Redaktør: Transportøkonomisk institutt

Hovedside/ / Økonomiske virkemidler/ Generelt om økonomiske virkemidler

Generelt om økonomiske virkemidler

Forfatter 2012: Kenneth Løvold Rødseth, TØI

Økonomiske virkemidler er sentrale for å redusere miljø- og klimapåvirkninger fra transport og regnes som kostnadseffektive. Utfordringen er å innrette virkemidlene slik at det er samsvar mellom reguleringen og opphavet til miljøulempene

1. Formålet med økonomiske virkemidler

Transport har en rekke negative virkninger. Bruk av kjøretøy påvirker kødannelse og risiko for ulykker, og dermed andre trafikanter (Newbery 1990). Bruk av kjøretøy medfører kostnader som følge av slitasje på veg og infrastruktur (Newbery 1988). Transport skaper også lokale miljøpåvirkninger som forsuring av vassdrag, støy, luftforurensning og estetiske inngrep, eller nasjonale og globale miljøpåvirkninger som klimaendringer (Button 1990). Her drøftes økonomiske virkemidlers rolle for å begrense omfanget av slike miljøpåvirkninger.

Negative virkninger fra vegtransport er knyttet til begrepet eksternalitet. Eksternaliteter kan være både positive og negative. Vi sier at en eksternalitet oppstår når en beslutningstaker – en konsument eller en virksomhet – gjennom sine valg ikke bare påvirker sin egen velferd eller overskudd men også andres uten å kompensere for dette. En bilfører tar for eksempel gjerne kun hensyn til egne bensinkostnader og slitasje på bilen når han tar en beslutning om hvor mye han ønsker å kjøre. Føreren har da ingen private kostnader forbundet med luftforurensingen som bilkjøringen skaper. Andre kan derimot ha store kostnader ved bilens utslipp av luftforurensing, slik som kostnader forbundet med astmaplager og klimaendringer.

Virkemidler rettet mot klima og miljøproblemer har som formål å korrigere for ulikhetene mellom beslutningstakerens og andres kostnader ved eksternaliteten. De ønsker å stille forurenserne ovenfor ”riktige priser” på sine utslipp, med andre ord priser som reflekterer samfunnets kostnader av utslippene. I tilfellet med vegtransport vil det si å gjøre det mer kostbart for bilføreren å forurense. Målet er at føreren skal velge å redusere sin kjøring, å velge en annen type bil eller drivstoff som medfører at utslippene blir lavere.

til toppen

2. Typer økonomiske virkemidler

Skatter, avgifter og subsidier

Skatter er pliktige ytelser til det offentlige uten konkrete vederlag. Det skilles ofte mellom direkte og indirekte skatter. Direkte skatter oppkreves direkte fra personen eller foretaket som pålegges skatten. Eksempler er inntektsskatt, overskuddsskatt, formuesskatt eller arveavgift. Indirekte skatter innkreves via et mellomledd, vanligvis en næringsdrivende. Indirekte skatter omtales ofte som avgifter. Eksempler er merverdiavgift, alkoholavgift, drivstoffavgift eller engangsavgift på biler. Subsidier er negative avgifter, det vil si at betalingsstrømmen går fra en offentlig kasse for å stimulere til en mer miljøvennlig atferd. Eksempler på subsidier er tilskudd til kollektivtrafikk og gratis parkeringsplasser for elbiler.

Skatter, avgifter og subsidier kan ha ulike formål, blant annet å generere offentlige inntekter. I denne tiltaksbeskrivelsen fokuserer vi på skatter og subsidiers rolle i korrigering av markedssvikt i forbindelse med miljøgoder, altså i tilfeller der private kostnader ikke sammenfaller med samfunnets kostnader ved positive eller negative eksternaliteter. I tilfellet med en negativ eksternalitet tilsier økonomisk teori at det skal legges en avgift på aktiviteten eller produksjonen som gir opphav til miljøskaden. Avgiften skal tilpasses slik at de som forurenser står ovenfor ”riktige priser” på sine utslipp; priser som tar hensyn til samfunnets kostnader ved eksternaliteten. En slik optimal avgift kalles gjerne en Pigou skatt etter Pigou (1932). Ofte er en optimal beskatning vanskelig å få til i praksis. For vegtransport må den for eksempel ta hensyn til tidspunkt for kjøreturen, kjørelengde, rutevalg og egenskaper ved kjøretøyet. Dermed er man nødt til å benytte tilnærminger til optimal beskatning, slik som tidsdifferensierte bompenger og drivstoffavgifter.

I tilfeller hvor en aktivitet eller produksjon genererer en positiv eksternalitet reverseres problemet. Uten offentlig intervensjon vil det skapes for lite av den positive eksternaliteten sett fra et samfunnsøkonomisk perspektiv. Denne markedssvikten kan korrigeres ved hjelp av subsidier rettet mot økt generering av den positive eksternaliteten. Offentlig finansiering av kollektivtransport er et eksempel på anvendelse av subsidier, se Johansen m fl. (2001) og Taksttiltak kollektivtrafikk.

Pante- og retursystemer

Hensikten med pante- og retursystemer er å få samlet inn og behandlet miljøskadelig avfall. Et slikt system kan utformes ved å legge en avgift på produktet eller aktiviteten som forårsaker avfall. En pant kan oppfattes som en avgift som er betalt på forhånd og som fås tilbake ved innlevering av produktet til godkjente mottak. Innenfor samferdselsområdet er vrakpanten på biler den viktigste returordningen.

Omsettbare utslippskvoter

En utslippskvote er en tillatelse til å slippe ut en bestemt mengde av et forurensende stoff, for eksempel CO2 eller SO2. Tillatelsen gis av lokale eller nasjonale myndigheter til aktørene som forårsaker utslippet. Ved å bestemme totalantallet av utslippskvoter kan myndighetene dermed kontrollere totale utslipp.

Hvis utslippskvotene er omsettbare betyr det at kvotehandel er tillatt. Gjennom å kjøpe kvoter reduseres kravet om å gjøre utslippsreduserende tiltak. Aktørene vil dermed selv avveie mellom kostnader ved utslippsreduserende tiltak og handel med kvoter.

Grønne og hvite sertifikater

Grønne sertifikater har som formål å fremme ”grønne” teknologier for energiforsyning. I praksis betyr dette å fremme en overgang fra ikke-fornybare (fossile) til fornybare energibærere. Ordningene for hvite sertifikater er utformet liknende grønne sertifikater, men tar sikte på å fremme energieffektivisering. Energieffektivisering betyr at energibruken reduseres uten at ytelse eller komfort reduseres. Med tanke på transport betyr dette for eksempel at et kjøretøy reduserer drivstofforbruket som kreves for å kjøre en mil.  

Et grønt sertifikat er et bevis på at en mengde energi er produsert med fornybare energibærere. Gjennom å pålegge brukerne av energi å kjøpe en gitt mengde sertifikater, som minst tilsvarer en bestemt andel av deres totalforbruk, sikres det at en bestemt andel av den totale energiforsyningen stammer fra fornybare kilder. De hvite sertifikatene er et bevis på energieffektivisering. Ordningen med hvite sertifikater pålegger bestemte aktører, for eksempel energiprodusenter og distributører, å gjennomføre eller finansiere energisparetiltak. Sertifikatene tildeles når tiltakene er gjennomført. Aktører som overoppfyller sine energisparingskrav får tillatelse til å selge overskytende sertifikater til andre aktører som underoppfyller sine krav til energieffektivisering.

til toppen

3. Økonomiske virkemidler må suppleres

Økonomiske virkemidler kan i stor grad supplere hverandre for å oppnå ønskede målsetninger. For eksempel bør køprising, som har som formål å redusere bilkjøring, suppleres med støtte til kollektivtransport og infrastrukturutvikling. Uten de supplerende virkemidlene kan reduksjonen i bilkjøringen bli liten, rett og slett fordi det ikke finnes noen andre gode transporttilbud. For en nærmere drøfting, se tiltaket Køprising. Et annet eksempel er å kombinere vrakpremier (midlertidig økning i vrakpant) og graderte drivstoffavgifter med hvite sertifikater for å sikre at bilistene har anledning til å kjøpe mer energieffektive og miljøvennlige biler. Se Verhoef m fl. (1996) for en oversikt over bruken av virkemidler i vegtransport og hvordan ulike virkemidler kan supplere hverandre.

til toppen

4. Når er økonomiske virkemidler egnet?

Skatter og subsidier er egnet som virkemiddel når det er en entydig sammenheng mellom avgiftsobjektet og de eksterne virkninger en ønsker å redusere. Et grunnleggende prinsipp i økonomisk teori er at en avgift som er ment for korrigering av en eksternalitet er mest effektiv dersom den legges direkte på eksternaliteten eller på aktiviteten som gir opphav til eksternaliteten. Et eksempel på dette er bruken av avgifter for å redusere CO2 utslipp fra vegtransport. Drivstoffavgifter som er gradert etter karboninnholdet i drivstoffet vil gi bilistene insentiver til å ta i bruk mer drivstoffeffektive kjøretøy eller drivstoff med lavt karboninnhold, slik at det genereres et lavere CO2 utslipp per kilometer transport. Dersom avgiften legges på bilhold forventes ikke en tilsvarende vridning mot kjøretøy med lavt karbonutslipp å forekomme. Sett i lyset av økonomisk teori fremstår det som lite rasjonelt å legge en stor del av avgiftene direkte på bilhold ettersom det er bilenes anvendelse som medfører utslipp gjennom forbrenning av fossilt drivstoff.

Selv om det er teoretisk riktig å beskatte bruken av kjøretøy er det viktig å merke seg at det å eie og å anvende et kjøretøy gjerne henger nøye sammen. Tilgang til bil er avgjørende for hvilket reisemiddel folk velger. Dermed kan det være mindre avgjørende om avgiften legges på drivstoff eller bilhold (Fridstrøm 1994). Det spiller dessuten en rolle om betalingen kommer i store eller små ”bolker”. Selv om økonomisk teori forutsetter rasjonelle forbrukere som kalkulerer hvor mye høyere livsløpskostnaden blir for en bil med høyt drivstofforbruk og som neddiskonterer disse framtidige betalingsstrømmene når de tar sin beslutning om bilkjøp, så oppfører de færreste seg slik i praksis. Den store utgiften som påløper én gang, her og nå, veier tyngre i forbrukerens bevissthet enn summen av alle mindre, framtidige driftsutgifter. Forbrukerne er i en viss forstand myopisk (nærsynte). Se for eksempel Allcott og Wozny (2010), som finner at forbrukerne legger lite vekt på fremtidige innsparinger på drivstoff ved kjøp av ny bil.

Dersom det etableres en målsetting om en bestemt kvantumsreduksjon i utslipp kan kvoter være mer egnet virkemiddel enn skatter (Raux 2004). Det skyldes at det ofte er vanskelig å forutse aktørenes kvantumstilpassing ved innføringen av skatter (eller subsidier). I noen tilfeller kan aktørene også være mer sensitive til kvantumssignaler enn prissignaler, i alle fall på kort sikt. Dette gjelder blant annet for etterspørselen etter drivstoff til biltransport. En litteraturgjennomgang gjort av Graham og Glaiser (2002) viser at kortsiktige priselastisiteter vanligvis er 2,5-3,5 ganger lavere enn langsiktige priselastisiteter. Det betyr at virkningen av en drivstoffavgift først vil gjøre seg gjeldende på lengre sikt.

Det finnes to hovedbetingelser som må oppfylles for at omsettbare kvoter skal være et egnet virkemiddel (Raux 2004). For det første må det være mulig å kunne innføre en kvantumsbegrensning på utslipp. For det andre må det være mulig for aktørene å overføre hele eller deler av kvantumsbegrensningene mellom seg. Disse kravene er klart oppnåelig dersom man ønsker å begrense omfanget av klimagassutslipp, siden totalutslippet av klimagasser utgjøres av summen av aktørenes utslipp. Derimot er omsettbare kvoter mindre egnet for å redusere andre av vegtransportens viktigste eksternaliteter som luftforurensing og støy. Disse eksternalitetene øker ikke lineært med antall kjøretøy og kjørelengde, men avhenger av lokalisering og trafikkforhold (Crawford og Smith 1995).

til toppen

5. Eksempler på bruk

Vegtrafikken i Norge påvirkes av en rekke reguleringer og tiltak. Økonomiske virkemidler er innført med ulike begrunnelser og formål, og tilstreber i ulik grad å korrigere for markedssvikt. Nærmere beskrivelse av miljørettede økonomiske virkemidler og deres effekter finnes for eksempel i tiltakene: Tidsdifferensierte bompenger, Køprising, Parkeringsavgift, Skattlegging arbeidsgiverparkering og Taksttiltak kollektivtrafikk.

Avgifter på bilhold

Det første som må bemerkes er at norske avgifter på bilhold og drivstoff i forholdsvis liten grad har som formål å korrigere markedssvikt. Deres hensikt er i første å skaffe staten inntekter. Det forhindrer ikke at avgiftene gir viktige virkninger i form av korrigering av eksternaliteter. I denne sammenheng er det av underordnet betydning hva vi kaller de enkelte avgiftskomponentene. Avgifter på omsetning av bensin og diesel har i praksis samme virkning som den såkalte CO2 avgiften.

Ved kjøp av kjøretøy må det betales en engangsavgift. I 2007 ble engangsavgiften lagt om og det ble innført en CO2 komponent på avgiften. Denne avgiftskomponenten ble videre økt i 2009, 2010 og 2011. Formålet er å redusere CO2 utslipp fra vegtransport. I statsbudsjettet for 2012 er det videre besluttet å innføre en ny avgiftskomponent for NOx.

Vista analyse (Heldal m fl. 2009) har beregnet at innføringen av CO2 komponenten på det meste gav avgiftsreduksjoner på rundt 40 000 kroner og avgiftstillegg på hele 400 000 kroner for enkelte biltyper. For de 20 mest solgte biltypene var det største tillegget på 40 000 og den største reduksjonen på over 35 000 kroner.

Drivstoffavgifter

Drivstoffavgiften i Norge utgjøres av tre komponenter; vegbruksavgift, CO2 avgift og merverdiavgift. Avgiften betales per liter og stimulerer derfor til energisparende kjøring og kjøp av biler med lavt drivstofforbruk.

Drivstoffavgiften varierer med drivstofftype. Andre energikilder enn bensin og diesel er i stor grad fritatt fra avgiften. Bensin- og dieselavgiften er videre differensiert med hensyn til drivstoffenes svovelinnhold. Dette er gjort for å fremskynde en overgang til drivstoff med lavere svovelinnhold, for dermed å redusere kjøretøyenes utslipp av SO2.

0.2.1 -figur 1.jpg

Figur 1: Avgift på bensin og diesel.  (Figuren er hentet fra VG den 20. 12.2010.)

Vrakpant

Gjeldende vrakpant for 2012 er 2000 kroner. Det tas av og til orde for at vrakpanten burde økes med sikte på en raskere utskiftning av bilparken til moderne, mindre miljøskadelige kjøretøy. I 1996 ble en vrakpremie på 5000 kroner innført i Norge. I 2008-2009 ble det innført liknende midlertidige ordninger i USA, Tyskland og Frankrike.

Omsettbare kvoter

Innføringen av omsettbare kvoter blir ofte foreslått på to områder; kvoter pålagt bilprodusenter og kvoter pålagt drivstoffprodusenter. I den senere tid har også innføring av personlige kvoter for bilistene blitt diskutert i litteraturen (Wadud 2011).

Det er begrenset med eksempler på bruk av omsettbare kvoter innen vegtrafikk. Et tilfelle er Østerrikes ”Ôkopunkte” program som ble innført i 1991. Det har som formål å redusere godstransport gjennom alpene – og dermed redusere støy og luftforurensing - ved å benytte kvoter for transport av varer gjennom Østerrike. Se Raux (2004) for en oversikt og drøfting av programmet.

Innenfor luftfart er omsettbare kvoter i større grad tatt i bruk enn i vegtrafikken. Dette dreier seg både om inkludering av flytrafikk i EUs kvotehandelsystem og salg av frivillige utslippskvoter. Se Gössling m fl. (2007) for en kritisk drøfting av ordningene med frivillige utslippskvoter.

Grønne og hvite sertifikater

Fra 1.1. 2012 er det innført et svensk-norsk marked for grønne sertifikater for elektrisitetsproduksjon. Grønne og hvite sertifikater er relativt nye virkemidler. Det er med andre ord liten erfaring med deres bruk. Hovedsakelig er de benyttet eller tenkt benyttet innenfor elektrisitetsproduksjon og forsyning. Se Oikonomou m fl. (2007) for noen eksempler på erfaringer med hvite sertifikater.

til toppen

6. Miljø- og klimavirkninger

Eksternaliteter fra vegtransport avhenger både av kjøretøyenes tekniske karakteristika, sjåførenes rutevalg og tidspunktet for deres reise. Optimal bruk av økonomiske virkemidler skal ta hensyn til alle disse faktorene, noe som er svært vanskelig i praksis. Hvis reguleringene i liten grad greier å fange opp disse faktorene, og dermed fører til liten grad av samsvar mellom kildene til eksternaliteten og bruken av de økonomiske virkemidlene, vil miljøeffektene av reguleringen bli mindre enn ønskelig (Verhoef m fl. 1995). Miljøeffektene avhenger videre av hvordan trafikantene tilpasser seg til reguleringen. I tilfeller hvor de har liten mulighet til å endre adferd kan effektene bli lavere enn ventet. En studie av Heldal m fl. (2009) finner for eksempel at avgiftene må bidra til sterke endringer i bilpriser og/eller drivstoffkostnader for i særlig grad å påvirke salget av nye biler. 

Avgifter

Noen typer eksternaliteter, som utslipp av bly og svovel, har sammenheng med drivstoffets kvalitet. I slike tilfeller kan differensiering av drivstoffavgifter spille en viktig rolle. Dette ble demonstrert i de fleste land i vest-Europa på begynnelsen av 1990 tallet, hvor en differensiering av drivstoffavgiftene førte til en utfasing av blyholdig drivstoff. Årsaken til at avgiftsdifferensieringen var så suksessfull var at blyfri og blyholdig drivstoff enkelt kan erstatte hverandre (Crawford og Smith 1995). En tilsvarende reduksjon i svovelutslipp kan også spores i Norge. Dette skyldes blant annet en reduksjon i antallet bensinbiler, men også differensieringen av drivstoffavgiftene for svovelholdig diesel. Differensieringen ble innført i år 2000 og fra 2005 er det kun blitt solgt diesel med svært lavt svovelinnhold, noe som har ført til en kraftig reduksjon i SO2 utslippet fra personbiler (figur 1).   

0-2-1-fig1.png    0-2-1-fig2.png
Figur 1: Samlet SO2 utslipp fra personbiler
Kilde: Statistisk Sentralbyrå
  Figur 2: Gjennomsnittlig CO2 utslipp fra nye personbiler
Kilde: OFV og Regjeringen.no

Det var et fall i nye persontbilers gjennomsnittsutslipp av CO2 per kilometer etter at det ble innført en CO2 komponent på engangsavgiften i 2007 (figur 2). Andelen dieselbiler økte kraftig fra 2006 til 2007. Bilistene tilpasset seg avgiftsendringene ved å kjøpe dieselbiler, noe som gjorde det mulig å realisere kostnadsgevinster uten at det gikk på bekostning av ytelse og bilens størrelse (Heldal m fl. 2009). Reduksjonen i gjennomsnittlige utslipp må også sees i lyset av internasjonale forhold, hvor blant annet EU’s utslippskrav medfører at bilprodusentene må forbedre sine nye modeller med hensyn til CO2 utslipp.

Vrakpant

Den generelle vrakpantordningen ser ut til å fungere etter sin hensikt. Ifølge nettsiden miljøstatus.no blir rundt 95 prosent av bilene innlevert til godkjent mottak når de går ut av bruk. Derimot ser midlertidige vrakpantordninger rettet mot forbedring av bilparkens miljøegenskaper ut til å ha mindre effekt. En undersøkelse av de midlertidige vrakpantordningene i USA, Tyskland og Frankrike, som ble innført under finanskrisen i 2008-2009, viser at ordningene var lite effektive virkemidler til dette formålet (Fraga 2010). Det avgjørende for utviklingen i bilparkens miljøutslipp er ikke bilenes levetid, men hvilke nye biler som anskaffes. Dersom en vrakpantordning skal bidra til en vesentlig forbedring av bilparkens miljøegenskaper må den innrettes slik at det stilles krav til hvilke nye biler som erstatter de gamle. Dersom bilene for eksempel erstattes med større biler kan miljøgevinsten av tiltaket bli neglisjerbart.   

Erfaringene fra den midlertidig økte vrakpanten som gjaldt i Norge i 1996 er tilsvarende. Den innebar trolig en forsert vraking av biler som uansett ville blitt vraket et år eller to senere, samt innlevering av biler som uansatt ikke var i bruk (Jean-Hansen 1997). Salget av nye biler økte, og man oppnådde en kortvarig forbedring i bilenes gjennomsnittlige drivstofforbruk og utslipp. Året etter gikk imidlertid salget av nye biler tilsvarende ned, og etter få år var den gjennomsnittlige utslippsraten omtrent den samme som en ville forventet uten den midlertidige økningen i vrakpanten.      

Grønne og hvite sertifikater

Grønne og hvite sertifikater kan være et viktig bidrag til å oppfylle EUs fornybardirektiv. Direktivet pålegger at transportsektorens fornybarandel skal økes til minimum 10 prosent innen år 2020. Beregninger gjort av Statistisk Sentralbyrå (Bøeng 2011) anslår at selv ved 5 prosent årlig økning i bruken av biodrivstoff vil transportsektorens fornybarandel bare ligge på litt over 5 prosent i 2020. Det vil med andre ord kreves en betydelig reduksjon i sektorens forbruk av olje, eller økning i forbruket av fornybare energikilder, for å oppfylle kravet.

til toppen

7. Andre virkninger

Fordelingseffekter

Det oppstår ofte konflikter mellom optimal bruk av økonomiske virkemidler og fordelingshensyn. Slike målkonflikter kan gjøre det vanskelig å følge teoretiske anbefalinger for korrigering av markedssvikt.

Miljøskatter øker kostnadene ved å bedrive forurensende aktiviteter og produksjon. De økte kostnadene kan i varierende grad overføres fra skatteobjektene til andre aktører. For eksempel vil drivstoffavgifter øke driftskostnadene til taxinæringen. Hvis næringen kompenserer med å øke sine priser, betyr det at reguleringskostnadene overføres til taxikundene. Graden av kostnadsoverføring avhenger av hvor elastisk etterspørselen etter taxitjenester er.

En annen fordelingsvirkning ved skatter er at de kan ramme ulike inntektsgrupper forskjellige. I så måte er vegprising et godt eksempel. Det blir ofte argumentert med at vegprising virker regressivt, det vil si å legge større skattebyrde på personer med lav inntekt enn personer med høy inntekt. Flere studier viser at denne antakelsen ikke alltid er riktig, men at fordelingseffektene av avhenger av hvor folk bor og jobber, samt hvilke transportmiddel de benytter til å reise på jobb (Santos og Rojey 2004, Minken 2005).

I et system for omsettbare kvoter kan myndighetene ta hensyn til fordelingseffekter ved sin initiale fordeling av kvoter før handelen tar til. Wadud (2011) benytter en partiell likevektsmodell for USA og tester tre ulike ordninger for initial kvoteallokering. Han finner at alle tre allokeringer er progressive, altså legger størst kostnadsbyrde på personer med høy inntekt. Hans konklusjon er at et kvotesystem ivaretar fordelingshensyn i større grad enn skatter.

Lokale reguleringer og forskjeller

Lokale forskjeller i reguleringer av transport, som køprising og piggdekkavgift på bestemte strekninger, vil kunne påvirke bilistenes rutevalg og dermed også innvirke på samlede utslipp fra transportsektoren. En studie av Eliasson og Mattson (2001) viser at en effekt av innføringen av en bomring kan være at reisetiden på strekninger som ikke er avgiftsbelagt øker, men at dette avhenger av hvor elastisk turfrekvensen er.

Indusert innovasjon og rikosjetteffekten

Hvordan den teknologiske utviklingen påvirkes av en miljøregulering er kanskje den beste indikatoren på hvor vellykket dens implementering har vært (Kneese og Schultze 1975). Teorien om indusert innovasjon stammer fra Hicks (1932), og sier at teknologisk utvikling styres av priser. Nærmere bestemt sier den at produktutvikling vil skje på en måte som reduserer forbruket av dyre innsatsfaktorer. Kjøretøyer vil for eksempel produseres på en måte som reduserer deres drivstofforbruk når drivstoffprisene øker. Når en drivstoffavgift bidrar til økte drivstoffpriser kan dette med andre ord bety at den medfører en langsiktig gevinst ved at nye biler utvikles til å bli mer drivstoffeffektive. Denne hypotesen støttes blant annet av Atkinson og Halvorsen (1984) som finner at bilers drivstoffeffektivitet henger sammen med prisen på drivstoff. Det er jo selvfølgelig et spørsmål om hvorvidt norske drivstoffreguleringer alene i nevneverdig grad kan påvirke utenlandske bilprodusenter.

Hvis kjøretøyene blir mer drivstoffeffektive, både som følge av indusert og autonom innovasjon, vil dette ha økonomiske konsekvenser for trafikantene. Økt energieffektivitet fører nemlig til at bruken av energi blir relativt billigere. Dette kan få den paradoksale konsekvensen at forbruket av energi øker, noe som medfører at miljøgevinster ved energieffektivisering blir lavere enn forventet. I verste fall kan bruken av energi bli høyere enn tidligere. Dette kalles gjerne for rikosjetteffekten (rebound effect). For personbiler kan denne effekten ta tre former (Greening m fl. 2000): en økning i antall biler, økt drivstofforbruk og økning i antall reisekilometer. Greening, Greene m fl. viser ved en litteraturgjennomgang at økt drivstoffeffektivitet er rundt 50 til 80 prosent effektivt i å redusere bilistenes drivstofforbruk. Bruk av omsettbare kvoter løser problemet med rikosjetteffekter, siden de setter et tak på hvor mye som kan slippes ut. Hvis etterspørselen etter drivstoff øker vil dette kun gi utslag som økt kvotepris (Tietenberg 2002).

til toppen

8. Kostnader ved økonomiske virkemidler

Det er vanlig å dele virkemidler rettet mot klima og miljøproblemer inn i to hovedgrupper, nemlig administrative virkemidler (omfatter juridiske virkemidler) og økonomiske virkemidler.

Administrative virkemidler innebærer at atferd reguleres ved forbud, påbud, minstekrav eller utslippstandarder. Slike reguleringer kritiseres ofte for å være mindre kostnadseffektive enn økonomiske virkemidler. Det vil si at de totale kostnadene forbundet med administrative reguleringer potensielt blir høyere enn ved markedsbaserte reguleringer. Årsaken er at de administrative virkemidlene i større grad kontrollerer vegen til målet om reduserte utslipp enn å kontrollere måloppnåelsen. Hvis det for eksempel pålegges en utslippstandard på alle motoriserte kjøretøy vil dette medføre ulike kostnader for eierne. Nye kjøretøy vil trolig kunne tilpasses standarden med enkle grep mens eldre kjøretøy må byttes ut for å tilfredsstille reguleringen.

Et økonomisk virkemiddel vil tillate mer fleksibilitet i aktørenes tilpassing, noe som medfører at hvert kjøretøy vil tilpasses reguleringen på den måten som er billigst. Eierne til kjøretøy som til lave kostnader kan kutte sine utslipp vil velge å gjøre dette, mens eierne som har store kostnader ved å kutte sine utslipp kan velge å fortsette å forurense mot en betaling. I stedet for å kreve lik utslippsreduksjon for alle kjøretøy (som det direkte virkemidlet) tas utslippskuttene nå av kjøretøyene som kan gjøre dette til laveste kostnad. Dette gir samlet sett lavere kostnader forbundet med å redusere utslipp fra motorisert transport enn administrative virkemidler.

til toppen

9. Formelt ansvar

Skatte- og avgiftsreglene vedtas hvert år av Stortinget (Stortingsproposisjon nr. 1), etter forslag fra Regjeringen, med hjemmel i skatteloven og ulike avgiftslover. Det har i Norge også vært tradisjon for at blant annet drivstoffavgiftene kan justeres i forbindelse med behandlingen av revidert nasjonalbudsjett. Slik sett er avgiftene delvis benyttet som ledd i konjunkturpolitikken.

Den praktiske gjennomføringen av vedtatte skatte- og avgiftsregler er delegert til Skattedirektoratet og likningsmyndighetene eller Toll- og avgiftsdirektoratet. Skattedirektoratet utarbeider for eksempel forskrifter som regulerer beregningen av fordeler ved bruk av arbeidsgivers bil. Toll- og avgiftsdirektoratet og vegmyndighetene beregner de ulike avgiftene ved kjøp, eie og omregistrering av kjøretøyer.

til toppen

10. Utfordringer og muligheter

Det er ofte vanlig å rette reguleringer mot et enkelt miljøproblem uten å ta hensyn til dets sammenheng med andre miljøproblemer. Slike sammenhenger kan lede til at tilgrensede miljøproblemer enten øker eller reduseres som følge av reguleringsbeslutningen. Et mye diskutert tilfelle innen miljøøkonomi er reguleringer av CO2 og deres potensielle tilleggseffekter for lokal forurensing skapt av SO2 og NOx. Se Pittel og Rübbelke (2008) for en oversikt. I likhet med CO2 stammer SO2 og NOx fra forbrenning av fossilt drivstoff. Dermed vil reguleringer av CO2 som leder til redusert forbruk av fossilt drivstoff også lede til tilleggsgevinster i form av reduserte utslipp av SO2 og NOx. Et eksempel på hvordan miljøreguleringer for en type utslipp leder til en økning i tilgrensede miljøproblemer ble nylig påvist for dieselbiler (Hagman m fl. 2011). Nye miljøkrav til bilene har ført til en installering av partikkelfilter, med den konsekvensen at en stor del av NOx i avgassene blir oksidert til skadelig NO2. Slike tilleggseffekter er viktige og kan påvirke lønnsomheten til tiltaket.

Selv om omsettbare kvoter ansees å være et kostnadseffektivt virkemiddel viser erfaringer at ønskede gevinster fra kvotehandel ikke alltid oppstår. Atkinson og Tietenberg (1991) går for eksempel gjennom seks empiriske studier av eksisterende kvotemarkeder, hvor alle er eksempler på at handelen med kvoter kan bli langt lavere enn forventet. Dette medfører videre at ordningene med kvotehandel ikke er kostnadseffektive. Nyere studier, spesielt innenfor fagfeltet institusjonell økonomi, indikerer at uventet lav handel har sammenheng med høye transaksjonskostnader. Transaksjonskostnader er kostnader forbundet med å gjennomføre selve handelen med kvoter, slik som kostnader ved å lete etter andre aktører å handle med og kostnader ved forhandlinger og beslutninger. Stavins (1995) har vist at transaksjonskostnader medfører at samlede kostnader ved å redusere utslipp gjennom omsettbare kvoter øker. Det er dermed viktig å forsøke å utforme systemet for omsetting av kvoter slik at transaksjonskostnadene er minimale.

Dobbel dividende teori foreslår at skatteinntektene fra en miljøskatt kan benyttes til å redusere eksisterende vridende skatter som medfører store velferdstap, for eksempel skatt på arbeidsinntekt og formue. En slik ”riktig” anvendelse av skatteinntektene kan redusere kostnadene[1] ved miljøtiltaket betraktelig. Se Goulder (1995) for en drøfting og oversikt.

Selv om Pigou skatter og dobbel dividende teori er teoretisk attraktive viser de seg ofte å være vanskelig å gjennomføre i praksis. Årsaken er en sterk motstand i befolkningen mot innføringen av slike skatter, noe som gjør det politisk vanskelig å følge den teoretiske anbefalingen. En voksende litteratur viser at det kan være enklere å akseptere miljøskatter dersom skatteinntektene øremerkes til miljøformål. For eksempel indikerer resultatene til Sælen og Kallbekken (2011) at øremerking av inntekter fra drivstoffavgifter til miljøtiltak (som utbedring av kollektivtransport og støytiltak) øker støtten til en høyere avgift. Ulempen med en slik øremerking av skatteinntektene er at man ikke benytter inntektene i sin mest effektive anvendelse, og dermed heller ikke får de gevinstene som dobbel dividende teorien forespeiler. På en annen side kan det være vanskelig å få aksept for gjennomføringen av effektive miljøtiltak hvis man ikke øremerker inntektene. Dermed blir det viktig å avveie miljøtiltakets aksept mot dets effektivitet.



[1] Med kostnader menes her kostnadene ved reguleringen når man ser bort fra gevinstene den skaper.

til toppen

11. Referanser

Allcott, H. and Wozny, N. 2010
Gasoline prices, fuel economy, and the energy paradox, Center for Energy and Environmental Policy Research Working Paper 10-003, Massachusetts Institute of Technology,

Atkinson, S. and Halvorsen, R. 1984
 A new hedonic technique for estimating attribute demand: an application to the demand for automobile fuel efficiency. Review of Economics and Statistics, 66, 417-426.

Atkinson, S. and Tietenberg, T 1991
 Market failure in incentive-based regulation: the case of emissions trading. Journal of Environmental Economics and Management, 21, 17-31.

Button, K. 1990
 Environmental externalities and transport policy. Oxford Review of Economic Policy, 6, 61-75.

Bøeng, A. C. 2011
Hvordan kan Norge nå sitt mål om fornybar energi i 2020?, Økonomiske analyser 6/2011, Statistisk sentralbyrå, Oslo

Crawford, I. and Smith, S. 1995
Fiscal instruments for air pollution abatement in road transport. Journal of Transport Economics and Policy 29, 33-51.

Eliasson, J. and Mattsson, L. G.2001
Transport and location effects of road pricing: a simulation approach. Journal of Transport Economics and Policy, 35, 417-456.

Fraga, F. 2010
Vehicle scrapping schemes impact on CO2, NOX and Safety, ITF/OECD/JTRC 20, Joint ITF/OECD Transport Research Committee, Paris

Fridstrøm, L. 1994
Kjøpsavgifter eller bruksavgifter spiller liten rolle. Samferdsel, 33, 4-6.

Goulder, L. H. 1995
Environmental taxation and the double dividend: a reader's guide. International Tax and Public Finance, 2, 157-183.

Graham, D. J. and Glaister, S. 2002
The demand for automobile fuel: a survey of elasticities. Journal of Transport Economics and Policy, 36, 1-25.

Greening, L. A., D. L. Greene and Difiglio, C. 2000
Energy efficiency and consumption — the rebound effect — a survey. Energy Policy, 28, 389-401.

Gössling, S., J. Broderick, P. Upham, J.-P. Ceron, G. Dubois, P. Peeters and Strasdas, W. 2007
Voluntary carbon offsetting schemes for aviation: efficiency, credibility and sustainable tourism. Journal of Sustainable Tourism, 15, 223-248.

Hagman, R., K. I. Gjerstad og Amundsen, A. H. 2011
NO2 utslipp fra kjøretøyparken i norske storbyer. Utfordringer og muligheter frem til 2025, TØI rapport 1168/2011, Transportøkonomisk institutt, Oslo

Heldal, N., I. Rasmussen, V. A. Dyb and Strøm, S. 2009
Virkninger av kjøpsavgifter og drivstoffavgifter på CO2 utslippet fra nye biler, Vista Analyse Rapport 02.10.09, Vista Analyse, Oslo

Hicks, J. 1932
The Theory of Wages. Macmillan. London

Jean-Hansen, V. 1997
Virkninger av å innføre vrakpremie på biler i 1996. , TØI notat 1079/1997, Transportøkonomisk institutt, Oslo

Johansen, K. W., O. I. Larsen and Norheim, B. 2001
Towards achievement of both allocative efficiency and X-efficiency in public transport. Journal of Transport Economics and Policy, 35, 491-511.

Kneese, A. V. and Schultze, C. L. 1975
Pollution, prices, and public policy. The Brookings Institution. Washington, D. C.

Minken, H.  2005
Vegprising, kollektivtiltak og sosial ulikhet. TØI rapport 815/2005, Transportøkonomisk institutt, Oslo

Newbery, D. M. 1988
Road damage externalities and road user charges. Econometrica, 56, 295-316.

Newbery, D. M. 1990
Pricing and congestion: economic principles relevant to pricing roads. Oxford Review of Economic Policy, 6, 22-38.

Oikonomou, V., M. Rietbergen and Patel, M. 2007
An ex-ante evaluation of a white certificates scheme in the netherlands: a case study for the household sector. Energy Policy, 35, 1147-1163.

Pigou, A. C. 1932
The Economics of Welfare. Macmillan. London

Pittel, K. and Rübbelke, G.2008
Climate policy and ancillary benefits: a survey and integration into the modelling of international negotiations on climate change. Ecological Economics, 68, 210-220.

Raux, C. 2004
The use of transferable permits in transport policy. Transportation Research Part D: Transport and Environment, 9, 185-197.

Santos, G. and Rojey, L. 2004
Distributional impact of road pricing: the truth behind the myth. Transportation  31, 21-42.

Stavins, R. N. 1995
Transaction costs and tradeable permits. Journal of Environmental Economics and Management, 29, 133-148.

Sælen, H. and Kallbekken, S. 2011
A choice experiment on fuel taxation and earmarking in Norway. Ecological Economics, 70, 2181-2190.

Tietenberg, T. 2002
The tradable permits approach to protecting the commons: what have we learned?, Working Paper No.36.2002, Fondazione Eni Enrico Mattei, Italy

Verhoef, E., P. Nijkamp and Rietveld, P. 1995
Second-best regulation of road transport externalities. Journal of Transport Economics and Policy, 29, 147-167.

Verhoef, E., P. Nijkamp and Rietveld, P. 1996
The trade-off between efficiency, effectiveness, and social feasibility of regulating road transport externalities. Transportation Planning and Technology, 19, 247-263.

Wadud, Z. 2011
Personal tradable carbon permits for road transport: why, why not and who wins? Transportation Research Part A: Policy and Practice, 45, 1052-1065.

til toppen