutbudet är oelastiskt eller inte spelar inte längre någon roll.

Som vi redan påpekat behöver det inte vara så att det enbart är resurspriserna som avgör frågan om internationell konkurrenskraft. En annan viktig faktor är den teknologiska nivån i bred mening, omfattande inte bara själva processteknologin utan också produkt- kvalitet, formgivning, marknadsföring etc. En etablerad producent kan besitta en överlägsen teknik i förhållande till nystartade företag, vilken grundar sig på FoU och förvärvad erfarenhet hos ledningen, i l förening med förvärvad kompetens hos arbetskraften. Även för energitunga företag kan det därför vara möjligt att överleva höjda elpriser utan att slås ut från marknaden. Vi återkommer till dessa frågor i kapitel 7.

Ett sätt att motverka en försämrad lönsamhet skulle kunna vara att företaget omlokaliserar sin verksamhet till andra länder där man inte drabbas av höjda elpriser i samma omfattning. Huruvida detta utgör ett realistiskt alternativ beror givetvis på i vad mån andra förutsätt- ningar för verksamheten är internationellt rörliga. Så t.ex. är utlokali— sering knappast något alternativ för företag som vidareförädlar inhemska råvaror och vars konkurrenskraft främst grundar sig på närheten till denna; ett exempel är skogsindustrin. Andra branscher som stålverk och metallverk där råvaran är tillgänglig för alla kust- baserade verk på i stort sett samma villkor, oberoende av närheten till malmförekomster, är betydligt lättare att flytta. I synnerhet gäller detta om eventuellt överlägsen teknologi sitter hos företagsledningen och inte ingår i kompetensen hos arbetskraften, som kan väntas vara trögrörlig över gränserna.

På kortare sikt är det rimligt att ta hänsyn till att resursernas rörlighet mellan sektorer kan vara begränsad. Låt oss utgå från en modell där produktionsfaktorerna - energi och arbetskraft - till att börja med är helt orörliga mellan branscher. Om även faktorpriserna momentant antas oförändrade kommer en energiskatt kombinerad med en Iöne- subvention att sänka produktionskostnaden per enhet i den arbets-

intensiva sektorn relativt till den elintensiva. Vid oförändrade produktpriser blir den arbetsintensiva sektorn därför mer lönsam, medan lönsamheten i den elintensiva sektorn faller.

Låt oss se hur detta påverkar faktorpriserna på kort sikt. Om resur- serna är sektorsspecifika, dvs varken arbetskraften eller energi kan flyttas mellan sektorer, kommer produktionen att vara oförändrad och all anpassning sker genom förändrade faktorpriser. I båda sektorerna söker företagen ersätta energi, som blivit dyrare, med arbetskraft. Eftersom dessutom lönsamheten i arbetsintensiv produktion ökat, blir effekten att mer arbetskraft efterfrågas och att lönen stiger i denna sektor. På motsvarande sätt kommer efterfrågan på energi att minska och energipriset att pressas ned i den elintensiva sektorn. Hur efter- frågan på arbetskraft och Iönen i den elintensiva sektorn utvecklas är däremot oklart; detta gäller även elpris och energiefterfrågan i den arbetsintensiva sektorn.

Vi kan nu också se vad som händer om faktorpriserna inte är helt flexibla. Om elpriset i den elintensiva sektorn förblir oförändrat kommer produktionen i denna sektor att falla. Det är inte orealistiskt att anta att faktorpriser är rörliga uppåt men relativt rigida neråt. Det innebär att omvandlingsförloppet kan ge upphov till arbetslöshet och outnyttjade resurser snarare än lägre faktorpriser. I synnerhet kan detta väntas vara fallet med arbetskraft.

Antag t.ex. att utbudet av resurser påverkas av priserna. I så fall leder en skatteväxling på lång sikt som vi förut nämnt till en förändrad näringsstruktur och en omfördelning av både el och arbets- kraft till förmån för arbetsintensiv sektor. Denna omvandling blir dock med all sannolikhet inte helt friktionsfri. Om man tar hänsyn till att arbetskraften i den elintensiva sektorn rimligen har en annan typ av kompetens än den som fordras i den övriga delen av näringslivet, och att lönerna knappast är rörliga nedåt, blir resultatet en mer eller mindre temporär strukturarbetslöshet. Denna kan dock motverkas på sedvanligt sätt genom t.ex. bidrag till omskolning och andra rörlighetsstimulanser inom arbetsmarknadspolitiken.

Det är uppenbart att en skatteväxling via effekterna på relativ inter- nationell konkurrenskraft kan ge upphov till en strukturomvandling som kan medföra icke obetydliga anpassningskostnader. En mera detaljerad analys av anpassningsförloppet och dess kostnader ligger dock utom ramen för denna rapport.

4 Elpriser och relativ internationell konkurrenskraft

Internationell handel gör det möjligt för ett land att i enlighet med sina produktionsförutsättningar specialisera sig på vissa branscher och näringsgrenar, vars produkter kan exporteras i utbyte mot import av andra varor och tjänster. Den internationella specialiseringens branschmönster i det svenska näringslivet kan kartläggas genom att man för varje bransch beräknar kvoten mellan svensk tillverkning och förbrukningen i Sverige, inklusive import. Denna kvot - specialiseringskvoten - mäter marknadsandelarna på hemmamarknad och exportmarknad. Om specialiseringskvoten är större än ett har Sverige nettoexport inom branschen; ju högre värde på specialiseringskvoten desto starkare ställning på hemmamarknad och världsmarknad har de svenska företagen.8

Specialiseringskvoten i en bransch kan sägas reflektera de svenska företagens relativa internationella konkurrenskraft. Branschmönstret för specialiseringskvoten avspeglar det svenska näringslivets kompa- rativa fördelar. Den fråga vi här skall behandla gäller vilka faktorer som i praktiken bestämmer den relativa konkurrenskraften, och i synnerhet vilken roll som spelas av energipriser och energitillgång i detta sammanhang.

En slutsats som kan dras av de principiella resonemangen i kapitel 3 är att skillnader mellan länder med avseende på tillgång och priser på olika resurser bör avspegla sig i den internationella specialisering- ens branschstruktur. Generellt sett kunde man vänta sig att länder skulle vara specialiserade på branscher som är intensiva i använd— ningen av sådana resurser som är billiga och/eller rikligt förekom- mande i landet, och därmed uppvisa nettoexport i sådana branscher, dvs att specialiseringskvoten är större än ett. Förändringar av de rela—

Observera att här ingår endast den del av de svenska företagens verksamhet som är förlagd till Sverige: vi har inte tillgång till jämförbara data på de multinationella företagens utlandsproduktion.

tiva resurspriserna - t.ex. att energipriset i förhållande till andra resurspriser i landet ökat mer än hos konkurrenterna - borde visa sig i form av en försvagad specialisering på energiintensiva varor.

En för vår utredning central fråga är hur viktiga energipriserna egent— ligen är ijämförelse med andra faktorer som styr den internationella lokaliseringen av industriell verksamhet, eller m.a.o. elprisets roll som bestämningsfaktor till komparativa fördelar. Inledningsvis kan vi konstatera att kriterierna för viktiga lokaliseringsfaktorer är att de är

I internationellt trögrörliga men sektoriellt rörliga inom landet,

I att den relativa användningen skiljer sig mellan branscher, och

l att relativa tillgångar skiljer sig mellan länder.

Elenergi har hittills uppfyllt det första kriteriet. EI är utomordentligt lättrörlig mellan branscher. Till skillnad från vad som - i varje fall på kort sikt - gäller för både realkapital och arbetskraft är den elenergi som används i en viss bransch precis lika användbar i alla andra sektorer, dvs den är fullständigt icke-sektorsspecifik. Å andra sidan har någon internationell handel i elenergi hittills knappast förekommit i större skala. Exportkvoten, dvs exportens andel av produktionen, inom sektorn el, gas och värme i Sverige var år 1990 mindre än 3 procent, och importkvoten var ännu lägre (Hansson & Lundberg 1995). Detta förhållande kan emellertid komma att drastiskt förändras genom tillkomsten av internationella distributionsnät. Vi återkommer till frågan om konsekvenserna av att elenergi blir en internationellt lättrörlig resurs.

Att även det andra kravet gäller för elektrisk energi framgår av Figur 4.1. Staplarna visar kostnaden för inköpt elenergi per sysselsatt för ett urval av branscher. Skillnaderna mellan de mest energi— beroende branscherna, t.ex. gruvor. och de mindre elintensiva, som textilindustri. är avsevärda.

EI kostnad

gnrvor livsmaicl textil Idh-anor pwna kemisk byggnad siålvu'k miskin clektrpmd travsport

Källa: SCB

Figur 4.1 Kostnadsandel för elektrisk energi i olika branscher. Procent av total rörelsekostnad.

( (I) 3

Hnmnd 3

o 9 o 2

Källa: Statistisk årsbok

Svenge

Figur 4.2 Produktion av elektrisk energi i ett urval av länder 1991. kWh per innevånare.

Figur 4.2 visar att tillgången på elenergi, mått som total elproduktion (kWh) per capita, skiljer sig starkt mellan olika länder. Elförbrukning och elproduktion per capita är givetvis betydligt högre i de rika industriländerna i Europa och Nordamerika än i utvecklingsländer i Afrika och Asien. Men även inom gruppen OECD-länder är skillna— derna stora: speciellt hög är per capita-produktionen i Norge och

Sverige. Elektrisk energi uppfyller tydligen även det tredje kravet på en viktig lokaliseringsfaktor. nämligen att tillgången varierar mellan länder.

4.3. Är svensk industri specialiserad på elintensiva produkter?

Vid en första anblick förefaller det uppenbart att den svenska industrin är specialiserad på elintensiva produkter. Hur man än drar gränsen för den elintensiva sektorn uppkommer ett betydande exportöverskott. Så t.ex. blir specialiseringskvoten för elintensiv sektor, om den definieras som de 9 mest elintensiva branscherna på SNI 4-siffernivån: fodermedeIs-, massa och pappers-, kemikalie-, plast- och cementindustri jämte kvarnar och raffinaderier samt stål- och metallverk, år l992 lika med 1,37.

Den svenska konkurrenskraften förefaller således att vara stark inom energikrävande tillverkning. Denna slutsats bestyrks av resulta— tet i Tabell 4.1. Sambandet mellan konkurrenskraft och elintensitet vid en jämförelse mellan tillverkningsindustrin branscher på SNI 4- siffernivå har där studerats med hjälp av en regressionsanalys där specialiseringskvoten i en bransch förklaras av användningen av elenergi per sysselsatt i branschen. Av tabellen framgår att ju högre elförbrukningen per sysselsatt var desto högre var specialiserings- kvoten såväl l980 som 1992. Regressionskoefficienten är positiv och starkt signifikant. Resultatet är emellertid känsligt för ett fåtal extrem— värden, eftersom utslaget tenderar att försvinna i en sk robust regression (t—värden inom ( )) där sådana observationer tilldelas lägre vikt. För 1969 kan något samband över huvud taget inte spåras.

Tabell 4.1 Det enkla sambandet mellan elintensitet och specialisering.

Specialiseringskvot: nivå

—0,288 -0,507 -0,958

0,153 0,30] (3,03) *** (3,70) *** /2,38/ ** /3.3l/ ***

mo

Not. De tre siffrorna inom parentes under regressionskoefficienten är t-värden, det första ( ) erhållet ur en linjär CLS-regression. det andra / / genom att korrigera för heteroskedasticitet enligt Hubcrs metod. och det tredje i )ur en s.k robust regression. *** anger signifikans på l%. ** på S% och * på IO% nivå. Alla variabler är uttryckta i logaritmer. Elintensiteten är mått som kostnad för inköpt elenergi per sysselsatt l987. Källa SOS Industri. Handel och produktion ur TSDB.

Konkurrenskraften inom de elintensiva branscherna kan emellertid delvis betingas av andra faktorer än en hög kostnadsandel för elek- trisk energi. En stor del av den processindustri som bygger på föräd- ling av inhemska råvaror är också elintensiv och högt mekaniserad. Ett exempel är massa- och pappersindustrin. Frågan är om den starka konkurrenskraften i dessa branscher främst betingas av en god till- ! gång på billig elenergi: är det inte egentligen närheten till inhemska råvaror som är avgörande?

För att vid en regressionsanalys få ett rättvisande mått på elenergins betydelse för specialiseringskvoten måste man därför samtidigt ta hänsyn till andra branschegenskaper som kan påverka konkurrens- kraften, såsom kapitalintensitet — beståndet av maskiner och byggna- der per sysselsatt - och kopplingen till inhemska råvaror. Detta kan göras genom att komplettera den regressionsekvation som redovisas i

Tabell 4.1 med tre variabler som mäter faktorer som i liknande undersökningar visat sig ha betydelse för internationell konkurrens- kraft, nämligen kapitalintensitet, andelen högutbildad arbetskraft och kostnadsandelen för skogsråvara.

Tabell 4.2 visar resultatet av en sådan analys av 75 branscher inom den svenska tillverkningsindustrin på 4—siffernivån av SNI. Av tabellen framgår att specialiseringskvoten 1992 tenderade att vara

högre i energiintensiva branscher, givet branschens kapitalintensitet,

utbildningsnivå hos arbetskraften och kostnadsandelen för skogs- råvara. Den partiella regressionskoefficienten för energiintensitet är nämligen positiv och starkt signifikant. Resultatet är dock i viss mån avhängigt av ett fåtal observationer med extrema värden (jmf t-värdet inom ( ) för robust regression). Att svensk industri har nettoexport av energiintensiva produkter beror alltså delvis, men inte enbart, på att en stor del av den energiintensiva sektorn bygger på förädling av svenska naturresurser.

Tabell 4.2 Sambandet mellan energiintensitet och specialisering, givet kapitalintensitet, kunskaps- intensitet och råvaruberoende.

Specialiseringskvot: nivå _la_ 1980 m- 1969-92 -0,653 -O,536 0521 0.132

andel hög- 0,166 0,396 0,368 utbildade (2,25) ** (3,39) *** (4,03) *** /2,24/ ** /3,06/ *** /3,49/ *** (2,72;*** 13,75)” g4,77;*** realkapital per sysselsatt

skogsråvara 0,107 (3,46) *** /3,l9/ *** (2,16) **

0,123 (3.51) *** /5,29/*** (3,75i***

0,173 (3.1 l) *** /4,66/*** (3.42l***

, — Not. Alla variabler är uttryckta i Iogaritmer. Andel högutbildade: andel av branschens sysselsättning med någon form av eftergymnasial utbildning. Källa SCB, opublicerade data för sysselsättning fördelad på bransch och utbildning. Realkapital per sysselsatt: egna bearbetningar av opublicerade data från SCB för kapitalstock år 1985 på SNI 2» och 3-siffernivå. Skogsråvara: total åtgång, ur SCB Input-output tabell 1985. Elintensitet se Tabell 4.1.

elintensrtet 0,1 17 0,235 0,188 (1,69) * (2,14) ** (2,l8) ** /1,70/* /2,12/** /2,21/** (1,34) (1,74)* (1,17)

Tabellen visar också att sambandet mellan energiintensitet och specialisering är ett jämförelsevis sent fenomen som inte förelåg vid slutet av 1960-talet. Av den fjärde kolumnen framgår att det svenska näringslivets specialisering förstärkts på humankapitalintensiv

produktion, dvs branscher med en stor andel högutbildad arbetskraft, och på energiintensiva varor, vilket framgår av att regressions- koefficienten för energiintensitet i ekvationen för specialiserings— kvotens förändring 1969—92 är positiv och signifikant.

4.4. Energipriser och energianvändning: en inter- nationell jämförelse

Ett positivt samband mellan specialiseringskvot och energiintensitet vid en jämförelse över branscher skulle väntas uppkomma i länder där näringslivet har god tillgång på billig elektrisk energi. Eftersom de elpriser som företagen betalar varierar regionalt, mellan olika leverantörer och t.o.m. mellan kunder - där storförbrukare vanligen åtnjuter olika slags rabatter - är det svårt att ge ett entydigt och rätt- visande mått på vad industrin får betala för elkraft. Figur 4.3 visar genomsnittliga nationella priser för företag i ett antal OECD-länder enligt National Utility Services. Av figuren framgår att de svenska elpriserna åren 1993-94 ligger mycket lågt i internationelljämförelse.

8gre pr kWh

l 70l

60

50,

Debris 93] ”Hemnes”

40 _. !

llll lllllIlllllll||Illllllllllllllllllllllllllllll

l||||||||||||||||l|||||||ll|||||llllll|||llllllllllllll||llllll|||I|lllllll||l|lllll|llll|||||ll||Illllll|llllllllllllllllll||||||||||||l

||||||||||||ll|lll|I|lll|||||llllllllll|llllllll || |||Ill||||ll|Illllllllllllllllllllllll|lI

||||||||||||||llllllll|Illlllll||||||lIllllllllllllllllllllllllllllli

lll|||||||||||IIIllllllllllllllllllllll Illlllllllll

tysk spa ital öst bel

Källa: NUS Scandinavia

Figur 4.3 Genomsnittliga elpriser för företag inom OECD- länderna

Internationella prisjämförelser är givetvis känsliga för valet av växel- kurs för omräkningen; i Figur 4.3 har växelkurser för november 1994 använts. Som vi påpekat är den relativa internationella konkurrens-

kraften i olika branscher dock egentligen en fråga om relativa resurspriser. Får att få en mer rättvisande jämförelse har vi i Figur 4.4 beräknat det relativa elenergipriset som kvoten mellan elpriset i öre per kWh och den genomsnittliga timlönekostnaden, inklusive sociala kostnader m.m, för industriarbetare, också angiven i svensk valuta (total arbetskraftskostnad per timme enligt SAF.)

relativt elpris 0,9 _

0,8 0,7 0.6 0.5 0,4 0,3 0,2 .

0.1

0

tysk spa ital öst bel usa ned fra engl fin nor kan sve

Källa: SAF och NUS Scandinavia

Figur 4.4 Genomsnittliga relativa elpriser för företag inom OECD-länderna

Figur 4.4 ger en något annorlunda bild av elpriserna i OECD än Figur 4.3; man noterar den drastiska förskjutningen mellan Tyskland och Spanien, som beror på att de tyska lönerna är så mycket högre än de spanska. Även mätt på detta sätt är emellertid de svenska elpriserna mycket låga; Sverige delar sista platsen i figuren med Norge.

I den mån energiproduktionens storlek i olika länder främst avspeg- lade skillnader i tillgången på "naturliga" energikällor borde man kanske vänta sig låga elpriser i länder med god tillgång på energi, dvs hög energiproduktion, och därmed även hög energiförbrukning, efter- som internationell handel med elektrisk energi är jämförelsevis obetydlig. Av Figur 4.5 och 4.6 framgår att så också tycks vara fallet vid en jämförelse inom OECD. Länder där elenergin ärjämförelsevis billig » vare sig detta mäts av företagens elpriser (öre pr kWh) som i Figur 4.5 eller som elpriset relativt till priset på arbetskraft, här mätt av total arbetskraftskostnad inklusive semesterersättning, sociala

avgifter m.m per timme inom industrin, i SEK per timme i Figur 4.6 - tenderar att ha en stor produktion och förbrukning av elektrisk energi per capita.

Elproduktion per capita

30000 25000 20000 15000 10000

5000 "” SP”

70 80

Figur 4.5 Genomsnittlig elproduktion per capita och elpris

Elproduktion per capita 30000

Nor 25000 '

20000 Can .

15000 sve

10000

5000 ' _lta Spa

Elpris/lön

0,15 0,25 0,35 0,45 0,55 0,65 0,75 0.85 0.95

Figur 4.6 Genomsnittlig elproduktion per capita och relativt elpris

4.5. Elkraftens betydelse för det svenska närings- livets konkurrenskraft i ett historiskt perspektiv

I ett historiskt perspektiv kan man konstatera att den svenska industrialiseringen i hög grad var exportledd, och att exportens inriktning bestämdes av landets naturresurser, dvs skogen, malmen och vattenkraften, som gav elenergi till jämförelsevis låg kostnad. Efter hand borde emellertid denna kostnadsfördel ha minskat i takt med att energin på marginalen inte längre byggde på naturresurser, dvs vattenkraft, utan på kärnkraft. Den initiella drivkraften till specialisering på energiintensiv produktion borde därmed ha för- svagats, eftersom kärnkraften inte på samma sätt gav en kostnads- fördel till den lokala industrin. Den svenska specialiseringen på el- intensiv sektor har emellertid snarast förstärkts (jmf Tabell 4.2).

Det är svårt att få fram jämförbara data på elprisernas utveckling över tiden i olika länder. Det är därför svårt att avgöra hur de elpriser som svensk industri får betala har utvecklats relativt till konkurren- terna. Däremot framgår det av Figur 4.7 att ökningen av den svenska produktionskapaciteten för energi, främst genom utbyggnaden av kärnkraften, under perioden 1970-89 var utomordentligt stark i inter— nationelljämförelse - endast i Finland var ökningen större.

Finland 262

s...... _226 Kanada __ '96 i...... _ '87 Tyskland _ '83 EG _ '8' Nurse _ '67 varlden _ ..3

USA 152

Swrbrtannim _ '27

-+——I——l—l

0 50 100 150 200 250 300 Källa: SCB Figur 4.7 Index för produktion av elektrisk energi per capita

1989. 1970 = 100.

En grundläggande fråga gäller i vad mån man kan betrakta ett lands produktionsstruktur och specialiseringsmönster som en konsekvens av dess resurstillgångar, som därmed betraktas som mer eller mindre givna storheter. Detta betraktelsesätt kan vara rimligt när det är fråga om naturresurser som jordmån, klimat och mineraltillgångar. I fråga om energi kan det också vara rimligt att betrakta de nationella till— gångarna som givna och bestämmande för produktionsstruktur och

specialisering när det gäller förekomster av olja, gas och utbyggbar vattenkraft.

Däremot kan man knappast betrakta produktionskapaciteten för kärnkraft och oljekondenskraft som en given resurs. Oavsett den kausala tolkningen måste det emellertid fortfarande gälla att länder med en hög total produktion och förbrukning per capita av elkraft också tenderar att ha en industristruktur som är inriktad på energi— tunga branscher, och en nettoexport av energiintensiva produkter.

Ett land kan emellertid vara specialiserat på energiintensiv produktion utan att elpriserna i nuläget behöver vara särskilt låga. En förklaring kan vara att konkurrenskraften hos den elintensiva sektorn inte ligger i ett lågt energipris utan i riklig tillgång till billiga råvaror, dvs inhemska naturresurser. Om förädlingen av råvarorna också råkar vara energiintensiv uppkommer nettoexport av energiintensiva varor. Ett sådant samband borde dock "avslöjas" i en multipel regression som i Tabell 42 där man tar hänsyn till andra faktorer som påverkar konkurrenskraften. En hög kraftproduktion blir då en effekt av konkurrenskraften inom råvaruförädlingen - som ger en hög efter- frågan på energi - snarare än en orsak till denna. Enligt denna förklaringsmodell borde emellertid elpriserna om något snarast bli högre än i andra länder.

En annan förklaring kan vara att landets näringsliv verkligen från början specialiserades på. och erhöll en stark konkurrenskraft i, till- verkning av energiintensiva varor. och att denna specialisering byggde på god tillgång på billig energi från "naturliga" källor. Genom att erfarenhet av produktionen kan leda till uppbyggnad av ett över- lägset tekniskt kunnande kan det tänkas att konkurrenskraften hos den elintensiva industrin kvarstår även långt efter att den ursprungliga konkurrensfördelen - låga elpriser - har försvunnit. Liksom i före- gående fall leder den starka internationella konkurrenskraften hos elintensiv industri - nu på grund av förvärvade teknologiska försprång - till en stark efterfrågan på energi och därmed en utbyggnad av kraft-

produktionen. Det är värt att notera att modern forskning mer och mer betonar

sådana sk "hysteresis-effekter" i produktion och handel, dvs att produktions- och handelsmönster förändras relativt långsamt även när faktortillgångar och faktorpriser förändras mer drastiskt. I sådan analys kan temporära politiska åtgärder också få permanenta effekter. T ex skulle en subventionering av kärnkraftens utbyggnad kunna betyda att ett land uppnår en specialisering på elintensiva produkter som kommer att kvarstå långt efter att elpriserna utjämnats.

5 Effekter av skatteväxling och förändrade elpriser på relativ inter- nationell konkurrenskraft och specialiseringsmönster

Att länder med låga energipriser har en stor energiproduktion per capita kan delvis bero på att de tenderar att använda mer energi per sysselsatt i alla branscher, men framför allt att produktionen är koncentrerad till energiintensiva sektorer. Detta i sin tur kan delvis sammanhänga med att konsumtionen av energiintensiva produkter per capita kan vara något större än i andra länder. 1 små öppna ekonomier avspeglar en hög total elanvändning emellertid framför allt en inter- nationell specialisering på energiintensiv produktion.

I detta avsnitt skall vi närmare studera sambandet mellan specialiseringsmönster och elpriser vid en jämförelse mellan OECD- länderna. Frågan är om det går att urskilja någon tendens till att länder med låga elpriser specialiserar sig på elintensiv produktion. Ett sådant samband skulle styrka tesen om elprisets betydelse som en faktor som styr den relativa internationella konkurrenskraften. Som vi redan påpekat är det vid en sådan analys viktigt att samtidigt ta hän- syn till andra faktorer som påverkar den internationella konkurrens- kraften; annars kan slutsatserna om elprisets betydelse lätt bli miss- visande.

Vi har skattat sambandet mellan specialiseringskvoten för en viss bransch i ett land är 1989/91 (ett medelvärde) och ett antal förkla- rande variabler som mäter länders tillgångar och priser på olika resurser, i kombination med branschers användning av samma resurser (se appendix). De resursslag som ingår är, förutom elenergi, realkapital, mänskligt kapital i form av utbildad arbetskraft, jord- bruksmark och skogsmark. Dessutom har vi sökt ta hänsyn till skill- nader ifråga om teknologi och produktivitet mellan tillverkare i olika länder som uppkommer genom en högre FoU-aktivitet än hos konkurrenterna.

Analysen har genomförts för 14 länder och 22 branscher inom till- verkningsindustrin. För en närmare beskrivning av data, metoder och resultat hänvisas till Gustavsson, Hansson och Lundberg (1995). Som vi betonade tidigare bör man ta de beräknade elpriserna med viss reservation. I många länder har den elintensiva industrin lägre elpriser än övrig industri. Vidare kan priserna skilja sig åt för företag av olika storlek och mellan olika delar av länder (SOU 199539). Trots reservationerna kan dock dessa elpriser vara en användbar utgångs- punkt för den fortsatta analysen. Resultaten i Tabell 5.1 bekräftar vår teoretiska hypotes. Att koefficienten för energivariabeln, som här definierats som produkten av branschens elintensitet och landets elpris, är negativ och starkt signifikant betyder att länder med låga elpriser, givet FoU-verk- samhet och tillgångar på andra resurser, tenderar att uppvisa höga värden på specialiseringskvoten, dvs en stark konkurrenskraft, i el- intensiva branscher. Detta resultat är varken känsligt för vilken definition på elpris man använder, dvs företagens elpris i gemensam valuta eller elpriset dividerat med total timlönekostnad i industrin, eller för korrektionen för heteroskedasticitet, och inte heller beroende av ett litet antal observationer med extremt hög elintensitet.

Tabell 5.1 Effekten på specialiseringskvoten av variationer i elpriset mellan länder, i kombination med

variationer i elintensitet mellan branscher .

elint*ln elint*ln elint*ln _- (elpris94) (elpris/lön) ___— -o,om

02,64) wa) (4,80)

Not. Siffra inom parentes ( ) anger t-värden, på tredje raden t-värden korrigerade för heteroskedasticitet (s.k Huber standard errors). Robust regression innebär att extrem- värden med stort inflytande på resultatet tilldelas lägre vikt. *** betecknar signifikans på 1%, ** på S% och * på 10% nivå. För att spara utrymme har de skattade regressionskoeffienterna för övriga variabler i regressionsekvationen - realkapital, andel högutbildad arbetskraft, jordbruksmark och skogsmark - ej skrivits ut. Den beroende variabeln är logaritmen för specialiseringskvoten i land j, bransch i för 1989-91 (genomsnitt).

5.2 Effekter av förändrade elpriser — ett räkne— exempel

Våra beräkningar visar att elpriset är en viktig bestämningsfaktor till branschmönstret för relativ internationell konkurrenskraft i ett lands näringsliv. Frågan är om resultaten kan ge ledning för bedömningen av storleksordningen av de sannolika effekterna på specialiserings- kvoten i olika branscher av en ökning av elpriset som orsakas av en skattehöjning. Sådana bedömningar av effekter av en hypotetisk förändring utifrån ett samband som beräknats på tvärsnittsdata måste tolkas med en viss försiktighet. Vi vill hävda att man ändå bör kunna använda resultaten för att göra några grova överslagskalkyler. Effekten på specialiseringskvoten i en bransch av att införa en skatt på elenergi kommer att bli störreju mer elintensiv branschen är. Som framgår av Figur 4.1 varierar energiberoendet starkt mellan olika delar av näringslivet. Det är därför uppenbart att effekterna av en elprishöjning kommer att bli koncentrerade till vissa branscher. Elintensiteten mäts i vår regressionsanalys som kostnad för inköpt el per sysselsatt. En överslagskalkyl (se appendix) tyder på att konse- kvenserna av en skatt på elkraft på upp till 50 procent blir blyg- samma för den genomsnittliga industribranschen (medianvärdet för inköpt el per sysselsatt). En prishöjning på elenergi motsvarande en 20-procentig skatt skulle reducera specialiserings-kvoten för sådana branscher med 2 till 3 procent. Vid oförändrad inhemsk konsumtion skulle produktionen minska i samma omfattning. Men i elintensiva branscher blir effekterna kraftiga. För branscher vars elintensitet svarar mot 3:e kvartilvärdet skulle en 50-procentig skatt kunna minska specialiseringskvot och produktion med upp till 25 procent.

Tabell 5.2 Effekter på specialiseringskvoten i branscher med olika hög elintensitet vid en given energiskatt

_ m—

skatt 20%

beta = -0,012

beta-0020 .ru-_” Simson/.. __—

beta-omz ms b...=-0,020

Not: beta—värdena i tabellen är alternativa estimerade värden för den partiella regressionskoefflcienten för energivariabeln ur Tabell 5.1. Elintensitet mäts som inköpt elenergi (1000 kr) per sysselsatt.

Som vi redan nämnt måste man räkna med att prishöjningen utlöser kompenserande förändringar i andra priser inklusive växelkursen. I det första enkla kalkylsteget som vi redovisat blir effekten negativ för alla branscher. Detta kan uppfattas som en kortsiktseffekt där inga kompenserande prisförändringar hunnit äga rum. På längre sikt kommer emellertid de elintensiva branschernas minskande betalningsförmåga för arbetskraft och andra resurser att leda till en expansion i branscher där elkostnaderna bara utgör en liten del av totalkostnaden; samtidigt kan man vänta sig en sänkning av den växelkurs som ger jämvikt i bytesbalansen. Resultatet blir en ökning av export, produktion och specialiseringskvot i de minst energi- beroende branscherna, medan kvoten faller i den elintensiva sektorn.

I princip skulle man kunna beräkna den hypotetiska effekten av en given ökning av elpriset på specialiseringskvoten för samtliga branscher, med hänsyn tagen till den kompenserande jämviktseffekten (jmf appendix). Eftersom det skattade regressions- sambandet bara gäller som ett genomsnitt bör man dock inte fasta alltför stort avseende vid resultaten av ett sådant räkneexempel för enskilda branscher. Slutsatsen av vår analys är emellertid att den negativa effekten på specialisering, produktion och sysselsättning som uppkommer vid en höjd beskattning av elpriset kommer att bli koncentrerade till de mest elintensiva branscherna. I den andra ändan av skalan kommer diverse kompenserande prisförändringar att ge en positiv impuls till branscher med låg elintensitet. De senare effekterna blir dock förhållandevis obetydliga.

Vi har visserligen inte gjort en fullständig analys av en skatte- växling eftersom vi bara behandlar effekten av en höjning av energiskatten. Våra enkla kalkyler understryker emellertid att skatte- växling kan medföra ganska betydande förskjutningar av inter- nationell konkurrenskraft mellan branscherna och därmed leda till en omfattande strukturomvandling, om än koncentrerad till den övre änden av skalan med avseende på elintensitet. En närmare analys av förloppet för en sådan omvandling ligger emellertid utanför ramen för denna utredning.

6 Regionala obalanser?

Vår slutsats från analysen av effekterna av skatteväxling på industristrukturen är att det knappast är möjligt att hävda att det upp- står något generellt problem med den internationella konkurrens- kraften. Däremot är det troligt att vi får en förskjutning av den rela- _ tiva internationella specialiseringen och därmed av industristrukturen. % Mer konkret kan vi förvänta oss att energiintensiva branscher kommer att minska i storlek, medan arbetsintensiva branscher kan förväntas expandera. Detta kan förväntas ge upphov till strukturomvandlings- kostnader innan en nyjämvikt har uppnåtts.

Detta är uppenbart även från vår tidigare analysis, där vi analyserat frågan på nationell nivå. Det är emellertid troligt att en sådan analys underskattar obalanserna på regional nivå om energiintensiva branscher är starkt koncentrerade till vissa regioner. Innan man kan dra en sådan slutsats måste vi emellertid veta om så verkligen är fallet. Vi kommer därför att utnyttja branschindelad sysselsättnings- statistik på länsnivå för att undersöka graden av koncentration. Sedan detta har gjorts kan vi dra slutsatser om regionala obalanser och svara på frågan om den nationella analysen underskattar struktur- omvandlingsproblemen. Därmed har vi också möjlighet att identifiera i vilka enskilda län som speciellt stora problem med struktur- omvandling kan komma att uppstå. Låt oss dock göra en liten ' reservation redan här. Våra beräkningar skall användas huvudsakligen för att identifiera till vilken grad regionala obalanser kan komma att uppstå till följd av skatteväxling och inte exakt i vilka regioner sådana obalanser kan uppkomma. Förhoppningsvis kan dock våra data också ge vissa indikationer om var regionala problem kan uppstå.

Län

Tabell 6.1 Regional fördelning av industriproduktion. (1) Total %

(3) (4 Papper, Järn, tillv.indus massa stål

)

5.0.kho.m.|ä. .3 .]

Unnsäään Södermanlands än O....gö....ds.än ___-a- Jänkännngsiän Kronobergs än 2.7 _” Kälnäriän ___-ir- conändslän ___-_ älekingelän ___-|- Kristianstads Iän 3.3 Männänusän ___-m nänänäsiän Göteborgs och Bohus län " 8.3 . älvsborgslän 0-5 skänanongsnän Värmlänäslän ___-au Orebro län Västmanlands län ___-I- Kopparbergs än Gävleborgsiän Väsennnnänsiälän

Jämtlands län

väsnonensä än ___-l- Nononensnän

Källa: Ianustristatisti/t, Regional redovisning av (Iam för år I 993, SCB. Kolumn (I) redovisar de olika länens andel av det totala förädlingsvärdet i tillverkningsindustrin. Kolumn (2) redovisar länens andel av energiintensiv produktion (SNI 34. SNI 35, SNI 36, SNI 37). Kolumnerna (3) och (4) redovisar länens andel av produktion i SNI 34 och SNI 37 respektive.

Data på energiförbrukning per sysselsatt har hämtats från Brännlund (1995), medan data på regional industristruktur är hämtat från Industristatistik, Regional redovisning av data för år 1993, SCB. Här finns data på 2:a nivån av SNI. Det är uppenbart från data i Brännlund (1995) att fyra branscher är betydligt mer energiintensiva än resten av tillverkningsindustrin. Dessa är SNI 34 (Massa och pappersindustri), SNI 35 (Kemisk industri), SNI 36 (Jord- och stenvaruindustri) och SNI 37 (Järn— stål — och metallverk).

Som ett första enkelt test av den energiintensiva industrins regionala lokalisering jämför vi olika läns andel av den energi— intensiva produktionen, definierad som ovan, dvs SNI 34, 35, 36 samt 37, med deras andel av den totala tillverkningsindustrin. Resultaten

redovisas i Tabell 6.1. I första kolumnen redovisas de olika länens andel av det totala förädlingsvärdet i tillverkningsindustrin. Denna andel kan vi sedan jämföra med andelen av den energiintensiva produktionen. Det är helt klart att vissa län är överrepresenterade med energiintensiv produktion. I den andra kolumnen redovisas de olika länens andel av den energiintensiva produktionen. I vissa fall bekräf- tas den konventionella bilden där det hävdas att de 5 k glesbygdslänen har en stor andel av sin produktion i energiintensiva branscher. T ex har Värmlands län, Kopparbergs län, Gävleborgs län och Väster- norrlands län en betydligt större andel av den energiintensiva produk- tionen än av den totala industriproduktionen. Det finns däremot också glesbygdslän där man inte är specialiserade på energiintensiv produktion. Detta gäller t ex Jämtlands, Norrbottens och Väster- bottens län. Vidare kan det nämnas att Stockholms län har en andel energiintensiv produktion som klart överstiger dess andel av den totala produktionen. Detsamma gäller i viss mån Uppsala och Söder- manlands län.

För länen i södra Sverige är förhållandet generellt det omvända. Här har t ex Blekinge, Jönköpings, Kronoberg och Skaraborgs län en andel av energiintensiv produktion som klart understiger dess andel av den totala produktionen i tillverkningsindustrin. Om vi betraktar en skatteväxling som i genomsnitt lämnar kostnaderna i tillverkningsindustrin oförändrad genom att skatter skiftats från arbetskraft till energi, skulle därför tillverkningsindustrin i södra Sverige generellt få lägre kostnader.

Det förtjänar att betonas att skogslänen generellt i ännu högre grad är överrepresenterade i den allra mest energiintensiva produktionen, SNI 34. Här har t ex Värmlands, Gävleborgs, Västernorrlands och Norrbottens län en produktionsandel som är runt det dubbla eller mer jämfört med deras andel av totalproduktionen i tillverkningsindustrin. De norrländska glesbygdslänen är däremot underrepresenterade i kemisk industri (SNI 35) som visserligen är energiintensiv jämfört med genomsnittet i tillverkningsindustrin, men samtidigt den som har lägst energikonsumtion per anställd bland de branscher vi klassificerat som energiintensiva. Det är också framförallt här som Stocksholms län har en betydande produktion. Det kan dock betonas att den andra riktigt energiintensiva branschen, järn och stålverk (SNI37) delvis är lokaliserad också till de centrala delarna av Sverige. Studera den sista kolumnen i Tabell 6.1. som redovisar de olika länens andel av järn- och stålverksproduktion. I synnerhet har Söder- manlands län en speciellt hög andel av sin produktion i denna bransch. Detta län kan därför förväntas drabbas av ett betydande

strukturomvandlingsproblem till följd av skatteväxling. I övrigt är det dock de 5 k glesbygdslänen i norr som också är specialiserade i denna.

En generell höjning av energipriser skulle initialt leda till ökade initiala kostnader för energiintensiv produktion, medan kostnaderna minskar för arbetsintensiv produktion. Kommer produktionen och sysselsättningen i de län som är specialiserade på energiintensiv produktion automatiskt att minska? Det är troligt, men inte helt säkert och beror på ett antal faktorer. I synnerhet beror det på förekomsten av sk kvasiräntor hos kapitalägarna i energiintensiv produktion och i vilken mån reallöner är rörliga nedåt i enskilda regioner.

Låt oss bygga på den teoretiska diskussionen i kapitel 3 om strukturomvandling på nationell nivå och diskutera omvandling på regional nivå. Låt oss utgå från två regioner, ”Norr” och ”Söder”, och nu bortse från problem med strukturomvandling på nationell nivå. En regional analys skiljer sig från en internationell framförallt genom att produktionsfaktorer i högre grad är rörliga mellan regioner än mellan nationer. Låt oss också nu också göra det rimliga antagandet att energi är relaterat till användningen av fysiskt kapital. Vi tänker oss en modell med två varor, en vara är arbetsintensiv medan den andra är kapitalintensiv (och därmed energiintensiv). Utgångspunkten är också den empiriska analysen som antyder att ”Norr” har en större andel kapitalintensiv produktion än ”Söder” och att vi inför en skatte- växling.

På kort sikt är det rimligt att faktorer är orörliga både mellan branscher och mellan regioner. Enda sättet att behålla full syssel- sättning i båda regionerna är därför löneflexibilitet. Om lönerna är orörliga nedåt kommer arbetslöshet att uppstå för de som är anställda i kapitalintensiv produktion. Denna arbetslöshet blir speciellt besvä- rande iNorr eftersom sysselsättning i kapitalintensiv produktion utgör en speciellt stor andel av den totala sysselsättningen.

På medellång och lång sikt är det rimligt att tänka sig arbetskraft och kapital är rörliga mellan branscher och i viss män mellan regio- ner. På Iång sikt vet vi från handelsteorins Rybczynski och Stolper- Samuelson teorem att med oförändrade produktpriser och faktortill- gångar kommer de långsiktiga faktorpriserna och produktionen att vara oförändrade (se kapitel 3). Det är emellertid långt från säkert att detta gäller också för regionala förändringar. En möjlighet är att ny- investeringar kommer att ske i Söder snarare än i Norr. Det finns två skäl för detta: för det första kan det tänkas att kapitalersättningarna initialt drivs upp i ”Norr” snarare än i ”Söder” som ett resultat av skatteväxlingen. Denna effekt kan förstärkas om faktorproduktiviteten i icke-kapitalintensiv industri generellt är högre i ”Söder” än i ”Norr”.

Anledningen till att, vid lika faktorpriser i ”Norr” och ”Söder”, överhuvudtaget lokalisera tillverkningsindustri i ”Norr” är att det finns lokaliseringsfördelar, t ex tillgången till naturresurser, som är viktiga i energi- och kapitalintensiv industri. Tas dessa lokaliserings- fördelar bort kan det mycket väl vara möjligt med kapitalflykt från ”Norr” till ”Söder”. För att återställa jämvikt också på faktor- marknaden, till givna faktorpriser som vi institutionellt har i Sverige, krävs också mobilitet till ”Söder” av arbetskraft. Är arbets- produktiviteten dessutom lägre i ”Norr” kan denna effekt förstärkas.

Det scenario som vi beskrev ovan uttrycker bara en möjlighet, det behöver inte alls gå så. Om faktorpriserna, och i synnerhet löner, kunde förändras i enskilda regioner, skulle anpassningen gå betydligt lättare. Lite förenklat kan man därför säga attju större tilltro man har till marknaders flexibilitet desto mindre blir problemen med obalanser. Många har hävdat att ett av den svenska ekonomins största problem är bristen på flexibilitet på arbetsmarknaden. Vår bedömning är därför att de regionala obalanserna kan bli relativt betydande. De län som har en stor andel energiintensiv produktion kan därför temporärt få minskad sysselsättning i synnerhet som regionala löneskillnader är ytterst begränsade i Sverige.

Frågan om hur skatteväxling värderas kan också bero på hur man ser på behovet av att låta produktionen och arbetskraften vara jämt spridd över landet. För de som tycker att det är ett viktigt mål att bibehålla produktion relativt jämt fördelat över landet kan därför skatteväxlingens efffekter upplevas som besvärande.

Vi har redan tidigare diskuterat att elkonsumtion och konsumtion av fossila bränslen är relativt väl korrelerade med varandra. De är dock inte perfekt korrelerade. Tabell 6.2 visar att de två typerna av energikonsumtion generellt hänger ihop. I tabellen anges el- konsumtion i Mwh per anställd och konsumtion (i tusen kronor) av fossila bränslen per anställd (jämför också Tabell 6.1).

Tabell 6.1 Elkonsumtion och konsumtion av fossila bränslen per anställd

Fossila bränslen/Anställd 0.08 0.04 en om

0:20 _al— 0.02 0.05

Källa: Industri 1991, SCB.

Vissa branscher använder dock i betydligt högre grad fossila bränslen än el. Framför allt gäller detjord- och stenvaruindustri (SNI36) samt textilindustri (SNI 32). Å andra sidan har den kemiska industrin (SNI35), som är mycket elintensiv, en relativt begränsad användning av fossila bränslen per anställd och skulle därför inte påverkas speciellt mycket av en skatt på fossila bränslen.

Det kan därför få en viss regional betydelse om vi väljer att lägga en skatt på generell konsumtion av energi eller om skatten i stället läggs på fossila bränslen. En skatt på fossila bränslen, t ex kol- dioxidskatt, skulle därför drabba de län som har stor produktion av SNI 36 och 32 speciellt hårt. Delvis är det andra län än i annan energiintensiv produktion. Vad gäller jord- och stenvaruindustrin så har flera väst- och sydsvenska län en betydande produktion här. Så har Gotland 5.2 % av produktionen i tillverkningsindustrin (mot 0.4 % i hela tillverkningsindustrin). Följande siffror gäller för ett antal andra län som är specialiserade påjord- och stenvaruindustri: Kalmar län 10.2 % (3.2 %); Malmöhus län 16.1 % (8.3 %); Skaraborgs län 8.8 % (3.7 %) och Älvsborgs län 7.1 % (5.6 %).

Det ska dock betonas att medan vissa andra branscher i till- verkningsindustrin är mycket inriktade på den internationella mark- naden, så gäller det knappast för jord- och stenvaruindustrin (se SOU 1995:l39). I denna bransch finns därför större möjligheter att skatte- växlingen helt enkelt Ieder till högre priser snarare än till minskad produktion och sysselsättning.

Sammanfattningsvis kan man därför säga att genomförandet av en skatteväxling skulle leda till regionala obalanser. Det är framför allt de norrländska glesbygdslänen som är relativt specialiserade i energi-

intensiv produktion. Effekterna av enbart en koldioxidskatt kan för— väntas bli något annorlunda, men det är med något undantag samma län som drabbas. Med den brist på regional löneflexibilitet och inter- regional mobilitet av arbetskraft och kapital som finns i Sverige kan man mycket väl tänka sig längre perioder av ett underutnyttjande av produktionsfaktorer, t.ex. arbetslöshet, innan en omställning har skett. De slutsatser om kostnader för strukturomvandling som vi drog från det nationella materialet förstärks därför av de regionala data som vi analyserat i detta avsnitt.

Långsiktig konkurrenskraft

Vi har argumenterat för att begreppet konkurrenskraft på lång sikt på makroplanet inte är speciellt relevant i den meningen att skatteväxling i på sikt skulle drabba Sveriges förmåga att producera för och kon- kurrera på världsmarknaden. Som vi diskuterat förut kommer visser- l ligen vissa industrier att stagnera eller krympa, men detta kompense-

| ras av att produktion och sysselsättning i andra branscher kommer

! öka. Denna förändring av industristrukturen kan på kort sikt få betydande effekter i form av olika anpassningskostnader, men kan möjligen också påverka den långsiktiga tillväxttakten. I detta avsnitt ställer vi oss frågan på vilka vägar detta kan ske.

Låt oss redan nu slå fast att några säkra slutsatser knappast kan dras om dessa frågor. Vi kan dock antyda vissa möjliga alternativ. Vi börjar med att utgå från traditionell handels- och tillväxtteori. Enligt denna är, så länge alla marknader fungerar väl, ett lands branschstruktur av mindre betydelse. I avsaknad av tekniska framsteg och externaliteter bestäms nationalinkomsten per capita av tillgången på humankapital och fysiskt kapital. Tillväxten bestäms av investe- ringar i dessa produktionsfaktorer. Utifrån den neoklassiska teorin är det svårt att se att den strukturomvandling som skatteväxlingen ger upphov till skulle påverka effektiviteten i resursallokeringen eller tillväxttakten.

Nyare forskning har i någon mån modifierat denna syn. I modeller där ofullständig konkurrens, tekniska framsteg och externaliteter i t ex kunskapsöverföring är viktiga egenskaper, kan branschstrukturen potentiellt påverka levnadsstandard och tillväxt. I denna teoribildning karakteriseras t ex vissa högteknologiska sektorer av externaliteter, i meningen att ett företag som lagt ner resurser på forskning och utveckling inte kan tillgodogöra sig det fulla kommersiella värdet av den nya kunskapen, som tenderar att "läcka ut" till andra företag.

Ett annat fenomen som förekommer i dessa branscher är sk över— vinster på grund av att odelbarheter och stordriftsfördelar endast tillåter ett begränsat antal aktörer på världsmarknaden. Genom en aktiv handels- och industripolitik kan monopolvinster överföras till det egna landet eller externaliteter utnyttjas bättre. En branschstruktur som i större utsträckning karakteriseras av branscher med positiva

externaliteter eller övervinster skulle under vissa villkor kunna påverka resursallokeringen positivt.

Eftersom vi har små empiriska kunskaper om var övervinster eller externaliteter faktiskt finns, och hur stora de är, är det svårt att dra konkreta policy-slutsatser från dessa teorier. Det förefaller dock sannolikt att energiintensiva branscher oftast inte kännetecknas av speciellt stora positiva externaliteter, i form av t ex kunskapsöver- föring mellan olika företag i samma bransch eller mellan olika branscher. En del av de arbetsintensiva branscher som kan förväntas expandera skulle däremot kunna karakteriseras av externaliteter, i synnerhet i de fall arbetskraften är högt utbildad. Andra arbets— intensiva branscher som huvudsakligen använder relativt outbildad arbetskraft kan däremot vara av en sådan natur att förekomsten av externaliteter inte är speciellt vanliga.

En mycket försiktig slutsats skulle därför vara att en skatteväxling på lång sikt kan leda till en branschstruktur som innebär mer, snarare än mindre, positiva externaliteter. Låt oss dock återigen betona att vår empiriska kunskap är ytterst begränsad. En alternativ möjlighet kan emellertid vara att sektorer där ett land länge haft betydande produk- tion, t ex i Sveriges fall skogsindustri, har ovanligt hög produktivitet genom inlärningseffekter och att dessa effekter förstärks över tiden. Detta skulle innebära att även om dessa industrier inte generellt är karakteriserade av inlärningseffekter så kan sådana effekter uppstå för länder som länge haft produktion i dessa industrier.

Om vi har mycket begränsade empiriska kunskaper om sk spillovers, gäller det i än högre grad begreppet "övervinster", dvs ersättning till kapitalägare eller arbetskraft utöver de marknads- bestämda faktorpriserna. I teorin skulle man kunna tänka sig att den förändrade branschstrukturen skulle kunna leda till större eller mindre övervinster.

Det är emellertid svårt att säga vilka branscher som i praktiken kännetecknas av övervinster. Argumentet om strategisk handelspolitik vid övervinster är därför svårt att operationalisera.

Det är viktigt att notera att de vinster av handel vi hittills diskuterat rör engångsvinster, dvs en nivåhöjning av den reala national— inkomsten. Till en del är det samma effekter, t ex kunskapsinlärning, som också verkar över tiden. Det finns dock andra faktorer som också kan vara av intresse när det gäller relationen mellan skatteväxling och långsiktig tillväxt.

8. Referenser

Chacholiades, M (1978) International trade. Theory and policy. McGraw-Hill.

Blomström, M. & Lipsey R, (1989) The export performance of US and Swedish multinationals. Review ofIncome and Wealth, Vol. 35.

Drivkrafter för produktivitet och välstånd. Produktivitets- delegationens betänkande. SOU 1991192.

Erixon, L. (1988) Löner och konkurrenskraft. Lönekostnadernas betydelse för Sveriges världsmarknadsandelar, i Ems, E. (red.) Exportindustrins framtid. Är konkurrenskraften i fara? SIND I988:2

Fagerberg, J. (1988) International competitiveness. Economic Journal, Vol. 98.

Finanansdepartementet (1995) Reviderad nationalbudget. April 1995.

Gustavsson P, Hansson P & Lundberg L (1995) R&D and resource endowments as determinants of international specialization in OECD countries. FIEF Working Paper No 130.

Hansson, P & Lundberg, L (1995) Från basindustri till högteknologi? Svensk näringsstruktur och strukturpolitik. SNS Förlag.

Lundberg, L. (1986) Supply side determinants of the Swedish market share of world exports of manufactures. FIEF Working Paper No 25.

Omställning av energisystemet, Slutbetänkande av energi- kommissionen, SOU 19952139

Appendix

I . Effekten på enhetskostnadenför export av en skatteväxling

Låt dt ,; och dt ,, vara förändringen av skatterna på el och arbetskraft, och a,; och a ,! åtgången av el och arbetskraft per producerad enhet i genomsnitt i hela ekonomin. För att Skatteförändringen skall vara balanserad, dvs att skattehöjningen på el till beloppet är lika stor som skattesänkningen på arbetskraft, måste då gälla att

dtlz'alz' + dtLal. : 0 (A'l) Förändringen av enhetskostnaden för export kan då skrivas ch = dtlz'al-jk' + Citta/"t' (A-Z)

som är positiv om

a., a M > LX (A.3) a I:" a I.

Z. Elprisets betydelse för konkurrenskraften

Den skattade regressionsekvationen i Tabell 5.1 har formen

1an], = ZB/Di "LED/Di +Zy kvki ankt +)tlnfy. +80. (A.4)

där rij : specialiseringskvoten i bransch i, landj

Di ,Dj = dummyvariabler för branscher (i) och länder (i)

Vki = åtgången av faktor k i bransch j, t.ex. realkapital per syssel- satt eller andelen högutbildad arbetskraft

ij : ett mått på tillgången på resursen k, t.ex. realkapital per capita i hela ekonomin i land j, alternativt priset på resursen k i landj.

fi]- : FoU-intensiteten - FoU-kostnader som andel av förädlings-

värdet - i bransch i, land j, i förhållande till konkurrenterna i samma bransch.

3. Effekten av en höjning av elpriset på specialiseringskvoten

Om regressionsekvationen (A.4) deriveras partiellt m.a.p elpriset VI,,

får man

dlnril. : vliiélidan/i/ (A-S)

Värdena i Tabell 5.2 erhålles genom att insätta de skattade värdena

för öl,;- som ligger mellan -0,012 och —0,020 (jmf Tabell 5.1). Ur fördelningen av värden på v,” , elintensiteten, väljs värdena för första, andra (medianen) och tredje kvartilen.

4. Beräkning av kompenserandejäniviktsejfekt

Den kompenserande (positiva) jämviktseffekten av en höjd energiskatt, (x i uttrycket

dlnr”. =0t +v,:.,.flj danHI. (A.6)

bestäms då så att bytesbalansen bibehålles oförändrad eller m.a.o så att ett vägt medelvärde av förändringarna i samtliga branscher summerar sig till noll:

Zeldlnry = 0 (A-7)

där vikterna är varugruppernas utgiftsandelar.

6

Effekter av olika skatteväxlings- alternativ enligt en allmän jämviktsmodell

av

Glenn W. Harrison

Dewey H Johnson Professor of Economics, Department of Economics, University of South Carolina, USA.

Bengt Kriström

Professor i Naturresursekonomi, Institutionen för Skogsekonomi, SLU-Umeå

1 Introduktion

Det finns en omfattande teoretisk och empirisk litteratur kring hur skatter påverkar samhällsekonomin. En generell slutsats från denna litteratur är enkelt uttryckt att vissa skatter påverkar samhälls— 4 ekonomins funktionssätt på ett negativt sätt, medan andra skatter l l

bidrar till ett bättre utnyttjande av samhällets resurser. Löneskatter är ett exempel på ”snedvridande” skatter, medan miljöskatter (eller miljöavgifter) istället är exempel på ”rättvridande” skatter. Vi skall i denna uppsats fokusera tänkta förändringar av det svenska skatte— systemet, där en höjning av koldioxidskatten kombineras med en allmän nedsättning av löneskatten så att statens skatteintäkter är oför- ändrade. Givetvis kan det finnas många andra intressanta skatte- växlingsmöjligheter för svensk del, men avgränsningen är naturlig med tanke på att koldioxidskatterna idag utgör den helt dominerande delen av de totala miljöskatteintäkterna i Sverige.

Utgångspunkten är att de teoretiska resonemangen kring skatte- växling bör belysas med en ansats som tar hänsyn till det faktum att en ekonomi består av ett stort antal ömsesidigt beroende aktörer. Förändringar av skattesystemet kan ge spridningseffekter och åter- verkningar på den svenska ekonomin som är mycket svåra att belägga utan den typ av beräkningsbara allmän jämviktsmodeller som används i denna uppsats. Sådana jämviktsmodeller har visat sig värdefulla i empiriska analyser av ekonomisk politik och har använts på ett mycket stort antal områden på senare år, inte minst för att belysa sambandet mellan ekonomi och miljöl. Ett exempel är en studie av målkonflikter i miljö— och energipolitik i 1990 års långtids- utredningz. En förklaring till att beräkningsbara allmän jämvikts- modeller fått en viktigare position på senare år är den förbättring som skett på datorsidan, när man numera med en bordsdator kan lösa modeller som förut krävde tillgång till sk superdatorer. Förbättringar på mjukvarusidan är en annan bidragande orsak till den ökade popu- lariteten.

1 Se tex. Boyd, Krutilla & Viscusi (1995) , Goulder (1995) samt Jorgenson & Wilcoxen (1995). Se Bergman (1990,1995).

I en allmän jämviktsmodell uppfattas ekonomin som ett system av ömsesidigt beroende marknader. En förändring som vid första påseende endast påverkar en marknad, kan i praktiken påverka alla marknader i ekonomin. Fördelarna med detta ”helhetsperspektiv” är flera. Erfarenheten visar att man många gånger blottlägger indirekta och komplexa samband vilka kan vara svåra att upptäcka med alter- nativa ansatser. En koldioxidskatt påverkar t.ex. i ett första led priset på fossila bränslen, i ett andra led priset på substitutbränslen, i ett tredje inkomster för de som säljer fossila bränslen, osv. Dessa spridningseffekter ”fortplantar” sig i ekonomin på ett sätt som man med allmännajämviktsmodeller kan hantera.

Vidare finns det många fördelar med en modell där man på ett konsistent sätt behandlar inkomster och utgifter för ekonomins olika aktörer. Exempelvis är det i detta sammanhang intressant att belysa samspelet mellan olika skattebaser. En höjning av koldioxidskatten påverkar konsumtionen av fossila bränslen och därmed indirekt den delen av energiskatten som träffar dessa bränslen. Skatteväxling kan också ha betydelse för moms— och andra skatteintäkter, spridnings- effekter som i princip är ganska enkla att hantera inom ramen för de typer av modeller som presenteras här. '

Även om beräkningsbara allmänjämviktsmodeller kan vara av stort värde för att ge empirisk belysning åt komplexa ekonomiska frågor, finns det anledning att peka på några av osäkerhetsfaktorerna som med nödvändighet uppkommer. Modellerna bygger på efterfråge- och utbudssamband som inte är kända med säkerhet. Denna typ av osäker- het är inte unik för den ansats som valts här, utan gäller för många andra empiriska analyser inom samhällsvetenskapen. Man kan inte veta på förhand exakt hur konsumenter och företag kommer att reagera på en förändring av skattesystemet. Om efter- fråge/utbudssambanden är felaktigt specificerade i modellen kan denna felkälla ”fortplanta” sig i modellen, vilket ytterligare bidrar till att man sällan kan göra goda prognoser vad gäller nivåer för enskilda variabler.

På samma sätt som kartor ger en uppfattning om riktningar, ger analysen en vägledning om i vilken riktning ekonomin påverkas av olika reformer. För att i någon mån belysa osäkerheten i antaganden om olika parametrars värde genomförs en känslighetsanalys. Den innebär att alla (eller några) parametrar i medeltal kommer att ha samma värde som i grundkörningen, men varierar i känslig- hetsanalysen på ett sätt som beskriver den osäkerhet som finns kring

varje parameter. Genom att upprepa beräkningarna ett stort antal gånger (och i varje upprepning välja olika parametervärden) får man en uppfattning om hur känsliga slutsatserna är för de antaganden som görs.

2 Beräkningarnas syfte

Beräkningarna syftar främst till att illustrera hur en skatteväxlings— reform kan påverka resursförbrukning, resursfördelning samt miljökvalitet. De syftar också till att ge en uppfattning om hur vissa skatteintäkter påverkas av tänkta förändringar av skattesystemet. Vidare beaktas det faktum att hushållens köpkraft kan påverkas, t.ex. via prisförändringar på olika varor och tjänster, samt i viss mån Iöne- förändringar och inkomst från kapital. Även det faktum att handelsmönstret kan förändras inkluderas i modellen.

Det första problemkomplex som diskuteras är hur skatteväxling påverkar centrala ekonomiska variabler såsom priser på varor och tjänster samt förädlingsvärden. Man förväntar sig en prishöjning på fossila bränslen under ett scenario kallat CIOO, där koldioxidskatten fördubblas och växlas mot löneskatter. Det är dock inte på förhand givet hur t.ex. priserna påjordbruksvaror påverkas. Effekterna drar åt olika håll när (potentiellt sett) alla priser i ekonomin förändras. En förändring av skattesystemet påverkar också den relativa lönsamheten i olika sektorer. På lite längre sikt flyttar produktionsfaktorerna (arbete och kapital) till de sektorer som ger relativt sett högst avkast- ning. Vissa sektorer minskar, andra expanderar när ekonomin ”ställer om sig” till nya förutsättningar. Modellen ger en uppfattning om hur denna strukturomvandling kan tänkas ske.

Den andra grupp av frågor som studeras med hjälp av modellen gäller allmänt sett hur hushållens välfärd påverkas av skatteväxling. Vissa varor blir dyrare att tillverka/konsumera, andra kan bli relativt sett billigare, vilket sammantaget har betydelse för hushållens konsumtionsutgifter. Eftersom hushållen äger företagen förändras hushållens inkomst inte bara av eventuella förändringar i arbetad inkomst utan också via förändrade inkomster från kapital (vinster). Det är dock inte bara nivåerna som är intressanta, utan också hur inkomster och utgifter fördelas mellan hushåll, inte minst i ljuset av det faktum att miljöskatter ofta är regressiva. Till dessa välfärdseffekter bör givetvis läggas värdet av en förbättrad miljö.

Den tredje frågan som här ges empirisk belysning gäller om skatte- växling i allmänhet är ett alternativ som ger miljövinster. Vid en första anblick kan det tyckas självklart att utsläppen minskar om en

miljöskatt höjs. Nettoeffekterna på de globala koldioxidutsläppen av en ensidig svensk koldioxidpolitik kan dock vara negativa, när stigande hemmamarknadspriser kan leda till att inhemsk produktion ersätts av import. Man kan tänka sig fall när en ambitiös svensk koldioxidpolitik leder till en global ökning av koldioxidutsläppen. Modellen tar hänsyn till varuflödet mellan länder, men utsläppen ”flyttar utomlands” endast om importen av varor och tjänster ökar; produktionsfaktorerna stannar således inom landet. En ambitiös svensk koldioxidpolitik kan ge demonstrationseffekter i bemärkelsen att andra länder förr eller senare följer det svenska exemplet och minskar sina utsläpp, men detta är en fråga som inte kan belysas här.

3 Modellen

Modellen beskriver en liten öppen ekonomi, där det enskilda landet

inte kan påverka världsmarknadspriserna. Liknande konstruktioner

används f.n. av Världsbanken och andra organisationer för ut- värdering av ekonomisk politik. Modellen har speciellt konstruerats för att analysera effekterna av skattepolitik och bygger vidare på arbe- ten av bland andra Melo & Tarr (1992), Harrison, Rutherford och ? Tarr (1993) och Rutherford, Rutström och Tarr (1993).

Det kan nämnas att föreliggande arbete innebär en betydande ambitionshöjning i jämförelse med andra allmän jämviktsmodeller utvecklade för svenska data vad beträffar aggregationsnivån. Även möjligheter att beräkna utsläppsförändringar för ett stort antal sektorer och bör nämnas samt den relativt detaljerade beskrivningen av handelsmönstret mellan Sverige och andra länder Arbetet har också inneburit betydande ambitionshöjningar av sådan teknisk natur i att de inte är av primärt intresse i detta sammanhang. För en mer ! detaljerad beskrivning, se Harrison & Kriström (1996). j

Produktionsteknologin karakteriseras av konstant skalavkastning ; och de enskilda företagen väljer en produktionsnivå där pris är lika med marginalkostnad. Företagen kan välja att sälja sina produkter på hemmamarknaden eller på export, där exporten fördelas på specifika exportmarknader.

Varor och tjänster produceras med hjälp av primära insatsfaktorer (kapital och olika slag av arbetskraft) samt råmaterial och halv- fabrikat (sk intermediära insatsfaktorer). Arbetskraften delas in i: Ej facklärda varuproducerande arbetare, ej facklärda tjänste— producerande arbetare, facklärda varuproducerande arbetare, fack- lärda tjänsteproducerande arbetare, lägre tjänstemän, lägre tjänstemän (minst 2 års högre utbildning), tjänstemän på mellannivå, tjänstemän i högre ledande befattning, fria yrkesutövare med akademiska yrken. företagare exkl. lantbrukare samt lantbrukare. De har summerats till sex olika kategorier, väsentligen arbetare/tjänstemän med olika långa utbildningar. Produktionsfaktorerna antas rörliga mellan sektorer förutom i naturresursbaserade sektorer som jordbruket och vissa gruvsektorer.

Företagens produkter säljs antingen på hemmarknaden eller

exporteras, där exporten fördelas på sju länder/regioner. Den länder/regionindelning som använts är Danmark, Finland, Japan, Norge, resten av EU-länderna, USA, samt resten av världen. som nämndes ovan. Produktionsfaktorer antas inte vara rörliga över gränserna. Ökade kostnader i Sverige kan inte övervältras på världs- marknaden i enlighet med antagandet att Sverige är en liten öppen ekonomi. Modellen tar hänsyn till att handelshinder i form av tullar kan skilja sig mellan de regioner Sverige handlar med.

Hushållen efterfrågar dels de varor som produceras på hemma- marknaden, men också de importvaror som kommer från de olika importområdena (samma som exportområden). Konsumtionsbesluten kan uppfattas i två stega. I det första steget väljer konsumenten hur mycket han/hon skall spendera på de olika varorna i de olika sekto- rerna, givet att inkomstelasticiteten är lika med ett. I det andra steget väljer konsumenten fördelningen mellan hemmaproducerade och importerade varor, givet den fördelning av budgeten över sektorer som gjordes i det första steget. När konsumenten beslutat sig för hur stor andel av budgeten som går till importerade varor, väljs sedan hur denna andel skall fördelas på varor från olika länder.

Hushållen får sina inkomster via de produktionsfaktorer de äger samt nettotransfereringar från den offentliga sektorn. Hushållens utgifter på varor och tjänster är hämtade från 1992 års undersökning av hushållens utgifter. Man använder i denna undersökning en annan indelning av varor än vad som är fallet i nationalräkenskaperna. Vad som behövs är en nyckel som länkar ihop dessa två databaser. I dagsläget saknas en officiell nyckel och istället har utgifts- undersökningar från andra länder utnyttjats tillsammans med andra bedömningar för att koppla ihop sektorer och konsumtionsutgifter.

I grundversionen av modellen förekommer inga imperfektioner på arbetsmarknaden, således finns heller ingen ”ofrivillig arbetslöshet”. I modellen kan hushållet således fritt välja mellan fritid och arbete, vilket betyder att arbetsutbudet påverkas av prisförändringar även på andra marknader än arbetsmarknaden. Denna koppling har visat sig vara väsentlig i diskussionen av begreppet ”dubbel utdelning” , se t.ex. Bovenberg & De Moijj (1994) för en utförlig diskussion av detta faktum.

Den offentliga sektorns intäkter består av olika skatter inklusive tullinkomster. Kostnaderna är bl.a. offentlig konsumtion och olika typer av subventioner. Energiskatter, arbetsgivaravgifter, moms, tullar

3 Slutlig efterfrågan modelleras via sk nästade CES nyttofunktioner, vilka

bland annat karakteriseras av en konstant substitutionselasticitet.

och en bolagsskatt finns inkluderade. Bolagsskatten (egentligen en vinstskatt) har satts till 19.2% utifrån beräkningar presenterade i Andersson & Norrman (1987, sid 224).

När det gäller beskrivningen av produktionsteknologier i olika sektorer finns en betydande osäkerhet om de viktigaste parametrarna. : Den viktigaste parametern är här den sk substitutionselasticiteten mellan olika produktionsfaktorer. Den säger något om de tekniska möjligheter som finns att förändra produktionsapparaten när insatsvarornas pris ändras. När olika sektorer har olika teknologier varierar dessa substitutionsmöjligheter mellan sektorer. Någon möjlighet att systematiskt undersöka dessa i de sektorer som ingår i modellen har inte funnits, givet tids- och andra resursramar. I stället har befintliga empiriska studier utnyttjats. Till detta har dock en ! systematisk känslighetsanalys bifogats enligt den princip som " beskrevs ovan.

Det bör noteras att modellen saknar återkopplingar i form av effekter på produktionsteknologier av skatteväxling. Det finns ingen möjlighet att inom ramen för denna modell ta hänsyn till att en skatte- växling kan leda till innovationer och ”nya” marknader. Denna koppling kan visa sig viktig i praktiken. Icke desto mindre ligger en beskrivning av dessa ”dynamiska effekter” på forskningsfronten, åtminstone vad gäller allmän jämviktsmodeller, och det torde dröja innan man tagit fram en allmänt accepterad metod.

4 Data

En viktig del av arbetet har varit att ta fram data på en så finfördelad nivå som möjligt. Den centrala delen i databasen är den beskrivning av den svenska ekonomins struktur som SCB publicerat för år 1992 över 88 sektorer, se appendix A för detaljer. I input-outputmatrisen beskrivs handeln mellan olika sektorer i ekonomin samt utrikes- handel, investeringsaktivitet, offentlig sektors konsumtion och en mängd andra nödvändiga basdata. Dessa tabeller har sedan kompletterats, bl.a. vad gäller beskrivningen av hushållens konsum- tionsmönster, där hushållens utgiftsundersökning (HUT) använts. Uppgifter om arbetsinkomster för olika kategorier har beställts från SCB.

Ett omfattande arbete har lagts ned på att beskriva handels- mönstret. Det finns inga lättillgängliga data som direkt passar basdata i modellen, när input-outputtabellen saknar en nedbrytning på import och exportregioner. Befintlig tullstatistik har därför utnyttjats för fördela export och import på Danmark, Finland, Japan, Norge, resten av EU-länderna, USA, samt resten av världen.

Den miljöräkenskapsrnatris som presenteras inom ramen för miljöräkenskapsarbetet på Konjunkturinstitutet har utnyttjats för att avstämma utsläppsberäkningarna. Utsläppen av koldioxid och svavel beräknas via uppgifter om konsumtion av fossila bränslen inom varje sektor. Hänsyn tas för övrigt också till att ”koldioxidinnehållet” i importen varierar mellan importregionerna i modellen.

Modellen utnyttjar de energi- och miljöskatter som gällde 1995 enligt följande tabell:

Tabelll Energi- och miljöskatter samt priser för olika bränslen 1995 (industrin, drivmedel)

Bränsle Energiskatti C02 skatt i 802 skatt i Pris,

% av pris % av pris % av pris kr/m3 __ Eldnings- 48 82 _

_].

Källa: ”Current prices on fossil fuels in Sweden 1995” (pm ' ke Nordlander, Finans- departementet).

De undantag som gäller energiskatt för tillverkningsindustri samt andra egenskaper hos energi- och miljöskatter hanteras separat i modellen med utgångspunkt från de skatteregler som gällde lll/1996. I korthet innebär dessa att för bränslen som förbrukas i tillverkande industri eller i växthusnäringen utgår ingen energiskatt och kol- dioxidskatt tas ut med 25% av den nivå som gäller generellt. Utöver dessa generella skattelättnader kan företag med stor energi- förbrukning erhålla viss nedsättning orn skattebelastningen överstiger 12% av försäljningsvärdet.

Rent tekniskt fungerar skatterna i modellen så att sektorer som köper fossila bränslen från t.ex. raffinaderierna betalar en skatt på dessa leveranser (bensin, diesel, och eldningsoljor). Raffinaderierna vältrar över skatten helt på den köpande sektorn. När det gäller kol och koks läggs koldioxidskatten direkt på en av gruvsektorerna. (Detta innebär egentligen att en koldioxidskatt läggs på importen av kol, när ingen kolbrytning förekommer i Sverige). En liknande ansats används för svaveldioxidskatten.

Data har inhämtats vad gäller förbrukning av bensin, diesel, eldningsoljor, gasol, kol, koks och naturgas i de olika sektorerna. Utsläppen av koldioxid och svaveldioxid är beräknade genom de utsläppskoefficienter som finns för dessa bränslen. Enligt beräkning- arna återfinns de största utsläppen i sektorn samfärdsel (SAMF) samt EI/Värmeverk (EL_O)., vilket har naturliga förklaringar, när trafik- ' och energisystem använder relativt mycket fossila bränslen. I relation till produktionsvärde, återfinns de största utsläppen i järn- och stål- industrin. Även tillverkning av träfiberplattor (TRAF) ger höga ut- släpp per krona produktionsvärde. Den svenska importen ger ett bidrag till koldioxidutsläppen på ungefär 20% utöver de som skapas i Sverige. Denna koppling är vik- l tig i så måtto att ökade kostnader för inhemskt producerade varor kan leda till importsubstitution och därmed ökade koldioxidutsläpp i utlandet. Som bekant är koldioxidutsläppens eventuella skade- verkningar oberoende av var utsläppskällan är lokaliserad. Modellen kan därför fånga upp det paradoxala, men inte orimliga resultatet, att en skatteväxling leder till en global ökning av koldioxidutsläppen. Vi återkommer till detta nedan.

I jämförelse med den 16 sektors utsläppsmatris (METRIS) som tagits fram av SCB/KI inom miljöräkenskapsprojektet, leder beräk— ningarna här till liknande utsläppsmängder. Den stora skillnaden gäller utsläppen av koldioxid från järn-, stål- och metallverk, där för- brukningssiffrorna som använts här ger betydligt högre värden. Skill- naderna kan till viss del förklaras av att olika basår för förbrukning av fossila bränslen använts.

5 Översikt av modellresultaten

Det finns ett flertal tänkbara förändringar av det svenska skatte- systemet som passar sig väl för analys inom ramen för denna modell. Vi skall relativt detaljerat diskutera scenariot CIOO och hänvisar den intresserade läsaren till Harrison & Kriström (1996) för en presenta- tion av ytterligare variationer av modellkörningarna. Som redan nämnts innebär CIOO att koldioxidskatten fördubblas och löneskatterna sänks så att den offentliga sektorns storlek är oföränd- rad. Till redovisningen av detta basfall läggs även varianter som kallas C200 och C300 (200 resp 300% höjning av koldioxidskatten), vilket bland annat ger en uppfattning hur ekonomin påverkas av olika ambitionsnivåer vad beträffar koldioxidskatten. Avslutningsvis disku- teras ett scenario kallat EXEMPT, där de undantagsregler om gäller koldioxidskatten inom tillverkningsindustrin tas bort.

En fråga av intresse är om t.ex. C100 ger hälften så stora effekter som C200. Det är inte på förhand givet att effekterna är proportionella mot skatteförändringarnas storlek. Tvärtom kan man förmoda att icke-linjära modeller av det slag som används här också ger icke- linjära effekter. I grund och botten är proportionaliteten tätt kopplad till storleken av Skattereformen, se Brännlund & Kriström (1996) för en mer ingående diskussion. I tabellform kan de olika simuleringarnas innebörd sammanfattas

på följande sätt:

Tabell 2 De centrala simuleringarna med allmän jämvikts- modellen

scnäNAmo C100 IOO% ökning av COZskatt med kompenserande _ Iöneskattesänkning C200 200% ökning av COZskatt med kompenserande _ Iöneskattesänkning

C300 300% ökning av COZskatt med kompenserande Iöneskattesänkning EXEMPT

Följande tabell sammanfattar de centrala resultaten.

Undantagsregler för COZskatt i tillverkningsindustrin tas bort med kompenserande allmän Iöneskattesänkning

Tabell 3 Sammanfattning av modellresultat.

SCENARIO ”VALFARD” UTSLAPP C02 Sänkning MDR kr (%) C02 INTÄKT Löneskatt cm än (-.., 15% C200 -8 (_.7) +177% 25% C300 -12 (-1.1) +258% .3% EXEMPT än (-...) ää Not: för förklaring av tabellrubriker, se text.

I den första kolumnen presenteras ”välfärdseffekterna” av olika skatteväxlingsvarianter. ”Välfärd” är definierat som den summa pengar som hushåll kan avstå/måste kompenseras med ”idag” om de skall uppnå samma välfärdsnivå som om skatteväxlingen genom- fördes. Om ”välfärd” är negativ ger skatteväxlingen en välfärds- förlust, dock i den snäva meningen att endast konsumtions- och inkomstförändringar är medräknade. Miljöförbättringar är således inte inkluderade i detta välfärdsmått. I alla simuleringar som presenteras i tabellen är summan av välfärdsförändringarna negativ. För bas- scenariot C100 är summan c:a 4 miljarder kr, eller -0.4% av total konsumtion. Effekterna är i stort sett proportionella mot skatte- ökningen, dvs för C200 är förlusten totalt 8 miljarder och för C300 12 miljarder. Om gällande nedsättningsregler för tillverkningsindustrin tas bort, fås en välfärdsförlust på 4.6 miljarder kronor. Med andra ord finns det enligt denna modell ingen ”dubbel vinst” av skatte-

växling. Trots att man sänker en ”störande” skatt och höjer en effektivitetshöjande finns det enligt denna modell inga välfärdsvinster — om man bortser från värdet av förbättrad miljö, men vi återkommer till denna fråga nedan.

Den andra kolumnen beskriver minskningen av koldioxidutsläppen. Som synes är de överlag mindre än 1 %. Siffrorna skall tolkas som de utsläpp svensk ekonomisk aktivitet bidrar till och inkluderar därför även de koldioxidutsläpp som skapas av svensk import. ”Läckage- effekterna” är mycket små i sammanhanget och de svenska utsläppen flyttar inte i någon nämnvärd utsträckning utomlands. En närmare analys visar att läckageeffekterna är mycket nära kopplade till hur känslig importen är för prisförändringar. Om importen är ”till- räckligt” priskänslig kan läckageeffekterna dominera och de globala utsläppen öka om Sverige genomför en skattereform liknande CIOO. Se vidare Harrison & Kriström (1996).

En utomordentlig grov uppfattning av om reformerna som simuleras är samhällsekonomiskt lönsamma kan man få genom att uppfatta siffrorna i kolumn 1 som kostnader och miljöförbättringen i kolumn 2 som vinster av skatteväxling. Resonemanget hade givetvis varit överflödigt om det funnits en ”dubbel vinst”, i den meningen att siffrorna i kolumn 1 hade varit positiva. I avsaknad av detaljerade svenska betalningsviljestudier måste annan tillgänglig information utnyttjas. IPCC (Intragovernment Panel on Climate Change) panelens uppskattar de samhällsekonomiska kostnaderna för koldioxidutsläpp till 5-125 $ per ton kol. Antag att skatteväxling leder till en minsk— ning av de globala utsläppen med l%, eller ungefär 600.000 ton kol- dioxid räknat på dagens svenska koldioxidutsläpp. Detta motsvarar ungefär 162000 ton kol. Enligt IPCC-panelens siffror är värdet av de skador som undviks 0.8-20 milj $, eller 5.2-130 miljoner kronor vid en växelkurs på 6,50 kr/$. Värdet av den undvikta skadan är således långt mindre än de kostnader det svenska folkhushållet måste bära för att erhålla minskningen av koldioxidutsläppen. Denna analys kompletteras i detta avseende i det sista avsnittet med detaljer om fördelning av kostnader och intäkter mellan hushåll.

I kolumn tre presenteras intäktsökningar från koldioxidskatten. Finansdepartementet räknar med att intäkterna för år 1996 blir 16 miljarder. Enligt modellen ger C100 en intäktsökning i kronor räknat på kring 15 miljarder. Om tillverkningsindustrin (och växthusnäring) får betala samma koldioxidskatt som hushållen ger detta en direkt intäktsökning med 33 %, under scenariot EXEMPT.

I den fjärde och sista kolumnen beräknas den sänkning av löneskatten som gör att den offentliga sektorns intäkter är oföränd—

rade. Det är viktigt att komma ihåg att denna kalkyl tar hänsyn till att andra skattebaser påverkas av att koldioxidskatterna höjs. Såväl intäk- terna från energiskatter och andra skattebaser kan förändras. Speciellt ? viktig är den del av energiskatten som träffar fossila bränslen. Resul- ' taten visar överlag att det inte går att göra dramatiska sänkningar av löneskatten om koldioxidskatten är den enda skatten som höjs. Bas- scenariot CIOO möjliggör en sänkning med 1.5%, en siffra som överensstämmer relativt väl med alternativa beräkningar utifrån andra angreppssätt. Förklaringen till att EXEMPT ger samma möjlighet till löneskattereduktion som C 100 trots lägre koldioxidskatteintäkter är att energiskatteintäkterna ökar.

Detalj erade resultat

De översiktliga resultat som presenterades i föregående avsnitt döljer många intressanta aspekter på skatteväxling som kan studeras med hjälp av allmän jämviktsmodellen. I princip skall vi i fortsättningen sätta förstoringsglas på den sammanfattande tabellen 5.3 och beskriva strukturomvandling, fördelningseffekter. miljöpåverkan och stats- finansiella effekter under scenario C100.

6.1 Effekter på förädlingsvärden

Skatteväxling förändrar direkt relativpriserna på ”miljö” och arbete. Företagen anpassar sig till detta genom att, åtminstone på sikt, för- ändra efterfrågan på arbetskraft och fossila bränslen. Detta får i sin tur effekter på andra priser i ekonomin. Produktionsfaktorer kommer att röra sig ifrån vissa sektorer, till förmån för de som ger relativt högre avkastning. Sockerindustrin (SOCK) ger en intressant illustration av allmän jämviktsresonemangets styrka. Kostnadsstrukturen i socker— industrin ger vid ett första påseende vid handen att sektorn torde förlora på ett skatteväxlingsförslag liknande CIOO. Enligt simu- leringarna sjunker dock priset på de insatsvaror SOCK köper från jordbruket, vilka står för en signifikant del av sockerindustrins kost- nader för insatsvaror. Vidare sjunker också löneskattekostnaden, vilket sammantaget gör att sockerindustrin inte ”förlorar” under C100. Däremot sjunker sockerindustrins förädlingsvärde under C300, vilket illustrerar att reformernas effekter inte nödvändigtvis är pro- portionella mot skatteförändringens storlek. Det är också värt att notera att utfallet för denna sektor är avhängigt av hur de ökade skatteintäkterna används. Om de istället används till ökad offentlig konsumtion, minskar sockerindustrins förädlingsvärde under CIOO.

Föregående diskussion torde göra det klart att skatteväxling genere- rar såväl ”vinnare” som ”förlorare” vad beträffar samhällsekonomins olika produktionssektorer. lntuitivt förväntar man sig att arbets- intensiva sektorer med relativ låg förbrukning av fossila bränslen bör tjäna på reformen och vice versa.

Följande diagram redovisar några sektorer där förädlingsvärdena ökar under C100.

Figur 1 Sektorer där förädlingsvärdet ökar med minst 05%

under C100.

Not: Se appendix A för förklaring av stapeletiketter (sektorförkortningarna).

Förändringarna är inte stora, utan rör sig kring en procent av förädlingsvärdet. Ökningen är störst i Iäkemedelssektorn (LAKE), vilket kanske inte är förvånande med tanke på kostnadsstrukturen i denna sektor; kostnader för arbetskraft är betydligt viktigare än de för fossila bränslen. Ett liknande resonemang förklarar också ökningen av förädlingsvärdena inom TELEsektorn, instrument- tillverkning (INST) och tillverkning av hushållsapparatur (HUSH). Det är intressant att notera att modellen förutspår en ökning av förädlingsvärdet i cykelindustrin (CYKL), vilket måhända är en följd av skatteväxling som lätt skulle kunna förbises. En tilltalande tolk- ning är att hushållen i större utsträckning väljer att cykla än att utnyttja de transportmedel som blir dyrare när koldioxidskatten stiger. Sannolikt fångar modellen dock i större utsträckning upp förändringar på utbudssidan än på efterfrågesidan i detta fall.

Vid en första anblick kan det tyckas märkligt att förädlingsvärdet i bilsektorn (BILA) ökar, när ett höjt bensinpris borde leda till en mindre efterfrågan på nya bilar i Sverige. Resultaten avspeglar i större utsträckning att arbetskraftskostnaden är långt viktigare för bilföretagen än kostnaden för fossila bränslen i produktionen. Sänkta kostnader för bilindustrin ger större möjligheter för den svenska bil-

industrin att expandera på världsmarknaden. Enligt kalkylerna ökar bilexporten med ungefär en procent till de olika exportregionerna, medan importen av bilar minskar

Allmänt sett ger Figur 1 en uppfattning om hur den svenska ekonomin förändras i och med att produktionsfaktorer förs över från sektorer som har blivit mindre lönsamma. I modellen sker denna strukturomvandling utan speciella anpassningskostnader. Dessa kost- nader kan vara betydande, åtminstone på kort sikt, men möjligheten att uppskatta dessa och i vilka sektorer de är speciellt stora är utomordentligt svårt. För en närmare diskussion, se Lundberg & Torstensson i denna bilaga.

När det gäller sektorer som påverkas negativt av skatteväxlingen förväntar man sig att det är sektorerna som ”producerar” de varor som beskattas som drabbas hårdast, främst raffinaderierna. Följande figur sammanfattar resultaten.

FSKE

Figur 2 Sektorer där förädlingsvärdet minskar under C100.

Not: Se appendix Al för en förklaring av stapeletiketterna.

Förädlingsvärdet minskar, som förväntat, mest i petroleumsektorn (PETR) vilket är en naturlig följd av att efterfrågan på olika fossila bränslen går ned när priserna stiger. Den stora minskningen för sek- torn STEN (Stenbrott och andra gruvor) reflekterar i stor utsträckning att importen av råolja minskar, när man i nationalräkenskaperna valt att hänföra denna import som en transaktion mellan STEN och PETR. En tredje sektor som drabbas relativt hårt är järngruvor, en följd av att sektorn förbrukar relativt mycket diesel. Enligt modellen sjunker förädlingsvärdena också i massa- och pappersindustrin vid en skatte- växling. Bland de övriga sektorerna där förädlingsvärdet sjunker kan man peka på cementindustrin (CEME) och samfärdsel (SAMF).

[ Cementindustrin är relativt stora förbrukare av fossila bränslen och . detsamma gäller, som redan nämnts, för SAMF . Detaljerade resultat för varje sektor och scenario återfinns i appendix A3.

6.2 Priseffekter

En fördubbling av koldioxidskatten ger enligt modellen prishöjningar på ungefär 18% för produkter som kommer från petroleumindustrin. För gasverken (GASV) beräknas en prishöjning med 16%, medan övriga prisförändringar är marginella. De flesta priseffekter ligger kring 1%, i den mån de är skilda från noll, vilket är ytterligare en illustration av det faktum att Skattereformen är liten i förhållande till ekonomins storlek.

6.3 Fördelningseffekter

En fördel med allmän jämviktsmodellens utformning är att man kan ta hänsyn till såväl pris- som inkomstförändringar. Datamaterialet medger ingen fullständig belysning av hur hushållens inkomster påverkas, när detaljerad information saknas om inkomstkällor för olika hushållstyper. Under alla förhållanden finns dock inkomst- effekterna medtagna, om än på ett sätt som med bättre datamaterial enkelt kan förbättras. lnkomsteffekterna är väsentligen av två slag. För det första kan värdet av löneinkomsten förändras, beroende på om hushållet arbetar mer/mindre eller om lönerna stiger/sjunker. För det andra kan hushållens inkomster indirekt påverkas av det faktum att de äger företagen och således får en inkomst av detta kapital.

Det finns en omfattande litteratur kring fördelningseffekter av energi- och miljöskatter. Man finner ofta att sådana skatter är regressiva, därför att hushåll i lägre inkomstgrupper tenderar att ha en hög utgiftsandel för fossila bränslen till uppvärmningsändamål, rela- tivt hushåll med höga inkomster. Å andra sidan tenderar hushåll i lägre inkomstgrupper att ha lägre utgiftsandelar för t.ex. bensin, vilket motverkar regressiviteten.

Som nämnts inkluderas 30 olika hushållstyper i analysen, där hus- hållen delas upp i socioekonomisk status (civilstånd, antal barn) och inkomstkvartil. I nedanstående diagram har dessa data utnyttjats och slagits ihop till sex olika typer av hushåll.

-500

nuEnsamstående u barn _Sammanboende u barn nDEnsamstående m barn -2000 uSammanboende 1 barn .Sammanboende 2 barn chammanboende 3+ barn -25OO

Figur 3 Välfärdseffekter av C100 (Ekvivalent Variation per hushåll).

Som framgår av figuren innebär en skatteväxling, enligt denna modell, en genomsnittlig välfärdsförlust ( i termer av real inkomst) för alla hushållstyper. Barnfamiljer drabbas hårdare än andra och kostnaden växer i stort sett med antalet barn. Förklaringen till detta är att familjer med barn tenderar att ha ett större energiinnehåll i sin konsumtion, dvs. de kör mer bil, har en större bostadsyta (och därmed högre uppvärmningskostnader) -- deras konsumtionsmönster är i viss bemärkelse mer ”koldioxidintensiv” jämfört med andra grupper. Hushållens utgifter kommer således också att påverkas av att priserna på andra varor sjunker, men dessa prisändringar överväger dock inte att kostnader för fossila bränslen stigit. I medeltal är välfärdsförlusten ungefär 1018 kr per hushåll.

6.4 Effekter på milj ön

Det är på förhand svårt att uttala sig om hur de globala kol- dioxidutsläppen påverkas av en skatteväxling, med tanke på att Sverige är en liten öppen ekonomi. Om högre priser på hemma- marknaden gör att man i större utsträckning importerar varor som produceras andra länder med annan produktionsteknologi, går det att tänka sig fall när en ambitiös svensk koldioxidpolitik ökar de globala utsläppen. Om också nyinvesteringar i större utsträckning läggs utom-

lands, förstärks dessa motverkande effekter. Följande tabell redovisar utsläppsförändringarna under C100.

Tabell 4 Utsläppsföränd ringar under C100.

l % ) cwo +0.01%

l Effekterna är överhuvudtaget små och utsläppen minskar med ungefär l 01%, eller i runda tal 50.000 ton koldioxid. Utsläppsminskningarna ! sker främst i sektorn samfärdsel (SAMF) samt i de energirelaterade l sektorerna gasverk (GASV) och el- och värmeverk (EL_O). För jord- ! och skogsbruk samt fiskerinäring gäller inga nedsättningsregler vilket l förklarar att minskningarna där i allmänhet är större än i : tillverkningsindustrin. ] vissa sektorer ökar utsläppen, t.ex. i de expanderande läkemedels och telesektorerna, men effekterna är små. lmportläckaget är i praktiken försumbart, även om detta resultat är känsligt för importpriselasticiteterna. Om dessa sätts så att inhemska och utländska varor är nära substitut kan läckageeffekten dominera och skatteväxlingen öka de globala utsläppen.

6.5 En jämförelse av kostnader och intäkter

Resultaten så här långt pekar på att välfärdsförlusterna under C100 är drygt 1000 kr per hushåll. Denna välfärdsförlust inkluderar dock inte det faktum att miljön trots allt förbättrats via minskade kol- dioxidutsläpp. Dessa miljövärden bör vägas in i den kompletta samhällsekonomiska analysen av en skatteväxlingsreform. En mer detaljerad uppskattning av betalningsviljan för minskade kol- dioxidutsläpp ligger utanför ramen för denna uppsats. Vi utnyttjar istället de kostnadsuppskattningar IPCC-panelen tagit fram. Värdet av att undvika ett ton kol i atmosfären ligger, som nämnts tidigare, enligt IPCC-panelens skattningar mellan 5-125$ per ton. Under ClOO minskar koldioxidutsläppen med c:a 01%. Även med en fördubbling av lPCC-panelens skattningar av skadekostnader uppgår de samhälls- ekonomiska intäkterna till inte mer än ungefär 6 kr per hushåll. Detta skall jämföras med den genomsnittliga välfärdskostnaden på 1400 kr per hushåll. I följande tabell presenteras de samhällsekonomiska intäkterna och kostnaderna av en skatteväxling, där kostnaderna är beräknade utifrån modellen.

Tabell 5 Kostnader och ”miljövinster” för olika hushållstyper av skatteväxling (C100)

”Miljövinst” mce)

__ _283 _ __ _345 _

M_3C 4 2900 Not: S=Ensamstående, M=hushåll med två vuxna, NC=utan barn, lC=l barn, 2C=2 bam, 3C=3 barn eller fler, l,2,3,4=inkomstkvartiler, EV=Ekvivalent Variation (”realinkomst-försämring”), Miljövinst (2*lPCC)=250 USD/ton kol omräknad till per hushåll för en 0.l% minskning av koldioxidutsläppen i Sverige. Se appendix A för en mer detaljerad beskrivning av hushållstyperna.

Denna tabell således ger ”prislappen” för skatteväxling i kolumn 2 och ”miljövärden” i kolumn 3. Första raden visar t.ex. att välfärds- förlusten, vilken grovt sett kan tolkas som förändring av realinkomst, för ett ensamstående hushåll utan barn i den första inkomstkvartilen är 415 kr. Denna summa varierar markant mellan hushållstyper och kan stiga ända upp till ca 3000 kr för tvåbarnsfamiljer i den översta inkomstkvartilen. Värdet av att man undviker 50.000 ton koldioxid i atmosfären är 6 kr per hushåll, om man använder sig av 2 gånger den

övre gränsen för IPCCs(l995) skattningar av miljöskadorna. Slutsat- sen är kort och gott att den typ av skatteväxling vi studerat inte är samhällsekonomiskt lönsam; kostnaderna är för höga i förhållande till värdet av den undvikta skadan på miljön, enligt befintliga skattningar.

7 Slutsatser

Enligt allmän jämviktsmodellen finns det ingen ”dubbel vinst” av skatteväxling för Sveriges del. Dvs, om vi bortser från värdet av miljöförbättringen finner vi inget stöd för hypotesen att högre kol— dioxidskatter i utbyte mot lägre löneskatter ger en samhällsekonomisk vinst. I huvudsak är dock effekterna små för viktiga ekonomiska aggregat, när de diskuterade reformerna är små relativt ekonomins storlek. Kunskapsintensiva sektorer, t.ex. läkemedel och telesektorn framstår som klara vinnare av skatteväxling; ekonomin ställer om sig till en industristruktur som är mindre ”koldioxidintensiv”. Välfärds- kostnaden (bortsett från miljövinster) varierar mellan hushåll och är högre för barnfamiljer jämfört med andra hushållstyper. I genomsnitt är välfärdskostnaden drygt 1000 kr. Värdet av den undvika skadan har beräknats via IPCC panelens studie av växthuseffekten och uppgår maximalt till tre kronor per hushåll. Utifrån modellresultaten är slut- satsen entydig: en fördubbling av koldioxidskatten med en kompense- rande allmän nedsättning av löneskatten framstår som ett synnerligen tveksamt val i det fortsatta arbetet med miljörelateringen av det svenska skattesystemet.

8 Referenser

Study of Tax Wedges with Special Reference to Sweden,” Lund Economic Studies Number 41, Department of Economics, University

[ Anderson, K., och E. Norrman, "Capital Taxation and Neutrality. A [ of Lund, 1987.

Bergman, L. ”Tillväxt och miljö”, Bilaga 21 till LU—90, Finans- departmentet, Stockholm.

Bergman, L. "Environment-Economy Interactions in a Computable General Equilibrium Model: A Case Study of Sweden”, in P-O Johansson, B. Kriström and K-G Mäler (eds.), Current Issues in Environmental Economics (New York: Manchester University Press, 1995).

Bovenberg, L. och R. De Moiij(l994) ”Environmental Levies and Distortionary Taxation” American Economic Review, 84,4,

September, 1085-1089.

Boyd, R. Krutilla, K. och W. Kip Viscusi, "Energy Taxation as a Policy Instrument to Reduce C02 Emissions: A Net Benefit Analysis”, Journal of Environmental Economics and Management, 29(1), July 1995, 1-24.

Brännlund, R. och B. Kriström (1996) "Effluent Charges and Distributional Effects in Partial General Equilibrium Models: An Empirical Illustration”, American Journal of Agricultural Economics, February, 1996.

Harrison, G. W & B. Kriström (1996) ”Carbin Taxes in Sweden”, Bakgrundsrapport till skatteväxlingskomitten, under publicering.

Harrison, G. W.; Rutherford, T. F. och D. Tarr, "Piecemeal Trade Reform in the Partially Liberalized Economy of Turkey”, World Bank Economic Review, 7, May 1993, 191-217.

IPCC (1995) ”Summary for Policymakers: The Economic and Social Dimensions of Climate Change, IPCC Working Group III (1995)” http://www.unep.ch/ipcc/sumwg3.html (se också J. Bruce, Hoesung Lee och E. Haites(red) (1996). Climate Change 1995: Economic and Social Dimensions of Climate Change Contribution of Working Group Ill to the Second Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change, Cambridge University Press, Cambridge

Jorgenson, D.W. och P.J. Wilcoxen, "Intertemporal Equilibrium Modelling of Energy and Environmental Policies”, i P-O Johansson, B. Kriström och K—G Mäler (red.), Current Issues in Environmental Economics (New York: Manchester University Press, 1995).

Konjunkturinstitutet (KI), "SWEEA: Swedish Economic and

Environmental Accounts — Summary,” Konjunkturinstitutet, December 1994, Stockholm.

Melo, J. de. och D.G. Tarr, General Equilibrium Analysis of U.S. Foreign Trade Policy (Cambridge, MA: MIT Press, 1992).

Rutherford, T. F., Rutström, E. Elisabet, D.G. Tarr, "L'Accord de Libre Echange entre le Maroc et la CEE: Une Evaluation Quantitative,” Revue d'Economie du Developpement, 2, 1994, 97- 133

Appendix

A. 1 Sektorer

JORD JORDBRUK Agriculture and Hunting SKOG SKOGSBRUK Forestry and Logging FSKE FISKE Fishing JARN JÄRNGRUVOR Iron Ore Mining A_ME ANDRA METALL GRUVOR Other Metal Mining STEN STENBROTT, ANDRA Stone Quarrying & Other GRUVOR SLAK SLAKTERIER Meat Slaughtering MEJ E MEJERIER Dairy Products FRUK FRUKTKONSERVER Canning of Fruits & Veg FISK FISKKONSERVER Canning of Fish FETT FETT, OLJOR Oils and Fats KVAR KVARNPRODUKTER Grain Mill Production BAGE BAGERIPRODUKTER Bakery Products SOCK SOCKER Sugar CHOK CHOKLAD, KONFEKTYR Confectionary

DIVX DIVERSE LIVSMEDEL Other Food FODE FODERMEDEL Prepared Animal Feeds DRYC DRYCKER Beverages TOBA TOBAK Tobacco

GARN GARN VÄVNAD Spinning and Weaving TEXT TEXTILSÖMNAD Textiles Other than Clo TRIK TRIKÅVAROR Hosiery and Knitted Goo OVRT ÖVRIGA TEXTILIER Other Textiles BEKL BEKLÄDNAD Clothing LADE LÄDER, SKOR Leather and Shoes SZGV SÅGVERK Wood Preparations TRAH TRÄHUS, SNICKERI. Wooden Building Materia A_TR ANDRA TRÄMATERIAL Other Wooden Materials OVR_ ÖVRIGA TRÄVAROR Other Wood Products TRAM TRÄMÖBLER Wooden Furniture PAPP PAPPERSMASSA Paper Pulp PPPP PAPPER OCH PAPP Paper and Board Manufac

PFRP OVRX GRAF KEMI GODS BASP PLAS FARG LAKE TVAT OVRK PETR

SMOR GUMM PLSV PORS GLAS TEGE CEME OVRM JRN_ FERR nuGJ META METv LJA METR MSKN ELMo TELE HUSH OVRE VARV RALS BHA CYKL FLYG OVRR INST A_TI

TRÄFIBERPLATTOR. PAPPFÖRPACKNINGAR. ÖVRKTTPAPPER GRAFBKINDUSTRI KEMIKALIER GÖDSELMEDEL BASPLAST

PLAST HALVFABRIKAT

FÄRG LÄKEMEDEL TVÄTTMEDEL ÖVRIGA KEMIKALIER PETROLEUM RAFHNADHUER SMÖRJMEDEL GUMthÄROR PLASTVAROR PORSJN

GLAS TEGEL CEMENT ÖVRIGA MINERALER JÄRN()STÄL FERRoLEGERnui JÄRNGJUTERIER METALLVERK METALLVALSVERK iJÄRNcnUTERi METALLVAROR MASKINER ELMOTORER TELEPRODUKTER HUSHÅLLSMASKINER ÖVRIGA ELPRODUKTER

VARV, BÅTAR RÄLSFORDON BILAR CYKLAR FLYGPLAN öVRulÄTRÄNSPORTMEDEL

INSTRUMENT ANNAN TILLVERKNING

Fibreboard Paper Packaging Product Other Paper Products Printing and Publishing General Chemicals Fertilizers and Pestici Plastics and Synthetic Semi-finished Plastic P Paints Drugs and Medicines Soaps and Detergents Other Chemical Products Petroleum Refining

Lubricating Oils & Grea Rubber Products Plastic Products

Pottery

Glass and Glass Product Structural Clay Product Cement and Plaster Other Non-Metallic Mine Iron and Steel Ferro-Alloys Manufactur Iron and Steel Casting Metal Fabrication Non-Ferrous Metal Produ Non—Ferrous Metal Casti Other Metal Casting Industrial Machinery Electrical Machinery Electronics and Telecom Domestic Eletrical Appl Other Electrical Goods Ship Building and Repai Railroad Building and R Motor Vehicles and Part Bicycles and Motorcycle Aircraft Manufacture an Other Transport Equipme Scientific Instruments Other Manufacturing

i !

FAST FASTIGHETSFÖRVALTNING Other Real Estate UPPD UPPDRAGSVERKSAMHET Business Services REPA REPARATIONER Repair Services OVRP ÖVRIGA PRIVATA TJÄNSTER Personal Services EL_O EL O VÄRMEVERK Electricity and Steam GAsv GASVERK Gas VATT VATTENVERK Water BYGG BYGGNAD Construction VARU VARUHANDEL Trade I HOTE HOTELL OCH RESTAURANG Hotels and Restaurants | SAMF SAMFÄRDSEL Transport and Storage i POST POST OCH TELE Communication [ BANK BANK OCH FÖRSÄKRINGAR Banks and Insurance l EGNA EGNAHEM, FRITIDSHUS Housing ] |

A2. Hushållstyper

S_NC_l Ensamstående utan barn l:a inkomstkvartilen S_NC_Z 2:a kvartilen S_NC_3 3:e kvartilen S_NC_4 4:e kvartilen S_C_l Ensamstående med barn undre halvan S_C_2 övre halvan M_NC_l Familjer utan barn l:a kvartilen M_NC_Z 2:a kvartilen M_NC_3 3:e kvartilen M_NC_4 4:e kvartilen M_lC_l Enbarnsfamiljer l:a kvartilen M_lC_2 2:a kvartilen M_lC_3 3:e kvartilen M_lC_4 4:e kvartilen M_2C_l Tvåbarnsfamiljer l:a kvartilen M_2C_2 2:a kvartilen M_2C_3 3:e kvartilen M_2C_4 4:e kvartilen M_3C_l Tre(+)barnsfamiljer l:a kvartilen M_3C_2 2:a kvartilen M_3C_3 3:e kvartilen M 3C 4 4:e kvartilen

A3.

JORD SKOG FSKE JARN A_ME STEN SLAK AAEJE FRUK HSK FETT KVAR BAGE SOCK CHOK [MVX FODE DRYC TOBA GARN TEXT TMK OVRT BEKL LADE SZGV TRAH A_TR OVR_ TRAM PAPP PPPP TRAF PFRP OVRX GRAF KEMI GODS BASP PLAS FARG LAKE

Förädlingsvärdeförändringar (%) under olika scenaner

cum 01 00 nu 43 00 en 03 02 03 OA OA 04 04 01 OA 03 02 OA 05 OA 05 oo 05 05 05 OJ 01 03 03 OA en 02 OA 03 05 03 03 01 OA 05 03 I;

c200 0I nu 03 en nu 400 05 03 05 06 06 05 on 00 05 05 03 0] 09 on 09 10 08 08 09 02 02 05 03 0] 03 05 on 03 03 05 03 OJ 03 03 OA zu

C300 0I nu 03 -42 03 429 06 03 on 03 0] 03 0] 02 07 03 03 08 LI 09 12 13 10 ip IJ 02 03 05 04 09 43 _Lo 08 OA IJ on 4; 00 09 lJ on Ls

EXEMPT 0,1 -0,1 -0,1 -l,8 0,0 -8,3 0,4 0,2 0,3 0,5 0,4 0,4 0,4

ou OA 0; 05 ' on 05 03 05 on 0i 0,4 0,6 0,6 0,1 0,3 0,2 0,5 -0,6 1 _0,5 . 0,4 0,2 0,5 0,3 -0,5 0,0 0,5 0,5 0,3 1,4

TVAT 05 05 09 05 OVRK 04 06 08 02 PETR -09 -153 -202 -99 SMOR -01 05 -05 05 GUMM 04 07 09 05 ! PLSV 05 05 15 05 | PORS 05 05 05 05 | GLAS 03 04 06 03 TEGE -01 -05 -05 -05 l CEME -02 05 -08 45 1 OVRM 01 01 01 00 , JRN_ -01 -03 -06 -02 i FERR 05 05 05 05 ' JNGJ 05 1 15 06 META 03 05 05 03 METV 04 06 08 04 [JA 05 10 15 05 METR 03 05 07 03 MSKN 05 09 02 05 ELMO 05 15 15 05 TELE 05 15 19 09 HUSH 05 15 15 09 OVRE 05 08 01 06 VARV 04 06 08 04 RALS 00 -01 -05 00 MLA 05 04 15 09 CYKL 06 00 04 07 FLYG 05 05 10 05 OVRR 04 08 00 05 INST 06 15 Ls 05 A_TI 05 05 05 05 EL_O 05 05 05 05 GASV -Ll -20 -29 -21 VATT 01 02 03 02 BYGG 01 03 04 02 VARU -02 05 -05 05 HOTE 03 05 07 04 SAMF -02 05 -07 05 POST 05 05 05 05 BANK 02 02 02 02 FAST 05 05 05 05 UPPD 05 05 05 05 REPA 05 05 05 05 OVRP 0,5 0,8 1,1 0,6

Kronologisk förteckning

1. Den nya gymnasieskolan — hur går det? U. .Ny kurs i trafikpolitiken + Bilagor. K.

2. Samverkansmönster i svensk forsknings— 27. En strategi för kunskapslyft och livslångt lärande. 3 finansiering. U. U. l 3. Fritid i förändring. 28. Det forskningspolitiska landskapet i Norden på Om kön och fördelning av fritidsresurser. C. 1990—talet. U.

4. Vem bestämmer vad? EU:s interna spelregler inför 29. Forskning och Pengar. U. regeringskonferensen 1996. UD. 30. Borgenärsbrotten — en översyn av 11 kap.

5. Politikområden under lupp. Frågor om EU:s första brottsbalken. Fi. pelare inför regeringskonferensen 1996. UD. 31. Attityder och lagstiftning i samverkan

6. Ett år med EU. Svenska statstjänstemäns + bilagedel. C. erfarenheter av arbetet i EU. UD. 32. Möss och människor. Exempel på bra

7. Av vitalt intresse. EU:s utrikes- och IT-användning bland barn och ungdomar. SB. säkerhetspolitik inför regeringskonferensen. UD. 33. Banverkets myndighetsroll m.m. K.

8. Batterierna — en laddad fråga. M. 34. Aktiv arbetsmarknadspolitik + expertbilaga. A.

9. Om järnvägens trafikledning m.m. K. 35. Kriminalunderrättelseregister 10. Forskning för vår vardag. C. DNA-register. Ju. 11. EU-mopeden. Alders- och behörighetskrav för 36. Högskola i Malmö. U. två— och trehjuliga motorfordon. K. 37. Sveriges medverkan i FN:s familjeår. S. 12. Kommuner och landsting med betalnings— 38. Nationalstadsparker. M. svårigheter. Fi. 39. Rapport från klimatdelegationen 1995. 13. Offentlig djurskyddstillsyn. Jo. Klimatrelaterad forskning. M. 14. Budgetlag — regeringens befogenheter på 40. Elektronisk dokumenthantering. Ju. finansmaktens område. Fi. 41. Statens maritima verksamhet. Fö. 15. Union för både öst och väst. Politiska, rättsliga 42. Demokrati och öppenhet. Om folkvalda parlament och ekonomiska aspekter av EU:s sjätte och offentlighet i EU. UD. utvidgning. UD. 43. Jämställdheten i EU. Spelregler och 16. Förankring och rättigheter. Om folkomröstningar, verklighetsbilder. UD. utträdesrätt, medborgarskap och mänskliga 44. Översyn av skatteflyktslagen. rättigheter i EU. UD. Reformerat förhandsbesked. Fi. 17. Bättre trafik med väginformatik. K. 45. Presumtionsregeln i expropriationslagen. Ju. 18. Totalförsvarspliktiga m95. Förslag om jobb/studier 46. Enskilda vägar. K. efter muck, bostadsbidrag, dagpenning, 47.Cirkelsamhället. Studiecirklars betydelser för försäkringar. Fö. individ och lokalsamhälle. U. 19. Sverige, EU och framtiden. EU 96—kommitténs 48. Shaping Sustainable Homes in an Urbanizing bedömningar inför regeringskonferensen 1996. World. Swedish National Report for Habitat 11. N. UD. 49. Regler för handel med el. N. 20, Samordnad rollfördelning inom teknisk forskning. 50. Förbud mot vapen på allmän plats m.m. Ju. U. 51. Grundläggande drag i en ny arbetslöshetsförsäk- 21 . Reform och förändring. Organisation och ring — alternativ och förslag. A. verksamhet vid universitet och högskolor efter 52. Precisering av handelsändamålet i detaljplan. M. 1993 års universitets— och högskolereform. U. 53. Kalkning av sjöar och vattendragM. 22. Inflytande på riktigt — Om elevers rätt till 54. Kooperativa möjligheter i storstadsområden. S. inflytande, delaktighet och ansvar. U. 55. Sverige, framtiden och mångfalden. A. 23. Kartläggning och analys av den offentliga sektorns 55. På väg mot egenföretagande. A. upphandling av varor och tjänster med 55. Vägar in i Sverige. A. miljöpåverkan. N. 56. Hälften vore nog — om kvinnor och män på 24. Från Maastricht till Turin. Bakgrund och övriga 90—ta1ets arbetsmarknad. A. EU—länders förslag och debatt inför 57. Pensionssamordning för svenskar i EU-tjänst. Fi. regeringskonferensen 1996. UD. 58. Finansieringen av det civila försvaret. Fö. 25. Från massmedia till multimedia _ att digitalisera svensk television. Ku.

___—__—

Kronologisk förteckning

59. Europapolitikens kunskapsgrund. En principdiskussion utifrån EU 96—kommitténs erfarenheter. UD. 60. Miljö och jordbruk. Om EU:s miljöregler och utvidgningens effekter på den gemensamma jordbrukspolitiken. UD.

61.0lika länder — olika takt. Om flexibel integration

och förhållandet mellan stora och små stater i EU. UD.

62. EU, konsumenterna och maten — Förväntningar och verklighet. Jo. 63. Medicinska undersökningar i arbetslivet. A. 64. Försäkringskassan Sverige — Översyn av socialförsäkringens administration. S. 65. Administrationen av EU:s jordbrukspolitik i Sverige. Jo. 66. Utvärderat personval. Ju.

67. Medborgerlig insyn i kommunala entreprenader. Fi. 68. Några folkbokföringsfrågor. Fi. 69. Kompetens och kapital + bilaga. N. 70. Samverkan mellan högskolan och näringslivet. N. 71. Lokal demokrati och delaktighet i Sveriges städer och landsbygd. In. 72. Rättspsykiatriskt forskningsregister. S. 73. Swedish Nuclear Regulatory Activities. Volume 1 — An Assessment. M.

74. Swedish Nuclear Regulatory Activities. Volume 2 — Descriptions. M. 75. Vården i folkhögskolevärlden. U. 76. EU:s regeringskonferens — procedurer, aktörer, formalia. Sammanfattning av ett seminarium i april 1996. UD. 77. Utländska försäkringsgivare med verksamhet i Sverige. Fi.

78.Elberedskapen. Organisation, ansvarsfördelning och finansiering. N. 79. Översyn av revisionsreglerna. Fi.

80. Viktigt meddelande. Radio och TV i Kris och Krig. Ku. 81 . Skydd för sparande i sparkasseverksamhet. Fi. 82. En översyn av luft- sjö- och spårtrafikens tillsynsmyndigheter. K. 83. Allmänt pensionssparande. S. 84. Ekobrottsforskning. Ju. 85. Egon Jönsson — en kartläggning av lokala sam- verkansprojekt inom rehabiliteringsområdet. S. 86. Utvecklad samordning inom det civila försvaret och fredsräddningstjänsten. Kartläggning, överväganden och förslag. Fö. 87. Tredimensionell fastighetsindelning. Ju.

88. 89.

90. 91.

92. 93. 94. 95. 96. 97. 98. 99.

100.

101.

102. 103.

104. 105.

106.

107.

108. 109.

110.

111.

112.

Kameraövervakning. Ju. Samverkan mellan högskolan och de små och medelstora företagen. N. Sammanhållet studiestöd. U. Den privata vårdens omfattning och framtida ersättningsformer — En översyn av de nationella taxoma för läkare och sjukgymnaster. S. IT i miljöarbetet. M. Ny yrkestrafiklagstiftning. K. Nationell teleadresskatalog. K. Botniabanan. K. Strukturförändring och besparing. En uppföljning av genomförda förändringar inom försvarsmaktens ledningsorganisation. Fö. Effektivare försvarsfastigheter!

Utvärdering av en reform. Fö. Vem styr försvaret? Utvärdering av effekterna av LEMO—reformen. Fö. Avveckling med inlärning. Erfarenheter från LEMO-reformens avveckling av personal. Fö. Ett nytt system för skattebetalningar. Del A. Ett nytt system för skattebetalningar. Del B. Författningsförslag, författningskommentarer och bilagor. Fi. Kärnavfall — teknik och platsval. KASAMs yttrande över SKBs FUB-Program 95. M. TUFF — Teckenspråksutbildning för föräldrar. U. Miljöbalken. En skärpt och samordnad miljölagstiftning för en hållbar utveckling. Del 1 och 2. M.

Konsumentskydd på elmarknaden. C. Att främja donationer till universitet och högskolor. U.

EU och Sverige — från Kiruna till Malmö. Sammanfattning av fyra regionala möten 1995—96. UD. Union utan gränser — konsekvenser, möjligheter, problem. Sammanfattning av ett seminarium i november 1995. UD.

Konsumenterna och miljön. C . Från åkerlotter till Paradis — ett delbetänkande från Utredningen om universitetsfastigheter m.m. angående överlåtelser och tomträttsupplåtelser av vissa högskolefastigheter. Fi. Inför ett Svenskt kulturnät — IT och framtiden inom kulturområdet. Ku.

Bevakad övergång. Åldersgränser för unga upp till 30 år. C Integrering av miljöhänsyn inom den statliga förvaltningen. M.

Kronologisk förteckning

113. En allmän och aktiv försäkring vid sjukdom och rehabilitering. Del 1 och 2. S. 1 14. En körkortsreform. K. 115. Barnkonventionen och utlänningslagen. S. 116. Artikel 6 i Europakonventionen och skatte— utredningen. Fi. 117. Expertrapporter från Skatteväxlingskommittén. Fi.

Systematisk förteckning

Statsrådsberedningen

Möss och människor. Exempel på bra IT-användning bland barn och ungdomar. [32]

Justitiedepartementet

Kriminalunderrättelseregister DNA-register. [35] Elektronisk dokumenthantering. [40] Presumtionsregeln i expropriationslagen.[45] Förbud mot vapen på allmän plats m.m. [50] Utvärderat personval. [66] Ekobrottsforskning. [84] Tredimensionell fastighetsindelning. [87] Kameraövervakning. [88]

Utrikesdepartementet

Vem bestämmer vad? EU:s interna spelregler inför regeringskonferensen 1996. [4] Politikområden under lupp. Frågor om EU:s första pelare inför regeringskonferensen 1996. [5] Ett år med EU. Svenska statstjänstemäns erfarenheter av arbetet i EU. [6] Av vitalt intresse. EU:s utrikes- och säkerhetspolitik inför regeringskonferensen. [7] Union för både öst och väst. Politiska, rättsliga och ekonomiska aspekter av EU:s sjätte utvidgning. [15] Förankring och rättigheter. Om folkomröstningar, utträdesrätt, medborgarskap och mänskliga rättigheter i EU. [16] Sverige, EU och framtiden. EU 96-kommitténs bedömningar inför regeringskonferensen 1996. [19] Från Maastricht till Turin. Bakgrund och övriga EU-länders förslag och debatt inför regeringskonferensen 1996. [24] Demokrati och öppenhet. Om folkvalda parlament och offentlighet i EU. [42] Jämställdheten i EU. Spelregler och verklighetsbilder. [43]

Europapolitikens kunskapsgrund. En principdiskussion utifrån

EU 96-kommitténs erfarenheter. [59] Miljö och jordbruk. Om EU:s miljöregler och utvidgningens effekter på den gemensamma jordbrukspolitiken. [60] Olika länder — olika takt. Om flexibel integration och förhållandet mellan stora och små stater i EU. 1611

EU:s regeringskonferens — procedurer, aktörer, formalia. Sammanfattning av ett seminarium i april 1996. [76] EU och Sverige — från Kiruna till Malmö. Sammanfattning av fyra regionala möten 1995—96. [106] Union utan gränser — konsekvenser, möjligheter, problem. Sammanfattning av ett seminarium i november 1995. [107]

Försvarsdepartementet

Totalförsvarspliktiga m95. Förslag om jobb/studier efter muck, bostadsbidrag, dagpenning, försäkringar. [18] Statens maritima verksamhet. [41] Finansieringen av det civila försvaret. [58] Utvecklad samordning inom det civila försvaret och fredsräddningstjänsten. Kartläggning, överväganden och förslag. [86] Strukturförändring och besparing. En uppföljning av genomförda förändringar inom försvarsmaktens ledningsorganisation. [96] Effektivare försvarsfastigheter! Utvärdering av en reform. [97] Vem styr försvaret? Utvärdering av effekterna av LEMO-reformen. [98] Avveckling med inlärning. Erfarenheter från LEMO-reformens avveckling av personal. [99]

Socialdepartementet

Sveriges medverkan i FN:s familjeår. [37] Kooperativa möjligheter i storstadsområden. [54] Försäkringskassan Sverige — Översyn av socialförsäkringens administration. [64] Rättspsykiatriskt forskningsregister. [72] Allmänt pensionssparande. [83]

Egon Jönsson — en kartläggning av lokala samverkansprojekt inom rehabiliteringsområdet. [85] Den privata vårdens omfattning och framtida ersättningsformer — En översyn av de nationella taxoma för läkare och sjukgymnaster. [91] En allmän och aktiv försäkring vid sjukdom och rehabilitering. Del 1 och 2. [113] Barnkonventionen och utlänningslagen. [115]

Kommunikationsdepartementet

Om järnvägens _trafikledning m.m. [9] EU—mopeden. Alders- och behörighetskrav för två— och trehjuliga motorfordon. [11]

Bättre trafik med väginformatik. [17] Ny kurs i trafikpolitiken + Bilagor. [26] Banverkets myndighetsroll m.m. [33] Enskilda vägar. [46] En översyn av luft- sjö— och spårtrafikens tillsynsmyndigheter. [82]

Ny yrkestrafiklagstiftning. [93] Nationell teleadresskatalog. [94] Botniabanan. [95]

En körkortsreform [114]

Finansdepartementet

Kommuner och landsting med betalnings— svårigheter. [12] Budgetlag — regeringens befogenheter på finansmaktens område. [14]

Borgenårsbrotten — en översyn av 11 kap. brottsbalken. [30]

Översyn av skatteflyktslagen. Reformerat förhandsbesked. [44] Pensionssamordning för svenskar i EU-tjänst. [57] Medborgerlig insyn i kommunala entreprenader. [67] Några folkbokföringsfrågor. [68] Utländska försäkringsgivare med verksamhet i Sverige. [77] Översyn av revisionsreglema. [79] Skydd för sparande i sparkasseverksamhet. [81] Ett nytt system för skattebetalningar. Del A. Ett nytt system för skattebetalningar. Del B. Författningsförslag, författningskommentarer och bilagor. [100]

Från åkerlotter till Paradis — ett delbetänkande från Utredningen om universitetsfastigheter m.m. angående överlåtelser och tomträttsupplåtelser av vissa högskolefastigheter. [109] Artikel 6 i Europakonventionen och skatte— utredningar. [116]

Expertrapporter från Skatteväxlingskommittén. [117]

Utbildningsdepartementet

Den nya gymnasieskolan — hur går det? [1] Samverkansmönster i svensk forskningsfinansiering. 121 Samordnad rollfördelning inom teknisk forskning. [20] Reform och förändring. Organisation och verksamhet vid universitet och högskolor efter 1993 års universitets— och högskolereform. [21] Inflytande på riktigt — Om elevers rätt till inflytande, delaktighet och ansvar. [22]

Systematisk förteckning

En strategi för kunskapslyft och livslångt lärande. [27] Det forskningspolitiska landskapet i Norden på 1990—talet. [28] Forskning och Pengar. [29] Högskola i Malmö. [36] Cirkelsamhället. Studiecirklars betydelser för individ och lokalsamhälle. [47] Vården i folkhögskolevärlden. [75] Sammanhållet studiestöd. [90]

TUFF — Teckenspråksutbildning för föräldrar. [102] Att främja donationer till universitet

och högskolor. [105]

J ordbruksdepartementet

Offentlig djurskyddstillsyn. [13]

EU, konsumenterna och maten — Förväntningar och verklighet. [62] Administrationen av EU:s jordbrukspolitik i Sverige. [65]

Arbetsmarknadsdepartementet

Aktiv arbetsmarknadspolitik + expenbilaga. [34] Grundläggande drag i en ny arbetslöshetsförsäkring — alternativ och förslag.[51] Sverige, framtiden och mångfalden. [55] På väg mot egenföretagande. [55] Vägar in i Sverige. [55]

Hälften vore nog — om kvinnor och män på

90-talets arbetsmarknad. [56] Medicinska undersökningar i arbetslivet. [63]

Kulturdepartementet

Från massmedia till multimedia —

att digitalisera svensk television. [25] Viktigt meddelande. Radio och TV i Kris och Krig. [80] Inför ett Svenskt kulturnät — IT och framtiden inom kulturområdet. [110]

Näringsdepartementet

Kartläggning och analys av den offentliga sektorns upphandling av varor och tjänster med miljöpåverkan. [23] Shaping Sustainable Homes in an Urbanizing World. Swedish National Report for Habitat II. [48] Regler för handel med el. [49] Kompetens och kapital + bilaga. [69] Samverkan mellan högskolan och näringslivet. [70] Elberedskapen. Organisation, ansvarsfördelning och finansiering. [78]

___—

Systematisk förteckning

Samverkan mellan högskolan och de små och medelstora företagen. [89]

Civildepartementet

Fritid i förändring. Om kön och fördelning av fritidsresurser. [3] Forskning för vår vardag. [10] Attityder och lagstiftning i samverkan + bilagedel. [31] Konsumentskydd på elmarknaden. [104] Konsumenterna och miljön. [108] Bevakad övergång. Åldersgränser för unga upp till 30 år. [111]

Inrikesdepartementet

boka] demokrati och delaktighet i Sveriges städer och landsbygd. [71]

Miljödepartementet

Batterierna — en laddad fråga. [8] Nationalstadsparker. [38]

Rapport från klimatdelegationen 1995. Klimatrelaterad forskning. [39] Precisering av handelsändamålet i detaljplan. [52] Kalkning av sjöar och vattendrag [53] Swedish Nuclear Regulatory Activities. Volume 1 — An Assessment. [73] Swedish Nuclear Regulatory Activities. Volume 2 — Descriptions. [74] IT i miljöarbetet. [92]

Kärnavfall — teknik och platsval. KASAMs yttrande över SKBs FUD—Program 95. [101] Miljöbalken. En skärpt och samordnad miljölagstiftning för en hållbar utveckling. Del 1 och 2. [103] Integrering av miljöhänsyn inom den statliga förvaltningen. [112]