STATISTISK SENTRALBYRÅCENTRAL BUREAU OF STATISTICS OF NORWAY

RAPPORTER FRA STATISTISK SENTRALBYRÅ 92/17

MILJØKOSTNADER IMAKROPERSPEKTIV

AVANNE BRENDEMOEN, SOLVEIG GLOMSRØD OG MORTEN AASERUD

STATISTISK SENTRALBYRÅOSLO - KONGSVINGER 1992

ISBN 82-537-3684-3ISSN 0332-8422

EMNEGRUPPE10 Ressurs- og miljøregnskap og ressurs- og miljøøkonomiske emner

EMNEORDMiljøavgifterMiljøskaderMiljøøkonomiNaturmiljø

Omslaget er trykt ved Aasens Trykkerier A.S

Publikasjonen er trykt i Statistisk sentralbyrå

FORORD

I denne rapporten settes informasjon fra ulike norske studier avmiljøkostnader sammen til anslag over marginale miljøkostnaderved utslipp av svoveldioksid (S0 2), nitrogenoksider (NO.), karbon-monoksid (CO) og partikler. I tillegg beregnes eksterne trafik-kostnader ved forbruk av bensin og diesel.

Miljøgevinster ved å pålegge avgifter i samsvar med marginalmiljø- og trafikkostnad ved bruk av oljeprodukter blir beregnet, ogvurdert i forhold til anslått reduksjon i bruttonasjonalprodukt somfølger av avgiften.

Statistisk sentralbyrå, Oslo, 24. juni 1992

Svein Longva

3

4

INNHOLDSFORTEGNELSE

Side

1 INNLEDNING OG SAMMENDRAG 7

2 BEREGNING AV MARGINALE MILJØKOSTNADER 112.1 Kostnader ved helseskader 132.2 Skogskader 152.3 Forsuring av ferskvann 172.4 Kostnader ved korrosjon av realkapital 182.5 Kostnader forbundet med vegtrafikk 19

2.5.1 Kostnader ved trafikkulykker 192.5.2 Kostnader ved trafikkøer 202.5.3 Kostnader ved vegslitasje 212.5.4 Støybelastning fra vegtrafikk 21

2.6 Utelatte kostnader 232.7 Oppsummering 23

3 UTVIKLING/VEKST I MILJØKOSTNADER 1980-87 26

4 MILJØAVGIFTER 284.1 Avgifter på utslipp og oljeforbruk 29

5 VIRKNINGEN AV MILJØAVGIFT PÅ BRUK AV BRENSLER 345.2 Økonomiske virkningen av brenselsavgifter 345.3 Utslipp til luft 385.4 Velferdsvirkninger av miljøavgiften 38

6 USIKKERHET 406.1 Monte Carlo-simulering 406.2 Avslutning 42

REFERANSER 43

5

1 INNLEDNING OG SAMMENDRAG

INNLEDNING

I takt med økende bekymring over miljøtil-standen har det blitt avsatt stadig merressurser til analyse av miljøskader. Somregel dekker resultatene bare et begrensetfysisk fenomen, gjerne en spesiell type skadei et avgrenset geografisk område. Eksemplerkan være helseskade fra enkelte typer luft-forurensning eller korrosjonsskade på byg-ninger i en enkelt by. Miljøforvaltning pånasjonalt nivå er implisitt basert på resulta-ter fra slike spesialstudier, som for en stordel er utarbeidet av offentlige institusjonerog for offentlige forskningsmidler. Metoder ogresultater fra disse analysene er imidlertid iliten utstrekning samordnet til et helhetliginformasjonsgrunnlag for makro-orientertestudier av nytte og kostnader ved miljøtiltak,eller av miljøkonsekvenser av økonomiskpolitikk i sin alminnelighet.

I denne rapporten har målet vært å sammen-fatte resultater fra en del spesialstudier somalle gir noe informasjon om skadevirkningerog tilhørende miljøkostnader ved bruk avdrivstoff og fyringsolje. Denne informasjonener systematisert i en modell som sammenlik-ner miljøkostnader ved forskjellige økonomis-ke utviklingsalternativer. Modellen er basertpå utslippsberegninger innenfor en makro-økonomisk modellramme. Med dette oppnårman et mer konsistent informasjonsgrunnlagnår det gjelder økonomisk vekst, bruk avfossile brensler og miljøkvalitet. Opplegget erforeløpig enkelt, og forutsetter konstantemarginale miljøkostnader innenfor det aktu-elle variasjonsområde for utslipp. Miljø-kostnadsmodellen kan likevel ha en nyttigfunksjon som ramme for systematisering avny og sikrere informasjon om miljøkostnader.

Modellen omfatter bare miljøkostnader vedbruk av olje og bensin. Disse energivareneskaper betydelige miljøproblemer i Norge og

globalt. Bruk av avgifter for å dempe utslip-pene vil påvirke oljeprisen som i neste om-gang vil ha betydning for det generelle øko-nomiske aktivitetsnivået. Miljøtiltak på detteområdet vil dermed få en klar samfunnsø-konomisk innvirkning.

Det er ikke gjort forsøk på å beregne nivåetpå totale miljøkostnader, bare marginalekostnader ved bruk av bensin, diesel ogfyringsolje. Miljøavgifter i form av avgifter påutslipp skal settes lik marginal miljøkostnadfor å gi riktig avveining mellom miljøkvalitetog andre goder. Som en illustrasjon presente-rer vi i denne rapporten virkninger på økono-miske hovedstørrelser, utslipp til luft ogtilhørende miljøkostnader av å innføre enmiljøavgift som svarer til den beregnedemarginale skade knyttet til forbruket avfossile brensler. Beregningen er gjort medden makroøkonomiske modellen MSG-5, enny versjon av MSG-4E (Longva et al. (1985)),som er nærmere beskrevet av Holmøy (1992).

Bruk av MSG-5 er særlig relevant når avgif-ter ikke leder til rensing, men hovedsakeligreduserer bruk av forurensende innsats-faktorer eller demper forurensende produk-sjonsaktivitet uten å endre produksjonstek-nologien vesentlig. For de fleste utslipps-kilder i Norge er rensing for kostbart til atdet er aktuelt som strategi mot luftforurens-ning. Å avstå fra ressursbruk blir da alterna-tivet når utbyttet av varer og tjenester vur-deres som mindre nyttig enn miljøforbedrin-gen som følger av ikke å produsere dissevarene og tjenestene.

Innenfor rammen av MSG-5 kommer virk-ningen av miljøavgifter til uttrykk som et tapi bruttonasjonalprodukt (BNP) og konsum.Avgiftene hever oljeprisene og tilgangen påoljeprodukter blir knappere i økonomisk for-stand. Bedrifter og husholdninger reduserer

7

miljøbelastningen ved å avstå fra bruk avressurser som forurenser, og produksjonenavtar. Miljøavgifter fører med andre ord til atBNP avtar, selv med full utnyttelse av ar-beidskraft og kapital som forutsatt i analysermed MSG-5. Renseutstyr vil innenfor modell-rammen legge beslag på produktive ressur-ser, siden det ikke bidrar til den ordinæreproduksjonen.

Grunnen til at en likevel innfører miljøtiltaki form av forskrifter om rensing eller avgifterer at de gir gevinster i form av økt trivsel ogøkt produktivitet i økonomien (for eksempelved bedre helse, reduserte materialskader ogfærre skader på naturen). Trivselseffektenfaller utenom BNP, som er et aktivitetsmålknyttet til markeder for varer og tjenester,og tilbakevirkningen fra miljøstandard tilproduktiviteten i økonomien er hittil ikkeinkorporert i makroøkonomiske modeller.Modellen for miljøkostnader som presenteresi denne rapporten, tar sikte på å beregnenoen produktivitetsgevinster innenfor mar-kedsøkonomien. Noen trivselseffekter vedmiljøforbedring er også inkludert.

Hovedkilden for data om miljøkostnader erStatens forurensningstilsyn (SFT), særlig deomfattende utredningene om forurensnings-situasjonen i belastede områder, som foreksempel tiltaksanalysene for Oslo (SFT,1987a) og Sarpsborg-/Fredrikstadområdet(SFT, 1988a). På grunnlag av disse og andrekilder har det vært mulig å gi anslag forkostnad ved

- forsuring av vassdrag og jordsmonn frautslipp av 502 og NO.

- helseskader av NO., S02, CO og partikler- korrosjonsskader på bygningskapital for-

årsaket av S02

pr. enhet Økning i utslipp til luft eller pr.enhet forbruk av fossile brensler.

Vegtrafikk står i en særstilling som forurens-ningskilde og som årsak til en rekke andreuheldige eksterne effekter. Skadene somskyldes utslipp fra vegtrafikk inngår i kost-

nadskomponentene ovenfor. Andre eksterneeffekter er trafikkstøy, vegtrafikkulykker,vegslitasje og køkostnader. Dette er kostna-der som er forbundet med vegbruk. I dennerapporten knyttes for enkelhets skyld disseeffektene til drivstofforbruk.

Beregningene omfatter ikke alle kjente for-urensningsskader som skyldes forbrenningav fossile brensler. Kostnader i forbindelsemed nedsmussing og forvitringsskader påkulturelt verdifulle byggverk og skulpturerer ikke inkludert. Beregningene inkludererheller ikke helseskader av ozon i mangel avanslag for kostnadene ved slike skader.Kostnader i tilknytning til utslipp av CO 2 ogen eventuell drivhuseffekt er også utelatt.For det første er usikkerheten rundt konse-kvenser og kostnader ved en global oppvar-ming spesielt store. For det andre vil neppeendringer i norske utslipp av CO 2 medførenoen utslagsgivende endring i drivhuseffek-ten og konsekvensene av denne.

Dette forsøket på beregning av marginalskade fra utslipp forårsaket av fossile bren-sier er selvsagt gjort under stor usikkerhet.For det første må det understrekes at resul-tatene antas å gjelde for et forurensningsnivåsom ikke avviker drastisk fra dagens. Demarginale miljøkostnadene som beregnes ogbrukes i modellen, antas å gjelde innen etbegrenset variasjonsområde for utslipp, ogkan bare brukes til å anslå endring i miljø-kostnad som følge av en begrenset endring iutslipp. Selve nivået på miljøkostnaden erikke anslått. Usikkerhet i selve anslagene formarginale kostnader er til en viss gradvurdert. De fleste partielle analyser somdenne studien bygger på, oppgir usikkerhets-intervall for kostnadsestimatene. Ved hjelpav disse er det gjort stokastiske simuleringer(Monte Carlo-metoden) for å se hvor storusikkerhet dette gir for beregnet endring isamlede miljøkostnader ved innføring avtiltak eller ved omlegging av den økonomiskepolitikken. I Monte Carlo-simuleringenbrukes i dette tilfellet usikkerhet i data-grunnlaget til å si noe om usikkerhet i bereg-net miljøkostnad gitt at beregningsmodellen

8

er kjent med sikkerhet. I tillegg til den usik-kerheten som beregnes her, kommer derforusikkerhet knyttet til de spesielle forutset-ninger som gjøres i selve modellen.

Utgangspunktet for dette arbeidet er klartforskjellig fra de fleste empiriske studier avmiljøkostnader. Det overordnete målet her erå lage modeller som kan brukes på et aggre-gert nivå i samfunnsplanlegging. Et lang-siktig arbeid for å trekke miljøkostnaderdirekte inn i produktfunksjoner i makro-modeller er begynt i Statistisk sentralbyråunder forskningsprogrammet Energi ogsamfunn. I påvente av resultater fra dettearbeidet er det her laget en ettermodell tilmakroøkonomiske modeller som brukes tilanalyser av norsk økonomi. Det som ikke blirtatt hensyn til i en slik etterberegning, er attilbakevirkningene fra miljøet til faktorpro-duktivitet endrer relative priser, nærings-struktur og etterspørsel i økonomien. Slikomallokering av produksjon og konsumpåvirker igjen miljøet og miljøkostnader.Denne simultaniteten kan bare beskrives vedfull integrering av miljøvariable i økonomiskemodeller.

SAMMENDRAG

I avsnitt 2 dokumenteres beregningsmåtenfor de ulike marginalkostnader som er nevntovenfor ved utslipp til luft av 50 2, NO., COog partikler. I tillegg beregnes noen margi-nalkostnader ved bruk av kjøretøy på veg,regnet pr. enhet drivstoff (bensin og diesel).Tabell 6 oppsummerer miljøkostnadskoeffisi-entene som knyttes til utslipp og drivstoffor-bruk.

Med utgangspunkt i anslagene for marginalemiljøkostnader pr. tonn utslipp og driv-stofforbruk beregnes i avsnitt 3 økningen iårlige miljøkostnader som har funnet sted iperioden 1980-87 som følge av økningen iforbruket av fossilt brensel. Perioden varkarakterisert av sterk vekst i trafikkbelast-ning, drivstofforbruk og utslipp av NOE, og et

betydelig fall i utslipp av S02. Årlige trafikk-relaterte kostnader vokste med 7,2 milliarder1990-kroner. Årlige kostnader som skyldeshelseskader av NOE-utslipp steg med 5,4milliarder 1990-kroner. Skader som skyldesutslipp av 502 ble redusert noe i løpet avperioden, slik at samlet årlig miljø- og tra-fikkkostnad var 11 milliarder 1990-kronerhøyere i 1987 enn i 1980.

I avsnitt 2 blir som nevnt marginale miljø-kostnader på forskjellige skadeområderberegnet. I avsnitt 4 sammenfattes dissekostnadstallene i en beregning av avgiftssat-ser for ulike utslippskomponenter og brensels-typer som gjenspeiler beregnet marginal,miljø- og trafikkostnad ved bruk av oljepro-dukter. Ideelt skulle avgiftene differensieresfor å ivareta lokale variasjoner i samspillmellom utslipp, forurensning og eksponeringfor skade. Videre er det slik at det totaleavgiftsnivået for bensin som gir størst velferder avhengig av forhold som hvordan detoffentlige kan finansiere sin ressursbruk medså små effektivitetstap i økonomien sommulig. Følgelig kan strengt tatt ikke denberegnede marginale miljøkostnad tolkes somdet optimale avgiftsnivået for bruk av olje-produkter.

Marginale kostnader av 1 kg NO. er anslåtttil om lag 90 1990-kroner, 1 kg S02 medførerskader for om lag 22 kroner og 1 kg partiklermedfører skader for 65 kroner, mens 1 kg COer tilnærmet uskadelig. Lave marginalekostnader ved CO-utslipp skyldes at svært fåpersoner blir eksponert for konsentrasjonerover grenseverdien ved en økning i utslippfra det nivået som betraktes i denne bereg-ningen. Isolert sett er kostnaden ved at enperson utsettes for konsentrasjoner overgrenseverdien høyere for CO enn for deandre komponentene.

For NOx og partikler stammer omtrent helekostnaden fra virkninger på helse. For 502

er helsekostnaden på 18 kroner. I disseanslagene er det tatt hensyn til at utslippbare forårsaker helseskade i de mest tettbefolkede områdene.

9

Marginale kostnader ved forsuring av fersk-vann er anslått til 0,30 kroner pr. kg S02 ogNOK, mens skogskaden marginalt er beregnetå være 0,60 kroner pr. kg SO2 og NOE. Korro-sjonskostnadene utgjør 4,20 kroner pr. kgs02 .

De rent trafikale kostnader ved drivstoffor-bruk (kostnader ved trafikkulykker, veg-slitasje, støy og trafikkøer) er adskillig høye-re enn kostnadene som skyldes trafikk-relatert luftforurensning. Utenom forurens-ningskostnadene er de samfunnsøkonomiskekostnader ved forbruk av ett tonn drivstoffanslått til omlag 5-6 000 kroner.

Skaden pr. liter oljevare er klart størst fordiesel og bensin. En avgift i samsvar medbidraget til marginale miljø- og trafikkost-nader ville medføre en avgiftssats på over 10kr/liter for diesel og om lag 8 kr/liter forbensin (1990-priser).

I avsnitt 5 presenteres de økonomiske ogmiljømessige konsekvenser av å innføreoptimale avgifter på fossile brensler, bereg-net ved hjelp av MSG-5. Avgiften medføreringen store endringer i tradisjonelle velferds-indikatorer som BNP og privat konsum. I år2000 vil BNP som følge av avgiften væreomlag 1.8 prosent lavere enn i referanse

banen. Det vil si at vi når det samme BNP-nivået ett år senere med en ny avgift. Ut-slippsreduksjoner som følger av miljøavgiftenpå fossilt brensel beregnes i en ettermodell.Utslippene i år 2000 er 18-25 prosent laveremed miljøavgift på oljeprodukter. Gevinstenved denne politikken, i form av lavere miljø-kostnader, blir anslått og kan antyde etkorrektiv til beregnet tap i BNP- og konsum-vekst som forårsaker av avgiftene. Kostnads-reduksjonen anslås til om lag 16 milliarder1990 kroner i år 2000, og dette oppveierlangt på vei tapet i BNP som er beregnet til17 milliarder. I tillegg til reduksjonen ilokale miljøskader oppnås en reduksjon iforhold til referansebanen på 23 prosent iutslipp av karbondioksid (CO 2). Dette villelangt på vei bidra til å oppfylle Norges nasjo-nale mål om å stabilisere utslippene på 1989-nivå innen år 2000. Når en vurderer detsamlede resultatet, må en også ta i betrakt-ning økt trivsel og andre utelatte effektersom det er vanskelig å verdsette.

I avsnitt 6 følger en vurdering av usikker-heten knyttet til miljøkostnadsreduksjonensom følger av en optimal avgift på fossilebrensler. Monte Carlo-metoden benyttes forå simulere en sannsynlighetsfordeling forsamlet reduksjon i miljøkostnader.

10

2 BEREGNING AV MARGINALE MILJØKOSTNADER

Når forurensning skader natur, menneskerog materialer påføres samfunnet kostnaderved:

1) Tiltak til vern mot forurensnings-skade

2) Redusert produktivitet i naturensvekstprosesser og samfunnsmessigproduksjon av varer og tjenester

3) Reparasjon av skadevirkninger4) Tap av personlig velvære, inklusiv

redusert rekreasjonsverdi knyttet tilnaturlige og kulturelle omgivelser.

1)-3) utgjør kostnader som i ulik grad belas-tes enkeltpersoner direkte såvel som indirek-te via redusert verdiskapning i private be-drifter og offentlig sektor. For eksempel girforurensning økt sykefravær og redusertproduktivitet under arbeid. Dette redusererproduksjon og tilgang på varer og tjenestertil konsum. Investering i vern mot forurens-ning legger beslag på ressurser som vil giavkastning ved alternativ anvendelse, detsamme gjelder medisinsk behandling ogandre former for reparasjon av skadevirknin-ger. Renere luft ville gjennom reduksjon iressursbruk ved 1)-3) øke tilgangen på varerog tjenester til konsum og bidra til velferdeni samfunnet. Den fjerde effekten - trivsels-tapet - rammer ikke først og fremst tilgangenpå konsumgoder, men har indirekte noe å sifor markedsøkonomien ved at trivselenpåvirker vår atferd som konsumenter. Foreksempel vil muligheten til rekreasjon i formav ferskvannsfiske lede til etterspørsel etterfiskeutstyr.

Produktivitetstap i økonomien har sammen-heng med fysiske og biologiske effekter.Mange analyser har studert dose-responssammenhenger mellom forurensningsnivå ogfysisk skadevirkning. En rekke eksempler pådose-responsstudier av luftforurensning oghelse er gitt i (NILU, 1991).

Virkningen av den fysiske skaden på enproduksjonsprosess lar seg i sin tur ofteverdsette på bakgrunn av priser for varer ogtjenester i markedet. Det er betydelig usik-kerhet omkring anslag på dose-responsfunksjoner og deres økonomiske implikasjo-ner. Men det faktum at fysisk målbare effek-ter og markedspriser utgjør informasjons-grunnlaget i slike beregninger, gir likevel enviss kontroll med størrelsesordenen på bereg-net tap.

Verdien av trivselstap kan anslås ved hjelpav spørsmål om folks betalingsvillighet for engitt miljøforbedring. Alle kjente virkningerav betydning for personenes velferd vil blitatt i betraktning når intervjuobjektet svarerpå slike spørsmål (se Freeman, 1985). Detgjelder individets umiddelbare nytte av enmiljøforbedring, verdien det tillegger mulig-heten av å nyte godt av miljøforbedringensenere (opsjonsverdien) og verdien det tilleg-ger mgjøforbedringen uten egen tilgang tilden (eksistensverdien).

Direkte spørreundersøkelser av betalings-villighet for miljøforbedringer baserer seg påat intervjuobjektet fullt ut overskuer hvaendringene i realiteten innebærer, og atsvaret bygger på en helhetlig vurdering avalle tiltak, det vil si andre måter å brukepengene på. Dessuten krever metoden atintervjuobjektet ikke svarer strategisk, ellerat det er mulig å korrigere for strategiskesvar (Hylland og Strand, 1982). Problemetmed å forholde seg til en hypotetisk situasjonskaper imidlertid stor usikkerhet omkringdirekte anslag over betalingsvillighet.

De anslag som er gjort over marginale miljø-kostnader i denne rapporten, bygger hoved-sakelig på dose-respons sammenhenger. Inoen tilfeller inngår resultater fra studiersom avleder verdi av natur og miljø framarkedsatferd. Betalingsvillighetsundersøk-

11

u 2

Utslippu 3u

Figur 1.

Miljø-kostnad

elser inngår ikke direkte i datagrunnlaget formodellen, unntatt i anslaget for verdien avferskvannsfisk. Her inngår et anslag foropsjons- og eksistensverdien av fisk i vass-drag.

Forbrenning av kull, olje og gass forårsakerutslipp av forskjellige typer forurensendegasser. Miljøulempene ved forbrenning av etbestemt brensel har derfor sammenheng medutslipp av et knippe av ulike kjemiske stofferog deres virkninger på mennesker, realkapi-tal og naturkapital. Miljøkostnad ved bren-selsforbruk beregnes i denne rapporten somen sum av marginale kostnadsbidrag fra deulike forurensende gassene. Dette er en for-enkling som ser bort fra at sammensetningenav utslipp i noen tilfeller kan påvirke ska-devirkningene. For eksempel bidrar utslippav NO. og CO i ulik grad til dannelse avozon i lavere luftlag (troposfæren) avhengigav tilstedeværelsen av metan (CH 4) og andrehydrokarboner. Ved siden av å påvirke kli-maet, medfører ozon skadevirkninger lokalti form av redusert biologisk vekst og helse-skader. Sammensetningen av utslipp har alt-så betydning for lokale forurensnin.gsk9st-nader. Det foreligger ikke datagrunnlag forå beregne denne type virkninger. Derfor eranslaget over marginale miljøkostnader idenne rapporten basert på forenklende forut-setninger om skadevirkninger hvor en serbort fra spesielle vekselvirkninger mellomgasser.

Målsettingen med beregningene som følgerhar vært å anslå endring i miljøkostnader forutslipp på nasjonalt nivå. Det betyr å se bortfra en rekke forhold som har betydning fordet faktiske skadeomfang lokalt. I praksis vilskadene fra en enhet utslipp avhenge sterktav utslippenes geografiske plassering i for-hold til bosettingsmønster. En økning i NO.-utslipp fra fiskeflåten vil f.eks ha neglisjer-bare helsevirkninger i forhold til sammeøkning i utslipp fra biler i Oslo. På sammemåten vil en halvering av trafikken i Oslo gibetydelige gevinster i form av færre støy-plagede personer og kortere køer, mens entilsvarende reduksjon i trafikken i et lite be-

lastet område ikke gir slike fordeler. Model-len for miljøkostnader forutsetter at geogra-fisk fordeling av utslipp og bosetting ernoenlunde stabil.

Figur 1 skisserer en sannsynlig form påskadefunksjoner. Det er rimelig å anta atbåde marginal og gjennomsnittlig kostnad ertilnærmet lik null når miljøbelastningen erliten, og sterkt stigende når miljøbelast-ningen blir svært stor. Beregningene byggerpå forutsetningen om at forurensningskost-nadene kan tilnærmes som lineære funk-sjoner av utslipp i det aktuelle varia-sjonsområdet for utslipp. Det betyr at margi-nal miljøkostnad (endring i kostnad pr. enhetendring i utslipp) er forutsatt konstant i detintervallet vi betrakter. Siden miljøkostnads-kurven er krummet oppover, betyr det at viundervurderer marginal miljøkostnad iområdet (ul - u3), og overvurderer den i dennedre delen (u2 - u1) av variasjonsområdet forutslipp. Det er ikke gjort noe forsøk på åutlede kostnadsfunksjoner i sin helhet, ogtotal miljøkostnad er derfor heller ikke be-regnet i modellen.

12

Forutsetning om konstant marginal skade erogså gjort for sammenhengen mellom trafikk-kostnader og forbruk av drivstoff. Her ermarginalkostnaden antatt å være lik gjen-nomsnittskostnaden. Hvis kostnader vedulykker, støy og trafikkøer også stiger raske-re når trafikkvolumet øker, undervurderesmarginalkostnaden ved økt trafikk i dennemodellen.

For helseskader er utslippsprognoser for Oslo1985-2000 brukt ved beregningen av margi-nale kostnader. Disse har SFT utarbeidet pågrunnlag av forurensningsprognoseutvalgetsframskrivninger av nasjonale utslipp (For-urensningsprognoseutvalget, 1988). Vi tarForurensningsprognoseutvalgets framskriv-ning av utslipp på nasjonalt nivå i sammetidsrom som indikasjon på hvilket intervallde beregnede marginale miljøkostnadene kanantas å gjelde innenfor. Disse nivåene er visti tabell 1.

Tabell 1. Utslippsområde for lineær til-nærming av skadefunksjon. Tusen tonn

1985 2000

SO2 100 105NO, 240 280*CO 590 430Partikler 24 27

Kilde: SSB (1989), Forurensningsprognose-utvalget (1988)* Korrigert i ettertid ved revisjon av utslipps-

koeffisienten for NO, i innenriks sjøfart.

Når det gjelder forsuringsskader, vil endrin-ger i norske utslipp gi små endringer i totalsur avsetning, som hovedsakelig stammer frautenlandske kilder. Dermed blir nivået påforsuring lite påvirket og marginal skade iform av fiskedød og biologisk veksttap antaså være tilnærmet uavhengig av nivået pånorske utslipp av S02 og NO.. Materialskadeav S02 er beregnet på grunnlag av lineæredose-responsfunksjoner. Dermed kan anslagfor marginale materialkostnader antas ågjelde også for utslippsnivåer av S0 2 en god

del lavere enn 100 tusen tonn. Helseskadeneknytter seg i hovedsak til utslipp av NO. ogpartikler. Det er sannsynlig at marginalkost-naden avtar med avtakende utslipp. Dagensnivå for utslipp av NO. og partikler ligger inedre del av intervallet.

Beskrivelsen av sammenheng mellom utslippog miljøkostnad er beheftet med betydeligusikkerhet. I kildene som er blitt benyttet erdette ofte indikert ved å angi et usikkerhets-intervall omkring punktanslaget. I de kildenehvor kostnaden kun oppgis å ligge innenforet intervall har vi selv valgt en verdi (midt-verdien) innenfor intervallet. Der hvor kost-naden bare angis ved et punktanslag har vikonstruert et rimelig intervall rundt dette.Med utgangspunkt i usikkerhetsintervalleneer det foretatt en stokastisk simulering av desamlede miljøkostnadene. Dette er omtalt iavsnitt 6.

2.1 KOSTNADER VED HELSESKADER

De helsekostnader som beregnes i dennerapporten gjelder skader fra utslipp til luftav S02, NO., CO og partikler. Ved øktekonsentrasjoner av SO2 og NO. øker risikoenfor luftveisinfeksjoner. CO hemmer opptakav oksygen i blodet og øker risikoen forhjertekrampe hos utsatte personer. CO førerogså til redusert aktivitet hos friske mennes-ker. Partikler sammen med S0 2 kan gi luft-veissykdommer. Partikler er også bærer avkreftfremkallende stoffer.

Beregningene bygger på resultater fra til-taksanalyser utarbeidet av Statens forurens-ningstilsyn (SFT). SFT har til nå gjennom-ført omfattende tiltaksanalyser for Oslo(SFT, 1987a) og Sarpsborg/Fredrikstad (SFT,1988a). Disse analysene anslår økonomiskgevinst av å redusere utslipp av ulike kom-ponenter til luft og gir dermed et grunnlagfor å sammenlikne nytte med kostnader vedå gjennomføre tiltakene.

Norsk institutt for luftforskning (NILU) harutarbeidet spredningsmodeller for utslipp til

13

Tabell 2. Endring i utslipp og antall eksponerte personer. Tiltaksanalysen for Oslo

Endring iKomp. (j) utslipp

1985-2000.Tonn. (dU i)

Endring i an-tall personerover grense-verdien.1985-2000(dPi)

Kostnaden ved at1 person kommerover grenseverdien.1000 1986-kr. (Gi)Sannsynlig verdi,nedre og øvregrense.

"Marginar helse-kostnad, 10001986-kr pr. tonn(MCj). Sannsynligverdi, nedre ogøvre grense.

S02 2500 154 000

2 .0 (0.77-3.33)

123 (47-205)

NO, -800 -88 000

4 .0 (1.40-7.70)

440 (154-847)

CO -44600 -1 000

6 .0 (2.15-11.0)

0.1 (0.05-0.25)

Partikler . . • • 200 20 000

4 .4 (1.54- 8.33)

440 (154-833)

Kilde: SFT 1987a.

luft. Disse ble brukt i SFT's tiltaksanalysertil å beregne hvor mange mennesker i byom-rådene som blir utsatt for helseskadelige for-urensningskonsentrasjoner ved ulike ut-slippsnivåer. Grenseverdier for helseskade-lige forurensningskonsentrasjoner er gitt avVerdens helseorganisasjon (WHO) og drøfteti SFT (1982).

Fra tiltaksanalysene (SFT 1987a, 1988a) kanen avlede kostnaden i 1986-kroner ved at 1person utsettes for konsentrasjoner over deanbefalte grenseverdier av de aktuelle for-urensningskomponentene og dermed fårsvekket helse. Kostnaden (Cj) for 1 personeksponert for konsentrasjoner over grense-verdien av komponent j angis ved et anslagfor mest sannsynlige verdi med usikkerhets-intervall.

Tiltaksanalysen for Oslo angir en prognosefor endring i utslipp (dUi) til luft av kompo-nentene S02, NO., CO og partikler i Oslo iperioden 1985-2000. Endringen (dPj) i antallpersoner som vil utsettes for konsentrasjoner

over de anbefalte grenseverdier i sammeperiode er også gitt på basis av NILU'sspredningsmodeller. Sammenhengen mellomantall personer over grenseverdien og utslipptil luft forutsettes av oss å være lineær.

Maksimal, minimal og sannsynlig økning ihelsekostnad som følger av 1000-tonns øk-ning i utslipp av komponent nr. j ("marginal"helsekostnad, MC;) beregnes dermed ved:

MC, dPj / " * Cj (1)

Tabell 2 viser beregnede marginale helse-kostnader ved utslipp av de enkelte forurens-ningskomponenter, samt grunnlaget for åberegne dem.

Helseskadene i tiltaksanalysen er knyttet tilutslipp fra mobile og stasjonære kilder oggjelder for Oslo. Vi forutsetter imidlertid atsammenhengen beskrevet ovenfor forvent-ningsmessig også gjelder for Bergen, Trond-heim, Stavanger og Bærum, det vil si i lan-

14

Tabell 3. Andelen utslipp som kan gi økthelseskade. Forventet verdi, nedre og øvregrense i parentes. Prosent

Komponent Stasjonære Mobileutslipp utslipp

S02 7.0 18.0(3.0 - 11.0) (9.0 - 27.0)

NO, 6.0 18.0(2.5 - 9.5) (8.0 - 28.0)

CO 14.0 20.0(5.0 - 23.0) (9.0 - 31.0)

Partikler • . 17.0 7.0(8.0 - 26.0) (6.5 - 7.5)

dets fem største kommuner med hensyn tilfolketall. Det forutsettes med andre ord atbare utslipp i disse fem kommunene forårsa-ker helseskade, og at den marginale skadenav utslipp i disse kommunene er den sammesom i Oslo. Den andel av nasjonale utslippsom dermed antas å forårsake helsekost-nader, antas å være konstant i beregningene.Hvis befolkningen fortsetter å flytte fradistriktene og de store byene fortsetter åvokse på samme måte som tilfellet har værthittil, vil trafikken og brenselsbruk til opp-varming hos private husholdninger og tjenes-teytende næringer øke i byene. Det er derforsannsynlig at de fem kommunenes andel avtotale utslipp vil øke over tid. Den sammeutvikling vil også bidra til at en vil opplevekonsentrasjoner over grenseverdien av deaktuelle komponenter i flere byer enn de somer tatt med her. Disse faktorene kan medføreat helsekostnadene blir undervurdert meddenne metoden.

Som en nedre grense antar vi at det bare erutslippene i Oslo som er helseskadelige. An-delen utslipp som kan gi økte helseskaderforutsettes å være symmetrisk fordelt slik atøvre grense ligger i samme avstand fraforventningsverdien som nedre grense.

Endring i helsekostnad (d11;) ved endring istasjonære utslipp (dS;) og mobile utslipp(dM;) av komponent j er da gitt ved:

dH • MC ( dM • a' + dS • a' ) (2)J J JS•

Andelene aj og ami av henholdsvis stasjo-nære og mobile utslipp som forårsaker helse-skade er gitt i tabell 3 og dM; + c1S; = dUi .

2.2 SKOGSKADER

Skogskadeutvalget oppnevnte i 1988 en pro-sjektgruppe som skulle vurdere hvordanforurensning kan påvirke skogen på lang sikt(25-30 år). Prosjektgruppens rapport (Miljø-verndepartementet, 1988) beskriver de sen-trale hypotesene om sammenheng mellomluftforurensning og skader på skog. Ozon-påvirkning, nitrogen-tilførsel og skader viajordforsuring utpekes som de viktigste årsa-kene.

Ozon reduserer veksten og gir tidlig aldringav vegetasjon. Nye forsøk viser at ikke barehøye konsentrasjoner, men også eksponeringfor relativt lave konsentrasjoner over lang tidgir veksttap og redusert evne til å tåle frostog tørke (SFT, 1988b). Klimaforhold har storbetydning for omfanget av ozonskade påskog. Lav temperatur og lite lys forsterkerveksttapet ved gitt ozonkonsentrasjon, mensfuktighet demper virkningen av ozon.

Jordforsuring er kjemisk endring i jordsmon-net for eksempel som følge av tilførsel avsure svovel- og nitrogenforbindelser. For-suring fører til utvasking av viktige nærings-stoffer som magnesium og kalium. Forsuringløser også ut metaller som kan ha giftvirk-ninger. Metallenes kjemiske egenskaperforandres slik at de går fra en ikke-skadeligtil en skadelig form. Aluminium er det me-tallet som er mest utbredt i jordbunnen.Treverdig aluminium i Toneform skaderrøttene og gir redusert opptak av nærings-stoffer som magnesium og kalsium. Den

15

kjemiske sammensetningen i jordbunnen harbetydning for hvor skadelig forsuring er.

For store nitrogen-tilførsler kan relativt settgi mangel på andre viktige næringsstoffersom magnesium, og dermed svekke trærne.Størrelsen på bestanden av skog og tilvekst-hastigheten har betydning for evnen tilnitrogenopptak.

Rapportens anslag over forurensningskost-nader på skog danner grunnlag for vår be-regning av marginale kostnader ved norskebidrag til skogskade.

Svovel- og nitrogentilførsler kommer først ogfremst som langtransportert sur nedbør,mens innenlandske kilder bidrar med 5 - 10prosent (SFT, 1990). Nitrogenoksider (N0.)bidrar til ozondannelse ved en reaksjon medflyktige organiske komponenter (VOC) isollys. Ozonforurensning skyldes også for enstor del tilførsel fra utlandet. Utslipp avnitrogen regnes som bestemmende for bak-grunnskonsentrasjonen av ozoniden laveretroposfæren, mens episoder med høye ozonv-erdier har sammenheng med utslipp av VOC(Hov, 1988). Episoder med høye ozonverdierbidrar lite til den samlede ozon-belastningensiden dose-responsfunksjonen for biologiskvekst er lineær og episodene er kortvarige(SFT, 1988c).

Skogskadeutvalget anslår samlet tilveksttappå grunn av luftforurensning i norske skogertil 1-2 millioner m3 i 1988. Verdien av dettetapet er 300-600 millioner 1988-kroner. På25-30 års sikt antas det at skogens buffer-kapasitet (evne til å nøytralisere sur avset-ning) i større utstrekning er utnyttet og attilvekstreduksjonen øker fra ca. 10 prosent i1988 til 20 prosent pr. år. Det årlige tapetved skogskader vil da være 700-1000 millio-ner 1988-kroner.

I tillegg til verdien av veksttapet påføressamfunnet et tap i form av redusert nytte avskog som rekreasjonsområde. Det er ikkegjort egne studier av omfanget av dennekostnaden. Skogskadeutvalget viser til at

vassdragsforsuring representerer et tapknyttet til fiskedød på 400-500 millioner1987-kroner årlig, og antar at forringelsen avskog som rekreasjonsområde (minst) er avsamme størrelsesorden. Totale kostnader vedforurensning av skog antas dermed å være1 100 - 1 500 millioner 1988-kroner.

Naturens tålegrense når det gjelder forsuringer anslått å være 80 prosent under tilfør-selsnivået i 1980 for svovel, og 60 prosentlavere enn 1980-nivået for nitrogen. Vedtilførsler under tålegrensen vil veksttap ikkeforekomme. For enkelthets skyld har viantatt at tålegrensen ligger 80 prosent undernivået på samlede tilførsler av S0 2 og NO. i1980. Hvis dette er anslått for lavt, betyr detat marginal skogskade ved utslipp overterskelverdien er undervurdert i vår modell.I vår beregning av marginale samfunnsøko-nomiske kostnader ved skade på skog har viogså gjort den forenklende forutsetning atkostnadene ved skogskade øker lineært medsamlet tilførsel av S0 2 og NOz utover tåle-grensen. Den marginale skaden ved tilførselav S02 og NOz er gitt ved at vi kjennernivået på skaden i 1988.

Siden våre beregninger har et langsiktig per-spektiv (10-20 år) på utslipp og skade, har vibrukt Skogskadeutvalgets anslag på 20prosent veksttap som grunnlag.

Hittil har det vært vesentlig forskjell i for-suringsbidraget fra svovel og nitrogen. Nitro-gen er i motsetning til S02 også et nærings-stoff for planter, og skadevirkning inntrerikke før nitrogenbehovet er mettet. 1000sjøers-undersøkelsen (SFT, 1987b) viser imid-lertid sterk økning i nitratinnholdet i fersk-vann. Nitrogenlekkasje til innsjøer peker motat jordsmonnet kan være nitrogen-mettet,det vil si at vegetasjonen ikke er i stand til ånyttigjøre seg hele tilførselen. I Syvertsen(1988) er forsuringsskaden regnet pr. tonnNO. og S02 anslått å være av forholdet 1:2.Når en tar hensyn til at NOz også bidrar tilskogskade som kilde til ozon, skal NOz imid-lertid tillegges en større vekt enn dette. I ogmed at våre marginale kostnadstall for NO.

16

Figur 2.

TT

s88

Tu T88

også skal dekke ozonskade, lar vi marginal-kostnaden ved utslipp være lik for SO2 og

Figur 2 skisserer verdien (S) av skogskadesom en lineær stigende funksjon av suretilførsler (T) over terskelverdien P. Suravsetning i 1988 (T88) består hovedsakelig avlangtransporterte tilførsler av svovel- ognitrogenforbindelser fra utlandet (Ta).

Data over avsetning av forsurende svovel- ognitrogenforbindelser fra Norge og utlandet ertilgjengelig fra Program for måling og evalu-ering av langtransport av luftforurensning iEuropa (EMEP) (Iversen et al., 1989). For-målet for vår analyse er imidlertid å knytteskade til omfanget av norske utslipp av 502

og NO.. I følge SFT (1990) bidrar norskeutslipp med om lag 10 prosent av forsurendetilførsler. Vi antar samme skadevirkning avnorske som utenlandske tilførsler, og propor-sjonalitet mellom norske utslipp (U N") av502 og NOz og tilførsel. Skade av egne ut-slipp tilsvarer da 130 (110 - 150) millioner1988-kroner forårsaket av norske utslipp på292 tusen tonn 502 og NO. i 1988 (SSB,1991). Marginal skogskade regnet i 1988-

kroner pr. tonn utslipp av SO2 og NOz kan daberegnes som

aldUN 0.15881U: (3)

som gir

dS / dUN = 450 (380 - 510 ) kr/tonn

Figur 2 framstiller norske avsetninger(T68-Tu) som en forurensningsbelastning somkommer i tillegg til den importerte fordiformålet er å vurdere effekten av norskemiljøtiltak og norsk økonomisk politikk påavkastningen og rekreasjonsverdien av skog.Dette har ingen betydning for beregningenav marginal skade på skog så lenge ikke enreduksjon i norske utslipp bringer samletavsetning ned under naturens tålegrense.Importert tilførsel ligger langt over tålegren-sen, og selv kraftige rensetiltak i Europa vilikke endre på dette forholdet innen overskue-lig framtid.

2.3 FORSURING AV FEKSICVANN

Verdien av sportsfiske i elver og sjøer eranslått i Strand (1980). Medregnet opsjons-og eksistensverdien av ferskvannsfiske ogmålt i 1987-kroner er den ca. 4 milliarderkroner pr. år (Syversen, 1988). Om lag 10prosent av arealet i Norge er sterkt skadetav forsuring (Syvertsen, 1988). Hvis en antarat samme andel av muligheten til å drivesportsfiske er ødelagt, betyr det at skadenkan verdsettes til rundt 400 millioner 1987-kroner årlig.

Navrud (sitert i Syvertsen, 1988) har regi-strert betalingsvillighet for å opprettholdemuligheten for sportsfiske ved hjelp av kal-king, og finner en betalingsvillighet i om lagsamme størrelsesorden som Strand (375millioner 1987-kroner årlig.)

I tillegg kommer tap av fangst for 10 millio-ner kroner pr. år (Miljøverndepartmentetsitert i Syversen, 1988) og tap av rekrea-sjonsverdi på 85 (50 - 120) millioner kroner

17

Tabell 4. Årlig tap ved forsuring av vass-drag. Millioner 1987-kroner

Tap av fiskemuligheter

400Tap av fangst 10

Tapt rekreasjonsverdi .

85

I alt 495

pr. år (Strand, 1980). Totalt blir årlig tap på495 millioner 1987-kroner (se tabell 4).

Som for skogskader forutsetter vi at 10prosent av vassdragsforsuring skyldes norskeutslipp. Kostnaden ved vassdragsforsuring avnorske utslipp er dermed lik 49.5 millioner1987-kroner årlig. Vi antar at usikkerhets-intervallet for total skade på ferskvannsfiskfra norske utslipp strekker seg over sammeområde som det oppgitte intervallet forrekreasjonsverdikomponenten. Dette gir etintervall på 30-70 millioner kroner.

Marginale forsuringskostnader (dFF/dUN) iform av fiskedød av norske utslipp av NO. og502 i 1987-kroner er da gitt ved:

dFF/dUN = 170 (100 - 240) kr/tonn

2.4 KOSTNADER VED KORROSJON AVREALKAPITAL

Flere forurensende utslipp skader materialer.Atmosfærisk korrosjon forårsaket av 502-forurensning har vært kjent relativt lenge, oger best kartlagt hittil. Tørravsetning av S0 2

øker korrosjonshastigheten til metaller, ogreduserer levetiden til malte flater (stål-plater, mur og tre). Bygningskapital er spesi-elt utsatt for slike skader. Ozon skader mate-rialer som plast, gummi og asfalt.

Anslag for marginale materialkostnaderbygger på Glomsrød og Rosland (1989). Her

beregnes årlige kostnader som 50 2-forurens-ning forårsaker ved å redusere levetiden forgalvanisert stål, malte stålplater og malteller beiset tre. Beregningen bygger på dose-respons funksjoner (Henriksen et al., 1981)som gir reduksjon i materialers levetid somfunksjon av S02-konsentrasjonen.

For malte flater er skadene målt som reduk-sjon i levetid og kostnaden er proporsjonalmed 502-konsentrasjonen. For galvanisert(sink-belagt) stål er omfanget av material-skaden også proporsjonal med konsentra-sjonsnivået, men ekstra kostnader oppstårførst når S02-konsentrasjonen er så høy atmetallet må overmales før den økonomiskelevetiden til bygningsdelen er omme.

I Glomsrød og Rosland (1989) ble korrosjons-kostnader forårsaket av innenlandske utslippi 1985 beregnet til 220 millioner 1985-kroner.I beregningen var det da tatt hensyn tilregionale forskjeller med hensyn til for-urensning og fordeling av bygningskapital.

Det forutsettes i det følgende at korrosjons-kostnadene er proporsjonale med totaleutslipp av 502. Denne forenklingen basererseg på en antakelse om at S02-konsentrasjo-ner lokalt er proporsjonal med nasjonaleutslipp, noe som avhenger av at produksjons-struktur ikke endrer seg vesentlig, slik atgeografisk fordeling av utslipp og beholdningav bygninger er relativt stabil.

Anslaget på 220 millioner kroner represente-rer utgifter som bedrifter og husholdningerbelastes direkte i form av økt vedlikehold. Itillegg er det beregnet at den økningen ikapitalpris som dette medfører, skaper envridning i bruk av innsatsfaktorer mot min-dre kapitalinnsats. Dette genererer i følge enberegning med den generelle likevekts-modellen MSG et tap i BNP på om lag 100millioner 1985-kroner årlig (Glomsrød ogRosland, 1989). Disse allokeringskostnadeneinkluderes i beregning av proporsjonali-tetsfaktoren som angir hvor mye korrosjons-kostnader øker når S02-utslippene øker.Årlige gjennomsnittskostnader ved korrosjon

18

i 1985-kroner blir da 3 200 kr/tonn S0 2. Detforutsettes at korrosjonskostnadene medsikkerhet befinner seg innenfor intervallet(0 - 2 x 3 200) kroner/tonn S02 = (0 - 6 400)kroner/tonn S02 .

Materialskaden er her for enkelhets skyldbare knyttet til utslipp av S02. Den margi-nale materialkostnaden ved utslipp avhengerimidlertid også av størrelsen på materialbe-holdningen (bygningskapital). Ved vekst ikapitalbeholdningen blir dermed material-kostnadene ved utslipp noe undervurdert.Videre er den marginale kostnaden ogsåundervurdert i det forurensningsintervalletvi ser på, fordi vi har satt marginal kostnadlik gjennomsnittskostnad. Imidlertid er deten del av skaden som ikke inntrer ved laveforurensningsverdier fordi den økonomiskelevetiden til noen materialer da ikke påvir-kes av skaden.

2.5 KOSTNADER FORBUNDET MED VEG-TRAFIKK

De eksterne effekter av bilkjøring og annensamferdsel er omfattende. I tillegg til å forår-sake utslipp av flere forurensende stofferpåfører trafikkarbeidet samfunnet kostnaderi form av blant annet trafikkulykker, veg-slitasje, støy og trafikkøer. Kostnader somskyldes utslipp er innarbeidet i de tidligereomtalte miljøkostnadskomponentene. I enavgiftssats som skal gjenspeile eksternekostnader ved forbruk av fossilt brensel tiltransport er det også på sin plass å innarbei-de eksterne kostnader av bilbruk som erbestemt av trafikkvolumet og har nær sam-menheng med drivstofforbruket. Kostnadenesom skyldes utslipp fra kjøretøy kan teore-tisk sett elimineres hvis det investeres nok irenseutstyr eller i bilmotorer. Samfunnet villikevel ha uoptimalt høyt nivå på biltrafikkog bli påført betydelige kostnader hvis ikkebilbruk pålegges hele kostnaden ved vegtra-fikken.

Ved å relatere eksterne trafikkostnader tildrivstofforbruk i stedet for trafikkmengde,kan eksterne trafikkostnader ved drivstoffor-bruk bli undervurdert over tid. Hvis bilmoto-rer blir mer energieffektive, vil kjørelengdenøke raskere enn drivstofforbruket. Høy prispå drivstoff vil påskynde en slik utvikling.Ved innføring av avgifter på drivstoff vilgevinsten i form av reduksjon i ulykker,køer, vegslitasje og støy bli overvurdert.

SFT og Oslo kommune har i samarbeidutført en tiltaksanalyse når det gjelder luft-forurensning i Oslo (SFT, 1987a). Som kon-klusjon anbefales flere rent trafikale tiltaksom bompengeordninger, parkeringsrestrik-sjoner og bedre kollektivtilbud. Disse anslåså redusere trafikkmengden i Oslo med 20-30prosent fra et nivå i år 2000 som ligger 30-40prosent over nivået i 1986. Nedgangen itrafikken vil på sin side medføre blant annetfærre trafikkulykker, bedre framkommelig-het, samt mindre vegslitasje og trafikkstøy.Gevinsten ved disse forbedringene er ogsåanslått i tiltaksanalysen. På dette grunnlagethar vi anslått marginale eksterne trafikkost-nader knyttet til drivstofforbruk ved sværtforenklende å anta proporsjonalitet mellomendring i trafikkmengde og endring i forbrukav drivstoff (bensin og autodiesel).

Størrelsen på vegkapitalen påvirker trafikk-tettheten og køkostnader knyttet til en gittmengde vegtrafikk. SFT's tiltaksanalyse forOslo (SFT, 1987) forutsetter at kapasitetenutbygges i takt med Norsk Vegplan, noe somher også antas å gjelde på landsbasis.

Avsnittene 2.5.1 -2.5.4 beskriver hvordan deulike elementene av marginal ekstern trafik-kostnad er beregnet, basert på SFT's tiltaks-analyse for Oslo. I beregningene av margi-nale trafikkostnader regner vi, som i tiltaks-analysen, med 35 prosent økning i drivstof-forbruket i Oslo fra 1986 til 2000, og at 25prosent reduksjon i drivstofforbruket franivået i 2000 gir de omtalte gevinstene vedreduksjon i ulykker, køkostnader, vegslitasjeog støy.

19

2.5.1 Kostnader ved trafikkulykker

En nedgang i trafikken i Oslo på om lag 25prosent fra nivået i år 2000 ble anslått å gi5 300 færre trafikkulykker årlig hvorav 300er ulykker med personskader. Verdien avdette anslås til 146 millioner 1986-kroner pr.år. I beregningen av marginal ulykkeskost-nad ved drivstofforbruk forutsetter vi at entilsvarende reduksjon (25 prosent) i driv-stofforbruk gir like stor relativ nedgang (13prosent) i ulykkestall på nasjonalt nivå.Verdien av dette beregnes utfra forutsetningom at gjennomsnittsverdien pr. ulykke forhele landet er den samme som i Oslo, det vilsi 27 547 1986-kroner pr. ulykke.

Sammenlikning med andre anslag kan imid-lertid tyde på at ulykker i Oslo koster mer igjennomsnitt enn ellers i landet. TØI oppgirfor 1986 438 000 trafikkulykker til en kost-nad p4 7 031 millioner 1986-kroner (TØI,1988). Kostnader pr. ulykke for hele landetvar dermed i gjennomsnitt 16 053 kroner.TØI's anslag er sammensatt av kostnadergrunnet tapt produksjonsbortfall (ved døds-fall, invaliditet, egen eller pårørendes skade),medisinske kostnader, materielle kostnaderog administrative utgifter. Når SFT's anslagfor gjennomsnittskostnad pr. ulykke liggerhøyere enn dette, kan det enten skyldes atulykkene som skjer i Oslo er gjennomgåendealvorligere enn de som finner sted andresteder i landet, at SFT har inkludert flerekostnadskomponenter (skjønnsmessig er detlagt til 5-10 prosent for trivselstap) eller atSFT regner med stigende marginale ulykkes-kostnader i vegtrafikken. I det følgendebenytter vi gjennomsnittskostnaden fra SFT.

En reduksjon i drivstofforbruket på 25 pro-sent utfra nasjonalt nivå i år 2000 tilsvareren reduksjon på 930 000 tonn. Vi forutsetterat dette gir lik prosentvis reduksjon i ulyk-ker på landsbasis som i Oslo, det vil si 13prosent. I følge disse forutsetningene med-fører 930 000 tonn reduksjon i drivstoffor-bruk en nedgang på om lag 40 769 ulykker ialt, verdsatt til 27 547 1986-kroner pr. ulyk-

ke. Marginal ulykkeskostnad pr. 1000 tonndrivstoff blir da 1.21 millioner 1986-kroner.

Det er ikke oppgitt noe intervall for usikker-heten rundt kostnaden ved trafikkulykkereller for sammenhengen mellom ulykker ogtrafikkmengden. I Syversen (1988) gis imid-lertid "nyttetapet av en gjennomsnittsulykke"et vekttall 70 000 og usikkerheten rundtdette er gitt ved intervallet 30 000 - 200 000.Antar vi at graden av usikkerhet er densamme for den marginale ulykkeskostnadved drivstofforbruk, og at forholdet mellomsannsynlig verdi og nedre grense og sannsyn-lig verdi og øvre grense er det samme for deto målene, er nedre grense lik 0,52 millionerog øvre grense lik 3,46 millioner 1986-kronerfor marginale ulykkeskostnader ved bruk avbensin og diesel.

Kostnader ved trafikkulykker er bare delviseksterne kostnader for vegtrafikanter. Gjen-nom forsikringsordninger dekker bilkjørereselv forventet materialskade (pluss et tilleggfor risikoaversjon) som påføres andre i ulyk-ker. Kostnader ved personskader bæresimidlertid av det offentlige gjennom helseve-senet, trygdesystemet og som uførhet og inn-tektstap hos forulykkede. Strengt tatt burdebare denne delen av kostnaden innlemmes ien avgift på drivstoff. Forsikringsordningerer imidlertid utformet slik at premier betalessom engangsbeløp for en begrenset kjøreleng-de i året. Innenfor relativt store intervallergir de dermed ikke incitament til å se skadersom del av den variable kostnaden ved åkjøre bil. Ved å innlemme også material-skader i grunnlaget for en drivstoffavgift, fårvi internalisert hele kostnaden. Imidlertidskulle faste kostnader ved bilbruk værtjustert tilsvarende ned.

2.5.2 Kostnader ved trafikkøer

Oslo-undersøkelsen anslår at 25 prosentreduksjon i trafikkmengde i år 2000 vil bedreframkommeligheten (redusere kjøretiden)med 30 prosent. Tidsgevinsten av dette forbiltrafikanter i Oslo anslås å være verdt 442

20

millioner 1986-kroner. Tidsgevinster forandre trafikanter som kollektivreisende,gående eller syklende er da ikke medregnet.

Vi antar at bare en del av trafikkarbeidet iNorge foregår i områder hvor det er tilsva-rende potensiale for å redusere køkost-nadene. Det antas her at 25 prosent trafikk-nedgang på landsbasis vil medføre en gevinstav bedre framkommelighet som i Oslo ilandets 10 største byer med om lag 30 pro-sent av befolkningen (11 prosent bor i Oslo).Gevinsten antas å være proporsjonal medbefolkningstallet. Tidsgevinsten på lands-basis får da en verdi på om lag (442/11) x 30= 1 205 millioner 1986-kroner, som inntrernår forbruket av drivstoff på nasjonalt nivåreduseres med 25 prosent i 2000. Drivstoff-nedgangen regnet i mengde utgjør 930 tusentonn. Forutsatt proporsjonalitet mellomdrivstofforbruk og reduserte køkostnader, viltusen tonn drivstofforbruk gi framkommelig-hetskostnader på 1,30 millioner 1986-kronerpr. år (marginal framkommelighetskostnad).

Det oppgis ikke noe intervall for usikkerhe-ten rundt anslaget, hverken for sammenhen-gen mellom trRfikkmengde og framkommelig-het eller verdien av bedret framkommelighet.Spesielt det siste kan antas å være beheftetmed svært stor usikkerhet idet en nødven-digvis må basere seg på strenge forutsetnin-ger.

Det forutsettes her at den marginale fram-kommelighetskostnad kan anta verdien 0som sin nedre grense, mens øvre grense er2x1,30 = 2,60 millioner 1986-kroner.

2.5.3 Kostnader ved vegslitasje

Gevinsten av redusert vegslitasje beløper segtil 136 mill. 1986-kr pr. år for Oslo. Ifølgepetroleum.sstatistikken ble omlag 9 prosentav all bilbensin og autodiesel solgt i Oslo i1988. Hvis også 9 prosent av vegslitasjenforegår i Oslo, vil en reduksjon i totalt driv-stofforbruk på 25 prosent (930 tusen tonn)redusere vegslitasjen med 1 511 millioner

kroner pr. år for hele landet, eller 1,62 milli-oner 1986-kroner pr. år pr. tusen tonn driv-stoff (marginal vegslitasjekostnad).

Heller ikke her er det oppgitt noe intervallfor usikkerheten rundt anslaget. Til tross forat sammenhengen mellom trafikk og veg-slitasje og de tilhørende kostnader må kunneantas å være mindre usikre enn gevinsten avbedre framkommelighet, lar vi også detteintervallet strekke seg fra 0 til 2x1,62 = 3,24millioner 1986-kroner. '

2.5.4 Støybelastning fra vegtrafikk

I Grøtvedt (1987) blir kilder til og virkningerav støy drøftet. Omtale av støyproblemer idette avsnittet bygger i stor utstrekning pådenne rapporten.

Vegtrafikk er en dominerende kilde til støy-sjenanse. Etter vegtrafikkstøy følger nabo-støy og flystøy. Få personer blir sjenert avstøy fra tog og industri.

Tiltak mot luftforurensning som resulterer itrafikkbegrensning vil dermed også gi utslagi bedre bo- og leveforhold i form av mindrestøyplager.

Fysisk støynivå kan måles, men belastningensom støy representerer er avhengig av indivi-dets subjektive opplevelse av fenomenet.

Skadevirkninger av støy tar ulike former:

subjektiv oppfatning av støy somplagenegativ innvirkning på læreprosesserproduktivitetstap (søvnløshet, for-styrrelser)helseskade.

Det er omstridt om støy skader fysisk helse,selv om støy påviselig forårsaker fysiske end-ringer i blodtrykk og hjertefrekvens. Mangestudier konkluderer med at støy heller ikkeforårsaker psykiske lidelser, men at personer

21

med psykiske lidelser i større grad enn andreer sjenert av støy. Miljøkostnader på grunnav støy kan dermed se ut til først og fremstå gjelde nedsatt produktivitet under læringog arbeid, og trivselstap.

Transportøkonomisk institutt (Nielsen, 1985)har anslått hvor mange boliger i Norge somer utsatt for et utendørs støynivå på 60 dBAeller mer fra vegtrafikk. Grøtvedt (1987) giret bilde av hvordan den faktiske støyen opp-leves på bakgrunn av data om støyplage fraStatistisk sentralbyrås Levekårsunder-søkelser og Boforholdsundersøkelser. Kon-klusjonen er at om lag halvparten av depersoner som utsettes for støy over 60dBA,føler seg plaget av støy. Tabell 5 viser utvik-lingen i antallet personer som er utsatt forog føler seg plaget av støy fra vegtrafikk.

I følge Opplysningsrådet for veitrafikken(1986) økte antall motorkjøretøyer sterkt iårene 1970-1985. I denne perioden økte detoffentlige vegnettet langsommere enn bilpar-ken. Nielsen (1985) oppgir at det i 1980 var28 prosent av boligene som var utsatt forvegtrafikkstøy over 60 dBA, mot 22 prosenti 1970. SSB's boforholdsundersøkelser fra1973 og 1981 viser markert økning i andelenhusholdninger som hører , støy i spredtbygdestrøk og mindre tettsteder, men ikke økningi andelen husholdninger som er plaget avstøy (SSB, 1974,1983). Etter 1980 har ogsåandelen støyutsatte holdt seg nokså konstant(Nielsen, 1985).

Noen faktorer som kan ha bidratt til at detikke er registrert betydelig vekst i støyplageetter 1980, er:

- svakere vekst i trafikkmengden- nye biler gir mindre støy- støyskjermingstiltak

Lav vekst i antall personer som er plaget avstøy betyr imidlertid ikke nødvendigvis atomfanget av støyplage har stabilisert seg.Større trafikk på samme vegnett kan ha førttil at mange som var støyplaget i 1980 erblitt mer plaget av støy senere, uten at dette

Tabell 5. Personer utsatt for og plaget avvegtrafikkstøy

1970 1980

Utsatt for støy:Boliger (bush.) 286 000 428 000Personer 829 000 1 156 000

Plaget av støy:Personer 415 000 578 000

Kilde: Nielsen (1985), Grøtvedt (1987).

registreres verken i TØI's kartlegging eller iboforholds- og levekårsundersøkelsene. Disseregistrerer bare om husholdninger er hen-holdsvis utsatt for støy, og utsatt for/plagetav støy. Dersom den delen av befolkningensom var plaget i 1973 er belastet med enbetydelig del av trafikk- og støyveksten 1973-1981, har støykostnaden antakelig likeveløkt. Tatt i betraktning den lave veksten i detoffentlige vegnettet, kan de som var plaget i1973 ha blitt ytterligere plaget av støy.

I vår modell forutsetter vi at vekst i trafikk-arbeidet øker den miljøkostnaden som støy-plage representerer. Støykostnaden forutset-tes å være proporsjonal med drivstofforbru-ket som indikerer utviklingen i trafikk-arbeidet. I følge Grøtvedt (1987) er 580 tusenpersoner plaget av vegtrafikkstøy. Om lag300 tusen av disse er "svært forstyrret" avvegtrafikkstøy (SFT, 1985). For denne grup-pen som er sterkt plaget, er de samfunnsøko-nomiske kostnader anslått å være 400-850millioner kroner (SFT, 1985). Dette anslagetomfatter kostnader ved subjektiv plage, pro-duktivitetstap og en andel av helseskadene.Ut fra dette anslår SFT i forbindelse medtiltaksanalysene at de totale samfunnsøko-nomiske kostnader ved vegtrafikkstøy, somgjelder alle støyplagede, omfatter negativinnvirkning på læreprosessen samt flerehelseskader, er på 1-2,5 milliarder 1988-kro-ner i 1988 (Syversen, 1988). Dette gir en

22

gjennomsnittlig støykostnad på 440 - 1080tusen 1990-kroner pr. tusen tonn drivstoff(bilbensin og autodiesel) som benyttes imodellen. Kostnaden pr. støyplaget personblir 1 700 - 4 300 kroner.

Anslaget på marginal støykostnad i modellenfordeler støykostnaden ved vegtrafikk påhele drivstofforbruket. Dersom marginalstøykostnad øker med støynivå, eventuelt atdet finnes en terskelverdi for plagsomt støy-nivå, kan vi ha undervurdert den marginalestøykostnaden ved bruk av drivstoff ved deteksisterende støynivået.

I forbindelse med tiltaksanalysen for Oslo(SFT, 1987) ble det gjort anslag over reduk-sjon i antall støyplagede ved 25 prosentreduksjon i trafikkmengden i år 2000. Omlag 45 000 færre personer ble utsatt forstøyplage etter trafikkreduksjonen. Ser videnne gevinsten i forhold til nedgang i driv-stofforbruk, blir marginal støykostnad 5.3(2.2-8.5) millioner 1990-kroner. Dette kanindikere hvor bratt støykostnadskurven er ibelastede byområder. Marginal støykostnadfor Oslo er om lag fire ganger høyere ennanslaget som er brukt i miljøkostnads-modellen.

2.6 UTELATTE KOSTNADER

I skadeberegningsmodellen beskrevet ovenforer de fleste omfattende lokale og regionalemiljøkostnader ved bruk av fossile brenslerforsøkt inkludert. En rekke virkninger erimidlertid ennå ikke tatt med, hovedsakeligpå grunn av mangel på data.

Som nevnt innledningsvis er global skadeforårsaket av global oppvarming og langsik-tig endring i livsvilkår og produksjonsbe-tingelser i Norge ikke inkludert. Brundtland-kommisjonens påpekning av behovet for åredusere bruken av brensler med 50 prosenttidlig i neste hundreår tyder på at dissekostnadene vurderes som høye. Norges andelav kostnaden ved egne utslipp av klima-

gasser er imidlertid små, og vurderes derforikke i denne sammenhengen.

Flere typer lokal og regional forurensnings-skade fra bruk av oljeprodukter er imidlertidheller ikke med i modellberegningen. Detgjelder skader fra fotokjemiske oksidanter,først og fremst ozon. Ozon gir nedsatt lunge-funksjon, hodepine og hemmer plantevekst.Helsekostnaden ved ozonforurensning er ikkeinkludert i anslaget over helsekostnader vedat 1 person kommer over grenseverdien forNO.. Helseskadene av ozon ble tidligere satti sammenheng med relativt høye konsen-trasjonsnivåer. Nyere resultater tyder imid-lertid på at helseskader forekommer også vedlangvarig eksponering for relativt lave kon-sentrasjoner.

Ozon hemmer også plantevekst. Tap av til-vekst i skog er inkludert i de skader som mo-dellen kaller forsuringsskade knyttet til NO.-utslipp. Andre veksttap er ikke inkludert.Det er påvist redusert vekst for flere jord- oghagebruksvekster (SFT, 1982).

Videre er det kostnader ved nedsmussing,lukt og skjemmet utsikt på grunn av disigluft. Materialskadene omfatter ikke forvit-ringsskade på kulturelt verdifulle byggverkog skulpturer av sandstein og kalkstein.Murverk og betong skades også av svovel-avsetning. Ozonskade på tekstiler, gummi,plast og asfalt er heller ikke inkludert. Innenvegtransport er alternativkostnaden vedbruk av areal til veganlegg ikke regnet med.

De dominerende kjente kostnadselementerknyttet til brenselbruk må likevel kunne sieså være inkludert.

2.7 OPPSUMMERING

Beregning av marginale miljøkostnader erhovedsakelig basert på utredninger fra Sta-tens forurensningstilsyn ; Transportøkono-misk institutt, Norsk institutt for luftforsk-ning og Miljøverndepartmentet.

23

For helsevirkninger har SFT ved hjelp avmedinsinske eksperter anslått hvor storkostnaden er ved at 1 person eksponeres forforurensningskonsentrasjoner over en gittgrenseverdi. Anslaget er basert på utenland-ske forskningsarbeider (Lave og Seskin,1977) og omfatter kostnader ved sykelighetog død. Parametrene er skjønnsmessig justertned 50 prosent for å tilpasses lavere foru-rensningskonsentrasjoner i Norge. Anslagettil SFT inkluderer også 5-10 prosent trivsels-tap.

I neste trinn brukes spredningsmodellerutarbeidet ved NILU til å beregne hvormange flere personer som blir eksponert forforurensningskonsentrasjoner over grense-verdien ved en gitt utslippsøkning. Dermeder forbindelsen knyttet mellom endringer iutslipp og endring i helsekostnad.

Korrosjonskostnader ved S0 2-forurensning erberegnet av Glomsrød og Rosland (1989).Verdi av årlig forsuringsskade på skog eranslått av Skogskadeutvalget (Miljøvern-departementet, 1988), mens omfang av ek-sterne kostnader ved vegtrafikk er hentetdelvis fra TØI, delvis fra SFT. Betalings-villighetsundersøkelser inngår ikke direkte idatagrunnlaget, men enkelte av kostnads-anslagene er sammenliknet med resultaterfra betalingsvillighetsundersøkelser (helse-kostnader, verdi av ferskvannsfiske).

Likningene som inngår i beregningsrutinenfor miljøkostnader er forklart i boks 1 neden-for. I tabell 6 oppsummeres parameterver-diene som inngår i modellen. Alle marginal-kostnader er her omregnet til 1990-kroner.

Tabell 6. Marginale miljøkostnader (tusen1990-kroner pr. tonn utslipp) og marginaletrafikkostnader, (tusen 1990-kroner pr. tusentonn drivstoff). Andeler utslipp som gir hel-seskader i prosent (ai)

Nedre Øvregrense Anslag grense

Forsuringav vann bl: 0.11 0.19 0.31

Forsuringav skog b2: 0.41 0.49 0.51

HelseskaderNO), b3"°x: 194 555 1070

arnN0x: 8 18 28

asN0x: 3 6 10S02 b38°2: 59 155 259

amS02: 9 18 27

aso: 3 7 11

CO b3a3: 0.06 0.1 0.31

ar: 9 20 31

asco: 5 14 23

Partikler br: 194 555 1070

ar: 6 7 8

asPar: 8 17 26

Korrosjon b4: 0 4.2 8.4

TrafikkostnaderUlykker b5 : 660 1530 4370Framkom-

melighet be : 0 1640 3280Vegslitasje 0 2050 4090Støy b8: 440 760 1080

24

Type kostnad Endring i miljøkostnad

Parameter

b, Skader som skyldes det norske bidraget tilforsuring pr. tonn SO2 og NO..

b2 Skader som skyldes det norske bidrag tilforsuring pr. tonn SO2 og NO..

b3 (Økning i antall personer (dPj) eksponertover grenseverdien pr. tonn helseskadeligutslipp av komp. j) * kostnad (Ci) pr. per-son eksponert, 1986.

ami Andelen av totale mobilutslipp av kompo-nent j som forutsettes å medføre helseska-der.

asp Andelen av totale stasjonærutslipp avkomponent j som forutsettes å medførehelseskader.

å Mi Endring i utslipp fra mobile kilder avkomponent j

å si Endring i utslipp fra stasjonære kilder avkomponent j

i NO., SO2, CO, partikler

b4 Korrosjonskostnad pr. tonn SO2

bs (Antall ulykker pr tonn drivstoff) *gjennomsnittskostnad pr. ulykke.

b6 Gevinst ved bedret framkommelighet pr.tonn drivstoff.

Gevinst ved mindre vegslitasje pr. tonndrivstoff.

Gevinst ved mindre trafikkstøy pr. tonndrivstoff.

8) Trafikkulykker

9) Framkommelighet

10) Vegslitasje

11) Trafikkstøy

* å (bensin+autodiesel)

b8 * å (bensin+autodiesel) bl;

b5 * å (bensin+autodiesel)

b6 * å (bensin+autodiesel)

1) Forsuring vann

2) Forsuring av skog

3-6) Helseskader av komp.j

bl * å (S02+NO„)

b2 * å (S02+NO.)

b3 *(( Mj * ami + e Sj * asi)

7) Korrosjonskostnader

b4 * å S02

Boks 1

25

r-

Figur 3.Forbruk av bensin og autodiesel.

Tusen tonn

1980 1987

3 000

2 500

2 000

1 500

1 000

Tabell 7. Miljø- og trafikkostnader knyttet tilfossile brensler og vegtrafikk. Årlige mer-kostnader i 1987 utover nivået i 1980. Mil-liarder 1990-kroner

Forsuring av vassdrag -0,0Forsuring av skog -0,0Helseskader fra NO,, 5,4Helseskader fra S02 -0,8Helseskader fra CO 0,0Helseskader fra partikler -0,7Korrosjonskostnader -0,2Trafikkulykker 1,8Framkommelighet 2,0Vegslitasje 2,5Trafikkstøy 0,9

I alt

11,0

Figur 4,

Utslipp til luft. Tusen tonn

3. ENDRING I MILJØKOSTNADER 1980-87

På grunnlag av anslagene for marginalemiljøkostnader i avsnitt 2 har en beregnetendring i nivået på årlige miljøkostnader somfølge av endringer i oljeforbruk og tilhørendeutslipp fra 1980 til 1987.

I løpet av 1980-årene ble det innført en rekketiltak mot utslipp av S02. Tiltakene besto ipålegg om rensing av svovelutslipp og påbudom overgang til oljekvaliteter med laveresvovelinnhold. Dette har sammen med redu-sert forbruk av svovelholdige fyringsoljer gitten sterk reduksjon i svovelutslipp som vist ifigur 4.

Utslipp av partikler fra stasjonære kilder bleogså redusert tidlig på 1980-tallet. Utslip-pene av partikler økte imidlertid igjen midtpå 80-tallet, først og fremst som følge av økttransportaktivitet med dieseldrevne trans-portmidler. Den sterke økningen i utslipp avNO,, og CO er først og fremst et resultat avøkende vegtrafikk. Forbruket av transport-

26

oljer økte med nærmere 30 prosent fra 1980til 1987. (se figur 3).

Den markerte nedgangen i norske S0 2-utslipp er oppveid av en økning i NO.-utslipp, slik at nivået på årlig forsuringa-skade er uendret.

Årlige helseskader fra utslipp av NO z eranslått til å være 5,4 milliarder kronerhøyere i 1987 enn i 1980. Dette har sammen-heng med den sterke veksten i vegtrafikken,som har økt NOE-belastningen i byområder.Årlige helseskader fra utslipp av SO 2 hargått ned med 0,8 milliarder kroner fra 1980til 1987. Selv om utslippene av CO har

steget noe i perioden, er årlige helsekost-nader ubetydelig endret. Helsekostnader vedCO-utslipp regnes ikke som noe utbredtvelferdsproblem.

Som følge av den sterke nedgangen i 50 2-utslipp ble korrosjonskostnadene 0,2 milliar-der kroner lavere i 1987 enn i 1980. Skaderpå historiske byggverk og andre kulturmin-ner er da ikke medregnet.

Som følge av vekst i vegtrafikken har årligekostnader ved vegslitasje, trafikkulykker,trafikkøer og støy Økt med 7,2 milliarderkroner fra 1980 til 1987.

27

4. MILJØAVGIFTER

Beregningene ovenfor antyder at det kanvære betydelige økonomiske og velferds-messige gevinster av å redusere belastningenpå miljøet. En rekke tiltak er allerede innførtog flere er vurdert. Større industrianlegg harvært underlagt utslippskontroll. Industrienbetraktes ikke lenger som dominerende kildetil luftforurensing som forårsaker lokaleskadevirkninger. Oppmerksomheten rettesnå i høyere grad mot det store antall ut-slippskilder ved oppvarming av boliger ogbiltrafikk. Kostnaden ved å rense utslipp frasmå stasjonære kilder er høy og rensingderfor mindre aktuelt enn overgang fra brukav fossile brensler til vannkraft. Innen trans-port er katalytisk rensing pålagt nye person-biler fra 1989 og lette varebiler fra 1991.Ytterligere utslippsreduksjoner er avhengigav utvikling av ny teknologi.

Framskrivninger til århundreskiftet (Moum.,1992) viser at forventet inntekts- og pro-duksjonsvekst gir vekst i forbruket av fossilebrensler. Dermed øker CO 2-utslippene, mensutslipp av NO. stabiliseres av katalysatortil-taket. Hvis Norge skal redusere utslipp avNO. med 30 prosent i henhold til målsettin- .gen, må utslipp fra mobile kilder ytterligerereduseres fra dagens nivå på omlag 80 pro-sent av totale NOE-utslipp. Det må dessutenrelativt kraftige tiltak til for å oppfylle Stor-tingets mål om stabilisering av CO 2-utslipppå 1988-nivå innen år 2000. For å redusereutslipp av CO2 må en redusere brenselsfor-bruket. Det eksisterer foreløpig ikke noenØkonomisk forsvarlig metode for å rense CO 2

-utslipp, annet enn for store kraftverk hvorrensing og deponering av karbon blir vur-dert. Følgelig ser det ut til at reduksjon iforbruket av fossile brensler er en viktigstrategi selv for reduksjon i lokal og regionalforurensningsbelastning. Det at ikke alletyper utslipp kan renses, kombinert med atutslippskildene er relativt små og mange,gjør at miljøavgifter på fossilt brensel er et

aktuelt virkemiddel for å oppnå utslipps-reduksjoner.

Utslippsavgifter vil føre til kostnadseffektiveutslippsreduksjoner. Når rensing ikke ersærlig aktuelt, vil brenselsavgift gi sammetilpasning som utslippsavgiften.

En forhøyet pris på fossilt brensel vil giprodusenter og konsumenter signaler om atforbruk av varen medfører ulemper for andrei form av forurensning. Prisen virker dermedsom informasjonsbærer, og den enkelte aktøri økonomien vil søke å redusere forbruket avden avgiftsbelagte varen. Økte priser påfossile brensler vil dessuten gi incitament tilå ta i bruk mer energieffektivt kapitalutstyr(inklusive transportmidler) og til å benyttealternative energikilder. Historiske data forenergibruk og utslipp til luft antyder en nærsammenheng mellom utslipp og pris påfossile brensler. Oljeprisøkningen i 1973-74og i 1979-80 resulterte begge i en markertnedgang i oljeforbruk og utslipp (SSB, 1991).I tillegg til å gi lavere absolutt forbruk førteoljeprisoppgangene til at mer energibespar-ende utstyr ble tatt i bruk innen industri ogtransport.

Miljøavgift på bruk av brensel vil føre til ut-slippsreduksjoner gjennom lavere brensels-forbruk, men oppmuntrer ikke til rensing avbrenselsutslippene. Hvorvidt brenselsavgiftener et hensiktsmessig virkemiddel vil derforavhenge av i hvor stor utstrekning utslipps-reduksjoner kan nås billigere ved å renseenn ved substitusjon til andre innsatsfak-torer. I tilfeller hvor utslipp fra industrikunne reduseres med mindre kostnader vedå rense enn ved substitusjon, ville en refu-sjonsordning kunne stimulere til de nødven-dige investeringene. En slik refusjonsordninghar allerede vært i bruk når det gjelder denspesifikke svovelavgiften på mineralolje.Teknisk er det nå relativt gode muligheter til

28

å måle utslipp som grunnlag for å beregnerefusjon.

I den grad miljøavgifter på fossilt brenselfører til redusert bilbruk, vil samfunnet ogsåoppnå en effektivitetsgevinst i form av færreulykker og køer, og mindre støy og veg-slitasje. Disse negative eksterne virkningeneskal prinsipielt korrigeres ved egne avgifterpå samme måte som miljøvirkninger avforurensende utslipp. Avgiftene skal i beggetilfeller innlemme de eksterne kostnadene ibilistenes individuelle kostnader. En driv-stoffavgift er en av flere mulige måter ågjennomføre dette på.

Innføring av miljøavgift på fossile brensleråpner for muligheten av å lette beskatningenav andre varer og tjenester. Skatter og avgif-ter som fører til effektivitetstap i økonomienkan på denne måten erstattes med avgiftersom leder til riktigere ressursbruk. SIMEN(1989) skisserer makroøkonomiske virknin-ger av en skatteomlegging der miljøavgift påutslipp av CO2 fra bruk av fossile brenslerkompenseres med lavere inntektsskatt.

4.1 AVGIFT PÅ UTSLIPP OG OLJEFORBRUK

Norge har gitt sin tilslutning til prinsippetom at den enkelte forurenser skal betale forde miljøskader han forårsaker. Ideelt settskal avgifter settes lik verdien av marginalskade på natur og miljø som forårsakes avutslipp.

I miljøpolitikken forekommer flere uliketyper miljøavgifter. Praktiske forutsetningerfor administrasjon og innkreving kan begrun-ne ulike avgiftsformer. Avgiftstyper som oftevurderes, er:

i) Avgift pr. kg utslipp av en spesifikkforurensningskomponent.

ii) Avgift pr. liter forbruk av ulike mar-kedsførte oljeprodukter.

iii) Avgift pr. krone innsats av oljepro-dukter i produksjonssektorer og kon-sum.

Den rene utslippsavgiften i) er umiddelbartlett å tolke som den kompensasjon foruren-seren må gi for skade på omgivelsene. Alletiltak for å redusere utslipp gjennom redu-sert råvarebruk eller forbedret teknologi vilher bli belønnet med redusert avgiftsbeløp.Avgiftstype ii) og ill) vil oppmuntre til lavereoljeforbruk, men ikke til investering i tekno-logi som reduserer utslipp uten å redusereoljeforbruket. Avgift ii) kan være en brukbartilnærming til en ren utslippsavgift dersomrensing er for kostbart og redusert vareinn-sats er eneste vei til lavere utslipp. Avgift iii)vil i et basisår kunne beregnes og settestilsvarende avgift ii), men prisutvikling kanover tid føre til avvik mellom avgift iii) ogden beregnede miljøkostnaden som ligger tilgrunn for innføringen av avgiften. Praktiskeforhold omkring innkreving og kontroll kanimidlertid berettige en verdibasen avgift.

Avgiftene i), ii) og har forskjellig bereg-ningsgrunnlag, men de kan settes slik at detilsvarer den marginale forurensnings-kostnad ved henholdsvis utslipp, oljeforbrukog utgifter til kjøp av oljeprodukter. Forskjel-len mellom avgiftene ligger i ulikt behov foradministrativ oppfølging for å sikre samsvarmellom miljøkostnader og avgiftsnivå. I detfølgende illustreres nivået på avgiftstypene i)og li) når de baseres på anslaget over margi-nal miljøkostnad av utslipp i kapittel 3.

i) Avgift pr. kg utslipp av et forurensendestoff

Marginal forurensningskostnad (Bl; ) pr. kgutslipp av komponent k (S0 2, NOK, CO,partikler) kan anslås ved:

Bl; = E bk. (4)

der bk. angir marginal miljøkostnad ved for-urensningsskade av type s (helse, skog,ferskvann og materialer) ved utslipp avkomponent k. Anslagene på b" er omtalt ikapittel 2. Tabell 8 oppsummerer anslag påmarginal forurensningskostnad pr. kg utslipp

29

Tabell 8. Marginal forurensningskostnad.1990-kroner pr. kg utslipp.

Partik-SO2 NO„ CO ler

Vannforsuring . 0,2 0,2Skogforsuring . 0,5 0,5Helseskader . . 17,8 88,9 0,0 65,1Korrosjons-skader 4,2Forurensnings-kostnader i alt . 22,7 89,6

0,0 65,1

av forurensningskomponentene S0 2, NOK,CO og partikler som ble beregnet i kapittel 2.Kostnadstallene i tabellen kan betraktes somgjennomsnittsanslag for hele landet, derantakelser om geografisk fordeling av skadeer gjort rede for i kapittel 2. I tabell 9 gisogså anslag over andre eksterne kostnaderknyttet til vegtrafikk. De marginale miljø-kostnadene vil trolig variere sterkt medlokalisering av utslippene, avhengig avnivået på forurensningskonsentrasjonene iutgangspunktet og befolkningstettheten.

Helsekostnadene er størst for utslipp av NO.og partikler. Helsekostnadene er også rela-tivt store pr. kg utslipp av S0 2. BeregningeneEintyder at kostnadene forbundet med CO-utslipp er små. Korrosjonskostnadene vedmarginale utslipp av S02 er forholdsvis lave.Det samme gjelder forsuringskostnadene pr.kg utslipp av S02 og NO..

ii) Avgift pr. liter forbruk av ulike markeds-førte oljeprodukter

Med utgangspunkt i de marginale utslipps-kostnadene for enkelte forurensningskompo-nenter under i) kan en beregne en avgift somtilsvarer miljøkostnaden pr. liter forbruk avmarkedsførte oljeprodukter. I beregningentas det hensyn til at samme oljeprodukt kangi forskjellig utslipp i ulike anvendelser.

Avgiftssatsene er beregnet som veide gjen-nomsnitt av sektorspesifikke utslippskoeffisi-enter for husholdninger, industri og andrenæringer. Sektorenes andeler av forbruket avoljeproduktet er brukt som vekter. Marginalforurensningskostnad (Tv ) pr. liter forbrukav oljetype v kan anslås ved:

E E b. * u„, (5)k 8

der bk„ er marginal kostnad ved skadetype sved utslipp av komponent k som angitt underi), og uk, er (sektorveid) utslippskoefilsientfor komponent k ved forbruk av oljetype v.Utslippskoeffisienten angir mengde utslipp(kg) pr. enhet oljeforbruk (liter). Tabell 9viser anslag over marginal forurensnings-kostnad pr. liter forbruk av noen viktigeoljetyper.

I tabell 9 gis også anslag over andre eksternekostnader knyttet til vegtrafikk. Disse kost-nadene skyldes ikke forbruket av drivstoff iseg selv, men er bestemt av trafikkvolumet.Drivstofforbruket er brukt som indikator fortrafikkvolumet. Teknologisk endring ved foreksempel

- mer energieffektive biler- mer støysvake biler- endring i kjørevaner- mindre bruk av piggdekk

vil kunne påvirke beregnet skade pr. literdrivstoff. Vi ser i modellen foreløpig bort fraslike endringer. I tabellen er de trafikkrela-terte eksterne kostnadene angitt i kroner pr.liter forbruk av transportoljer. Marginalekstern kostnad (13'j' ) knyttet til vegtrafikkved forbruk av transportoljetype v (bilbensinog autodiesel) kan anslås ved:

= E bst (6)

der 13,4 angir marginal ekstern kostnad avskadetype t (ulykker, køer, vegslitasje ogstøy) ved forbruk av transportoljetype v.Anslagene på 13,4 er omtalt i kapittel 2. Opti-

30

Tabell 9. Marginal forurensnings- og trafikkrelatert kostnad pr. liter oljeprodukt. Anslag i 1990 kr

Parafin Fyringsolje Tungolje Bensin Diesel

Forsuring S02 og NO, 0,00Helseskader S02 0,00Helseskader NO,, 0,06Helseskader CO 0,00Helseskader Partikler 0,01Korrosjonsskader 0,00

Forurensningskostnader i alt 0,08

Trafikkulykkekostnader . .Køkostnader Veislitasjekostnader Trafikkstøykostnader

Trafikkostnader i alt

Forurensnings- og trafikkrela-terte kostnader i alt 0,08

0,01 0,02 0,02 0,03

0,04 0,19 0,01 0,10

0,07 0,15 2,00 3 26

0,00 0,00 0,00 0 00

0,01 0,04 0,03 0,12

0,01 0,07 0,00 0 01

0,13 0,47 2,06 3,52

1,32 1,48

1,41 1,58

1,77 1,99

0,56 0,63

5,07 5,68

0,13 0,47 7,13 9,20

mal forurensnings- og trafikkrelatert avgift(A,) pr. liter forbruk av drivstoff v blir da:

A, + By(7)

der 13,T = 0 for v = parafin, fyringsolje, tung-olje.

Tabell 9 indikerer at forurensningskost-nadene er størst ved forbruk av bilbensin ogautodiesel, noe som særlig skyldes helseska-delige utslipp av NOE. Ved dieselforbrenninger det også noen kostnader forbundet medhelseskader fra S02- og partikkelutslipp.Helseskadene knyttet til NO E-utslipp domine-rer skadebildet også for parafin og fyrings-olje. Ved forbrenning av tungolje bidrar imid-lertid S02-utslippene noe mer til helseskade-ne enn NOE. Beregningene tyder på at deeksterne trafikkostnadene pr. liter forbrukav bensin og diesel er betydelige.

Avgift i modellberegning:

I kapittel '5 omtales en modellbasert studieav hvordan innføring av miljøavgifter påvir-ker økonomien og utslipp til luft. I modelleninngår ikke forbruket av olje i fysiske enhe-ter, men forbruket regnet i verdi til fastepriser (volum) som gjenspeiler det fysiskeforbruket. Størrelsen på avgiften er beregnetsærskilt for produksjonssektorer og privatkonsum. Den er satt lik miljøkostnaden avutslipp pr. enhet brenselsforbruk (et olje-aggregat) i hver sektor i basisåret. Avgiftenmå derfor knyttes til prisen på et olje-aggregat. Oljeaggregatet har forskjelligsammensetning i sektorene, dermed er bådeoljepris og forurensningsgrad forskjellig frasektor til sektor. Sektorspesifikke avgifterberegnes altså for en "gjennomsnitts-forurenser" innen hver næring og blantprivate konsumenter. Avgiften holdes kon-stant i realverdi, og legges til enhetsprisenpå oljeprodukter i basisåret. På den måtengjenspeiler avgiften en fast reell miljøkost-nad pr. enhet oljeinnsats over tid.

31

Tabell 10. Avgift pr krone innsats av olje-produkter. 1990-kroner

11 Jordbruk 2,312 Skogbruk 1,213 Fiske og fangst 014 Prod. av nærings- og nytelses-

midler 2 218 Prod. av tekstil- og beklednings-

varer 1,826 Produksjon av trevarer . . . 1,534 Prod. av treforedlingsprod. . 5,537 Prod. av kjemiske råvarer 1,840 Raffinering av jordolje 029 Prod. av kjemiske og mineralske

produkter 2,043 Produksjon av metaller . . . 3,144 Prod. av verkstedprodukter

og skip 1,328 Grafiske produksjon 0,371 Elektrisitet 1,855 Bygge- og anleggsvirksomhet 1,181 Varehandel 2,064 Utvinning og transport av olje

og gass 1,668 Boring etter olje og gass 060 Utenriks sjøfart 074 Innenriks samferdsel 4,063 Bank- og forsikringsvirks. . . 0,483 Boligtjenester 085 Annen privat tjeneste-

produksjon 0,892 Forsvar 2,493 Undervisning og forskning . 094 Helsetjenester m v 0,195 Annen offentlig tjeneste-

produksjon 0,4

99 Privat forbruk 0,7

Sektoravgiftene på oljeprodukter beregnes ito deler - en som gjenspeiler marginale for-urensningskostnader knyttet til skader avutslipp og en som uttrykker marginal, ek-stern kostnad relatert til vegtrafikk.

Tall for basisårets sektorfordelte utslipp (U k;)til luft og oljeforbruk (Fi) i fysiske enheterhentes fra henholdsvis utslippsregnskapet og

energiregnskapet (SSB, 1990). Utslipp avkomponent k pr. liter oljeforbruk i sektor jberegnes ved

USIfiFj

Utslipp av samme komponent fra mobile (M)og stasjonære (S) forbrenningskilder gir for-skjellige skadevirkninger fordi de i forskjelliggrad belaster tett befolkede områder. Det erderfor beregnet særskilte utslippskoeffisi-enter for mobile utslipp (uZ ) og stasjonæreutslipp (u l% ).

Den marginale kostnaden (b:„ , 1)! ) pr.skadetype (5) ved utslipp av de enkelte kom-ponenter (k) er beregnet i kapitel 2. Marginalforurensningsskade ved oljeforbruk i sektorj er følgelig gitt ved

E E bl: gi: + E E bfa 4 (9)k a k g

I tillegg kommer de trafikkrelaterte eksternekostnadene knyttet til drivstoff. En andel k r;

av oljeforbruket (F,•) i sektor j består avdrivstoff v. Marginai trafikkrelatert kostnadanslås ved

B,T E E bt, • lv (10)

Avgiftssats A; som tilsvarer miljøkostnaderforårsaket av sektor j, blir da:

A+ BTJ J

Anslag på Ai er vist i tabell 10. I modellenimplementeres den som avgift pr. krone(faste priser) til kjøp av oljeprodukter i hversektor. I basisåret kjenner vi gjennomsnitts-prisen pr. tonn oljeprodukt i hver sektor, ogkan beregne marginal forurensningskostnad.(aj) pr. krone kjøp av oljeprodukter, i sektore-ne.

(8)

32

aj - A,

(12)

Avgiftene gir svært forskjellig prisøkning påoljeprodukter i sektorene. Sektorer som iutgangspunktet bruker relativt billige olje-produkter, men har utslipp som påvirkermange mennesker, får relativt høy prisøk-ning. Bare 70 prosent prisstigning for private

husholdninger skyldes ikke at husholdning-enes utslipp ikke skader, men at prisen(avgiftene) på oljeprodukter i husholdningenei utgangspunktet er høye og at prisen repre-senterer brukerpris på bil som også dekkervedlikeholdsutgifter. I beregningen av økono-miske og miljømessige virkninger er avgifteri fiske og utenriks sjøfart satt lik 0, sidenutslippene derfra gir neglisjerbar lokal for-urensningseffekt.

33

5 VIRKNINGEN AV MILJØAVGIFT PÅ BRUK AVBRENSLER

I dette kapittelet studeres virkningen av åinnføre miljøavgifter på bruk av oljeproduk-ter ved hjelp av en generell likevektsmodell.Avgiftsnivået, som er vist i tabell 10, er fast-satt på grunnlag av anslag over marginalmiljøkostnad. Den marginale miljøkostnadener forutsatt å være konstant innenfor detaktuelle variasjonsområdet for utslipp. Simu-leringen er gjort med MSG-5 (Holmøy, 1992).MSG-5 er en estimert, generell likevekts-modell med 31 produksjonssektorer. I pro-duksjonen er det substitusjonsmulighetermellom arbeidskraft, kapital, energi og vare-innsats beskrevet ved generaliserte Leontiefkostnadsfunksjoner. Energi er et aggregat avelektrisitet og brensler der relative priser be-stemmer fordelingen av energietterspørselenpå olje og elektrisitet. Den generelle vekst-raten i Økonomien blir bestemt av forventetvekst i arbeidsstyrken, akkumulasjonen avkapital og raten for teknologisk endring.Privat forbruk blir tilpasset slik at det heletiden er full sysselsetting. Husholdningenesforbruk fordeles på 18 forbruksvarer ut frapris- og inntektselastisiteter. Fossile brenslerinngår i to av disse varegruppene: Boligopp-varming og transport. Eksporten og import-andeler i sektoretterspørselen bestemmes avforholdet mellom innenlandske priser ogprisene på verdensmarkedet. Kapitalakku-mulasjon og utviklingen i utenlandsgjeldener eksogent gitt i modellen, og antas i denneberegningen å være upåvirket av innføringav miljøavgift. Figur 5 viser en skisse avmodellen.

Miljøtiltak som allerede er vedtatt, vil gi småendringer i utslipp pr. brenselsenhet fram-over. Unntaket er innføring av katalysatorpå biler. For å ta hensyn til dette i beregnin-gen blir avgiften på bensin redusert i forholdtil reduksjonen i utslipp som kommer medøkt andel av biler med katalysator etter1989. Miljøavgiften forutsettes å være kon-stant i realverdi i simuleringsperioden (1990-2000) ut fra forutsetningen om lineære kost-

nadsfunksjoner innenfor variasjonsområdetfor utslipp. Betydningen av at natur og miljøkan verdsettes høyere ved stigende inntekts-nivå er ikke vurdert her.

I kapittel 4 ble anslag over marginale miljø-og trafikkostnader ved bruk av fyringsolje ogdrivstoff beregnet. Ved økonomisk tilpasningi optimum skulle oljeprodukter vært pålagten avgift som svarer til disse eksterne kost-nadene.

Eksistensen av offentlig sektor og andrebeskrankninger plasserer det økonomiskeutgangspunktet utenfor optimum. Dermed vilavgifter på fossile brensler tilsvarende margi-nale miljøkostnader ikke uten videre gi størstvelferd.

Et avgjørende forhold ved avgiftsfastsettinger hvordan offentlig sektor kan finansieresine utgifter med minst mulig vridning iressursallokeringen og medfølgende effektivi-tetstap. Dersom forbruk av brensler påvirkeslite av avgifter, er det et relativt egnet skat-tegrunnlag i velferdssammenheng.

Oljeprodukter er fra før avgiftsbelagt. Det erverken opplagt at det totale avgiftsnivåetskal settes lik marginal miljøkostnad, eller atavgift tilsvarende marginal miljøkostnad skallegges på toppen av avgifter (utenom miljø-avgifter) som er pålagt fra før. I virknings-beregningen som følger, har vi lagt avgifttilsvarende marginale eksterne kostnaderkomme på toppen av den eksisterende avgif-ten.

5.2 ØKONOMISKE VIRKNINGER AV BREN-SELSAVGIFTER

Virkningen av miljøavgiften studeres herinnenfor rammen av en generell likevekts-modell som sikrer full utnytting av ressur-sene. Skatteinntekten fra miljøavgiften til-

34

Figur 5. Skisse av MSGTAX

KonsumvarerCm (m=1 ... 18)

Oppvarming Transport

Utslipp Utslipp

Miljø- Miljø-kostnad kostnad

KKapital bestårav 8 kapital-arter i fastforhold

Jj +Ki (-1) (j=1 ... 8) M

U L

A ÅUtslipp

Miljøkostnad

Utslipp

Miljøkostnad

ImportC m

„ innenlands produsertem

F l (K,L,U,M) (Sektorer (i=1 ... 31))

InnerAandsmprodusen MImport

E

Etterspørsel etter konsum-goder er en log-lineærfunksjon av priser og inn-tekter.

Hvert konsumgode er etCES-aggregat av impor-terte og norskprodusertevarer.

De innenlandsprodusertevarene består av 40 pro-dukter i fast forhold.

Hvert produkt er sammen-satt av 31 sektorprodukter(faste koeffisienter).

Bruttoproduksjon er enfunksjon av kapital (K),arbeidskraft (L), energi (U)og vareinnsats (M) (kon-stant utbytte ved propor-sjonal økning i faktorbruk-en, generaliserte Leontief -kostnadsfunksjoner). 10sektorer (inkl. offentligesektorer) har faste koeffisi-enter.

Energi er et aggregat avoljeprodukter (F) og elek-trisitet (E). GeneraliserteLeontief kostnadsfunksjon-er.

E, F og de hjemmeprodu-serte varene i J og M ersammensatt av 40 sektor-produkter (faste koeffisien-ter)

Utslipp til luft av S02,NO., CO, CO2, Pb og parti-kler beregnes på grunnlagav oljeforbruk og omfangav industrielle prosesser.

35

Tabell 11. Endring i pris på oljeprodukter, og i forbruk av bensin og fyringsolje målt i tonn. År 2000.Prosent

Kjøperpris Forbruk av Forbruk avoljeprodukter bensin fyringsoljer

NæringsvirksomhetBedrifter utenom utenriks sjøfart og olje

Jordbruk Skogbruk Fiske og fangst Industri og bergverk

Skjermet Utekonkurrerende Hjemmekonkurrerende

Bygge- og anleggsvirksomhet Kraftforsyning Varehandel Innenriks samferdsel Boliger Annen privat tjenesteyting

Offentlig forvaltning Statsforvaltning Kommuneforvaltning

I alt utenom utenriks sjøfart og olje Utenriks sjøfart og oljeboring Oljeutvinning og rørtransport

Alle næringer

79 - 37 - 37

147 - 32 - 32

80 - 17 - 17

0 0

0

132 - 36 -48

73 - 26 - 33

216 - 45 - 54

102 - 41 - 46

65 -19 - 19

0 1 1

118 - 80 - 80

239 - 42 - 42

0 4 0

33 -18 - 21

29 0

0

43 0

0

10 0

0

79 - 37 - 37

0 0 -2

103 0

0

75 - 37 - 36

Privat konsumOppvarming Privat transport

27 -3435 - 18 -

bakeføres konsumentene som en generellinntektsoverføring. Det er bare virkningen påressursallokering og BNP av å endre relativepriser ved hjelp av miljøavgifter som fram-kommer i beregningen.

Miljøavgiften får innvirkning på valg avbrensel, valget mellom bruk av olje og elek-trisitet, energiintensitet, etterspørsels-struktur og økonomisk vekst. Tabell 11 giren oversikt over Økningen i kjøperprisen påoljeprodukter i de enkelte sektorer og virk-ningen på bensin og brenselsbruk i alternati-

vet med miljøavgifter i forhold til i referanse-banen. Sektorene Fiske og fangst og Utenrikssamferdsel er ikke pålagt miljøavgifter.

I produksjonssektorer leder avgiftene tilgjennomsnittlig økning i kjøperprisen påbreesler på 75 prosent. Avgiften gir størstoljeprisstigning i innenriks samferdsel (240prosent). Så følger gruppen utekonkurrer-ende industri. Den relativt store prisstignin-gen betyr ikke at marginal skade ved brukav olje her er like stor som i samferdsel. Denkraftige økningen (220 prosent) følger av at

36

Tabell 12. Virkning av miljøavgifter på øko-nomiske hovedstørrelser i 1986-priser. År2000. Prosent

Bruttonasjonalprodukt -1,8Import -1,8Eksport -4,1Privat konsum -0,8Offentlig konsum

0,2

Investeringer -1,3

avgift og pris på tungolje som brukes i dennesektoren i utgangspunktet er lav sammenlik-net med avgift og priser på mobile brenslerog mer raffinerte fyringsoljer. I husholdnin-gene øker prisen på oljer til oppvarming med27 prosent og prisen på privat transport 35prosent. Privat transport omfatter utgifterbåde til bensin og vedlikehold av kjøretøy.Derfor er prisøkningen relativt lav. I produk-sjonssektorer blir forbruket av bensin ogfyringsoljer (målt i tonn) redusert med vel entredjedel i år 2000 dersom miljøavgifterinnføres. Husholdningenes forbruk av bensinog fyringsoljer går ned med henholdsvis 18og 34 prosent.

Prisforskjeller for oljeprodukter med og utenavgifter blir mindre i år 2000 enn i basisåret.Hovedårsaken er at avgiften holdes konstanti realverdi. Siden realprisen på råolje stigeri referansebanen, vil avgiften utgjøre mindreog mindre del av kjøperprisen over tid. Dess-uten justeres avgiften ned i takt med atkatalysator på personbiler innføres og ska-den pr. enhet drivstoff går ned.

Tabell 12 viser endringer i endel økonomiskehovedstørrelser som følge av å innføre miljø-avgifter.

Bruttonasjonalproduktet (BNP) er 17 milliar-der 1990-kroner lavere i 2000 enn i referan-sealternativet, en reduksjon på 1,8 prosent.Privat forbruk reduseres med 0,8 prosent.Eksportvolumet går ned med 4,1 prosent på

grunn av økning i innenlands prisnivå iforhold til verdensmarkedets priser. I og medden kraftige nedgangen i eksport, gis detrom for en mindre reduksjon i innenlandsforbruk enn produksjonsbortfallet skulle tilsi.Importreduksjonen blir 1,8 prosent somBNP-nedgangen. Lønnsnivåetjusteres slik atutenlandsgjelden utvikler seg som eksogentgitt i referansebanen.

Det er flere årsaker til at BNP går ned nårmiljøavgiften innføres innenfor denne modell-rammen. For det første finnes det ikke rela-sjoner i modellen som gjør at produksjons-kostnader avtar når miljøkvaliteten forbe-dres. Dagens produksjonsnivå målt vedbruttonasjonalproduktet (BNP) gjenspeilerden rådende miljøstandard. MSG-5, som erestimert på historiske data, beskriver hvormye innkjøpte råvarer, kapital og arbeids-kraft som kreves for å nå et gitt produksjons-resultat under miljøforhold som i de siste 10-20 årene, men sier ikke hvor mye størreproduksjonsresultatet kan bli ved en miljø-forbedring. Den produktivitetsfremmendevirkningen av miljøtiltaket kommer derforikke til uttrykk i beregningen, heller ikkefrigjøring av ressurser brukt til vern motmiljøødeleggelse. Dessuten vil tilbakevirk-ningene fra miljøet til faktorproduktivitetendre relative priser, næringsstruktur ogetterspørsel i økonomien. Slik omallokeringav produksjon og konsum påvirker igjenmiljøet og miljøkostnader. Denne simultani-teten kan bare beskrives ved full integreringav miljøvariable i økonomiske modeller.Simultaniteten er forsøkt innarbeidet i en nyversjon (MSG-EE) av MSG som er utvikletinnen prosjektet Energi og Samfunn, somvidereføres i NORAS-prosjektet SAMMEN.

Selv om de positive tilbakevirkningene framiljøet til økonomien var integrert i MSG-5,er det fortsatt mulig at BNP ville gå ned somfølge av optimale miljøavgifter på oljeproduk-ter. Grunnen er at modellen beskriver enøkonomi som avviker fra optimum av flereårsaker enn de som har å gjøre med eksternemiljøeffekter ved bruk av fossile brensler. Ien slik second best-situasjon kan utfallet av

37

en partiell, "korrekt" miljøkorreksjon avmarkedet eventuelt være lavere BNP.

5.3 UTSLEPP TIL LUFT

Virkningen av en brenselsavgift på utslipp tilluft blir beregnet i en ettermodell til MSG-5.Utslipp fra mobile kilder framskrives pågrunnlag av utvikling i bensinforbruk, ut-slipp fra stasjonær forbrenning knyttes tilforbruk av fyringsolje, og prosessutslippknyttes til nivået på vareinnsats i industrien.Det benyttes faste utslippskoefasienter somjusteres på grunnlag av informasjon omplanlagte og gjennomførte miljøtiltak. Neden-for følger en oversikt over utslippsreduk-sjonen som følger av brenselsavgiftene.

Nedgangen i årlige utslipp er betydelig foralle de 4 komponentene som inngår i skade-beregningene, samt for CO 2 (tabell 13). BådeSO2-, NO.- og CO 2- utslippene er om lag 25prosent lavere i alternativet med brenselsav-gifter, NO.-utslippene er 24 prosent lavere.Når reduksjon i utslippene av CO og parti-kler bare er på rundt 20 prosent, skyldes detat disse utslippene i større grad stammer frahusholdningenes vedforbruk, som ikke berø-res av avgiftene siden forbruket hovedsakeliger basert på selvhogst og uformell omsetning.Antakelig er også reduksjonen i utslipp avCO og partikler overvurdert fordi avgifter påoljeprodukter ventelig vil øke vedforbruket(her antatt konstant). Nedgangen i SO 2

-utslipp vil nesten oppfylle Norges forplikt-elser til 30 prosent reduksjon innen 1993 i

Tabell 13. Utslippsreduksjoner år 2000. Pro-sent

Svoveldioksid (S02) 25Nitrogenoksider (N0x)

24Karbonmonoksid (CO)

18

Partikler

20Karbondioksid (CO2) 23

forhold til 1980-nivået, men vil ikke oppfylleen intensjon i avtalen om fortsatt å holdeutslippene på dette nivået i årene etter 1993.Den nasjonale målsettingen om 50 prosentreduksjon innen 1993, svarende til et ut-slippstak på ca. 70 tusen tonn S0 2 pr. år vilheller ikke oppnås. NO.-avtalen, som går utpå fastfrysing av NO. - utslippene på 1987-nivå innen 1997, vil innfris med god margin.Den vedtatte nasjonale målsetningen om åredusere NO.-utslippene med 30 prosentinnen 1998 på basis av nivået i 1986 vilderimot ikke bli nådd. Til tross for reduksjoni utslipp av CO2 på 23 prosent i forhold tilreferansebanen, vil utslippene i 2000 fortsattligge omlag 20 prosent over målet, som erstabilisering på 1989-nivå.

5.4 VELFERDSVIRKNINGER AV MILJØAV-GIFTEN

Anslagene for marginale miljøkostnader girmuligheter for å si noe om nytten av forskjel-lige miljøpolitiske tiltak som kan beskrivesinnenfor rammen av makroøkonomiskemodeller. Dermed får en et korrektiv tilberegnet tap i BNP som for eksempel miljø-avgifter gir i tradisjonelle modeller.

Med utgangspunkt i framskrivninger avbrenselsforbruket beregnet i MSG-5, tilhø-rende utslippsframskrivninger og modellenfor miljøkostnader gjengitt i boks 1 i kapittel2, beregnes deler av den samfunnsøkonomiskgevinst i form av lavere miljøkostnader somoppnås ved å redusere forbruket av fossilebrensler. Marginale miljøkostnader forut-settes som nevnt å være konstante i detintervallet vi betrakter, og modellen beregneraltså endringer i miljøkostnader som skyldesmoderate endringer i utslipp eller brensels-forbruk.

Tabell 14 viser kostnadsreduksjonen i formav lavere miljøbelastning og større effektivi-tet innen vegtransport ved å pålegge bren-selsavgifter i henhold til marginal miljø-skade. Brenselsavgifter i samsvar med marg-inale miljøkostnader vil gi en forventet ge-

38

Tabell 14. Miljø- og trafikkgevinst ved bren-selsavgifter i samsvar med marginal skade.Milliarder 1990-kroner. År 2000

Forsuring av vassdrag

0.03Forsuring av skog

0.06

Helseskader fra NO,

5.76Helseskader fra S02 0.47Helseskader fra CO

0.00

Helseskader fra partikler

0.30Korrosjonskostnader

0.14

Trafikkulykker

2.49Framkommelighet

2.58

Vegslitasje

3.25Trafikkstøy

1.25

Total kostnadsreduksjon

16.33

vinst på om lag 16 milliarder 1990-kronerårlig rundt år 2000. Reduksjon i NOE-utslippgir en betydelig helsegevinst på nærmere 6milliarder kroner. Helsevirkningen fra re-duksjon av andre komponenter er relativtubetydelig fordi de marginale skadene pr.tonn er langt lavere enn for NOK, spesielt for

Co, og fordi reduksjonen i utslipp (S02, ogpartikler) regnet i tonn er lavere enn forNOK. Gevinster av mindre trafikkbelastninger derimot store, mer enn 9 milliarder kronerinklusiv 2,7 milliarder gevinst i form av støy-reduksjon. Virkninger via mindre trafikk-belastning bidrar altså mer til miljøgevinstenenn forbedret luftkvalitet.

I flere land og i internasjonale organer arbei-des det med prinsipper for å justere ellerutfylle nasjonalregnskapssystemet for å tahensyn til depresiering av natur- og miljø-kapital. En hovedretning legger vekt påbehovet for å revidere det internasjonaltstandardiserte nasjonalregnskapssystemet(SNA), mens en annen vil utfylle eksisteren-de SNA med satellittregnskaper for naturres-surser og miljøkapital. Nyttevirkninger avmiljøtiltak som presenteres her, utgjør entilleggsberegning til den standardiserte BNP-størrelsen slik den er definert i SNA-systemet. Sett i en slik sammenheng oppvei-er velferdsgevinsten på 16 milliarder 1990-kroner omtrent tapet i BNP som er beregnettil 17 milliarder kroner i 2000.

39

6 USIKKERHET

Sett på bakgrunn av alle de faktorer som be-stemmer skadevirkningen av utslipp, er usik-kerheten ved anslagene over marginalekostnader betydelige, noe som også fremgårav bredden på usikkerhetsintervallene for deenkelte koeffisientene for marginal skade.Det er usikkerhet omkring dose-responsfunk-sjonene som angir fysisk skade ved et be-stemt forurensningsnivå. Videre er det man-ge forenklinger innbakt i metoden for å verd-sette tapet ved en gitt fysisk skade. Forutset-ningen om lineæritet i miljøkostnadsfunk-sjonen kan settes på prøve av store utslipps-reduksjoner som avgiften på brensel medfø-rer. Marginalkostnaden avtar i realitetensannsynligvis med reduksjon i utslipp ogkonsentrasjonsnivå (se figur 1). Den lineæremodellen kan over- eller underestimeregevinsten av en utslippsreduksjon.

Et usikkerhetsmoment er også knyttet tilutviklingen i den pris som samfunnet setterpå miljøet framover. Det er grunn til å antaat rent miljø vil verdsettes høyere i forholdtil andre goder ettersom tilgangen på rentmiljø reduseres og inntekten øker. I vårberegning har vi forutsatt konstant realprispå miljøgoder.

Det er god grunn til å stille spørsmål vedrealismen i modellen og studere hvordanusikkerheten i parametrene innvirker påkostnadsberegningene. Derfor er usikkerhets-intervallene for marginale miljøkostnaderbenyttet i en Monte Carlo-simulering avkostnadsforskjellen mellom alternativenemed og uten miljøavgifter.

Hvis en kjenner fordelingsegenskapene tilmodellens parametre og eksogene variable,kan en approksimere sannsynlighetsfordeli-ngen til de endogme variable ved å foreta ettilstrekkelig stort antall trekninger fra dekjente fordelingene. I vår modell kjenner viimidlertid verken sannsynlighetsfordelingenfor parametrene (marginale miljøkostnader)eller for de eksogene variable (variable forutslipp og drivstofforbruk). Vi forutsetter atmodellens eksogene variable er ikke-sto-kastiske, og at modellens parametre er sto-kastisk uavhengige. Sannsynlighetsfordel-ingen til de totale miljøkostnader er approk-simert med utgangspunkt i tre forskjelligeforutsetninger om fordelingsegenskapene tilmodellens parametre. Det er gjort 1000trekninger.

Denne simuleringen tar altså hensyn tilusikkerhet i parametrene, men baseres på atselve miljøkostnadsmodellen er "riktig". Itillegg til den usikkerheten som beregnesher, kommer derfor usikkerhet knyttet til despesielle forutsetninger om egenskaper vedselve modellen og om utvikling i utslipp ogtrafikk.

Alternativ IModellens parametre forutsettes å være nor-malfordelte. De oppgitte verdiene for nedreog øvre grense antas å representere hen-holdsvis nedre og øvre grense i et 90 prosentkonfidensintervall.

La X være en vilkårlig parameter. Underforutsetning om normalfordeling er fordel-ingsfunksjonen for X definert ved parame-trene

6.1 MONTE CARLO-SIMULERING E(X) g. og var(I)

(13)

En Monte Carlo-simulering bruker informa-sjon om usikkerheten i datagrunnlaget til åsi noe om usikkerhet i et modellresultat.

der E(X) betegner forventningsverdien til Xog var(X) er variansen.

40

Vi har atX-p,

3 ~N(0,1) (14)Cx

411-gx zi11: (15)

asymmetrisk og forskjøvet mot venstre slikat forventningsverdien ligger noe lavere enni den normale fordeling. Variabelen harimidlertid mulighet for å anta en svært høyverdi, men ikke en tilsvarende liten verdi iforhold til forventningsverdien.

Xh-Zh (16)

La Y være en vilkårlig parameter. At Y erlognormalt fordelt innebærer at

Jf s hi Y (18)

hvor X1 og Xh er henholdsvis nedre og øvregrense for parameteren og z 1 og zh er funk-sjonsverdien for henholdsvis 0.05- og 0.95-fraktilene i den normaliserte normalfordel-ingen.

er normalfordelt, og vi finner g ic og a. ved(15)-(17). Når vi kjenner fordelingen til X,kan vi finne fordelingen til Y ved hjelp av(18).

og vi kan finne fra (15) eller (16).

Alternativ II

Samtlige parametere forutsettes å være log-normalt fordelte. Den lognormale fordeling er

Alternativ III

Verdiene for samtlige parametre i modellenantas å være rektangulært fordelt innenforde grensene som er oppgitt eller beregnet."Halene" i alternativene I og II er dermedkuttet av og utfallsområdet er blitt mindre.Den rektangulære fordeling er kjennetegnetved at variabelen antar alle verdier innenforgrensene med lik sannsynlighet.

(15) og (16) gir

Ifk-ii = °:

(17)

Tabell 15. Simulert total kostnadsreduksjon. Milliarder 1990-kroner. År 2000

Alternativ 1- Alternativ 2- Alternativ 3-Normal

Lognormal

Rektangu lærfordeling fordeling fordeling

Forventning 17.81 % - fraktil 6.210 % - fraktil 12.3Median 17.790 % - fraktil 23.799 % - fraktil 34.9Standardavvik 4.5

14.94.17.2

10.618.9

722.032.9

17.83.5

12.017.424.036.1

4.9

41

Simulerte m4jøkostnader

Tabell 15 viser simulert endring i totalemiljøkostnader ved innføring av en optimalavgift på fossilt brensel i de tre ulike for-delingsalternativene.

Som det framgår av tabellen kan miljøkost-nadene anta svært ulike verdier og sprednin-gen i de simulerte sannsynlighetsfordelingervære meget stor. Anslag over forventedereduksjoner i de totale miljøkostnader vedinnføring av miljøavgifter på fyringsoljer ogdrivstoff ligger imidlertid alle i intervallet15-18 milliarder 1990-kroner.

6.2 AVSLUTNING

I denne rapporten har vi forsøkt å få et merhelhetlig bilde av miljøkostnader knyttet tilbruk av fossile brensler. Foreløpig er barelokale kostnader ved luftforurensning, veg-trafikkstøy og redusert transporteffektivitetinkludert. Beregningen antyder en størrelses-orden på kostnader/gevinster som ikke tas ibetraktning i tradisjonelle økonomiske mo-deller.

Formålet med videre arbeid er å oppdatereberegningsmodellen og utbygge den til åomfatte miljøkostnader ved utslipp også fraandre kilder enn fossile brensler, samt trek-ke inn flere skadevirkninger. Parallelt arbei-des det med å tilpasse modellen til de eksis-terende makroøkonomiske modellene i Statis-tisk sentralbyrå, slik at miljøkvalitet integre-res og direkte påvirker produktiviteten tilressurser som arbeidskraft og kapital. Der-med vil vi få en tilbakevirkning fra miljø tiløkonomi og modifisere beregnet produksjons-tap i analyser av miljøtiltak.

I dag ligger det begrensninger i datagrunn-laget både i form av usikkerhet, og fordiopplysningene ofte ikke kan knyttes tilrelevante økonomiske størrelser. Det gjøresimidlertid løpende studier av miljøvirkningersom gir utsikter til bedre beregningsmo-deller for miljøkostnader på nasjonalt nivå.Selv om resultatene foreløpig er svært usi-kre, kan beregningene bidra til at datagrunn-laget organiseres slik at det egner seg bedretil miljøøkonomisk analyse.

Videre er det ønskelig å forbedre behandlin-gen av usikkerhet i datagrunnlaget, foreksempel ved forbedring av trekkemetodenunder Monte Carlo-simuleringen. Hvis ulikeskadetyper er klart korrelerte, kan de simu-lerte estimatene styrkes ved å konsentreretrekkingen i begrensede deler av variasjons-området for parametrene (marginale kostna-der). Hittil har vi bare brukt tilfeldig trek-king fra hver parameterfordeling.

Aggregerte beregninger er neppe mulig utenbredt anlagte utredningsarbeider i forvalt-ningsregi hvor ekspertise sammenfatterforskningsresultater og gir anslag hvor sub-jektive vurderinger inngår. SFT's tiltaksana-lyser for Oslo er eksempler på dette. Atsubjektive vurderinger inngår, gjør ikke atinformasjonen er verdiløs. Den kan rommedet beste man har av kunnskap som likevelinngår i forvaltningens beslutningsgrunnlag.Miljøkostnadsmodellen setter disse opplys-ningene sammen til en beregningsrutine tilbruk ved studier av samspill mellom miljø ogøkonomi.

42

REFERANSER

Foruxensningsprognoseutvalget (1988):Reviderte framskrivninger av utslipp til luft1985-2000. Rapport nr. 2, oktober 1988.

Freeman, III, Myrick A. (1985): Methodsfor assessing the benefits of environmentalprograms. I Knee se, A.V. og Sweeney, J.L.:Handbook of natural resource and energyeconomics. Amsterdam: North-Holland.

Glomsrød, S. og Rusland, A. (1989): Luft-forurensning og materialskader: Samfunns-økonomiske kostnader. Rapporter 88✓31. Sta-tistisk Sentralbyrå. Oslo.

Grøtvelt, L. (1987): Støy og helse. Analyseav støyopplevelse i Norge. Sosiale og økono-miske studier nr. 66, Statistisk sentralbyrå.Oslo.

Henriksen, J.F., S.E. Haagenrud og F.Gram (1981): Innvirkning av påbud omlavsvovlig olje på atmosfæriske korrosjons-kostnader. Rapport nr. 17/81, Norsk instituttfor luftforskning. Lillestrøm.

Holmøy, E. (1992): The Structure and Work-ing of MSG-5, an Applied General Equili-brium Model of the Norwegian Economy. In:Bergman, L. and Ø. Olsen (ed.): Macroeco-nomic modelling in the Nordic Countries.North Holland Publishing Company.

Hov, Øystein (1988): Photochemical oxidantepisodes, acid deposition and globalatmospheric change. Norsk Institutt forluftforskning (NILU) OR 12/88. Lillestrøm.

Hylland, A. og Strand, J. (1983): Verdset-ting av reduserte luftforurensninger i Gren-landsområdet. Memorandum nr. 12. Sosialø-konomisk institutt, Universitetet i Oslo

Iversen, T., J. Saltbones, H. Sandnes, A.Eliassen og Ø. Hov (1989): Airborne trans-boundary transport of sulphur and nitrogen

over Europe - model description and calcu-lations. EMEP MSC-W Report 2/89.

Longva, S., L. Lorentsen, og Ø. Olsen(1985): The multi-sectoral growth modelMSG-4E. Formal structure and empiricalcharacteristics. I F. Førsund, M. Hoel og S.Longva (red.): Production, MultisectoralGrowth and Planning. Contributions toeconomic analysis no. 154. Amsterdam:North Holland. 1985.

Miljøverndepartementet (1988): Skog-skade-scenarier. Rapport fra Prosjektgruppefor perspektivanalyse for norsk skog. Oslo.

Mortensen, Leif M.(1988): Ozonskader påvegetasjon og klimasamspill. Foredrag påRen Luft-konferansen 1988. NLH, Ås, 1988.

Moum, K. (red.) (1992): Klima, økonomi ogtiltak (KLØKT). Rapporter 92/3. Statistisksentralbyrå. Oslo

Nielsen, G. (1985): Veitrafikkstøy 1979-2000. Et forsøk på framskriving av trafikk-støyproblemene i Norge. Transportøkonomiskinstitutt. Notat av 10/5-1985. Oslo.

NILU (Norsk institutt for_luftforskning)(1991): Korttidsstudie av sammenhengenmellom luftforurensning og helsevirkninger iGrenland. Hovedrapport, NILU 58/91. Lille-strøm

Opplysningsrådet for veitrafikken(1986): Bil- og Veistatistikk 1986. NorskVeiforening. Publikasjon nr. 145.

SSB (1986): Petroleumsstatitikk (1986)

SIMEN (1989): Studier av industri, miljø ogenergi fram mot år 2000. Fabritius forlag.Oslo 1989.

43

SFT (Statens forurensningstilsyn)(1982): Luftforurensning: virkninger på helseog miUø. SFT-rapport nr. 38 - Oslo.

SFT (Statens forurensningstilsyn) (1985):Handlingsprogram mot vegtrafikkstøy.

SFT (Statens forurensningstilsyn) (19-87a): Ytterligere reduksjon av luftforurens-ningen i Oslo. Hovedrapport fra samarbeids-prosjekt mellom Oslo kommune og Statensforurensningstilsyn. Oslo.

SFT (Statens forurensningstilsyn)(1987b): 1000 sjØers undersøkelsen 1986.Rapport 282/87 fra Statlig program for for-urensningsovervåking. Oslo 1987.

SFT (Statens forurensningstilsyn)(1988a): Reduksjon av luftforurensning ogvegtrafikkstøy i Sarpsborg 1 Fredrikstad-områ-det. Hovedrapport fra et samarbeidsprosjektmellom de berørte kommuner, vegkontoret,fylkesmyndighetene og Statens forurens-ningstilsyn. Oslo.

SFT (Statens forurensningstilsyn(1988b): Overvåkingsresultater 1987 og tema-artikler om atmosfærisk ozon. Rapport 330/-88. Oslo.

SFT (Statens forurensningstilsyn)(1988c): Overvåkingsresultater 1987. Statligprogram for forurensningsovervåking. Oslo.

SFT (Statens forurensningstilsyn) (1990):Langtidsplan 1990-1993. Oslo.

SSB (Statistisk sentralbyrå) (1974): Bofor-holdsundersøkelsen 1973. NOS A 673, Oslo.

SSB (Statistisk sentralbyrå) (1983): Bofor-holdsundersøkelsen 1981. NOS B 404, Oslo-Kongsvinger.

SSB (Statistisk sentralbyrå (1988):Energistatistikk 1987. NOS B 798. Oslo-Kongsvinger.

SSB (Statistisk sentralbyrå) (1990): Na-turressurser og miljø 1989. Rapporter 90/1.Oslo.

SSB (Statistisk sentralbyrå) (1991): Na-turressurser og miUf, 1990. Rapporter 91/1 -Oslo.

Strand, Jon (1980): Evaluation of Changesin Recreational Values as a Consequence ofAcidification of Fresh Water Bodi:es in Nor-way. Rapport fra Miljøverndepartmentet.Oslo.

Syversen, T. (1988): Vekting av ulike nytte-virkninger. Tiltaksanalysen for Sarpsborg-/Fredrikstad-området. Statens forurens-ningstilsyn. Notat 4/1-1988. Oslo.

TØI (Transportøkonomisk Institutt)(1988): Ulykkeskostnader og verdien avunngåtte ulykker. Notat 877/1988. Oslo.

Vennemo, H. (1990): Optimal taxation inapplied general equilibrium models adoptingthe Armington assumption. Discussion Paperno.55. Statistisk sentralbyrå. Oslo.

44

Utkommet i serien Rapporter fra Statistisk sentralbyråetter 1. juli 1991 (RAPP)

Issued in the series Reports from the Central Bureau of Statisticssinte i July 1991 (REP)

ISSN 0332-8422

Nr. 91/1A

91/4

91/8

91/10

Natural Resources and theEnvironment 1990. 1991-150s.100 kr ISBN 82-537-3558-8

Pasientstatistikk 1989. 1991-72s. 80 krISBN 82-537-3047-0

Konsumprisindeksen. 1991-82s.80 kr ISBN 82-537-3072-1

Per Sevaldson: Tallet på innvandrereog deres etterkommere fram mot år2050. 1991-74s. 60 krISBN 82-537-3567-7

91/11 Knut A. Magnussen og JensStoltenberg: En disaggregertettermodell for offentlig transport iMODAG/MSG. 1991-42s. 70 krISBN 82-537-3568-5

Tor Arnt Johnsen: Modell forkraftsektoren. 1991-42s. 70 krISBN 82-537-3573-1

Torstein Bye og Tor Arnt Johnsen:Effektivisering av kraftmarkedet.1991-39s. 70 krISBN 82-537-3575-8

Skatter og overføringer til privateHistorisk oversikt over satser mv.Årene 1975-1991. 1991-69s.80 kr ISBN 82-537-3576-6

Prisnivå på Svalbard 1990. 1991-75s.60 kr ISBN 82-537-3556-1

Knut Moum (red.): Husholdningenessparing Begrepsavklaring,dataproblemer og analyse. 1991-92s.80 kr ISBN 82-537-3585-5

Børge Strand: Personlig inntekt,formue og skatt 1980-1989 Rapportfra registerbasert skattestatistikk.1992-50s. 60 krISBN 82-537-3618-5

91/19 Arne S. Andersen: Familiesituasjon ogøkonomi En sammenlikning avhusholdningers levestandard. 1992-70s. 80 kr ISBN 82-537-3627-4

Nr. 92/1

92/1A

92/2

92/3

92/4

92/5

92/6

92f7

92/8

929

92/11

92/10

92/12

Naturressurser og miljø 1991 Energi,luft, fisk, skog, jordbruk, kommunaleavløp, avfall, miljøindikatorerRessursregnskap og analyser.1992-154s. 100 krISBN 82-537-3651-7

Natural Resources and theEnvironment 1991. 1992-159s. 100 krISBN 82-537-3668-1

Arne Ljones, Runa Nesbakken, SveinSandbakken og Asbjørn Aaheim:Energibruk i husholdningeneEnergiundersøkelsen 1990. 1992-106s.90 kr ISBN 82-537-3629-0

Knut Moum (red.): Klima, økonomiog tiltak (KLØKT). 1992-97s. 90 krISBN 82-537-3647-9

Totalregnskap for fiske- ogfangstnæringen 1986-1989. 1992-34s.75 kr ISBN 82-537-3633-9

Tom Granseth: Hotelløkonomi ogovernattinger En analyse avsammenhengen mellom hotelleneslønnsomhet og kapasitetsutnytting mv.1992-53s. 90 kr ISBN 82-537-3635-5

Liv Argel: Informasjonen om Folke-og boligtelling 1990 i massemediene.1992-68s. 90 kr ISBN 82-537-3645-2

Ådne Cappelen, Tor Skoglund og ErikStorm: Samfunnsøkonomiskevirkninger av et EF-tilpasset jordbruk.1992-51s. 75 kr ISBN 82-537-3650-9

Finn Gjertsen: Dødelighet ved ulykker1956-1988. 1992-127s. 100 krISBN 82-537-3652-5

Kommunehelsetjenesten Årsstatistikkfor 1990. 1992-56s. 90 krISBN 82-537-3653-3

Jan Lyngstad: Økonomiske levekår forbarnefamilier og eldre 1970-1986Under utgivelse

Pasientstatistikk 1990. 1992-73s.90 kr ISBN 82-537-3654-1

Odd Frank Vaage: Kultur- ogmediebruk 1991. 1992-64s. 95 krISBN 82-537-3673-8

91/12

91/13

91/14

91/15

91/16

91/18

45

Nr. 92/13 Offentlig forvaltning i Norge.1992-72s. 90 kr ISBN 82-537-3674-6

- 92/14

- 92/15

- 92/17

Else Helena Flittig: FolketrygdenUtviklingen fra 1967 til 1990Under utgivelse

Lasse Sigbjørn Stambøl: Flytting ogutdanning 1986-1989 Noen resultaterfra en undersøkelse av innenlandskeflyttinger på landsdelsnivå ogutdanning. 1992-73s. 90 krISBN 82-537-3682-7

Anne Brendemoen, Solveig Glomsrødog Morten Aaserud: Miljøkostnader imakroperspektiv Under utgivelse

Nr. 92/18 Ida Skogvoll: Folke- og boligtelling1990 Dokumentasjon av kontroll- ogopprettingsregler for skjemakjenne-merker Under utgivelse

- 92/19 Ida Skogvoll: Folke- og boligtelling1990 Dokumentasjon av kodeoppleggeti Folke- og boligtelling 1990 Underutgivelse

- 92/20 Tor Arnt Johnsen: Ressursbruk ogproduksjon i kraftsektoren. 1992-35s.75 kr ISBN 82-537-3696-7

- 92/21 Kurt Åge Wass: Prisindeks for nyenebolig Under utgivelse

46

Pris kr 75,00Publikasjonen utgis i kommisjon hosAkademika, Oslo, og er til salgs hos alle bokhandlere. 9 78825 3 736846