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

Transportens eksterne omkostninger 

5. Praktiske forsøg på internalisering

I begyndelsen af 1990 blev der igangsat et forskningprogram under EF, der skulle forsøge at finde de rette priser for transport (deraf navnet på projektet: Getting the prices right). Resultaterne fra projektet er rapporteret i rapporterne T&E (1993a og 1993b).

I projektet opgøres omkostningerne fra transporten (fokuserende på støj, uheld, luftforurening og vejvedligeholdelse) og der forsøges opstillet et skattesystem baseret på faste afgifter (årlige ejerafgifter og indregistreringsafgifter) og variable afgifter (brændstofafgifter). Det anføres, at de faste afgifter skal dække de faste omkostninger fra transporten. Dette er primært anlægsomkostninger, men ikke vedligeholdelsesomkostninger. Omkostninger for fragmenteringen af landskabet med deraf følgende påvirkninger af habitater mv. er således en del af disse faste omkostninger. Brændstofafgifterne skal dække de variable omkostninger, der dækker de eksterne omkostninger - dog ikke en lang række af de øvrige eksterne omkostninger som trængsel, utryghed, visuelle effekter, barrierereffekter osv².

Ud fra beregningerne (T&E, 1993b) nås frem til, at Danmark i 1992 vha. sine brændstofafgifter kun dækker ca. 40% af de variable (eksterne) omkostninger for benzindrevne køretøjer og 30% for diesel. Samtidig anføres det, at Danmark via sine høje faste afgifter mere end dækker de faste omkostninger. Der foretages ikke en sammenligning, der viser, om de samlede sociale omkostninger dækkes vha. de totale danske afgifter. Der er heller ikke foretaget korrektioner i forhold til, at der differentieres i registreringsafgiften mht. f.eks. installation af air bags og katalysatorer (de differentierede afgifter i forhold til installation af ekstra sikkerhedsudstyr er efterfølgende fjernet, da f.eks. air bags nu anses som standardudstyr i alle biler).

Anbefalingen i T&E (1993b) er, at afgifterne i Europa fastlægges i de enkelte lande efter ovenstående princip (faste afgifter dækker faste årlige omkostninger og brændstofafgifter dækker variable omkostninger).

Princippet med at anvende faste årlige afgifter og brændstofafgifter er også et princip, der gennem en årrække har været anvendt i den svenske afgiftspolitik på transportområdet. Selvom instrumenterne principielt er de samme som i Danmark, er argumenterne for størrelserne af afgifterne tættere relateret til de faktiske eksterne omkostninger fra trafikken. Udover disse to afgifter anvendtes også kilometerbaserede afgifter for dieselbiler. Denne sidste afgiftstype viste sig at være særdeles anvendelig til at internalisere en række af omkostningerne, specielt de direkte infrastrukturrelaterede omkostninger (nedslidning). I forbindelse med Sveriges indlemmelse i EU er disse afgifter blevet fjernet – tilpasning til EU-reglerne og harmonisering af afgifter (Christensen og Gudmundsson, 1993).

I Christensen og Gudmundsson (1993) gives et fyldigt referat af opbygningen af det svenske afgiftssystem, som det så ud på daværende tidspunkt. Det er i det beskrevne system ikke på alle områder og for alle effekter, en egentlig internalisering er foretaget, ligesom der er store forskelle på hvilke effekter, der medtages for forskellige transportformer. De primære værdisætningsmetoder, der er anvendt, er: for variable infrastrukturomkostninger: faktiske omkostninger fordelt efter transportform; for ulykker er det analyser af betalingsvillighed for reduktion i risiko; For nogle luftforureningskomponenter er anvendt politisk betalingsvillighed eller afværgeomkostninger, mens det for især klimarelaterede forureningskomponenter formentlig er en politisk fastsat fast generel afgift pr. emitteret ton; (det angives ikke nærmere, hvordan denne er fundet). Støj forsøges ikke internaliseret i det beskrevne svenske system. En anden væsentlig problemstilling i det svenske system hænger naturligt sammen med, at de anvendte afgiftstyper – brændstofafgifter og registreringsafgifter, ikke kan differentieres over tid og rum, som også beskrevet i kapitel 3.

Selvom en del af trafikkens eksterne omkostninger gennem brændstofafgifter teoretisk set kan internaliseres, er dette i praksis kun muligt i et vist omfang, idet der for de fleste eksternaliteter og transportmidler ikke er defineret et eksplicit marginalomkostningsansvar. Det er derfor vanskeligt gennem benzinafgifter at regulere præcist mod den effekt, der ønskes reguleret mod (bl.a. på grund af den manglende mulighed for geografisk og tidsmæssig fordeling).

5.1.1 Finsk analyse

I Otterström (1995) beskrives en finsk analyse af trafikkens eksterne omkostninger dog med fokus på luftforurening og støj. Analysen læner sig kraftigt op ad værdier fundet i bl.a. Sverige og derudfra korrigeret til finske forhold. Metoden i dette studie er den pragmatiske: opgør de totale omkostninger fra de forskellige eksternaliteter (totalopgørelse, der fordeles på de enkelte faktorer). For at nå frem til omkostninger pr. km anvendes en gennemsnitsværdi. Dette harmonerer derfor ikke med det teoretiske princip om anvendelse af marginal prissætning. Omkostningerne fra luftforurening (undtagen klimapåvirkninger) og støj findes vha. opgørelse af ressourcetabet i de påvirkede sektorer. For klimaændringer værdisættes effekterne ved at se på afværgeomkostningerne. Værdien, der kræves for at standse væksten i CO₂ anvendes. Derudover anvendes WTP for at værdisætte effekterne af støj og luftforurening. Den gennemsnitlige omkostning pr km. kørt (uanset køretøjstype) for luft og støj beregnes til 0,11 FIM/km. Resultaterne fra analysen er angivet i bilag b.

5.1.2 Opgørelse af eksterne omkostninger i USA

Også i USA har man arbejdet med variable vejafgiftssystemer. I en række forsøg har man indført afgiftssystemer på bestemte vejstrækninger, der er afhængig af mængden af trafik. Netop trængslen er hovedargumentet for at indføre variable afgifter, mens andre eksternaliteter som sikkerhed, støj og luftforurening ikke har spillet nogen væsentlig rolle i udformningen af systemerne og priserne (Christensen, 1998). I USA ses generelle vejafgiftssystemer ikke som systemer, der umiddelbart kan have nogen anvendelse. Dette begrundes med de manglende tekniske muligheder for et sådant system. En ligeså vigtig begrundelse er, at det primære trafikale problem med amerikanske øjne ikke er eksternaliteter under et, men i særdeleshed eksternaliteten trængsel.

Udover de tre nævnte ph.d. studier er der lavet mange undersøgelser, der forsøger at opgøre omkostningerne. I Litman (1999) gives en omfattende gennemgang af analyser af trafikkens omkostninger og de eksterne omkostninger i særdeleshed. Papiret er en opsummering af en større rapport af samme forfatter, som det ikke har været muligt at gennemgå indenfor den afsatte tidsramme i nærværende projekt. Det er derfor heller ikke muligt præcist at angive, hvordan de enkelte omkostninger er opgjort i alle tilfælde.

Opgørelserne i Litman (1999) er baseret på sammenfatninger af amerikanske (og enkelte europæiske) undersøgelser og indeholder opgørelser af alle omkostningskategorier (både interne, eksterne, faste og variable omkostninger). De beskrevne opgørelser er af forfatteren sammenfattet i en model til anvendelse for f.eks. TDM analyser (Travel demand modelling).

For de eksterne omkostninger fra luftforurening angives i Litman, at opgørelsesmetoderne er hhv. skadesomkostninger og afværgeomkostninger. Det beskrives ikke nærmere, hvad f.eks. skadesomkostningerne omfatter. Det må antages, at det er de sædvanlige helbredsskader samt påvirkninger af bygninger samt evt. klimaeffekter.

Det angives ikke nærmere, hvordan omkostninger forbundet med støj opgøres. Det anføres dog, at værdierne fra de amerikanske undersøgelser er lavere end tilsvarende europæiske, hvilket tilskrives større befolkningstæthed og større opmærksomhed på støjproblemer blandt befolkningen i Europa. Resultaterne fra Litman er angivet i bilag b.

Litman opgør udover de traditionelle omkostninger også en række af de omkostninger, der ikke normalt ses opgjort – barriereeffekter samt forskellige fordelingsmæssige eksterne påvirkninger (adgangen til kollektiv transport er dårligere for visse befolkningsgrupper mv.). Litman konkluderer dog, at disse effekter er relativt små. Disse resultater er dog også temmeligt usikre og kunne ønskes undersøgt nærmere.

5.1.3 Vurdering af luftforureningsomkostninger i Sverige

I et svensk studie, der er beskrevet i Leksell & Löfgren (1995), er anvendt en metode, der i store træk svarer til årsagskæden beskrevet i kapitel 2. Dog laves koblingen til kørte køretøjskm ikke, men til gengæld indføjes yderligere et led: koncentration i kæden inden eksponeringen.

Projektet betragter kun helbredseffekter af trafikken i større byer. Helt specifikt undersøges sammenhængen mellem en række emissionsforhold (der er kunstigt bestemt og ikke har en direkte kobling til et bestemt trafikmønster mv.) og de omkostninger disse har for helbredet (målt i SEK) i Göteborg. De bestemte emissionsforhold opgøres vha. af en spredningsmodel for Göteborg til hele byen og ændringerne i koncentrationerne beregnes.

I studiet forsøges de marginale effekter vurderet. Dette betyder også her antagelse af en lineær sammenhæng mellem de enkelte led i kæden. De marginale ændringer i koncentrationerne giver anledning til marginale ændringer i dosis – målt som de inhalerede mængder af hhv. VOC, NOx og partikler.

For at kunne vurdere værdien af ændringerne i de inhalerede mængder af de tre stoffer anvendes dels WTP studier foretaget i Skandinavien (for både en marginal ændring og for store ændringer på 50-100% i forureningsniveauerne), dels helbredsrisikofaktorer i forholdet 1:1:10, der angiver, at skaderne fra VOC’er og NOx’er er lige skadelige, mens partiklerne er 10 gange mere skadelige pr. inhaleret mg. af de tre stoffer. Disse forhold er fundet ved at se på de samlede emissioner af de tre stoffer i Göteborg regionen i 1991. Sidstnævnte vurdering indføres for at kunne foretage en værdifordeling på de tre stoffer, da det, som det anføres i rapporten, ikke er muligt at skelne mellem effekterne af det ene stof fra de andre i de WTP studier, der er gennemført. I WTP (og WTA – Willingness to accept) studierne er der gennemført Stated Preference spil, hvor respondenterne skulle svare på, hvad de var villige til at betale for hhv. reduktioner og villige til at acceptere forøgelser af den nuværende forurening. Disse var ikke nærmere bestemt på enkeltstoffer.

Studiet resulterer i endelige værdier for de tre stoffer som angivet i tabel 6. Derudover angives også de beregnede værdier for stofferne CO og SO₂.

Tabel 6
Estimerede værdier af helbredseffekterne af tre emissionskomponenter fra Leksell & Löfgren (1995)

I rapporten angives endvidere metoder til, hvordan de fundne værdier principielt kan overføres til andre byer, mindre som større.

5.1.4 Danske opgørelser

I Danmark er det primært Cowi, der har gennemført det arbejde, som har været udført i forhold til opgørelser af eksterne omkostninger. Dog har Vejdirektoratet i forbindelse med forskellige anlægsprojektvurderinger arbejdet med de såkaldte Trafikøkonomiske enhedspriser (Vejdirektoratet, 1994 og 1999). Disse enhedspriser angiver for de fleste omkostningstyper værdien pr. kørt km. De senest offentlige tilgængelige enhedspriser er offentliggjort i Vejdirektoratet (1999) og er her angivet i tabel 7. I Vejdirektoratet (1999) er der ikke angivet nærmere, hvorledes tallene er opgjort, og der henvises i stedet til de tidligere offentliggjorte tal.

Opgørelserne af priserne baseres for støjreduktioner på den hedoniske metode (se afsnit 3), for uheld og personskader på en undersøgelse af Kidholm (1995), der beregner en pris vha. betalingsvillighed for at reducere en given risiko.

For Luftforurening beregnes prisen indirekte ved at se på, hvad trafikanterne f.eks. vil investere i forureningsreducerende tiltag (f.eks. katalysatorer, som i 1991-1992 ikke var standardudstyr).

Tabel 7
Trafikøkonomiske enhedspriser på 1997 niveau. Kilde: Vejdirektoratet (1999)

1) Støjbelastningstal
2) Barriere- og risikobelastningstal

I Cowi (1994 og 1997) er Vejdirektoratets enhedspriser fra 1991 bl.a. anvendt og i nogle tilfælde opdateret, mens det i Cowi (1999) er nyere internationale værdier, der danner det primære grundlag. I Cowis undersøgelser opstilles høje og lave skøn for enhedspriserne og omkostningerne, hvor disse baseres på forskellige opgørelsesmetoder. De høje og lave skøn tages som en indikation af tallenes usikkerhed. Disse skøn er angivet i bilag b.

Den væsentligste forskel på opgørelsesmetoderne i de tre Cowi-rapporter er, at i Cowi (1999) er udgangspunktet opstillingen af de opgørelsesrammer for luftforurening, der er angivet i afsnit 2, mens det i de to tidligere opgørelser kun delvist er denne metode, der anvendes ved luftforurening. I Cowi (1999) er det desuden kun luftforureningsomkostninger, der prissættes.

Da det i Cowi (1994 og 1997) er omkostningsbetragtninger, der primært er baseret på Vejdirektoratets enhedsomkostninger, er opgørelsesmetoderne derfor også stort set identiske hermed. Dvs. for støjbelastningerne anvendes den indirekte betalingsvillighed i form af forskelle i huspriser (hedonisk pris) samt en opgørelse af hvor mange huse, der er støjbelastet. Dette giver et skøn over de samlede omkostninger fra støj. Den marginale støjomkostning findes derefter som en 10% ændring i forhold til støjbelastning på en gennemsnitlig vej.

For at opgøre prisen ved luftforurening anvendes enhedsomkostningerne fra Vejdirektoratet og i Cowi (1994 og 1997) endvidere en indirekte prissætningsmetode. I Cowi (1997) er det prisen på installation af katalysator, der anvendes som indikator for betalingsvilligheden for at foretage en reduktion. Da installationen af katalysatorer yderligere er baseret på en politisk beslutning om at stramme emissionskravene til personbiler, kan de fundne omkostninger tolkes som den politiske betalingsvillighed. Dette er altså ikke nødvendigvis den rette pris, da der ved andre indgreb godt kan forekomme en højere omkostning. I stedet kan den politiske betalingsvillighed ses som en undergrænse for omkostningen ved luftforurening. Dette er også denne måde som, den politisk bestemte pris anvendes på i f.eks. Cowi (1999) samt i andre af de refererede studier.

For at finde trængselsomkostningerne er det antaget, at vejinvesteringerne gennem en tiårig periode har modsvaret stigningen i trafikken, således at trængselssituationen er uændret. Omkostningen pga. trængsel er derfor (som for luftforurening) opgjort som forebyggelsesomkostningen (politisk bestemt). Dette er igen en angivelse af den mindste omkostning.

De opgjorte "enhedspriser" fra Cowi (1997) er angivet i tabel 8.

Tabel 8
Enhedspriserne fra Cowi (1997). Priserne i 1993-niveau.

Det lave skøn er for luft, uheld baseret på Vejdirektoratets enhedspriser, mens dette anvendes som udgangspunkt for både det høje og lave skøn for støj (lavt skøn: 50% af højt ved vurdering af omkostning pr. støjbelastet bolig). Det høje og lave skøn for luft er baseret på hhv. en tysk og en svensk undersøgelse af den indbyrdes vægtning af skadeligheden af de anvendte stoffer. Uheld er baseret på Vejdirektoratets enhedspriser som det lave skøn og Kidholm (1995) WTP undersøgelse som det høje skøn.

En væsentlig forskel fra de første undersøgelser (Cowi, 1994 og 1997) til undersøgelserne i Cowi (1999) er, at der her er beregnet usikkerheder på de opgjorte priser. Disse beregnede usikkerheder danner efterfølgende grundlaget for de høje og lave skøn. Dog er de beregnede usikkerheder selv usikre, da ikke alle usikkerhedselementer er medtaget (det har givetvis ikke været mulig at kvantificere dem). Usikkerhederne beregnes vha. antagne fordelinger af de enkelte led i værdisætningskæden beskrevet i kapitel 2.

Selve opgørelsesmetoden fra de enkelte led er for omfattende til at blive gengivet her. I stedet henvises til kapitel 2 og 3 samt til Cowi (1999). Dog skal det nævnes, at også her anvendes Kidholm (1995) som kilde til at vurdere skadesomkostningerne ved luftforurening. Dette er derfor en væsentlig ændring i forhold til de tidligere undersøgelser. Resultater fra det store EU projekt ExternE anvendes i sammenhæng med den danske undersøgelse til at give de endelige omkostningsestimater. Det væsentligste at sige i denne sammenhæng er, at alle de anvendte resultater baseres på contingent valuation opgørelser (opgørelser af WTP vha. stated preference analyser). Et andet punkt, hvorpå Cowi (1999) adskiller sig fra de tidligere undersøgelser, er detaljeringsgraden i opdelingen på transportmidler. Dette fremgår også af tabel 8.

I tabel 9 er de marginale enhedsomkostninger fra Cowi (1999) angivet. De viste værdier er udelukkende de sammenfattede værdier, for mere detaljerede opdeling (bl.a. på de enkelte stoffer for de enkelte emissionskomponenter) henvises til bilag b. Størrelserne af disse marginale enhedsomkostninger er, som tidligere nævnt, fundet ud fra metoden beskrevet i afsnit 3.1. Dvs. bidraget fra de enkelte komponenter til den samlede omkostning findes ud fra emissionsfaktoren via eksponering, dosis, respons til værdisætning.

Tabel 9
Opgørelser af "marginale" enhedsomkostninger fra Cowi (1999) for luftforurening. Sammenlægning af stofferne NOx, SO₂, CO, CO₂, HC og partikler (en opdeling på disse stoffer er angivet i bilag b). Prisniveau 1995, dog uden at korrigere alle tal i forhold til 1995.

I 1996 havde Det Økonomiske Råds halvårsrapport (DØRS, 1996) et afsnit om transportsektorens omkostninger. Et led i opfølgningen på de beregninger, der blev beskrevet i dette afsnit er angivet i et notat af Larsen (1996). I notatet beskrives, hvordan der regnes frem til de samlede omkostninger fra transportsektoren. Ligeledes gennemgås, hvordan de marginale omkostninger pr. personkm, tonkm og køretøjskm findes. Fremgangsmåden er ligefrem og forholdsvis simplificeret i sammenligning med f.eks. Cowi (1999).

I Larsen (1996) tages for luftforurening udgangspunkt i en norsk analyse, hvor det er forsøgt at beregne de marginale eksterne omkostninger ved et ekstra kg. udslip af NO_x, SO₂, CO og Partikler. De effekter, der er regnet på i den norske undersøgelse er helbredskader, forsuring og korrosion. Skaderne vurderes vha. dose-respons sammenhænge. Værdisætningen for korrosionsskader og forsuringsskader sker på baggrund af markedspriserne (omkostningerne forbundet med øget vedligeholdelse samt tabt indtjening fra reduceret skovtilvækst mv.). For helbredsskaderne opgøres omkostningerne ved en vurdering af produktionstabet som følge af sygdom og død. Der er ikke i den norske undersøgelse anvendt direkte betalingsvillighedsundersøgelser (WTP og WTA undersøgelser).

Resultaterne fra den norske undersøgelse oversættes til ét gennemsnit for hele Danmark ved en antagelse om, at resultaterne fra Oslo direkte svarer til forhold og niveau i de største danske byer. Nedskaleringen til et niveau for hele landet sker derefter i forhold til de store danske byer. Gruppen af stoffer udvides med kulbrinter (HC) ved en antagelse om, at skadevirkningen for HC er lig skadevirkningen for SO₂.

Ved antagelse om lineært stigende marginalomkostninger opnås sammenhæng mellem marginal- og gennemsnitsomkostninger, hvor gennemsnitsomkostningerne er lig halvdelen af marginalomkostningerne. De beregnede værdier er angivet i tabel 10.

Tabel 10
Luftforurening. Omkostninger pr. kg. forurenet udslip i Larsen (1996). Prisniveau 1993.

Gennemsnitsomkostningerne anvendes til at finde de totale omkostninger og opnås ved at gange gennemsnitsomkostningerne med udslippet af de enkelte stoffer fra de udvalgte transportmidler (bil, bus, persontog, varebil, lastbil og godstog) og derefter dividere med transportarbejdet for hvert af transportmidlerne.

Ved at antage lineære emissionskoefficienter findes de marginale omkostninger for luftforurening på samme måde.

For beregningerne af støj anvendes Vejdirektoratets enhedspriser (fra 1991) til at angive de samlede omkostninger. Fordelingen på køretøjer sker separat for banetrafik og vejtrafik, idet gods- og persontog antages at være lige belastende. For vejtrafikken anvendes en støjformel, angivet af Trafikministeriet, der tager udgangspunkt i de enkelte transportmidlers støjemission og deres trafikarbejde. Ændringerne i støjniveauet overføres på ændrede Støjbelastningstal (bestemt af Vejdirektoratet) og dermed ændrede omkostninger og endelig en beregning af de marginale støjomkostninger.

Ved antagelse af belægningsfaktorer (personer pr. køretøj og tons pr. køretøj) i de enkelte køretøjer når DØRS frem til de marginale enhedsomkostninger pr. køretøjskm. Disse værdier er angivet i tabel 11. Der angives i Larsen (1996) ikke marginale omkostninger for hver emissionskomponent for sig selv.

Tabel 11
Luftforurening og støj. Marginalomkostninger pr. personkm eller tonkm. samt køretøjskm. Beregnet i Larsen (1996). Kr/Km er fundet ved antagelse af en gennemsnitlig belægningsfaktor.

Den meget høje marginalomkostning for varekørsel i varebiler skyldes en meget lav belægningsgrad (ton pr. køretøj), idet varebilerne som gennemsnit ikke kan have særlig stor last. For at nå frem til størrelsen kr/km ganges kr/tonkm med belastningsgraden, hvorved den lavere omkostning også fås for varebilerne.

Seneste opgørelse af de såkaldte enhedspriser findes i Finansministeriet (1999). Dette er dog nærmere en anbefaling af, hvilke enhedspriser, der skal anvendes til værdifastsættelse af de fire traditionelle eksternaliteter – trængsel, støj, luftforurening og uheld. Tallene i denne rapport er sammenfattet af Vejdirektoratets trafikøkonomiske enhedspriser for 1999 for støj, uheld og trængsel (se Vejdirektoratet, 1999 samt ovenfor) samt Det økonomiske Råds opgørelse af luftforurening (se Larsen, 1996 samt ovenfor). Tallene er i Finansministeriet opregnet til 1999 prisniveau, men er ellers ikke ændret i forholdt til de to angivne analyser.

² ExternE er et projekt finansieret af EU med formål at opgøre de eksterne luftforureningsomkostninger fra energi-produktionen og ikke direkte for transportsektoren. Cowi har i projektet omregnet værdierne fra energi-sektoren til transportsektoren. Det har ikke været muligt at gennemgå ExternE projektets resultater i nærværende litteraturstudie.