Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger

Rapport 2015/19

Karin Ibenholt, Kristin Magnussen, Ståle Navrud og John Magne Skjelvik

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger

Kategori	Rapporter
Underkategori(er)	Modeller og databaserMiljø
År	2015
Rapportnummer	19
Forfatter(e)	Karin Ibenholt Kristin Magnussen Ståle Navrud John Magne Skjelvik
Last ned	file_download (2.4 MB)
Les i nettleser	find_in_page

RAPPORT	 	
201	5/19

Marginale eksterne kostnader
ved enkelte miljøpåvirkninger

Karin Ibenholt, Kristin Magnussen, Ståle Navrud og John Magne Skjelvik

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger

Dokumentdetaljer
Vista Analyse AS	 	Rapport nummer 2015	/19
Rapporttittel 	 	Marginale eksterne kostnader ved enkelte
miljøpåvirkninger
ISBN	 	978	-82	-8126	-214	-0
Forfatter	 	Karin Ibenholt, Kristin Magnussen, Ståle Navrud
og John M. Skjelvik
Dato for ferdigstilling 	 	5. juni 2015
Prosjektleder	 	John Magne Skjelvik
Kvalitetssikrer	 	Haakon Vennemo
Oppdragsgiver	 	Finansdepartementet/Grønn skattekommisjon
Tilgjengelighet	 	Offen	tlig
Publisert 	 	www.vista	-analyse.no
Nøkkelord	 	Eksterne kostnader, miljø, 	verdsetting av skader,
tiltakskostnader

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	1
Forord
Vista Analyse har på oppdrag for Finansdepartementet/Grønn skattekommisjon
utredet marginale eksterne kostnader for ulike miljøpåvirkninger. Utredningsarbeidet
har foregått i perioden januar	-mai 2015.
Karin Ibenholt, Kristin Magnussen, Ståle Navrud og Joh	n Magne Skjelvik har
gjennomført utredningen. Haakon Vennemo har stått for kvalitetssikringen.
Medlemmene av Grønn skattekommisjon har gitt merknader til et tidligere utkast,
men forfatterne står ansvarlige for det endelige innholdet i rapporten.

5. ju	ni 2015
John Magne Skjelvik
Prosjektleder
Vista Analyse AS

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	3
Innhold
Forord	 ................................	................................	................................	...............................	 1
Hovedpunkter	 ................................	................................	................................	...................	 5
1. 	Innledning	 ................................	................................	................................	...............	 13
1.1	 	Bakgrunn	 ................................	................................	................................	.........	 13
1.2	 	Oppdraget	 ................................	................................	................................	.......	 13
1.3	 	Vår tilnærming til oppdraget	 ................................	................................	..........	 14
2. 	Utslipp av nitrogenoksider (NOx) og svevestøv	................................	......................	 16
2.1	 	Nitrogenoksider	 ................................	................................	..............................	 16
2.1.1	 	Kilder og utslipp	 ................................	................................	..........................	 16
2.1.2	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	......................	 18
2.1.3	 	Verdsetting av utslippene	 ................................	................................	...........	 22
2.2	 	Svevestøv	 ................................	................................	................................	........	 27
2.2.1	 	Kilder og utslipp	 ................................	................................	..........................	 28
2.2.2	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	......................	 29
2.2.3	 	Verdsetting av utslippene	 ................................	................................	...........	 33
3. 	Utslipp av flyktige organiske forbindelser utenom metan (NMVOC)	 .....................	 41
3.1	 	Kilder og utslipp	 ................................	................................	..............................	 41
3.2	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	..........................	 41
3.3	 	Verdsetting av utslippene	 ................................	................................	...............	 41
4. 	Utslipp av svoveldioksid (SO	2) og ammoniakk (NH	3) ................................	..............	 43
4.1	 	SO	2 ................................	................................	................................	...................	 43
4.1.1	 	Kilder og utslipp	 ................................	................................	..........................	 43
4.1.2	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	......................	 46
4.1.3	 	Verdsetting av utslippene	 ................................	................................	...........	 48
4.2	 	NH	3 ................................	................................	................................	..................	 52
4.2.1	 	Kilder og utslipp	 ................................	................................	..........................	 52
4.2.2	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	......................	 53
4.2.3	 	Verdsetting av utslippene	 ................................	................................	...........	 54
5. 	Avrenning av næringssaltene nitrogen og fosfor	 ................................	...................	 56
5.1	 	Kilder og utslipp	 ................................	................................	..............................	 56
5.2	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	..........................	 59
5.3	 	Verdsetting av utslippene	 ................................	................................	...............	 61
6. 	Støy	 ................................	................................	................................	.........................	 71

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	4
6.1	 	Kilder og omfang	 ................................	................................	.............................	71
6.1.1	 	Andre kilder enn veitrafikk og jernbane	................................	......................	72
6.1.2	 	Nasjonale mål for støy	 ................................	................................	.................	75
6.2	 	Måling av støy	 ................................	................................	................................	.76
6.2.1	 	Måleenhet	 ................................	................................	................................	...76
6.3	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	..........................	77
6.3.1	 	Direkte helseeffekter av støy	 ................................	................................	......	77
6.3.2	 	Indirekte helseeffekter av støy	 ................................	................................	...78
6.3.3	 	Anslag på skadeomfang	 ................................	................................	...............	78
6.3.4	 	Støy påvirker også dyr	 ................................	................................	.................	79
6.4	 	Verdsetting av utslippene	 ................................	................................	...............	80
6.4.1	 	Samlet vurdering og konklusjoner	 ................................	..............................	84
7. 	Forsøpling	 ................................	................................	................................	................	86
7.1	 	Kilder og utslipp	 ................................	................................	...............................	86
7.1.1	 	Forsøpling er avfall på avveie	 ................................	................................	......	86
7.1.2	 	Omfang og sammensetning av forsøplingen	 ................................	..............	87
7.2	 	Skader og ulemper	 ................................	................................	..........................	96
7.3	 	Verdsetting av skadene	 ................................	................................	...................	98
7.3.1	 	Hva skal verdsettes?	 ................................	................................	....................	98
7.3.2	 	Verdsetting ut fra betalingsvillighetsundersøkelser o.l.	 .............................	99
7.3.3	 	Verdsetting ut fra oppryddingskostnader	 ................................	................	 100
7.3.4	 	Verdsetting u	t fra skadekostnader	 ................................	...........................	 103
7.3.5	 	Verdsetting ut fra avgifter, pant og bøter	 ................................	................	 103
7.3.6	 	Anslag for eksterne, marginale kostnader ved forsøpling	 .......................	 106
Referanser	 ................................	................................	................................	....................	 109

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	5
Hovedpunkter
Utredningen	 tallfester de eksterne, marginale kostnadene i kroner/enhet utslipp for
utslipp av nitrogenoksider og svevestøv fra stasjonære kilder, svoveldioksid og
ammoniakk fra alle kilder, jevn støy fra stasjonære kilder og luftfart, samt forsøpling. I
henhold til 	oppdraget er kostnader knyttet til utslipp fra andre transportformer enn
luftfart ikke vurdert. Vi har ikke funnet grunnlag for å verdsette avrenning av
næringssaltene nitrogen og fosfor til ulike vannresipienter.
Bakgrunn
Vista Analyse har fått i oppd	rag av Grønn skattekommisjon/Finansdepartementet å
utrede marginale eksterne kostnader ved følgende utslipp/miljøvirkninger:
 	Utslipp av 	nitrogenoksider (	NO	X) og svevestøv (utenom veitransport, skipsfart
og jernbane)
 	Utslipp av	 flyktige organiske forbindel	ser uten	om	 metan	 (NMVOC	)
 	Utslipp av 	svoveldioksid (	SO	2) og 	ammoniakk (	NH	3)
 	Avrenning av næringssalter (nitrogen og fosfor)
 	Støy (utenom veitransport og jernbane)
 	Forsøpling
Eksterne kostnader eller negative eksternaliteter oppstår i det en aktørs handl	inger
påfører andre 	aktører 	kostnader	 som aktøren selv ikke tar hensyn til i sin tilpasning	.
Verdsetting av marginale, eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger går ut på å
finne samfunnets marginale betalingsvillighet for å unngå disse negative vir	kningene
regnet per enhet utslipp. I mangel av markeder for miljøgoder og målrettede
betalingsvillighetsundersøkelser som kunne gi indikasjoner på betalingsvilligheten, har
vi tatt utgangspunkt i følgende metoder:

 	Skadekostnadsmetoden	: Benyttes f	or verd	setting av helseskader 	fra 	for	-
ure	nsning, særlig luftforurensning	. Denne 	inneholder følgende trinn:	 i)
Identifisere og beskrive	 skadevirkningene	, ii) kvantifisere 	dem 	i fysiske enhe	ter
og iii) prissette 	dem ved verdioverføring fra tidligere verdsettingsstudier 	.
 	Kostnader ved avbøtende tiltak	: Dvs. hva man har betalt for å unngå liknende
miljø	påvirkninger i andre sammenhenger. Dette kan dreie seg om hvor mye
man betaler i avbøtende tiltak for f.eks. rydd	ing av søppel, støyskjerming o.l.
 	Tiltakskostnader	: Dette er kostnadene ved å redusere miljøpåvirkningen for å
oppnå bestemte utslipps	- eller miljømål, f.eks. Gøteborgprotokollens mål for
mange av de ovennevnte utslippene.
De marginale 	kostnadene	 for NO	x -utslippene varierer fra 20 til 320 kr/kg
Vi har hovedsakelig vurdert utslipp fra industri og bergverk, olje	- og gassutvinning,
samt noen andre stasjonære kilder. Norges samlede NO	x-utslipp er redusert siden år
2000, og utslippsmålene i den opprinnelige Gøteborgprotokollen ble nådd i 2013.
Utslippene gikk ytterligere ned i 2014. Norge har gjennom den reviderte Gøteborg	-
protokollen forpliktet seg til å redusere utslippene ytterligere 	fram til 2020.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	6
De viktigste nitrogenoksidene er nitrogenmonoksid (NO) og nitrogendioksid (NO	2).
Lokal luftforurensning fra NO	x kan gi skadelige effekter på økosystemer og vegetasjon,
og bidrar til forsuring og overgjødsling av vann og vassdrag. NO kan rea	gere med ozon i
luften og danne NO	2. NO	2 kan videre omdannes til nitrat som forekommer som salter
og dermed karakteriseres som svevestøv. I et helseperspektiv er man hovedsakelig
bekymret for høye nivåer av NO	2. NO	x forårsaker helseskader først og fremst i	 de
større byene, 	der	 det særlig 	er 	mobile kilder som står for utslippene. Fastsatte grense	-
verdier for NO	x for å unngå skadelige helseeffekter og skader på økosystemet brytes
jevnlig, det samme gjelder de nye luftkvalitetskriteriene fra 2013 som angir hvilke
nivåer av ulike forurensningskomponenter som anses som trygge for de aller fleste.
Vi har verdsatt NO	x-utslippene i tettsteder ved hjelp av skadekostnadsmetoden og
verd	setting av økt hyppighet av luftveissykdommer og prematur død. Verdsetting av
tap av liv er basert på verdien av et statistisk liv (VSL) på 30 mill. 2012	-kr., anbefalt av
Finans	departement	et. Utslippene i spredtbygde strøk er verdsatt hovedsakelig ut fra
antatte kostnader ved å nå utslippsmålene i den reviderte Gøteborgprotokollen.
Tabell 	1. Våre anslag for marginal	e, eksterne	 kostnader ved utslipp av NO	x (201	4-kr per kg utslipp).
 	Spredt
bebyggelse
Tettsted (15000	-
100	 000 innb.)
Tettsted (>100	 000
innb.)
Skadekostnader	 	 	80	 	320
Tiltakskostnader	 	20
Marginale eksterne kostnader	 	20 	80	 	320
Kilde: Vista Analyse

Det er usikkerhet i disse anslagene, og gode grunner til å oppdatere selve 	grunnlaget
for verdsetting av skadekostnadene av nitrogenoksider, og herunder forsøke å skille ut
skadeeffekter av NO	2 tydeligere.
De marginale kostnadene for svevestøv fra vedfyring og industri ligger mellom null
og 5350 kr/kg
Svevestøv (PM) klassifiser	es som partikler med en diameter under 10 µm (PM	10, grove
partikler), og 2,5 µm (PM	2,5	, fine partikler). Mengden svevestøv av PM	2,5	 inngår også i
PM	10. Partikler fra forbrenningsutslipp dominerer i finfraksjonen, mens mekanisk
genererte partikler som oftes	t dominerer i grovfraksjonen.
Utslippene av PM	10 og PM	2,5	 har gått noe ned i perioden 2005	-2013. 	De viktigste
kildene til utslipp av svevestøv 	(PM	10) e	r vedfyring	 (ca. 50 prosent)	, industri og berg	-
verk	 (23 prosent) i tillegg til transport (18 prosent)	. Fo	r PM	2,5	 er vedfyring, eksos	-
utslipp, industri og langtransporterte utslipp de viktigste kildene.
Eksponering for svevestøv er en av de viktigste miljøfaktorene for reduksjoner i antall
leveår. Eksponering for svevestøv kan føre til betennelsesresponser, n	oe som synes å
være sentralt i utvikling og forverring av lunge	- og hjertesykdommer. Nyere studier
indikerer at svevestøv også kan forårsake effekter i nervesystemet, på fosterutvikling,
samt forverre eller forårsake stoffskifteforstyrrelser. I den senere 	tid har det som kalles
black karbon (ofte kalt «sot» på norsk) fått økt oppmerksomhet, og en del studier gir
indikasjoner på at innhold av black carbon er en bedre indikator for helseeffekter.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	7
De nasjonale målene og luftkvalitetskriteriene for svevestøv 	overskrides en rekke
ganger i flere større byer. Det er særlig mobile kilder som forårsaker dette, men også
blant annet vedfyring og i noen grad industrien bidrar. Antall overskridelser ser
imidlertid ut til å gå ned.
Visse forhold ved utslipp fra industr	i og vedfyring gjør at de har noe mindre skadelige
effekter enn utslipp fra biler fordi de skjer høyere oppe i lufta. På den annen side inne	-
holder utslipp fra vedfyring PAH, og utslipp fra f.eks. metallurgisk industri inneholder
metaller som begge kan ha 	ekstra store helseeffekter. Vi har derfor valgt samme verd	-
setting av skadene som for veitrafikken.
Det er mange forhold som peker på at det er behov for ny vurdering av de grunn	-
leggende sammenhengene mellom svevestøv og marginale eksterne kostnader. Slik	t
arbeid er i gang i regi av Statens vegvesen. Inntil resultatene av dette foreligger mener
vi den beste tilnærmingen til å estimere marginale eksterne kostnader av PM	10,
inkludert PM	2,5	 i sektorer utenfor transportsektoren er å benytte tallene fra TØI (20	14).
Det er såpass mange faktorer som trekker i ulike retninger at man ikke har grunnlag for
å revidere anslagene uten grundigere analyser. Våre forslag til eksterne marginale
kostnader ved utslipp av PM	10, inkludert PM	2,5	, blir da som vist i Tabell 2.
Tabell 	2. Våre anslag for eksterne, marginal	e kostnader ved utslipp av svevestøv	; for 	PM	10, som
inkluderer PM	2,5 (2014	-kr per kg utslipp).
 	Spredt
bebyggelse
Tettsted (15000	-100	 000
innb.)
Tettsted (>100	 000
innb.)
Avrundede
verdier
0 	750 	5 35	0
Kilde: 	Vista Analyse

Flyktige organiske forbindelser utenom metan (NMVOC) bidrar ikke til skader i Norge
i dag
Bruk av løsemidler er den største kilden til utslipp av NMVOC. Andre store kilder er
tran	sport og utvinning og ilandføring av olje og gass. Resterende	 utslipp stammer fra
kilder som industri, husholdninger og bensindistribusjon. Utslippene har gått sterkt
ned siden 2001, og Norge vil sannsynligvis oppfylle utslippsmålene i Gøte	borg	-
protokollen i 2020 uten ytterligere tiltak.
Ettersom NMVOC er en flykt	ig forbindelse er det sjelden det oppstår høye nok
konsentrasjoner over lengre tid til at utslippene forårsaker helseskader direkte.
NMVOC bidrar sammen med NOx til dannelse av bakkenær ozon, som er antatt å være
et svært lite problem i Norge.
Ut fra dett	e anslår vi at utslippene av NMVOC i dagens norske analyser tillegges en
marginal	kostnad på kr/kg. Endrede klimatiske forhold kan over tid eventuelt øke
problemet med bakkenær ozon, noe som vil øke marginal skadekostnad og gjøre det
mer aktuelt å rette 	inn tiltak mot å redusere utslippene av NMVOC.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	8
Svoveldioksid (SO2) bidrar fortsatt til material	- og forsuringsskader enkelte steder
Utslippene av SO	2 er redusert med 88 prosent i perioden 1980 til 2013 og ligger godt
under kravet i Gøteborgprotokollen for	 2020. Største gjenværende kilder er industri og
bergverk (67 prosent), luftfart, sjøfart og fiske (ca. 14 prosent), energiforsyning (11
prosent og oppvarming (4 prosent). Det forventes at SO	2-utslippene vil reduseres
ytterligere uten nye utslippsreduserende tiltak.
SO	2 kan gi nedsatt	 lungefunksjon hos astmatikere og	 skape irritasjon	 i luftveiene hos
friske mennesker. 	SO	2 i høye konsentrasjoner kan også øke	 forekomsten av hoste og
slimproduksj	on.	 Utslipp av 	SO	2 gir sekundærpartikler i atmosfæren som skader helsen
også ved lave nivåer, men dette rammer på europeisk nivå. I	 tillegg 	gir u	tslipp av 	SO	2
miljøskader som korrosjon 	av materialer 	og	 forsuring	 av vassdrag som skader dyre	- og
plantelivet	, også når konsentrasjonene er lavere enn grensen for helseskade.	 Det er
imidlertid ingen steder i dag med konsentrasjoner så høye at de gir helseskader av
betydning.
Gjenværende 	skadekostnader er knyttet til 	forsuring og korrosjon	. I mangel av
oppdaterte anslag benytter vi anslagene fra SFT (2005) i form av et intervall, og setter
nedre grense til null med unntak av noen områder på Sør	- og Vestlandet med
forsuringsskader. 	Tabell 3 	viser 	anslag	ene	 for skadekostnadene:
Tabell 3. Våre anslag for eksterne, marginale skadekostnader ved utslipp av 	SO	2. Kr/kg utslipp (2014	-
verdi).
Aust	-Agder, Vest	-Agder, Rogaland og Hordaland
Bergen	 	19 	- 157
Kristiansand	 	19
Stavanger	 	19 	- 57
 Øvrige områder	 	19
Telemark, Vestfold, Oslo, Akershus, Østfold, Buskerud, Hedmark,
Oppland, Sogn og Fjordane

Oslo	 	0 - 131
Drammen	 	0 - 96
Halden	 	0 - 48
Sarpsborg	 	0 - 6
Fredrikstad	, Moss	 	0 - 5
Bærum	 	0 - 110
Asker	 	0 - 76
Porsgrunn	 	0 - 7
Skien	 	0 - 105
Bamble	 	0 - 36
Øvrige områder	 	0
Sør	-Trøndelag, Nord	-Trøndelag, Møre og Romsdal
Trondheim	 	0 - 25
Øvrige områder	 	0
Nordland, Troms og Finnmark
Tromsø	 	0 - 13
Øvrige områder	 	0
Kilde: Vista Analyse

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	9
De marginale kostnadene for ammoniakk (NH	3) anslås til 3 kr/kg
Jordbruket stod for rundt 90 prosent av de norske utslippene av NH	3 i 2013. Bruk av
hus	dyrgjødsel er den viktigste kilden til utslippene. I den reviderte Gøteborg	-
protokollen har Norge forpliktet seg til å redusere NH3	-utslippene med 8 	prosent i
2020 i forhold til nivået i 2005, noe som krever ytterligere tiltak.
NH	3 er en nitrogenforbindelse som bidrar til forsuringsskader på fisk i vassdrag. 	Det er
kun på Sørlandet og Sør	-Vestlandet at dette har et omfang av betydning.	 I tillegg øker
NH	3 utslippene av klimagassen N	2O og avrenning av nitrater til vassdrag. NH	3 bidrar
også til gjødslingseffekter på naturlige økosystem, men bidrar ikke til helseskader i
Norge.
Oppfyllelse av Gøteborgprotokollens krav ser ut til å kunne gjøres gjennom g	jødslings	-
tiltak uten noen nettokostnader, men usikkerheten ved dette er betydelig. Alternativt
kan tiltakskostnadene komme opp mot 6 kr/kg dersom andre og mindre usikre
gjødslings	tiltak må gjennomføres for å nå målet.
Gjennomsnittlig skadekostnad for f	orsuring fra norske NH	3-utslipp ligger på 3 kr/kg
NH	3. Ut fra en samlet vurdering legger vi denne verdien til grunn som anslag for de
eksterne, marginale kostnadene. Denne verdien fanger opp både skadekostnadene og
en forventet tiltakskostnad for å nå utsl	ippsmålene i Gøteborgprotokollen.
Næringssaltene nitrogen og fosfor bidrar til overgjødsling i følsomme områder, men
vi har ikke grunnlag for å verdsette de marginale kostnadene
Utslipp av næringssaltene nitrogen og fosfor kan bidra til overgjødsling i 	ferskvann,
fjorder og kystfarvann. Ferskvann er normalt mer sårbart for overgjødsling enn sjøen.
Skagerrakkysten 	fra svenskegrensen til Lindesnes 	er det området i Norge som er mest
påvirket av næringssalter	 og den mest sårbare for overgjødsling.	 Men	 overgj	ødsling
kan også 	være et betydelig lokalt problem flere 	andre 	steder	, særlig 	i områder med
dårlig vannutskiftning.
Tilførslene	 av næringssalter til vann består både av naturlige tilførsler og
menneskeskapte utslipp. Bakgrunnsavrenning står for de aller stø	rste tilførslene av
nitrogen, mens denne andelen er mer beskjeden for fosfor. Fiskeoppdrett står for
mesteparten av de menneskeskapte utslippene av fosfor, men disse foregår langs
kysten fra Sør	-Vestlandet og nordover hvor vannkvaliteten er god. Det meste 	av
fosforet fra kommunalt avløp tilføres Skagerrakkysten og lokale kystområder rundt de
store byene. Utslippene av fosfor har gått ned med ca. 40 prosent siden 1985 i
Skagerrak, mens utslippene har økt i andre områder.
Fiskeoppdrett og jordbruk er de stør	ste utslippskilder for nitrogen langs
Skagerrakkysten. Tilførslene av nitrogen til Skagerrak er redusert med 30 prosent
siden 1985, mens den er økt i andre områder.
De marginale eksterne kostnadene ved avrenning av næringssalter varierer svært mye
avhengi	g av næringstilstanden i vannforekomsten og hvilken av de nesten 30	 000
elver, innsjøer og kystområder avrenningen skjer til. 	Som ledd i oppfyllingen av EUs
vanndirektiv har Norge innført en egen vannforskrift som skal bidra til å sikre god

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	10
vannkvalitet.	 I vannforekomster der vannforskriftens målsettinger er oppfylt, vil den
marginale eksterne kostnaden være tilnærmet null. I andre områder, særlig de som er
definert som «følsomme områder», og i de vannforekomstene der tilstanden i henhold
til vannforskrifte	ns kriterier er karakterisert som dårlig eller svært dårlig, er de
marginale skadekostnadene betydelige.
Det finnes svært få nyere norske anslag for miljøkostnader ved avrenning av nitrogen
eller fosfor, og vi har derfor ikke grunnlag for å fastsette margi	nale kostnader ut fra en
skadekostnadstilnærming. Det mangler også nyere landsomfattende studier av
samfunnsøkonomiske tiltakskostnader for å oppfylle kravene i EUs vanndirektiv, selv
om det gjennomføres en rekke lokale og regionale tiltaksanalyser i tråd 	med
vannforskriften. Enkelte studier indikerer at marginale skadekostnader for fosfor kan
variere fra tilnærmet null i ikke	-følsomme områder, via noen få hundre eller tusen
kroner/kg i «normale» områder/områder med relativt små behov for tiltak for å nå go	d
miljøtilstand, til kanskje mer enn 10	 000 kroner per kg fosfor i de mest følsomme
områdene med størst avstand fra målsettingen om god økologisk tilstand.
For nitrogen er det svært vanskelig å anslå tiltakskostnader for ytterligere reduksjon av
utslippene	. Fiskeoppdrett er den kilden som øker utslippene mest, men tiltakene har
så langt hovedsakelig vært å unngå å tillate oppdrettsanlegg i en del områder, og flytte
anleggene til steder med bedre vannutskifting. Det er gjort noen beregninger av
kostnader til	 nitrogenfjerning fra kommunale avløpsrenseanlegg. Disse spredte
kostnadsberegningene gir imidlertid lite grunnlag for å beregne marginale eksterne
kostnader av utslippene.
De marginale kostnadene for jevn støy fra stasjonære kilder anslås til 365 kr pr dB	A
pr år og person for de som er ganske, mye eller voldsomt plaget
Nesten 1,4 millioner mennesker er utsatt for støy ved boligen sin, og omtrent 96
prosent av støyplagene stammer fra transport. 200	 000 personer i Norge har
problemer med nattesøvnen på 	grunn av støy. I 2011 var det 38	 400 personer som var
utsatt for støy fra luftfart, noe som er en økning fra 1999 på nærmere 10 prosent.
I 1999 var 45	 000 personer utsatt for støy fra bygg	- og anleggsvirksomhet. Hvilke
konsekvenser denne støyen har er us	ikkert, ettersom støybildet er svært sammensatt
og kan variere mye. I tillegg er støyen vanligvis et midlertidig problem.
Støy fra industri, og spesielt viftestøy en av de støykildene som gir størst sjenanse i
nærområdet. Dette er gjerne snakk om lavfrekve	nt støy som det er vanskelig å skjerme
seg mot. I 1999 var drøyt 86	 000 personer i Norge utsatt for skytebanestøy, som er
impulsstøy der det meste av skyteaktiviteten foregår på ettermiddager og helger.
Støy fra kjøring på motorsportbaner har omtrent sa	mme karakter som veitrafikkstøy,
men er mer plagsom på grunn av et aggressivt kjøremønster med høye turtall på
motorene. I 1999 var rundt 14	 000 personer utsatt for støy fra motorsportbaner. Det
finnes ikke data for hvor mange som er plaget av støy fra fri	tidsaktiviteter som snø	- og
vannscootere.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	11
Hvor plaget man er av støy avhenger av støyens forutsigbarhet og en rekke spesielle
forhold knyttet til de situasjonene og aktivitetene som blir forstyrret av støy. Lydens
karakter bestemmes av frekvensinnhold, 	for eksempel bass/diskant, tidsforløp og
varighet samt hvor raskt lyden øker i nivå. Dette medfører blant annet at folk oppgir å
være ulikt plaget av ulike støykilder til tross for at det såkalte døgnekvivalente
støynivået er det samme.
Forstyrrelse av sø	vn regnes blant de mer alvorlige virkningene av støy, og kan ha en
rekke konsekvenser. Støy kan gi psykisk stress og helseplager som muskelspenninger
og muskelsmerter, være en medvirkende årsak til høyt blodtrykk og utvikling av
hjertesykdom og gi hørselst	ap. Langvarig irritasjon over støy kan påvirke utvikling av
sykdom. Støy virker ofte sammen med andre stressfaktorer som for eksempel
luftforurensning. Derfor er det vanskelig å skille klart mellom støyens effekter og andre
miljøfaktorers effekter.
Verdset	tingen av støy kompliseres av at vi opplever lyd og støy svært varierende. 	Støy
er ikke et enhetlig fenomen, delvis fordi det representerer en subjektiv erfaring eller
opplevelse og delvis fordi ulike lydfrekvenser virker ulikt for mennesker.
I mangel av anslag for verdsettingen av støy fra stasjonære kilder tar vi for verdsetting
av jevn støy utgangspunkt i verdsetting av støy fra veitrafikk. Dette gir en verdi på 365
kr (2014	-nivå) pr dBA (over 55 dBA utvendig støynivå) pr år og person som er	 ganske,
mye eller voldsomt plaget av støy i sin bolig. I den grad det er mulig å omregne
impulsstøy eller mer begrensede støyende aktiviteter til døgnekvivalenter bør det
være mulig å bruke anslagene for vei også for disse. Det kan være aktuelt å
differen	siere disse anslagene etter tid, for eksempel hverdag, helg, dags	- eller
kveldstid, eller etter sted (”urørt” natur eller bebygget sted), men det finnes ikke
datagrunnlag for å gjøre dette. Anslaget inkluderer kun velferdstapet av å være plaget
av støy, og	 kan dermed sees som et nedre estimat for den samfunnsøkonomiske
kostnaden.
Som for veitrafikk er verdsettingen av støy fra flytrafikk basert på betinget
verdsettingsstudier. Studiene viser at folk verdsetter høyere det å unngå flystøy enn
veitrafikkstøy,	 dvs. 490 kr (2014) per dBA (over 55 dBA utvendig støynivå) per år per
person som er ganske, mye eller voldsomt plaget av støy i sin bolig.
For de andre støykildene finnes det ikke gode nok anslag til å gi en anbefaling om
verdier for de marginale kostnad	ene. Mye av den aktuelle støyen er regulert i foruren	-
sings	forskriften og kostnadene for å oppfylle disse kravene kan ses som en tilnærming
til støykostnadene.
Forsøpling antas å ha en marginalkostnad i intervallet 3 	– 13 kr/enhet
Forsøpling kan definere	s som 	tilfeldig spredning av brukte gjenstander i omgivelsene	.
Emballasje (som er fokus for vår studie) som kastes i naturen eller langs veier er
typiske eksempler på forsøpling. Forsøpling på områder der folk ferdes gir negative
syns	inntrykk, og kan i no	en tilfeller også med	føre skader på 	mennesker, dyr og utstyr,
for eksempel	 fra knust glass og boksemballasje. Plast dominerer i analysene av
sammen	setningen av forsøplingen i strandsonen, og internasjonalt er plast i økende

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	12
grad blitt sett på som et prob	lem gjennom forsøpling av havet og dannelsen av mikro	-
plast som påvirker næringskjeden. Forsøplingen er gjennomgående større i strand	-
sonen enn på fjellet og langs veien.
Det finnes ingen statistikk som viser omfanget av forsøpling. Basert på anslag for
sannsynligheter fra midten av 1990	-tallet for forsøpling anslår vi at i størrelsesorden 20
millioner enheter drikkevareemballasje havner som forsøpling hvert år. Dersom
drikkevareemballasje på samme måte som på 1990	-tallet antas å utgjøre i
størrelsesorden	 12 prosent av total forsøpling, er den totale forsøplingen på ca. 167
millioner enheter årlig.
Det er få undersøkelser som viser i hvilken grad folk oppfatter forsøpling som et
problem. Kommunene bruker imidlertid betydelige midler for å rydde opp, og vi 	har
valgt oppryddingskostnadene som utgangspunkt for verdsettingen. Dette gir en
kostnad på ca. 5 kr/enhet forsøpling. Dette er høyere enn panten for drikke	vare	-
emballasje på 1 og 2,5 kr/enhet og de returandelskorrigerte (faktiske) emballasje	-
avgiftssatse	ne. Forventet nivå på bøter/gebyr for forsøpling i de større byene antas å
være lavere enn 5 kr/enhet. Anslaget er imidlertid lavere enn det enkelte betalings	-
villighets	undersøkelser for å unngå forsøpling og liknende «onder» viser. Anslaget er
også lavere	 enn verdsettingsanslag ut fra emballasjeavgiftene i kombinasjon med sann	-
synlighetene for at de ulike enhetene som omsettes havner som forsøpling.
Verdsetting ut fra oppryddingskostnader gir gjerne et minimumsanslag på de
marginale kostnadene, ettersom 	det alltid vil være igjen noen enheter som forsøpler
etter oppryddingen. På den annen side er marginalkostnadene ved forsøpling sann	-
synligvis noe lavere enn det vi har kommet fram til via en gjennomsnittsbetraktning. Til
sammen indikerer disse forholdene 	at et intervall på 3	–13 kr/enhet kan være et
realistisk intervall for de marginale kostnadene.
Vi antar at marginalkostnadene for ulike typer emballasje av kartong, papir og papp
ligger i den nedre del av intervallet, ettersom denne type emballasje bryte	s raskt ned
og ikke gir noen direkte skadevirkninger. Marginalkostnadene for emballasje av glass
og metall ligger høyere i intervallet. Glass ligger antakelig høyere enn metall ettersom
glass har svært lang nedbrytingstid, og gjerne medfører større direkte	 skader enn
metall. Vi antar at marginalkostnadene for plastemballasje ligger høyere enn for papp,
papir og kartong, men er usikre på om den ligger på nivå med glass og metall eller
høyere enn dette. De lokale skadene av plastemballasje antas å være begren	set
sammenliknet med glass og metall, men potensielle skader når plastemballasjen brytes
ned er betydelige.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	13
1.	 Innledning
I dette kapitlet presenteres oppdraget og hvordan vi har gått fram for å løse det.
1.1	 	Bakgrunn
Grønn 	skattekommisjon	, som ble oppnevnt høsten 2014,	 skal bl.a. vurdere omfang og
nivå på eksisterende miljøavgifter og om avgiftene virker etter hensikten. Videre skal
den vurdere om det kan innføres treffsikre miljøavgifter på nye områder, om noen av
de eksist	erende avgiftene bør fjernes og om det kan/bør gjøres andre endringer i
skattereglene som kan fremme utvikling og bruk av klimavennlig teknologi.
En vurdering av omfang og nivå på eksisterende og eventuelle nye miljøavgifter
forutsetter at en har kjennska	p til skadekostnadene ved ulike miljøproblemer.
Eksterne kostnader eller negative eksternaliteter oppstår i det en aktørs aktiviteter
påvirker andre aktører på en negativ måte, altså når aktørens handlinger påfører andre
kostnader	 som aktøren selv ikke tar	 hensyn til i sin tilpasning	. Når det optimale nivået
for miljøkvaliteten er bestemt, vil en avgift kunne realisere dette nivået på en
kostnadseffektiv måte. En optimal miljøkvalitet realiseres når verdien av å redusere
aktiviteten eller utslippet med én e	nhet er like høy som kostnaden ved å gjennomføre
denne reduksjonen. Dersom det ilegges en avgift på alle kilder til miljøproblemet lik
den marginale skaden som påføres samfunnet, vil aktørenes tilpasninger sørge for at
dette skjer. Grønn skattekommisjon ha	r derfor behov 	for nye eller 	oppdaterte
beregninger av de marginale eksterne kostnadene som ulike miljøskadelige aktiviteter
påfører samfunnet.
Det er i de senere årene gjennomført en rekke studier som hovedsakelig oppdaterer
tidligere anslag for marginale	 eksterne kostnader som følge av ulike typer utslipp. De
fleste av disse studiene har fokusert på utslipp fra transportsektoren, hovedsakelig
utslipp fra veitrafikken. Dette har på mange måter vært naturlig ettersom en betydelig
del av disse utslippene skj	er relativt nær bakken i områder hvor folk bor og oppholder
seg, slik at utslippene har stort potensiale for å forårsake helseskader.
1.2	 	Oppdraget
Vista Analyse har fått i oppdrag av Grønn skattekommisjon/Finansdepartementet å
utrede marginale eksterne kost	nader ved følgende utslipp/miljøvirkninger:
 	Utslipp av NO	X og svevestøv (utenom veitransport, skipsfart og jernbane)
 	Utslipp av NMVOC
 	Utslipp av SO	2 og NH	3
 	Avrenning av næringssalter (nitrogen og fosfor)
 	Støy (utenom veitransport og jernbane)
 	Forsøpling
Dette omfatter til dels utslipp fra andre kilder enn transportsektoren (utslipp til luft og
støy) samt utslipp/miljøpåvirkninger som det ikke har vært gjennomført vurderinger av
eksterne kostnader for på mange år. Det er derfor grunn til å anta at de margi	nale

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	14
kostnadene ved disse miljøpåvirkningene kan ha endret seg betydelig siden tidligere
analyser ble utarbeidet. Dette skyldes at flere av utslippene er betydelig redusert de
senere år, men også at selve verdsettingen av miljøpåvirkningen kan være endret 	bl.a.
som følge av inntekts	- og befolkningsvekst.
1.3	 	Vår tilnærming til oppdraget
Oppdraget går ut på å verdsette marginale, eksterne kostnader forårsaket av utslipp av
en rekke forurensende stoffer, støy og forsøpling, som stammer fra ulike kilder,
hoveds	akelig utenom transportsektorene. De viktigste skadevirkningene er:
 	Skader på menneskelig liv og helse, i form av for tidlig død eller helseplager
(«morbiditet og mortalitet») knyttet til dårlig luftkvalitet. Dette vil kunne gjelde
utslipp av 	NO	x, svevestø	v, NMVOC, 	SO	2, NH	3 og støy.
 	Skader på naturen, dvs. skader på planter og dyreliv, noe som vil kunne gjelde
alle de ovennevnte utslippene til luft, avrenning av næringssalter og i noen grad
også forsøpling.
 	Skader på bygninger o.l. i form av hurtigere nedb	rytning som vil kreve økt
vedlikehold. Dette vil kunne gjelde utslipp av 	NO	x og 	SO	2.
 	Plager/trivselsulemper, som omfatter menneskelige plager knyttet til støy og i
noen grad kanskje også «skitt» og dårlig sikt forårsaket av 	NO	x og svevestøv.
 	Estetiske pla	ger og evt. skader på dyr og mennesker knyttet til forsøpling.
Verdsetting av marginale, eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger går ut på å
finne samfunnets betalingsvillighet for å unngå disse negative virkningene. I mangel av
markeder for miljø	goder som kunne gi indikasjoner på betalingsvilligheten er en
henvist til å benytte andre fremgangsmåter for å avdekke den. En mulighet er gjennom
en 	betalingsvillighetsundersøkelse	 å spørre et utvalg personer om hvor mye de er
villige til å betale for å u	nngå miljøpåvirkningene. Slike undersøkelser er imidlertid
tidkrevende og kostbare å gjennomføre, slik at en i praksis må finne andre måter å
søke å avdekke betalingsvilligheten på. Resultater fra tidligere norske eller utenlandske
betalingsvillighetsunder	søkelser kan eventuelt benyttes dersom de er relevante.
Relevansen må imidlertid vurderes nøye.
En annen framgangsmåte er å avdekke hva man faktisk har betalt for å unngå liknende
miljøpåvirkninger i andre sammenhenger, både i Norge og i andre land. Dett	e kan
dreie seg om hvor mye man investerer i avbøtende tiltak f.eks. i opprydding etter
forsøpling, støyskjerming o.l., forskjeller i boligpriser mellom områder som kan
gjenspeile forskjeller i ulemper f.eks. fra støy o.l.. Ved bruk av slike såkalte 	hedoni	ske
metoder	 er det viktig å vurdere nøye om anslagene er overførbare fra den
sektoren/settingen dataene hentes fra, kanskje spesielt dersom de hentes fra utlandet.
For verdsetting av helseskader 	fra 	forurensning, særlig luftforurensning, benyttes den
såkalte 	skadekostnadsmetoden	. Denne 	inneholder følgende trinn:	 i) Identifisere og
beskrive	 skadevirkningene	, ii) kvantifisere 	dem 	i fysiske enhe	ter så langt som mulig	 og
iii) prissette 	dem 	så langt som mu	lig.
En annen mye brukt framgangsmåte er verdsetting ut fra 	tiltakskostnader	 for å
redusere utslippene for å oppnå visse utslipps	- 	eller miljømål knyttet til

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	15
miljøpåvirkningen. Tiltakskostnader er en mindre teoretisk korrekt tilnærming til å
beregne verdi	en av miljøvirkninger, fordi det en egentlig ønsker er jo å sammenligne
verdien av en miljøskade med tiltakskostnadene for eventuelt å redusere den samme
miljøskaden. 	I tilfeller hvor man f.eks. har inngått en internasjonal forpliktelse om å
redusere utsli	ppene ned til et nivå som antas å gi små/ingen skader, eller hvor det
finnes nedre terskelverdier hvor utslipp under disse gir små/ingen skader, vil en
verdsetting basert på tiltakskostnader for å nå disse nivåene være en hensiktsmessig
tilnærming. 	Tiltaks	kostnader brukes 	imidlertid også	 som en siste utvei hvis man ikke
har muligheter til å finne/beregne miljøskaden og verdien av denne innenfor rimelige
ressursrammer.
Vi har i prosjektet benyttet alle de ovennevnte framgangsmåtene. Valg av metode
avhenger	 av miljøpåvirkningens art og hva som finnes av data på de ulike områdene.
Det har ikke vært lagt opp til å gjennomføre egne studier for datainnhenting (f.eks.
betalingsvillighetsundersøkelser), vi har kun basert oss på allerede gjennomførte
studier. Gener	elt har vi lagt størst vekt på gode norske studier, men også studier fra
våre naboland, resten av EU og evt. andre områder av verden har i noen grad vært
benyttet i den grad de er relevante for norske forhold. For nærmere oversikt over valg
av metode vise	s det til gjennomgangen av de enkelte miljøpåvirkningene i de følgende
kapitlene. 	Der det foreligger både anslag for marginale tiltakskostnader for å oppfylle
avtaleforpliktelser og marginale skadekostnader er den høyeste av disse valgt.
Oppdraget går 	ut på å estimere de 	marginale	 eksterne kostnadene ved de nevnte
miljøpåvirkningene i dag. Generelt vil disse kostnadene variere over tid som følge av
endringer i utslipp og konsentrasjoner. De kan også endre seg som følge av endringer i
befolkningskonsentr	asjonene, slik at færre eller flere blir utsatt for påvirkningene.
Endelig vil de endre seg som følge av inntektsutviklingen i samfunnet. Slike endringer
kan variere mellom de ulike miljøpåvirkningene, og vi har for hver av dem forsøkt å si
noe om hvordan 	de marginale kostnadene vil kunne endre seg over tid.
I tråd med føringene i oppdraget har vi	 	lagt til grunn anbefalingen i
Finansdepartementet (2014) 	om verdsetting av et statistisk liv	 (VSL)	, og verdien av
denne er realprisjustert med veksten i BNP/	capita fram til 2014. Historiske
verdsettinger av miljøgoder som ikke er avledet fra VSL er oppjustert med endringene i
konsumprisen for å få disse på 2014	-prisnivå. Vi har ikke 	realpris	justert	 denne 	verdien
av miljøgoder, 	ettersom vi tolker formuleringene	 i rundskrivet slik at en skal ha et solid
teoretisk og empirisk grunnlag for å gjøre dette	. Videre har vi tatt utgangspunkt i den
nylige ferdigstilte oppdateringen av de marginale eksterne kostnadene ved
veitrafikken (TØI	, 2014).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	16
2.	 Utslipp av nitrogenoks	ider (NOx) og svevestøv
I dette kapittelet gjennomgås utslipp, skadevirkninger og verdsetting av skadene av
henholdsvis nitrogenoksider (NO	x) og svevestøv	 fra alle kilder utenom veitransport,
skipsfart og jernbane	.
2.1	 	Nitrogenoksider
Det finnes en rekke 	nitrogenoksider i atmosfæren. De to viktigste er nitrogenmonoksid
(NO) og nitrogendioksid (NO	2), som begge går under fellesbetegnelsen nitrogenoksider
(NO	x). Vi kommer tilbake til at ulike nitrogenoksider kan ha ulike miljø	- og
helseeffekter i avsnitt 2.1.	2.
2.1.1	 	Kilder og utslipp
Utslippene er redusert og skal reduseres ytterligere
Fram til 1986 økte de norske NO	X-utslippene sterkt, deretter fulgte nedgang i
utslippene fra 1986 til 1992. Dette skyldtes 	hovedsakelig 	strengere avgasskrav på
kjøretøy og nedgang i	 økonomisk aktivitet i perioden. Fra 1992 til 1999 var det igjen en
viss økning i utslippene, men siden har trenden pekt nedover. Utslipp av NO	x i
perioden 1990	-2013 fremgår av Figur 2.1.
 	Figur 2.1	 Utslipp av nitrogenoksid fra ulike kilder 1990	-2013.
Kilde: Statistisk sentralbyrå (SSB)

Norge har 	gjenno	m Gøteborgprotokollen under Gené	ve	-konvensjonen om
grenseoverskridende luftforurensning 	forpliktet seg til å redusere NO	x-utslippene 	slik
at de	 i 2010 	skulle være	 maksimalt 156	 000 tonn. Utslippet det året 	var imidlertid
179	 000 tonn, mens utslippsforpliktelsen ble nådd i 2013.	 	I 2012 ble
Gøteborgprotokollen revidert, og Norge er nå forpliktet til 	å redusere u	tslippene med
23 prosent i 2020	 sammenlignet med utslippene i 2005. Dette er omtrent 5	 000 tonn
og 3	,5 prosent lavere enn 2010	-forpliktelsen.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	17
Viktigste kilde	r er mobile, men også industr	i og olje	- og gassvirksomhet bidrar
Nitrogenoksider	 dannes	 ved forbrenning av olje, gass eller biomasse. 	De viktigste
kildene til utslipp av NO	X i Norge er forbrenning av fossilt brensel i industri, olje	- og
gassvirksomhet og 	i mobile kilder på land og til sjøs. I 2013 kom 22 prosent 	av
utslippene 	fra veitrafikk og 33 prosent fra annen transport og bruk av motorredskaper.
32 prosent av utslippene 	kom fra olje	- og gassvirksomheten	, mens industri og bergverk
sto for 11 prosent (	www.m	iljøstatus i Norge: Nitrogenoksid (NO	x)).
Hovedkildene til utslipp av NO	2 i byområder i Norge er veitrafikk, men skipsfart og
langtransportert forurensning kan også bidr	a. Dieselkjøretøy slipper ut mest NO	2 i
storbyene.
I og med at vi ikke skal vurdere utslipp fra veitransport, skipsfart og jernbane er de
gjenstående kilder av s	tørst interesse: «I	ndustri og bergverk», «olje	- og gassutvinning»,
eventuelt «luftfart og fiske	», samt «andre kilder».
Utslippene fordelt på kilder 	for perioden 1990 til 2013	 fremgår av Figur 2.1. Utslippene
fordelt på kilder i 2013 	er vist i 	Tabell 2.1.
Tabell 2.1	 Utslipp av NO	x fordelt på kilder. Tall i tonn og prosent av totale NO	x-utslipp
Kilde	 	Utslipp i tonn	 	Andel (%) av totale NO	x-
utslipp i 2013	 (avrundet)
Luftfart, sjøfart, fiske	 	50 980	 	33
Olje	- og gassutvinning	 	49 430	 	32
Veitrafikk	 	34 860	 	22
Industri og bergverk	 	16 670	 	11
Oppvarming i andre
næringer og husholdninger
2 270	 	1
Energiforsyning	 	2 110	 	1
Andre kilder	 	10	 	0
Totalt	 	156 330	 	100
Kilde: ssb.no

Miljøavtale	n mellom myndigheter og næring	sliv 	- NO	x-fond	et
Miljøavtalen om NO	x 2011	-2017 ble undertegnet 14. desember 2010 av 15 nærings	-
organisasjoner	1 og 	Klima	- og m	iljødepartementet. Avtalen er en forlengelse av Miljø	-
avtalen om NO	x 	for perioden 2008	-2010. Gjennom avtalen skal nærings	-
organisasjonene sørge for reduksjoner av NO	x-utslipp. Virksomheter som slutter seg til
avtalen får fritak for NO	x-avgift mot at de påt	ar seg forpliktelser overfor Næringslivets
NO	x-fond. Fondets hovedoppgave er å finansiere NO	x-reduserende tiltak	, noe som
finansieres ved et gebyr på utslippene fra fondets medlemmer	.

1 	Byggevareindustriens Forening	, 	Fiskebåt	 	(Tidligere	 Fiskebåtredernes Forbund), 	Fiskeri	- 	og
Havbruksnæringens Landsforening	, Fraktefartøyenes Rederiforening	, Hurtigbåtenes Rederiforbund	,
Kommunenes Sentralfor	bund	, NHO Luftfart	, NHO Reiseliv	, Norges Fiskarlag	, Norges Rederiforbund	,
Norsk Fjernvarme	, Norsk Industri	, Næringslivets Hovedorganisasjon	, Norsk olje og gass (tidligere
Oljeindustriens Landsforening)	, NHO Sjøfart (tidligere Rederienes Landsforening)	.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	18
Totalt skal næringsorganisasjonene i Miljøavtalen 2011	-2017 redusere uts	lippene med
16 000 tonn NO	x. Avtalen har i denne perioden dels årlige og dels toårige mål som skal
oppfylles. Den forrige miljøavtalen om NO	x (2008	-2010) førte til en total reduksjon på
18 000 tonn NO	x årlig.
Utslippsreduksjonene som følger av avtalene vil	 først og fremst 	omfatte 	skipstrafikken
og fiskeflåten, men også 	i noen grad 	fastlandsindustrien og petroleumsvirksomheten
offshore.
Næringslivets NO	x-fond hadde per 16.10.14 gitt tilsagn til 900 søknader om støtte til
NO	x-reduserende tiltak. Samlet støtte	 	som er innvilget er	 4,8 mrd. kroner.
Gjennomføres tiltakene som planlagt	, er forventet NO	x-reduksjon på over 41 200 tonn.
Fondet skal drives etter selvkostprinsippet, slik at alle midler som fondet mottar vil bli
brukt til fondets formål om å redusere NO	x-utslipp på en kostnadseffektiv måte.
Trenden i utslippene ventes fortsatt å gå nedover
Miljødirektoratet venter at utslippene vil fortsette å gå noe ned fremover som følge av
allerede vedtatte strengere avgasskrav til kjøretøy og 	aktivitetene til NO	x-fon	det
(www.m	iljøstatus i Norge: Nitrogenoksid (NO	x)).
Utslip	pstall	 for 2014 ble publisert fra Statistisk sentralbyrå 7. mai 2015	, og viser at 	NO	x-
utslippene	 fortsetter å gå ned etter at vi nådd	e forpliktelsene i 2013. Utslippene var
148	 000 tonn i 2014, dett	e var en nedgang på 5,4 prosent 	i forhold til 2013 	og
utslippene ligger nå 	under kravet i revidert Gøteborgprotokoll.
2.1.2	 	Skader	 og ulemper
Ulike nitrogenoksider gir ulike effekter
Nitrogenoksider	 bidrar både til helseeffekter og miljøeffekter.
Nitrogenmonoksid (NO) og nitrogendioksid (NO	2) er reaktive gasser som dannes ved
høy temperatur, for eksempel i forbrenningsprosesser. 	Lokal luftforurensning 	fra	 NO	x
kan gi skadelige effekter på økosystemer og vegetasjon	, og bidrar til forsuring og
overgjø	dsling av vann og vassdrag. NO	x bidrar også til dannelsen av bakkenær ozon og
dermed ozoneffekter på vegetasjon og materialer (	www.m	iljøstatus i Norge: Lokal
luftforurensning). 	NO kan reagere med ozon i luften og danne NO	2. NO	2 kan videre
omdannes til nitr	at som forekommer som salter og dermed karakteriseres som
svevestøv.
I et helseperspektiv er man hovedsakelig bekymret for høye nivåer av NO	2
(Folkehelseinstituttet	, 2013	a). Når det gjelder NO, skriver Folkehelseinstituttet (2013	a)
at NO også kan utløse b	iologiske effekter, men bare ved meget høye konsentrasjoner
som befolkning	en	 sjelden eller aldri vil bli utsatt for. 	Nivåene av NO	2 har vært stabile
eller svakt økende i de stør	ste norske byene de siste årene	 på grunn av økende andel
dieselbiler. De viktig	ste helseeffektene knyttet til NO	2-eksponering er luftveislidelser,
særlig nedsatt lungefunksjon og forverring av astma og bronkitt. 	Effekter av langvarig
eksponering for NO	2 er undersøkt i befolkningsstudier. Flere studier viser sammenheng
med 	konsentrasj	oner av NO	2 og 	astma, bronkitt, lungefunksjon og dødelighet. I

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	19
befolkningsstudier med NO	2 har det imidlertid vist seg å være svært vanskelig å skille
effekten av NO	2 fra andre luftforurensningskomponenter, spesielt ved langvarig
eksponering (Folkehelseinstituttet	, 2013).
På 	grunn av begrenset kunnskap om sammenhenger mellom eksponering og
sykdom/død og mangel på data om faktisk eksponering i Norge, er det vanskelig å
beregne omfanget av helseeffektene av lokal luftforurensning. I Europa antar man at
hver person mister gjennomsnittlig nærmere ett år av sitt liv som følge av
luftforurensning	, men dette er i stor grad knyttet til	 svevestøv	 (PM	2,5	) (Kilde: WHO,
gjengitt i 	www.m	iljøstatus i Norge: Lokal luftforurensning).
Grenseverdier for luftkvalitet
Forskrift om begrensning av forurensning (	Forurensningsforskriften	2) 	fastsetter
grenseverdier for 	konsentrasjonen av	 ulike skadelige stoffer til luft, herunder
nitrogenoksider	. Grenseverdiene er fastsatt blant annet på bakgrunn av ulike EU	-krav
gjort gjeldende gjennom EØS	-avtalen, og er fastsatt for å unngå skadelige helseeffekter
og skader på økosystemet. For NO	x fre	mgår grenseverdiene av Tabell 2.2.
Tabell 2.2	 Forurensningsf	orskriftens grenseverdier for nitrogenoksider i luft.
Komponent	 	Midlingstid	 	Grenseverdi	 	Antall tillatte
overskridelser
av
grenseverdien
Dato for
oppnåelse av
grenseverdi
Timegrenseverdi for
beskyttelse av
menneskets helse
1 time	 	200 μg/m³
NO2
Grenseverdien
må ikke
overskrides mer
enn 18 ganger
pr. kalenderår
1. januar
2010
Årsgrenseverdi for
beskyttelse av
menneskets helse
Kalenderår	 	40 μg/m³ N0	2 	 	1. januar
2010
Grenseverdi for
beskyttelse av
vegetasjonen
Kalenderår	 	30 μg/m³ N0	x 	 	4. oktober
2002
Kilde: Forurensningsforskriften

Tabellen viser at det både er krav til konsentrasjoner per time og per døgn for blant
annet å unngå kortvarige, høye konsentrasjoner som kan være helseskadelige, og for å
sikre et bakgrunnsnivå som gir lave skader på 	lengre sikt. Det fremgår også at det er
oppgitt grenseverdier både spesifikt for NO	2, med begrunnelse i helse, og for NO	x, med
begrunnelse i beskyttelse av vegetasjon (miljø).

2 https://lovdata.no/dokument/SF/fors	krift/2004	-06	-01	-931

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	20
Forurensningsforskriftens grenseverdier overskrides i de største byene
Figur 2.2	 viser årsgjennomsnitt for NO	2-konsentrasjoner fra 2003	-2013, der det
fremgår at utslippene i de største byene er over forurensningsforskriftens krav. Dette
gjelder både Oslo, Bergen, Trondheim, Stavanger, Drammen og Kristiansand.
 	Figur 2.2	 Årsgjennomsni	tt for NO	2-konsentrasjoner 	fra 2003	-2013.	 I hver by representerer hver søyle
et år.
Kilde:	 Sentral database for luftovervåkingsdata, 2014/	 www.miljostatus.no

Nasjonale mål og luftkvalitetskriterier
I 2013 kom nye 	luftkvalitetskriterier som 	angir hvilke nivåer av ulike
forurensningskomponenter som anses som trygge for de aller fleste
(Folkehelseinstituttet	, 2013	a). Miljødirektoratet	, Vegdirektoratet, Helsedirektoratet og
Folkehelseinstituttet	 har	 foreslått at nasjon	ale mål settes lik 	årsmiddelkonsentrasjonen
i luftkvalitetskriteriene 	for NO	2, PM	10 og PM	2,5	 (Mi	ljødirektoratet	, 2014), 	disse nivåene
vil være	 strengere enn kravene i forurensning	sforskriften	 for PM	10 og PM	2,5	. Verken
luftkvalitetskriteriene eller de 	nasjonale målene er	 juridisk bindende, men er satt ut fra
he	nsyn til miljø og helse. Figur 2.3	 beskriver sammenhengen mellom konsentrasjoner
av NO	x og effekter på helse	 på venstre side av pilen	. I første kolonne til høyre for pilen
vises gjeldende luftkval	itetskriterier for NO	2, mens kolonnen helt til høyre viser
«typiske» konsentrasjoner i norsk uteluft.

Figur 2.3. Årsgjennomsnitt for NO	2-konsentrasjoner fra 2003	-2013.
Kilde: Sentral databaser for luftovervåkingsdata, 2014/ Miljøstatus.no

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	21
 	Figur 2.	3 Luftkvalitetskriterier, nivå i uteluft i norske byer og helseeffekter ved ulike konsentrasjoner
av nitrogenoksider.
Kilde: 	Folkehelseinstituttet (2013	a)

Nasjonale mål og luftkvalitetskriterier overskrides i større byer
Figur 2.4 viser antall timer med 	overskridelser	 av nasjonale mål for NO	2 fra 2004	-2013.
Figuren viser at de nasjonale målene for utslipp av NO	2 på samme måte s	om
forurensningsforskriftens krav	 i første rekk	e overskrides i de større byene	 Oslo, Bergen
og Trondheim, men også i Stavanger, Drammen og Kristiansand og til tider i flere byer.
Vi ser at overskridelser av grenseverdier er vanligst i de største byene, men	s NO	2-
konsentrasjoner sjeldent er et problem i mindre tettsteder. Utslipp av nitrogenoksider
er derfor først og fremst et problem knyttet til større byer. Dette har betydning for
vurdering av skadekostnader i neste avsnitt.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	22
 	Figur 2.	4 Overskridelser av nasjonale mål for NO	2 fra 2004 til 2013.
Kilde: Sentral databaser for luftovervåkingsdata, 2014/ Miljøstatus.no	. I hver by representerer hver
søyle et år.

2.1.3	 	Verdsetting av utslippene
NO	x-utslipp kan grovt sett verdsettes ut fra to ulike 	tilnærminger, nemlig
skadekostnader og tiltakskostnader for å nå de nasjonale forpliktelser for NO	x-utslipp i
(den reviderte) Gøteborgprotokollen. Kostnader ved avbøtende tiltak kunne også være
en mulighet. Nivået på NO	x-avgiften kan gi en indikasjon på ve	rdien av å redusere
utslippene, det samme kan innbetaling	en	 til næringslivets NO	x-fond	 og eventuelt
tiltakskostnader beregnet for ulike sektorer. I det følgende vil gi gå gjennom disse ulike
tilnærmingene. Avslutningsvis 	presenteres	 en oppsummering med ans	lag for eksterne
marginale kostnader ved utslipp av NO	x.
Verdsetting av skadekostnader
Det er ikke gjennomført nye	, fullstendige 	studier av helse	- og miljøeffekter av
nitrogenoksider i Norge siden LEVE	-prosjektet fra 2005	 (SFT	, 2005)	. Tallene fra 2005 er
imidlertid oppdatert flere ganger	 med nye tall for verdien av statistisk liv 	(VSL)	, og 	de
er prisjustert	. Den siste oppdateringen skjedde ved beregning av marginale 	eksterne
kostnader av veitrafikk (TØI	, 2014). Denne studien bygger på de grunnleggende
forut	setningene og eksponerings	-responsfunksjonene i SFT (2005)	, slik de er videreført
i Magnussen 	m.fl.	 (2010)	, men estimatene er oppdatert med nye verdier for VSL (30
millioner 2012	-kroner, som realprisjusteres	3). Det foregår 	for tiden 	en revisjon av
Statens vegvesens 	håndbok V712	, og i den forbindelse er det satt ned en
arbeidsgruppe som skal se på verdsetting av 	NO	x (eventuelt NO	2), PM	10 og/eller PM	2,5	.

3 Ifølge Finansdepartementet (2014) skal den økonomiske verdien av et statistisk liv oppjusteres
tilsvarende veksten i BNP per innbygger i siste tilgjengelige Perspektivmelding fra Finansdepartementet.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	23
fram til planlagt revisjon av håndboken i 2017. Dette arbeidet er imidlertid ikke ferdig,
slik at 	resultatene ikke	 kan brukes her.
LEVE	-prosjektet	 (SFT	, 2005)	 gjennomgikk alle trinn i skadefunksjonsmetoden. Studien
identifiserte miljø	- og helseeffekter av blant annet nitrogen	- og svevestøvutslipp,
beregnet spredning og konsentrasjoner av forurensning i	 ulike byer, tettsteder og
spredtbygde strøk, og benyttet eksponerings	-responsfunksjoner og verdier for helse	-
og miljøeffekter for å beregne 	skadekostnader i 	kroner per kg av ulike utslipp.
De nyeste norske skade	kostnads	estimatene for NO	x finnes nå altså 	i TØI (2014). I
tabellen nedenfor er de skadekostnadene som fremgår av rapporten gjengitt.	 For
spredtbygde områder og naturskader generelt er skadekostnadene vanskeligere	 å
fastslå, og TØI 	har	 i stedet lagt til grunn antatte marginale tiltakskostnader.
Tab	ell 2.3 Enhetsverdier for skadekostnader av luftforurensning (2012	-kr per kg NO	x-utslipp).
 	Spredt
bebyggelse
Tettsted (15000	-
100	 000 innb.)
Tettsted (>100	 000
innb.)
Skadekostnader	 	 	80	 	300
Tiltakskostnader	 	25
Marginale 	eksterne
kostnader
25	 	80	 	300
Kilde: 	Noe bearbeidet fra 	TØI (2014)

Vi skrev ovenfor at det særlig er NO	2 som gir helseskader, mens skadekostnadene i
Tabell 2.3 (og i Magnussen 	m.fl.	, 2010 og SFT	, 2005) oppgir verdier per kg NO	x. Det ville
derfor være ønskelig å skille mellom 	skadekostnader for NO	2 og eventuelle
skadekostnader av «øvrige NO	x». TØI 	(2014) 	skriver at	 man kan gå ut fra at
eksisterende verdsettinger av NO	x har brukt NO	x som en proxy for NO	2 4. TØI (2014)
mener også at det ikke er grunnlag for å utlede skadekostnade	r for	 NO	2 basert på de
som foreligger for NOx, og holder derfor på de tidligere NO	x-verdsettingene	 (basert på
Magnussen 	m.fl.	, 2010, som igjen bygger på SFT, 2005). Vi er 	for så vidt 	enige i deres
vurderinger, og vil derfor også oppgi	 marginale	 eksterne kostnader for NO	x.
På litt 	lengre 	sikt er det imidlertid nødvendig å gjennomføre nye undersøkelser som
kan gi marginale eksterne kostnader for NO	2 (og eventuelt øvrige NO	x). Når man
vurderer endring fra NO	x til NO	2, må man ta med i betraktningen	 at en de	l NO 	i luft
omdannes til NO	2 som gir helseeffekter.
I SFT (2005) ble det for Oslo skilt mellom marginale miljøkostnader for «alle kilder»,
veitrafikk og «andre kilder» der kostnadene per kg utslipp var henholdsvis 25, 86 og 45

4 TØI skriver om dette: «Det går fram av Totlandsdal (2007) at selv om en finner samvariasjon mellom
NO	2-konsentrasjonen i luften og helseeffekter, er det vanskelig å isolere den selvstendige helseeffekten
av NO	2 i epidemiologiske studier. Fra kliniske under	søkelser vet man imidlertid at høye konsentrasjoner
kan være skadelige. Verdens helseorganisasjon (WHO) har derfor villet regulere konsentrasjonen av
NO	2. Det foreligger ikke regulering av andre NO	x-komponenter. En må derfor gå ut fra at eksisterende
verds	ettinger av NO	x har brukt NO	x som en proxy (erstatning) for NO	2.»

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	24
kr/kg NO	x. I og med 	at man ikke har tilsvarende 	anslag 	for andre steder er det lite
grunnlag for å skille mellom marginale kostnader for NO	x-utslipp fra ulike kilder på
landsbasis.
I SFT (2005) benyttet man både verdien av statistisk liv (VSL) og verdien av tapte leveår
(VOLY	) i beregningene av marginale skadekostnader. I Magnussen 	m.fl.	 (2010) ble det
også gjennomført verdsettingsstudier der man 	brukte 	henholdsvis VSL og VOLY i
beregningene. 	I begge studier	 finner man at 	skadekostnaden	 blir adskillig lavere 	ved
bruk av	 VOLY	 enn VSL. Hovedårsaken er at 	det er relativt få leveår som går tapt som
følge av luftforurensning. 	Kunnskapen om antall leveår som går tapt ved 	NO	X-
forurensning er imidlertid meget usikker, noe som kan tale mot å bruke VOLY. 	Siden
NOU 	(2012	), Finansdeparteme	ntets retningslinjer (Finansdepartementet	, 2014) og
veilederen i samfunnsøkonomiske analyser fra Direktoratet for økonomistyring (DFØ	,
2014)	 anbefaler at man som standard skal bruke VSL med verdi 30 millioner 2012	-
kroner, er denne verdien benyttet ved oppdateringen i TØI (2014). Denne
oppdateringen gir betydelig høyere tall for marginale skadekostnader enn man ville
fått ved å bruke verdsettin	gstall fra Magnussen 	m.fl.	 (2010) 	eller	 SFT (2005).
Vurdering ut fra dagens 	NO	x-avgift
NO	x-avgift	en	 ble innført med virkning fra 1. januar 2007	, og 	ble	 da satt til 15 kr per kg
utslipp av nitrogenoksider.	 Fra 1. januar 2015 skal det i henhold til lov 19. 	mai 1933 nr.
11 om særavgifter betales avgift til statskassen med kr 19,19 per kg utslipp av
nitrogenoksider (NO	X) ved energiproduksjon fra følgende kilder:
a) fremdriftsmaskineri med samlet installert motoreffekt på mer enn 750 kW,
b) motorer, kjeler og turbine	r med samlet installert innfyrt effekt på mer enn 10
MW,
c) fakler på innretninger på norsk kontinentalsokkel og anlegg på land.
Det er fritak for avgift på utslipp av NO	X fra:
a) fartøy som går i fart mellom norsk og utenlandsk havn,
b) fartøy som brukes til fiske	 og fangst i fjerne farvann,
c) luftfartøy som går i fart mellom norsk og utenlandsk lufthavn,
d) enheter omfattet av miljøavtale med staten om gjennomføring av NO	X-
reduserende tiltak i samsvar med et fastsatt miljømål.
Vurdering 	basert på	 dagens 	NO	x-fond
Alle 	bedrifter som er avgiftspliktig	e for utslipp av NOx kan slutte seg til Miljøavtalen
om NO	x 2011	-2017	 (se avsnitt 2.1.2)	. Bedrifter som kan bli avgiftspliktig	e i fremtiden
kan også slutte seg	 til.
Bedrifter som tilslutter seg Miljøavtalen 2011	-2017 oppnår b	etalingsfritak for NO	x-
avgift til staten. 	I stedet	 inntrer en betalingsplikt til Næringslivets NO	x-fond. Satsene
for innbetaling til NO	x-fondet er på 11 kr/kg NO	x for offshore	-kilder	 (utslipp knyttet til

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	25
olje og gassutvinning etter PUD	5 er vedtatt slik at 	feltet er i petroleumsskatteposisjon)
og 4 kr/kg NO	x for øvrig virksomhet (fiskefartøyer, skipsfart, supply	fartøy	, industri,
luftfart, fjernvarme osv.).	 For flyttbare rigger betales 11 kr/kg NO	x når utslipp skjer
etter	at PUD er vedtatt	, slik at feltet er i	 skatteposisjon. Utslipp fra rigger før PUD er
vedtatt	 betaler	 4 kr/kg NO	x.
Etter tilslutningserklæringen skal alle tilsluttede virksomheter utrede en tiltaksplan.
Formålet med tiltaksplanen er å identifisere lønnsomme tiltak som virksomheten kan
iverksett	e på egen hånd, og kostnadseffektive NO	x-reduserende tiltak som kan settes i
verk etter støtte fra NO	x-fondet.
Næringslivets NO	x-fond er et spleiselag der virksomhetene som er med kan søke om
støtte til 	gjennomføring av 	NO	x-reduserende tiltak. Fondets 	suksess er imidlertid
avhengig av at det gjennomføres tilstrekkelige NO	x-reduserende tiltak til at
utslippsforpliktelsen etter Miljøavtalen blir oppfylt. Selv om en rekke tiltak allerede er
gjennomført, vil alle nye tiltak som 	iverk	settes være viktige bidr	ag for å sikre at
reduksjonsforpliktelsen etterleves i Miljøavtalen om NO	x.
Tiltaks	kostnader for ytterligere reduksjoner fram mot 2030
Miljødirektoratet har i samarbeid med berørte etater 	utarbeidet en tverrsektoriell
tiltaksanalyse for NO	x for blant anne	t å kartlegge mulige tiltak som kan bidra til en
samlet utslippsreduksjon på ca. 30	 000 	– 50	 000 tonn utover fremskrivningen 	av
utslippene 	i 	Per	spektivmeldingen (	2013)	. I tiltaksanalysen beregnes kostnadene
knyttet til å gjennomføre disse tiltakene fram ti	l 2030 (Miljødirektoratet m.fl.	, 2014).
Åtti tiltak ble vurdert. Kostnadene ved tiltakene varierte fra 	– 1 971 kr/kg NO	x (altså en
besparelse) til en kostnad på 762 kr/kg NO	x. Av de 80 tiltakene er 57 anslått å ha en
marginalkostnad på under 100 kr/kg NO	x. Det er søkt om støtte fra NO	x-fondet til 30 av
disse tiltakene.
Miljødirektoratet m.fl. (2014) beregnet hvilke tiltak som kan bli gjennomført til hvilke
priser, og hvilken utslippsreduksjon og restutslipp dette gir i 2030. Resultatene er
gjengitt i Tabe	ll 2.4.
Tabell 2.4. Tiltak som vil bli gjennomført til hvilke priser, hvilken utslippsreduksjon og restutslipp
dette gir i 203	0.
Tiltakskostnad (kr/kg
NO	x)
Utslippsreduksjon i
forhold til PM2013
(tonn)
Restutslipp 2030
(tonn)
Utslippsreduksjon i
forhold 	til utslippene
i 2012 (tonn)
< 18	 	18	 000 (13 %)	 	120 500	 	43	 500 (27 %)
< 50	 	21 000 (15 %)	 	118 000	 	46	 000 (28 %)
< 100	 	28	 500 (21 %)	 	110 000	 	54	 000 (33 %)
Kilde: Miljødirektoratet 	m.fl. 	(2014).

5 PUD = Plan for Utbygging og Drift. 	PUD	 er en plan som rettighetshaver til en petroleumsforekomst
(http://snl.no/rettighe	tshaver_	-_petroleumsutvinning	)) må få godkjent av 	Olje	- og energidepartementet
før utbyggingen kan ta til.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	26
Tabellen viser at ved en kostnad opp til 18 kr/kg NO	x (som tilsvarte avgiftsnivået da
rapporten ble utarbeidet, mens avgiftssatsen nå altså er økt til 19,19 kr/kg NO	x) kan
man oppnå en utslippsreduksjon på ca. 18	 000 tonn	 utover utslippsreduksjonene i
Perspektivmeldingen	. Det vil si at beregninger tyder på a	t dagens avgiftsnivå vil være
tilstrekkelig til å gi ytterligere utslippsreduksjoner fram mot 2030. 	Dersom man ønsker
å oppnå utslippsreduksjoner utover dette, er det nødvendig å gå inn med sterkere
virkemidler enn i dag.
Oppsummering: Anslag for marginale	 eksterne kostnader ved NO	x-utslipp
Gjennomgangen ovenfor viser at nitrogenoksider, særlig NO	2, forårsaker helseskader
først og fremst i større byer, og at det særlig er mobile kilder (som vi ikke behandler i
denne rapporten) som står for utslippene der. N	itrogenoksider bidrar også til
miljøskader, og Norge har fortsatt ikke oppnådd forpliktelsene i den reviderte
Gøteborgprotokollen.
Det er gode grunner til å oppdatere selve grunnlaget for verdsetting av
skadekostnadene av nitrogenoksider, og herunder fors	øke å skille ut skadeeffekter av
NO	2 tydeligere. 	Det er flere mulige	 tilnærminge	r for å vurdere de 	marginale eksterne
kostnade	ne	 av NO	x. En 	er å benytte tallene fra TØI (2014)	, som er vist i tabell 2.3	. Vi
bemerket i tilknytning til t	abell 2.3 at disse tal	lene er høyere enn om man la SFT (2005)
eller Magnussen 	m.fl.	 	(2010) til grunn, fordi de er oppdatert med
Finansdepartementets verdi for VSL (30 millioner 2012	-kroner). Ved bruk av VOLY eller
VSL innhentet spesielt knyttet til verdsetting av tapte liv som 	følge av luftforurensning,
ville verdiene vært lavere.
Tiltakskostnadene som ligger til grunn for de eksterne, marginale kostnadene i spredt
bebyggelse i TØI (2014) er beregnet for å oppfylle forrige versjon av
Gøteborgprotokollen. Det antas at man vil nå	 Gøteborgprotokollens reviderte 	mål for
2020 (som nå er gjeldende mål for Gøteborg	-protokollen) med nåværende virkemidler,
som blant annet innebærer NO	x-avgift på 19,19 kr/kg NO	x. Utslippstallene for 2014
(publisert på ssb.no 7. mai 2015) vis	er	 at utslippene fortsatte å gå ned i 2014 og at
målene for Gøteborgprotokollen er oppfylt. Beregninger fra Miljødirektoratet m.fl.
(2014) viste også at man vil oppnå utslippsreduksjoner betydelig utover
fremskrivninge	ne	 i Perspektivmeldingen	 2013 ved å beny	tte fjorårets avgiftssats (18
kr/kg). 	Skal man oppnå større utslippsreduksjoner fram mot 2030 må man imidlertid
ifølge	 beregninger fra Miljødirektoratet m.fl. (2014) gjennomføre dyrere tiltak.
Det faktum at man høsten 2014 (TØI, 2014) konkluderte med at 	tiltaks	kostnaden 	for å
oppfylle Gøteborgprotokollen 	fortsatt er 25 kr/kg og usikkerheten knyttet til om det vil
være behov for mer kostbare tiltak på litt lenger sikt, kan tale for at man bør beholder
dette anslaget. 	En del 	andre 	faktorer, særlig trenden i 	utslippene 	med dagens
virkemidler 	sammenlignet med målene i den reviderte Gøteborg	-protokollen og
kostnadene 	ved	 tiltak i NO	x-fondet 	tale	r for at tiltakskostnaden b	ør	 settes lavere enn
25 kroner per kg	. Uten grundigere 	beregninger	 av kostnadene ved å nå 	målene i
revidert Gøteborgprotokoll, og med muligheter for flere revideringer etter 2020, er det
grunn til å være litt forsiktig	 med å gjøre endringer i anslag	ene.	 Men med foreliggende

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	27
kunnskap	 mener vi det er grunn til en forsiktig reduksjon i anslaget fo	r marginale
eksterne kostnader for 	NO	x til dagens avgiftsnivå, avrundet til 	20	 kr/kg.
Våre forslag til eksterne marginale kostnader ved utslipp av NO	x blir da som vist i
Tabell 2.5.
Tabell 2.5. Våre anslag for marginal	e, eksterne	 kostnader ved utslipp av 	NO	x (avrundet, 	201	4-kr6 per
kg utslipp).
 	Spredt
bebyggelse
Tettsted (15000	-
100	 000 innb.)
Tettsted (>100	 000
innb.)
Skadekostnader	 	 	85	 	32	0
Tiltakskostnader	 	20
Marginale eksterne
kostnader
20	 	85 	32	0
Kilde: Vista Analyse

2.2	 	Svevestøv
Svevestøv (også 	kalt partikler) omtales gjerne som PM (particulate matter)	. PM
klassifiseres 	ut fra	 størrelsen på partikkelen ved at de sammenlignes med en sfærisk
partikkel hvor det er partikkelens diameter som angir størrelsen. Det er partikler 	som
har en diameter under	 10 µm (PM	10, grove partikler	) og 2,5 µm (PM	2,5	, fine partikler	)
som er regulert i 	Forurensningsforskriften	s kapittel 7 om lokal luftkvalitet. 	 Svevestøv
som inngår i PM	2,5	 inngår også i PM	10. Mens man tidligere gjerne 	kun 	vurderte
virkninger av	 PM	10, har 	det blitt vanlig	ere i tillegg	 å skille mellom finfraksjonen PM	2,5
og grovfraksjonen, PM	10-2,5	 (som er partikler med størrelse mellom 10 og 2,5µm). Til
dels skiller man også 	ut 	flere fraksjoner, blant annet	 ultra	fin	-fraksjonen, PM	0,1	.
Svevestøv kan 	sta	mme 	fra mange ulike kilder. Vanligvis bidrar veitrafikk mest til
svevestøvnivåene de fleste steder, særlig 	oppvirvling av 	veistøv og utslipp fra
dieselkjøretøy. I de fleste norske byer og tettsteder bidrar også vedfyring vesentlig til
svevestøvnivåene. I tille	gg kan langtransportert svevestøv spille en rolle for lokal
forurensning, og noen steder er industrien en viktig kilde. Svevestøv kan være
menneskeskapt, men det er også naturlig forekommende svevestøv som stammer fra
jorderosjon	, skog	- og gressbranner, ve	getasjon, sjøsprøyt (saltpartikler), sandstormer
og vulkanutbrudd.
Forbrenningspartikler dominerer i fin og ultrafin fraksjon	, mens mekanisk genererte
partikler som oftest dominerer i grovfraksjonen. Disse fraksjonene består av en
kompleks blanding av en r	ekke forskjellige forbindelser, både organiske og uorganiske.
Svarte karbonpartikler 	vil være en del av PM	2,5	 og PM	0,1	. Det har i de senere år vært et
større fokus på svart karbon og det finnes	 flere forskjellige metoder 	for 	å måle slike
partikler. Derfor 	inkluderer svarte karbonpartikler målinger av svart røyk (BS), svart

6 Kostnadstallene fra TØI (2014) er oppjustert ved å beregne VSL for 2014 ved å benytte 	endring i
konsumprisindeks fra 2012	-2014 og økning i BNP per innbygger 2012	-2014 i henhold til
Perspektivmeldingen for 2013 (Meld. St. (2012	-2013).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	28
karbon (BC) og absorbans (Abs), foruten elementært karbon (EC)
(Folkehelseinstituttet	, 2013).
Ulike fraksjoner og typer av PM kan gi ulike helse	- og miljøeffekter. Dette kommer vi
tilbake	 til i avsnitt 2.2.2.
2.2.1	 	Kilder	 og utslipp
Utslippene går 	noe 	ned
Utslippene av svevestøv (PM	10) var på 38	 400 tonn i 2013 (	www.	ssb.no/natur	-og	-
miljo/statistikker/milgiftn, uttrekk 16.3.2015). Det er en nedgang på 14 prosent fra
året før.
Figur 2.5 og 2.6 	viser	 utslippene av henholdsvis PM	10 og PM	2,5	 i perioden 2005	-2013.
Figurene viser at utslippene av begge svevestøv	-størrelser har gått ned i perioden.
Utslippsoversikter over PM	10 omfatter også utslipp av PM	2,5	.

Figur 2.	5. Totale utslipp til luft i Nor	ge av partikler (PM	10) i tonn per år, i perioden 2005 til 2013.
Kilde: 	www.norskeutslipp.no

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	29
 	Figur 2.	6. Totale utslipp til luft i Norge	 av partikler (PM	2,5) i tonn per år, i perioden 2005 til 2013.
Kilde: 	www.norskeutslipp.no

Viktigste kilder er vedfyring, 	industri og bergverk, i tillegg til transport
De viktigste kildene til utslipp av svevestøv 	(PM	10) er vedfyring, industri og bergverk	, i
tillegg til transport	. Vedfyring stod 	i 2013 	for de største utslippene (ca. 50 prosent),
industri og bergverk (23 prosent), veitrafikk (18 prosent), deretter fulgte sjøfart og
fiske (5 prosent) og olje	- og 	gassektoren	 (4 prosent).	 Vedforbruket i boliger og
fritidsboliger gikk 	ned med 20 prosent fra 2012 til 2013, noe som kan ha sammenheng
med at det var lavere oppvarmingsbehov i 2013 fordi det var noe varmere enn i 2012.
Utslippet av svevestøv fra vedfyring ble redusert med 21 prosent. Det blir en stadig
større andel ovner med 	ny forbrenningsteknologi som gir lavere utslipp.
Studier utført ved Folkehelseinstituttet viste at de fysiske og kjemiske egenskapene til
vedfyringspartikler skiller seg klart fra forbrenningspartikler fra bilmotorer. Blant annet
inneholdt 	vedfyringspartiklene over hundre ganger høyere nivåer av PAH enn
dieseleksospartikler og veistøv (Folkehelseinstituttet	, 2013).
I enkelte områder er industrielle utslipp hovedkil	den til svevestøvforekomstene. For
eksempel har Mo i Rana hatt svært høye nivå	er av svevestøv som følge av utslipp fra
den metallurgiske industrien (Folkehelseinstituttet	, 2013).
De ulike fraksjonene av svevestøv har ulike hovedkilder:
 	PM	10: Asfalt	-, brems	- 	og dekkslitasje, strøsand, vedfyring, industri,
langtransport
 	PM	2,5	: Vedfyri	ng, eksosutslipp, industri, langtransport	erte utslipp

2.2.2	 	Skader og ulemper
En rekke befolkningsstudier viser sammenheng mellom nivåer av svevestøv i lufta og
sykelighet (morbiditet) og dødelighet (mortalitet) i befolkningen. Dette gjelder både
korttids	- og l	angtidseksponering (	Folkehelseinstituttet, 2013	; EU, 2013; WHO, 2015).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	30
Eksponering for svevestøv er en av de viktigste miljøfaktorene for reduksjoner i leveår
(etter ulykker i hjemmet, men foran trafikkulykker). Eksponering for svevestøv kan føre
til beten	nelsesresponser, noe som synes å være sentralt i utvikling og forverring av
lunge	- og hjertesykdommer. Nyere studier indikerer også at svevestøv kan forårsake
effekter i nervesystemet, på fosterutvikling, samt forverre eller forårsake
stoffskifteforstyrrel	ser (som diabetes og fedme) (Folkehelseinstituttet	, 2013).
De fleste nyere internasjonale undersøkelser tyder på at helseeffekten av finfraksjonen
kan være sterkere enn av grovfraksjonen, selv om resultatene ikke er helt entydige
(Folkehelseinstituttet	, 20	13; TØI	, 2014; UK Air Quality Expert Group	, 2012). 	 De fleste
studiene viser at de minste partiklene har større potensial til å gi
betennelsesreaksjoner i lungene enn større partikler med samme kjemiske struktur.
Denne forskjellen i respons forsvinner imid	lertid ofte når det justeres for det større
overflatearealet hos de minste partiklene. Derfor blir partikkeloverflatearealet sett på
som svært viktig for å utløse betennelsesreaksjoner. Når det gjelder ulike
størrelsesfraksjoner av byluftpartikler	, er bildet mer komplisert. I studier hvor
forskjellige størrelsesfraksjoner av PM samlet inn i samme område er sammenlignet
synes det som at grovfraksjonen (PM	10-2,5) er mer potent til å utløse
betennelsesresponser enn PM	2,5	 og PM	0,1	. Partikkelstørrelse ka	n også ha betydning for
effekter av svevestøv i hjerte	-karsystemet, men dette har vært mindre studert. 	I tillegg
til størrelsen e	r også hva partiklene består av	 viktig for hvilke helseeffekter de har,
men dette vet man 	mindre	 konkret om	 (Folkehelseinstitut	tet	, 2013)	.
Like interessant som størrelsen	 kan være å se på hva man vet om partikler fra ulike
kilder. Vi vil se spesielt på det man vet om partikler fra vedfyring og industri, siden
mobile kilder ikke er tema for denne rapporten.
Flere e	ksperimentelle st	udier og studier med korttids og middels 	langvarig	 eksponer	ing
av forsøksdyr for vedfyringsrø	yk	 gjengitt i Folkehelseinstituttet (2013	a), tyder på at
forbrenningspartikler fra annen forbrenning enn trafikk, deriblant vedfyring	, har
mindre effekter på beten	nelsesreaksjoner 	som gir helseeffekter 	enn trafikk.
Langtidseffektene kan imidlertid være annerledes fordi vedfyringspartikler, som nevnt
tidligere, inneholder PAH som anses å være kreftfremkallende.
M	etallrike partikler fra områder med mye smelteverk og s	tålindustri 	har 	vist seg å
være mer potente enn andre 	partikler i å utløse helseeffekter. Et økende antall studier
indikerer at forskjellige metaller i svevestøvet kan spille en viktig rolle for å utløse
helseeffekter.
Det foreligger bare svært få eksperi	mentelle studier 	hvor	 effekten av PM	2,5
sammenlignes med BC/EC og hvor sammensetningen av partiklene samtidig er
karakterisert. Di	sse få studiene tyder ikke på a	t BC/EC i seg selv gir noen toksikologiske
effekter, men at effektene tilskrives ulike 	organisk	e forbindelser eller metaller
forbundet til BC/EC (Folkehelseinstituttet	, 2013).
Det understrekes i 	www.	ssb.no at utslippstallene for svevestøv ikke er det samme som
den konsentrasjonen som faktisk kan pustes inn av mennesker. I
konsentrasjonsberegninger b	lir det tatt hensyn til at utslipp	spunktet	 for	 industri	 og

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	31
vedfyring 	er	 høyere enn for eksempel eksos fra biler, slik at 	industri	utslipp ofte
fortynnes mer før det pustes inn	 (www.	ssb.no)	. Men som vi har beskrevet over, er
helse	- og miljøeffekter også avhengig av partiklenes 	størrelse og 	sammens	etning.
Forurensningsforskriftens g	renseverdier for luftkvalitet
Forurensningsforskriften har juridisk bindende grenseverdier for svevestøv. I tabel	len
nedenfor er det satt opp grenseverdier slik de er definert i forurensningsforskriften.
Tabell 2.6. Grenseverdier for konsentrasjoner av svevestøv 	ifølge	 forurensningsforskriften.
Komponent	 	Midlingstid	 	Grenseverdi	 	Antall tillatte
overskridelser
Dato 	for
oppnåelse av
grenseverdi
Svevestøv PM	10 	  	  	  	 
Døgngrenseverdi for
beskyttelse av
menneskets helse
1 døgn (fast)	 	50 μg/m³
PM	10
Grenseverdien
må ikke
overskrides mer
enn 35 ganger
pr. år
1. januar
2005
Årsgrenseverdi for
beskyttelse av
menneskets 	helse
Kalenderår	 	40 μg/m³
PM	10
 	1. januar
2005
Svevestøv PM	2,5 	  	  	  	 
Årsgrenseverdi for
beskyttelse av
menneskets helse
Kalenderår	 	25 μg/m³
PM	2,5
 	1. januar
2015
Kilde: Forurensningsforskriften	.

Det fremgår av tabellen at	 det både er krav til 	konsentrasjoner per døgn og per år for
blant annet å unngå kortvarige, høye konsentrasjoner som kan være helseskadelige, og
for å sikre et bakgrunnsnivå som gir skader på lengre sikt. Det fremgår også at det er
oppgitt grenseverdier både for PM	10 og for PM	2,5	, begge med begrunnelse i
helse	effekter	.
Figur 2.9. viser antall overskridelser av svevestøvnivåer i norske byer i perioden 2004	-
2013. Forurensningsforskriftens krav overskrides i flere byer.
Nasjonale mål og luftkvalitetskriterier
På sam	me måte som 	for nitrogenoksider	 finnes også nasjonale mål for svevestøv, som
er at døgnmiddelkonsentrasjonen av svevestøv (PM	10) ikke skal overskride 50 µg/m	3
mer enn 7 dager per år.
Det er også utarbeidet luftkvalitetskriterier, spesielt med utgangspunkt i helsefare.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	32
 	Figur 2.	7. Luftkvalitetskriterier, nivå i uteluft i norske byer og helseeffekter ved ulike konsentrasjoner
av svevestøv, PM	10.
Kilde: Folkehelseinstituttet (2013	a)

Helseeffekter	 	 	 Luftkvalitetskriterier	 	Nivå i uteluft
 	Figur 2.8	. Luftkvalitetskrit	erier, nivå i uteluft i norske byer og helseeffekter ved ulike konsentrasjoner
av svevestøv, PM	2,5.
Kilde: Folkehelseinstituttet (2013	a)

Figur 2.7 og 2.8 er hentet fra Folkehelseinstituttet (2013	a) og beskriver på venstre side
av pilen, sammenhengen mello	m henholdsvis konsentrasjoner av PM	10 (Figur 2.7) og
PM	2,5	 (Figur 2.8) og effekter på helse. I første kolonne til høyre for pilen er

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	33
luftkvalitetskriteriene som er fastsatt av Folkehelseinstituttet og Miljødirektoratet satt
opp, mens kolonnen helt til høyr	e viser «typiske» konsentrasjoner i norsk uteluft.
Figur	 2.9	 vis	er antall overskridelser av svevestøvnivåer i norske byer fra 2004 til 2013.
Figuren viser at de nasjonale målene (som er de strengeste) overskrides en rekke
ganger i 	flere	 større byer, men også forurensningsforskriftens krav overskrides i flere
av de større byene, 	men	 trenden er at færre byer overskrider grensene.
 	Figur 2.	9. Antall overskridelser av svevestøvnivåer i norske byer fra 2004 til 2013.	 For hver by
represente	rer hver søyle et år.
Kilde: 	Sentral database for luftovervåkingsdata, 2014/ Miljøstatus.no

2.2.3	 	Verdsetting av utslippene
På samme måte som beskrevet for 	NO	x-utslipp i avs	nitt 2.1.3 kan svevestøv i prinsippet
verdsettes ved å bruke en skadekostnads	- eller en tiltakskostnadstilnærming. Det er
ikke avgifter 	e.l.	 for å regulere svevestøvnivåene, 	men	 f.eks. piggdekk	-gebyr kan sees
som en avgift for (blant annet) å redusere sveve	støvnivået	 (spesielt grovfraksjonen)	.
Verdsetting av skadekostnader
Som beskrevet i avsnitt 2.1.3 er det ikke gjennomført nye fullstendige
skadefunksjonsstudier av helse	- og miljøeffekter av svevestøv i Norge siden LEVE	-
prosjektet fra 2005. Tallene fra 20	05 er imidlertid oppdatert flere ganger. Den siste
oppdateringen skjedde ved beregning av marginale skader av veitrafikk (TØI	, 2014).
I en del sammenhenger benytter helsemyndighetene i ulike land det som kalles DALY
(Disability Adjusted Life Years) for ve	rdsetting av helseeffekter. Dette ble for eksempel
gjort i en vurdering av forslag til innskjerpelse av grenseverdier og nye nasjonale mål
for PM	10 og PM	2,5	 (Miljødirektoratet	, 2014). DALY benyttes som et mål på
sykdomsbyrden i en befolkning	, og kombinerer	 informasjon om sykelighet og
dødelighet. Begrepet ble lanser	t av Verdensbanken og fulgt opp av WHO i 1990	-årene,
først og fremst for å kunne gjøre sammenligninger på tvers av befolkninger og over tid.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	34
DALY beregnes ved å benytte mål for for	ventet levealde	r og sykelighet som så justeres
med et mål for grad av funksjonshemming. Hver tilstand vektes på en skala fra
(perfekt helse) til 1 (død) av et ekspertpanel. Bruken av DALY er omstridt blant annet
fordi det ofte er mangelfulle statistiske opplysninger so	m ligger til grunn for
beregningene, og fordi målet gir en høyere verdi til funksjo	nsfriske enn til
funksjonshemmede	 og middelaldrende sammenlignet med eldre individer osv. I en
verdsettingssammenheng kan man si at et ekspertpanel allerede har gjort en rekke
vurderinger og vektinger (som er en form for verdsetting) før man kommer til selve
verdsettingen. Vi vil derfor i	kke anbefale at man legger denne tilnærmingen til grunn i
det videre	 arbeidet	.
De nyeste norske skadeestimatene for svevestøv finnes i TØI (2014). I tabell	 2.7	 er de
skadekost	nadene som fremgår av rapporten	 gjengitt.	 Denne tabellen er fremkommet
ved å ta u	tgangspunkt i estimater i Magnussen 	m.fl.	 (2010) som igjen bygger på
beregninger i SFT (2005), som vi omtaler litt senere i dett	e avsnittet.
Magnussen 	m.fl.	 (2010) bygde på en trinnvis skadefu	nksjonstilnærming som består av	:
1) Beregning/måling av utslipp fra	 ulike kilde	r som transport, fortrinnsvis fordelt
på ulike transportmidler og kjøretøyskategorier.
2) Luftforurensningsspredningsmodeller brukes	 for å beregne endret eksponering
for luftforurensning for ulike geografiske lokaliseringer, målt for eksempel som
konsentrasjon av partikler (PM	2,5	 	og PM	10) og presentert på
luftforurensn	ingskart og luftforuren	sn	ing	sdatabaser.
3) Eksponerings	-responsfunksjoner (ERF	-er) mellom luftforurensningsnivåer målt
som luftfo	rurens	ningskomponenter som PM	2,5	 og PM	10 og helseen	depunk	ter i
form av økt hyppighet av sykdom, beskrevet for eksemp	el som antall tilfeller av
en dag med milde symptomer på luftveislidelser, antall tilfeller av
sykehusinnleggelser på grunn av luftveisproblemer ell	er	 økt dødelighet i form
av antall tilfeller prem	atur død eller tapte leveår.
4) Beregninger av tota	lt antall tilfeller for hvert helseendepunkt (både sykdom og
dødelighet) ved h	jelp av ERF	-er og informasjon om størrelsen på den
eksponerte befolkningen	.
5) Økonomisk verdsetting av hvert helseendepunkt foret	as 	ved hjelp av nye
verdset	tingss	tudier eller o	ver	før	ing av verdier fra tid	ligere verdsettingsstudier
(«benefit transfer»). Økonomisk verdi per «enhet» av hvert helseendepunkt,
for eks	emp	el «kroner per dag med symptom på luftveisl	ide	lser» eller «verdien
av et	 statistisk liv (VSL) i kroner» summeres så over det beregn	ede antall
tilfeller av hvert helseendepunkt for å få total samfunnsøkonomisk verdi.

Estimatene for disse ulike trinnene, med unntak av det siste, ble i Magnussen 	m.fl.
(2010) hentet fra SFT (200	5).	 Verdiene i trinn 5 ble hentet fra en egen
verdsettingsstudie som ble gjennomført som del av prosjektet.
TØI (2014) tok utgangspunkt i estimatene fra Magnussen 	m.fl.	 (2010), men oppjusterte
verdianslagene	 i trinn 5	. Med hensyn til 	verdien av 	for tidlig 	død på grunn av sykdom
forårsaket av luftforurensing benytte	t TØI (2014) 30 millioner 2012	-kroner, og
oppdaterte tallene ut fra dette. I tillegg gjorde de en restrukturering av den

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	35
geografiske verdsettingen for å få samme geografiske fordeling for luftforu	rensning
som for støy.
Tabell 2.7. 	Marginale eksterne 	kostnader av luftforurensning (2012	-kr per kg utslipp av PM	10).
 	Spredt
bebyggelse
Tettsted (15000	-100	 000
innb.)
Tettsted (>100	 000
innb.)
2012	-verdier	 	0 	695	 	4 957
Avrundede
verdier
0 	700	 	5 000
Kilde: TØI (2014)

Som omtalt ovenfor	 skilles det ofte mellom effekter av partikler med ulike størrelser,
me	n også hva partiklene består av	 kan ha betydning for helseeffektene. TØI fant ikke
grunnlag for å oppgi ulike skadekostnader for ulike størrelser og	 typer av partikler.
TØI	 (2014)	 diskuterer relativ verdsetting av PM	10 og PM	10-2,5	. De poengterer at
fordelingen mellom de ulike fraksjoner av PM varierer med hvilken by man måler 	i og
hvilket år målingene ble foretatt. 	Undersøkelser i Oslo i 1987 og 1996 	antyder at
finfraksjonen PM	2,5	 utgjør ca. 2/3 av PM	10.
TØI (2014) konkluderer at s	elv om det ikke er entydig	, indiker	er de fleste
internasjonale 	undersøkelse	r at helseeffekten av finfraksjonen kan være større enn for
grovfraksjonen, men en del nyere studi	er motsier dette. 	Som Folkehelseinstituttet
(2013	a) diskuterer, er også TØI (2014) inne på at det 	kan være like viktig hvilke stoffer
partiklene består av	 som hvilken størrelse de har	.
I Miljødirektoratet (	2014	c) gjorde de en vurdering av verdsetting av d	en grove
fraksjonen	, og endte med å sette skadekostnaden av PM	10 lik estimert skadekostnad
av PM	2,5	.
Det er økende interesse	 for å se nærmere på BC (black carbon; noen ganger kalt svart
karbon eller «sot» på norsk). WHO har gått gjennom og vurdert helseeff	ekter fra BC	,
og deres gjennomgang kan tyde på at det er komponenter som er bundet til BC som gir
helseeffektene. Dette indikerer at BC kan være en bedre indikator på helseeffekter enn
den tradisjonelle inndelingen i fin	- og grovfraksjon (	WHO	, 2012	). Det a	ntydes at
effekten per µg/m	3 kan være 	større for BC enn	 for PM	2,5	. BC har for øvrig også en
klimaeffekt i tillegg til helseeffektene.
Skille mellom utslipp fra ulike kilder?
LEVE	-prosjektet	 (SFT	, 2005)	 gjennomgikk alle trinn i skadefunksjonsmetoden. Studien
identifiserte miljø	- og helseeffekter av blant annet nitrogen	- og svevestøvutslipp,
beregnet spredning og konsentrasjoner av forurensning i ulike byer, tettsteder og
spredtbygde strøk, og benyttet ek	sponerings	-responsfunksjoner og verdier for helse	-
og miljøeffekter for å beregne kroner per kg av ulike utslipp.
For PM	10 oppgir SFT (2005) anbefalte estimater for marginale miljøkostnader definert
ved helseskadekostnader for henholdsvis eksos og veistøv 	fra veitrafikk og for «andre

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	36
kilder», som de oppgir er først og fremst utslipp fra fyring med ved og olje. I tillegg
gjøres beregninger med henholdsvis tapte leveår og statistisk liv. Resultatene for PM	10
er vist i tabellen nedenfor.
Tabell 2.8. 	Anbefalte 	estimater for marginale 	eksterne 	kostnader definert ved helseskadekostnader
forårsaket av norske utslipp. Angitt som kr/kg PM	10-utslipp i 2004	-kroner	1.
 	Veitrafikk 	– eksos	 	Veitrafikk 	– veistøv	 	Andre kilder	2
 	VOLY	 	VSL	 	VOLY	 	VSL	 	VOLY	 	VSL
Oslo	 	1 600	 	5 500	 	1 000	 	19 600	 	1 200	 	5 300
Drammen	 	600	 	2 400	 	600	 	5 200	 	400	 	2 100
Stavanger	3 	600	 	2 400	 	600	 	5 200	 	400	 	2 100
Bergen	 	1 500	 	3 800	 	700	 	12 200	 	600	 	2 800
Trondheim	 	1 300	 	5 900	 	1 200	 	28 000	 	400	 	1 600
Andre byer og tettsteder
med mer enn 15	 000
innbyggere	4
200	 	600	 	200	 	1 300	 	100	 	500
1)To nivåer begrunnet i valg av metode for verdsetting av et dødsfall, dvs. verdien av statisti	sk liv
uavhengig av antall leveår som går tapt og helsetils	tand før dødsfall	 (VSL)	, eller verdien av et statistisk liv
fordelt på tapte leveår	 der det antas at det i gjennomsnitt går tapt 7 leveår	 (VOLY)	.
2)Først og fremst utslipp fra fyring med ved og olje
3)Som Drammen
4)Ca. ¼ av Drammen og Stavanger.
Kilde: SFT (2005); Tabell S	-1.

Tabell 2.8 illustrerer den store forskjellen i kostnadsestimater avhengig av om man
baserer beregningene på VOLY eller VSL. Dette gjelder alle estimater. Med
utgangspunkt i anbefalinger i DFØ (2014) og Finansdepartementet (2014)	 om å benytte
VSL som standa	rd, 	vil vi 	legge mest vekt på 	de beregningene som benytter VSL (men
minner om at disse 	VSL	-verdiene som ligger til grunn for estimatene i Tabell 2.8 	er
adskillig lavere enn 	de 	30 millioner	 2012	-kr.	 som nå normalt skal legges til grunn). Vi
ser at SFT (2005	) skilte mellom eksos og veistøv, mens dette ikke er gjort i senere
beregninger (Magnussen 	m.fl.	, 2010; TØI	, 2014). Det vi	 skal se mest nøye på	 er
forskjeller mellom kostnader knyttet til utslipp fra veitrafikk og fra andre kilder.
Ifølge	 SFT (2005) er alt	så kostnadene ved veistøv høyere enn for eksosutslipp og
utslipp fra andre kilder, for alle byer	 i beregningene der VSL er brukt	. Kostnadene for
henholdsvis eksos og andre kilder er tilnærmet like for de aller fleste byene, med
unntak av Trondheim.
Hva me	d europeiske tall for skadekostnader?
I og med at svevestøv i hovedsak har helseeffekter i byer, er de marginale
skadekostnadene svært avhengige av utslipp, spredning, konsentrasjoner og berørt
befolkning (som henger sammen med befolkningstettheten i byen/	landet). Av den
grunn har vi i utgangspunktet større tiltro til 	norske studier	, som SFT (2005) som
bygger på utslipp, spredning og berørt befolkning i norske byer og tettsteder, enn til
europeiske studier som gjenspeiler helt andre forhold for disse faktor	ene. Vi vil
imidlertid gjengi noen resultater fra en europeisk studie som er mye benyttet for å
vurdere utslippskostnader, knyttet til CAFE	-programmet 	(Clean Air for Europe) gjengitt

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	37
i Holland 	m.fl.	 (2005). De estimerte blant annet marginale kostnader knyt	tet til PM	2,5	 i
euro per tonn utslipp for 2010, med noe ulike forutsetninger. De oppgir tall for alle EU	-
land på det t	idspunkt, og Norge er ikke med	.
Vi bruker en røff oppdatering og overføring til norske kroner (antar at 1 euro = 8 NOK,
og prisjusterer me	d konsumprisindeks tilnærmet 20	 prosent	 økning fra 2005 til 2014).
Vi finner da at for Sverige er marginale skadekostnader estimert til i størrelsesorden
110 	– 330 kr/kg PM	2,5	. Laveste (Estland) estimat er i størrelsesorden 40 kr/kg PM	2,5	,
mens høyeste (Ty	skland) er i størrelsesorden 1	 350 kr/kg. Disse kostnadene skal
inkludere helseskader og bidrag til dannelse av bakkenær ozon. 	Ettersom de oppgis
som gjennomsnitt for hele landet 	kan 	de 	dekke over store forskjeller i	nternt i	 de ulike
landene, men gjennomgående er de altså betydelig lavere enn de norske anslagene.
Dette kan blant annet skyldes at CAFE brukte et lavere VSL	-anslag i sine beregninger (2
millioner euro). På den annen side har ozondannelse vært ansett som et lite p	roblem i
Norge, men et større problem sørover i Europa.
EU (2013) understreker behovet for fortsatt innsats for redusert luftforurensning i
Europa	, og gir en vurdering av hvilke effekter ulike utslipp har, blant annet PM (spesielt
PM	2,5	) og NO	x. WHO Region	al Office for Europe, OECD (2015)	 beregner kostnader av
helseeffekter av luftforurensning for Europa som helhet og for enkeltland, inkludert
Norge. 	De vurderer både kostnader knyttet til uteluft og inneluft, og benytter noe ulike
verdsettingsmetoder og mål	 (VSL, DALY etc.) for å beregne kostnadene. Det oppgis
ikke tall for de ulike landene for kostnader knyttet til ulike utslippsparametere (f.eks.
PM) eller kilder. Vi kan imidlertid merke oss at ved sammenligning av kostnader ved
helseeffekter av utslipp ti	l uteluft i 2005 og 2010 er Norge et av landene der antall
påvirkede (	målt i form av 	tapte liv og sykdom	stilfeller	) har gått betydelig ned. Det
oppgis at DALY tapt som resultat av forurensning i uteluft i Norge var 5	 336 i 2005 og
2 769 i 2010. Kostnaden a	v for tidlig døde som følge av forurensning i uteluft ble
beregnet til henholdsvis 1	 533 millioner US dollar i 2005 og 864 US dollars i 2010 (når
VSL var 4	,65 US dollar i 2010 og 4,34 i 2005) (WHO Regional Office for Europe, OECD
2015).
I Danmark har man u	tarbeidet «Miljøøkonomiske beregningspriser for emissioner»
(Andersen og Brandt	, udatert	) 	og en	 	«nø	gletalskatalog»	 	(COWI 2014)	.
Nøkkel	tallskatalogen inneholder blant annet det som kalles skadekostnader ved
utslipp av PM	2,5	. De marginale eksterne kostnader 	i gjennomsnitt for alle sektorer for
PM	2,5	 oppgis til 211 2014	-DKK	, altså mye lavere enn de norske tallene	. Som nevnt ove	r
er det mange forhold som er ulike når man skal beregne skadekostnader	 i ulike land og
landområder	. Dette gjelder for eksempel	 spredni	ngsforhold for utslippene, 	i tillegg til
antall berørte personer og nasjonale føringer for bruken av VLS og VOLY og verdier for
disse. V	i vil derfor ikke gå gjennom detaljer i beregningene. Men det kan nevnes at det
ble benyttet spredningsmodeller for utsl	ippene, og at både mortalitet og morbiditet
som følge av svevestøv er inkludert.
Oppsummering: Anslag for marginale eksterne kostnader	 ved 	utslipp	 av svevestøv
Gjennomgangen ovenfor viser at svevestøv	 forårsaker helseskader	 først og fremst i
større byer, o	g at det særlig er mobile kilder (som vi ikke behandler i denne rapporten)

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	38
som står for utslippene der, men også blant annet vedfyring bidrar	 til utslippene	 i
mange byer	. I tillegg bidrar industrien	 enkelte steder.	 Utslippene har gått ned, men
grenseverdiene overskrides fortsatt i en del større byer. 	Det	 er	 gode grunner til å
oppdatere selve grunnlaget for verdsetting av skadekostnadene av svevestøv, og
herunder forsøke tydeligere å skille ut skadeeffekter av ulike 	partikkelstørrelser som
består av ulike stoffer.
Vi diskuterte i tilknytning til Tabell 2.7 	som viser estimater for eksterne marginale
kostna	der av svevestøv fra veitrafikk	 fra TØIs rapport fra 2014, 	at disse tallene er
høyere enn om man la 	anslagene fra 	SFT (2005) eller Magnussen 	m.fl.	 (2010) til grunn	,
hovedsakelig	 fordi det er benytte	t oppdatering med Finansdepartementets verdi for
VSL (30 millioner 2012	-kroner). Ved bruk av VOLY eller VSL innhentet spesielt knyttet
til verdsetting av tapte liv som følg	e av luftforurensning, ville verdiene vært lavere.
Men som understreket 	flere steder i dette kapittelet	 er antall tapte leveår usikkert, det
varierer mellom akutt og kronisk eksponering, og mellom partikler av ulike størrelser
og 	sammensetning	 osv. 	Selv om	 estimatene fra andre europeiske land ikke direkte kan
sammenlignes med de norske, er det interessant at de er lavere enn de 	anslagene	 vi
finner for en del av de størst	e norske byene. Når det er sagt	 må det antas at	 de
marginale kostnadene av 	svevestøv	-uts	lipp fra 	mange av de kildene vi vurderer (altså
andre enn transport) 	er tilnærmet 	null, fordi utslippene skjer utenfor de større byene.
På den annen side vet vi at mens de norske studiene verdsatte PM	10 har senere studier
lagt større vekt på PM	2,5, og det 	antas ofte at disse har større helsemessige effekter. I
en norsk rapport fra 2014 (Miljødirektoratet	, 2014) ble det for eksempel tatt
utgangspunkt i verdsetting av PM	2,5	, og etter en del vurdering ble skadekostnadene
ved PM	10 satt til å være like stor. Den	ne studien benyttet imidlertid DALY i sine
vurderinger, og resultatene er derfor ikke direkte sammenlignbare med studier som
benytter VSL (eller VOLY). I den senere tid viser blant annet gjennomgang av en rekke
studier i WHO indikasjoner på at BC (svart ka	rbon) er en bedre indikator på
helseeffekter.
Vi vet 	videre 	at utslipp fra ulike kilder har ulik betydning for konsentrasjoner og
helseeffekter, blant annet at utslipp fra industri har mindre skadelige effekter enn
utslipp fra biler fordi de skjer høye	re 	oppe	 i lufta	. Dette skulle tilsi at de marginale
eksterne kostnadene av svevestøv 	fra andre kilder enn biltrafikk	 burde ha et fratrekk
sammenlignet med tallene i Tabell 2.7.	 På den annen side	 kan utslipp fra f.eks.
metallurgisk industri inneholde metaller 	og utslipp fra vedfyring inneholder PAH, 	som
begge 	kan ha ekstra store helseeffekter (Folkehelseinstituttet	, 2013).
Det er derfor mange forhold som peker på at det er behov for ny vurdering av de
grunnleggende sammenhengene mellom svevestøv og marginale ek	sterne kostnader.
Når det er sagt, er det særlig biltrafikk som bidrar til disse utslippene der de gir de
største helseeffektene, og behovet er derfor størst for å gjøre grundigere vurderinger
knyttet til den sektoren. 	Per i dag mener vi derfor at den best	e tilnærmingen til å
estimere marginale eksterne kostnader av PM	10, inkludert PM	2,5	, i sektorer utenfor
transportsektoren, 	er å benytte tallene fra TØI (2014). Våre forslag til eksterne
marginale kostnader ved utslipp av PM	10, inkludert PM	2,5	, blir da som vist i Tabell 2.9.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	39

Tabell 2.9. Våre anslag for eksterne, marginal	e kostnader ved utslipp av svevestøv (PM	10, inkludert
PM	2,5) (avrundet, 	201	4-kr7 per kg utslipp).
 	Spredt
bebyggelse
Tettsted (15000	-100	 000
innb.)
Tettsted (>100	 000
innb.)
Avrundede
verdier
0 	750 	5 35	0
Kilde: Vista Analyse

7 Kostnadstallene fra TØI (2014) er oppjustert ved å beregne VSL for 2014 ved å benytte endring i
konsumprisindeks fra 2012	-2014 og økning i BNP per innbygger 2012	-2014 i henhold til
Perspektivmeldingen for 2013 (Meld. St. (2012	-2013).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	41
3.	 Utslipp av flyktige organi	ske forbindelser uten	om
metan (NMVOC)
I dette kapitlet vurderes og verdsettes skadevirkning	er fra utslipp av NMVOC fra all	e
norske utslippskilder.
3.1	 	Kilder og utslipp
I 2013 var utslippene av flyktige organiske forbindelser	 uten	om	 metan (NMVOC)
omtrent 135 	000 tonn (SSB). Bruk av løsemidler er den største kilden til utslipp av
NMVOC i Norge, og bidro med 32 prosent av utslippene i 2013. Andre store 	kilder er
transport (inkludert småbåter og motorredskaper) og utvinning og ilandføring av olje
og gass. I 2013 bidro transport med omtrent 19 prosent og olje	- og gassektoren med
omtrent 27 prosent av utslippene. Resterende utslipp stammer fra andre kilder 	som
industri, husholdninger og bensindistribusjon.
På grunn av økt aktivitet i oljeproduksjonen økte de norske utslippene av NMVOC med
ca. 34 prosent fra 1990 til 200	1. I 2001 var utslippet ca. 390 	000 tonn, men deretter
har utslippene gått sterkt ned. For	bedringer ved lasting av råolje, i form av gjenvinning
av oljedamp, er den viktigste årsaken til reduksjonen. Det har også vært en nedgang i
utslippene fra veitransporten.
Trenden med nedgang i produksjon av olje vil bidra til lavere utslipp, men i hvilken
grad utslippene vil gå ned i årene framover vil avhenge av den økonomiske utviklingen.
Utslippene av NMVOC er regulert i Göteborgprotokollen	. Utslippsforpliktelsen for
Norge i den ”gam	le” Göteborgprotokollen var 195 	000 tonn i	 2010, og med et utslipp
på 1	42 	000 tonn samme år overoppfylte Norge forpliktelsen. I den reviderte
protokollen er forpliktelsen 131 	000 tonn i 2020.	8 Gitt nivået på utslippene i 2013 er
det sannsynlig at Norge vil nå denne forpliktelsen uten større tiltak.
3.2	 	Skader og ulemper
Ettersom 	NMVOC er en flyktig forbindelse er det sjelden det oppstår høye nok
konsentrasjoner over lengre tid til at utslippene forårsaker helseskader direkte.
Når NMVOC reagerer med nitrogenoksider (NOx) under påvirkning av sollys dannes
ozon. Høye nivåer av ozon 	nær bakken kan føre til skader på helse, vegetasjon og
materialer.	 Dannelse av bakkenær ozon er antatt å være et svært lite problem i Norge
pga. lave temperaturer og lave konsentrasjoner av NOx og VOC.
3.3	 	Verdsetting av utslippene
ECON	 (2003) benyttet en marg	inalkostnad på 4 kr/kg NMVOC for alle kilder, basert på
tiltakskostnadene for å oppfylle Göteborgprotokollen. Det er så langt vi har klart å

8 Knyttet til et krav om å redusere utslippene med 40 prosent sammenlignet med faktiske utslipp i 2005.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	42
avdekke ikke gjort noen senere studier av verken tiltakskostnader eller skadekostnader
for disse utslippene, i Norg	e eller internasjonalt. NMVOC inngår som regel ikke i
beregningen av eksterne kostnader. I den siste oppdateringen av veitrafikkens
eksterne kostnader nevnes ikke NMVOC overhodet (TØI, 2014).	 Det kan nevnes at det i
COWI (2014) estimeres skadekostnadene fo	r NMVOC i Danmark til ca. NOK 1/kilo
(2014	-verdi).
I og med at Norge i prinsippet har nådd sine forpliktelser i Göteborgprotokollen, og 	de
gjenværende 	utslippene i tillegg ikke er antatt å ha noen vesentlige skadevirkninger i
Norge	, anbefaler vi at disse u	tslippene foreløpig tillegges en marginalkostnad på 	null	.
Endrede klimatiske forhold kan over tid øke problemet med bakkenær ozon, og gjøre
det mer aktuelt å rette inn tiltak mot å redusere utslippene av NMVOC. Det kan
dermed ikke utelukkes at NMVOC vil ha	 en positiv kostnad for samfunnet i fremtiden,
men når og i hvilken størrelse er det ikke mulig å forutsi.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	43
4.	 Utslipp	 av svoveldioksid (SO	2) og ammoniakk (	NH	3)
I dette kapittelet gjennomgås utslipp, skadevirkninger og verdsetting 	av skadene av
svoveldioksid (SO	2) og ammoniakk (	NH	3) fra alle norske kilder.
4.1	 	SO	2
4.1.1	 	Kilder og utslipp
Utslippene er kraftig redusert
Hoveddelen av utslippene av svoveldioksid stammer fra forbrenning av fossilt brensel.
Fra 1970 til 1998 er utslippet av 	svoveldioksid i atmosfæren blitt redusert med hele
75	 prosent i Europa, først og fremst fordi kull er erstattet med naturgass i kraftverkene
(www.norskeutslipp.no).
Utslippene av SO	2 har gått sterkt ned i Norge de siste 30 årene. Nedleggelse av industri,
stadig strengere krav til svovelinnhold i ulike oljeprodukter, svovelavgift og
utslippskrav hjemlet i forurensningsloven har bidratt vesentlig til reduksjonen. I 1980
var utslippene ca. 136 000 tonn. I 2013 var de	 omtrent 17 000 tonn, dvs. en reduksjon
på 8	8 prosent fra 1980. Figur 4.1 viser utviklingen i SO	2-utslippene siden 1990 fordelt
på sektorer. Økonomiske svingninger i verdensmarkedet har stor innvirkning på
utslippene av SO	2. Finanskrisen bidro sannsynligvis til den kraftige nedgangen fra 2008
til 20	09.

Figur 4.1 Utviklingen i utslipp av SO	2
Kilde: www.miljostatus.no

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	44
Svoveloksider er omfattet av Göteborg	-protokollen under Gen	ève	-konvensjonen om
grenseoverskridende luftforurensing samt EUs direktiv om nasjonale utslippsgrenser
(NEC	-direktivet), som 	omhandler svoveldioksid, nitrogenoksider, hydrokarboner og
ammoniakk. Svoveloksider er i tillegg omfattet av EU	-kommisjonens EPER	-liste og
PRTR	-protokollen under Århus	-konvensjonen (	www.norskeutslipp.no	). Av diss	e er det
Gøteborgprotokollen som i dag er viktigst for nivået på de norske utslippene.
Norge er i henhold til Gøteborgprotokollen av 1999 forpliktet til å redusere de årlige
utslippene av svoveldioksid til maksimalt 22 000 tonn fra 2010. Utslippene har li	gget
under utslippsforpliktelsen hvert år siden 2006 (	Prop. 1 	LS 	(2014	-2015)	). Utslippene av
svoveldioksid for 2013 lå 23 prosent under kravet i Göteborgprotokollen.
Gøteborgprotokollen ble revidert i 2012. Landene forplikter seg nå til prosentvise
reduksjoner innen 2020. Norge har forpliktet seg til å redusere utslippene av
svoveldioksid med 10 prosent sammenlignet med utslippene i 2005.	 I antall tonn	 er
forpliktelsen omtrent som før. Utslippene skal være maksimalt 21 000 tonn i 2020
(www.miljostatus.no	), og utslippet i 2013 ligger godt innenfor dette målet.
Tabell 4.1 Hovedkilder for SO	2-utslipp i 2013. Tusen tonn og prosent.
 	Tonn	 	Prosent
Industri og bergverk	 	11 	37	0 	66,6
Luftfart, sjøfart og fiske	 	2 300	 	13,5
Energiforsyning	 	1 86	0 	10,9
Olje	- og gassutvinning	 	84	0 	4,9
Oppvarming	 	66	0 	3,9
Veitrafikk	 	40 	0,2
Sum	 	17	 07	0 	100
Kilde: 	www.miljostatus.no
Tabell 4.1 viser at industri og bergverk er den desidert største kilden for utslippene, og
stod i 2013 for nesten 67 prosent av totalen. Siden det er disse utslippene som
potensielt har størst skadevirkninger av betydning skal vi gå litt mer inn på disse.
Tabell 4.2 viser at det er relativt stor spredning på størrelsen på utslippene med noen
få, relativt store utslipp. Summen av utslippene i tabellen er større enn de samlede
utslippene fra industri og bergverk gjengitt i tabell 4.1. Dette kan skyldes at no	en av
utslippene i tabell 4.2 er klassifisert under energiforsyning, olje	- og gassutvinning eller
oppvarming.
Det russiske kullkraftverket til Trust Arktikugol i Barentsburg på Svalbard står for det
største utslippet av SO	2 med i alt vel 1700 tonn i 20	13, noe som var en nedgang fra
2582 tonn i 2012. Miljødirektoratet følger opp bedriften med sikte på å redusere SO	2-
utslippene ytterligere (	www.miljodirektoratet.no	). Bedriften er først de seinere årene
tatt 	med i det norske utslippsregnskapet.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	45
Tabell 4.2 Store punktutslipp av SO	2 i Norge i 2013. Tonn SO	2/år.
Utslippskilde	 	SO	2-utslipp
Barentsburg kraftverk, Svalbard	 	1 704
Finnfjord AS, Lenvik	 	1 317
Fesil Rana Metall, Rana	 	911
Wacker Chemical Norway, 	Hemne	 	851
Elkem Salten, Sørfold	 	741
Elkem Bremanger	 	694
Saitn Gobain Ceramic Materials AS, Lillesand	 	679
Elkem Carbon	 	671
Esso Slagentangen	 	629
Elkem Thamshavn AS	 	521
Elkem Bjølvefossen	 	579
Statoil Mongstad raffineri	 	482
Hydro Aluminium Årdal	 	449
Longyear energiverk, Svalbard	 	405
Borregaard Sarpsborg	 	286
Norcem Brevik	 	298
Hydro Aluminium Karmøy	 	273
Norcem Kjøpsvik	 	250
Hydro Aluminium Høyanger	 	150
Sør	-Norge Aluminium Husnes	 	111
Hydro Aluminium Sunndal	 	112
Sum	 	12 113
Kilde: 	www.norskeutslipp.no
Utslippsreduksjoner av SO	2 følges opp av Prosessindustriens Miljøfond. Miljøfondets
formål er å planlegge og finansiere reduksjoner i SO	2-utslippene fra norsk
prosessindustri, med utgangspunkt i en intensjonsavtale mellom Norsk Industr	i og
Miljøverndepartementet. De bedriftene som tidligere betalte avgift for sine
prosessutslipp av SO	2, betaler nå inn et tilsvarende beløp til Miljøfondet. Midlene vil bli
brukt til å finansiere utvikling av teknologi og bygging av renseanlegg. For period	en
2011	-2014 skal bedriftene som er med i Prosessindustriens Miljøfond ikke slippe ut
mer enn 11 000 tonn SO	2 (www.miljodirtektoratet.no	).
Utslippene vil sannsynligvis reduseres ytterligere i årene framover
Det må etter vår vurdering forventes at de samlede SO	2-utslippene vil reduseres
ytterligere uten nye utslippsreduserende tiltak. De store punktutslippene vil
sannsynligvis reduseres noe som følge av nedleggelser, prosessomlegginger o.l.
Utslippene fra oppvarming vil også gå ned som følge av utfasing av bruk a	v fyringsolje
innen 	2020	, og utslippene fra sjøfart og fiske vil også sannsynligvis gå ned som følge av
bruk av olje med 	lavere svovelinnhold	. Utslippene fra olje	- og gassutvinning kan
imidlertid muligens komme til å øke som følge av at flere oljefelt vil 	havne i sluttfasen
av sin produksjon (haleproduksjon), og dermed kreve mer energibruk per produsert
enhet.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	46
4.1.2	 	Skader	 og ulemper
SO	2 kan gi nedsatt lungefunksjon hos astmatikere, men	 også	 skape irritasjon	 i
luftveiene hos friske mennesker. 	SO	2 i høye konsentr	asjoner kan også øke	 forekomsten
av hoste og slimproduksjon.	 Utslipp av 	SO	2 gir sekundærpartikler i atmosfæren som
skader helsen også ved lave nivåer, men dette rammer på europeisk nivå. I	 tillegg 	gir
utslipp av 	SO	2 miljøskader som korrosjon og	 forsuring	, også når konsentrasjonene er
lavere enn grensen for helseskade.
SO	2 fører til sur nedbør i atmosfæren og bidrar derfor til forsuring av følsomme
økosystemer. Det har innvirkning p	å den naturlige balansen i elver, innsjøer og i
bakken og skader dyre	- og plantelivet. Utslipp i større mengder ved jordoverflaten
kombinert med høy luftfuktighet kan skade bygningsmaterialer. En kraftig dose SO	2 kan
være skadelig for øyne, lunger og hals 	(www.norskeutslipp.no	).
Grenseverdier for luftkvalitet
Forskrift om begrensning av forurensning (Forurensningsforskriften) fastsetter
grenseverdier for konsentrasjonene av ulike skadelige stoffer i luft. Grense	verdiene er
fastsatt bl.a. på bakgrunn av ulike EU	-krav gjort gjeldende gjennom EØS	-avtalen, og er
fastsatt for å unngå skadelige helseeffekter og skader på økosystemet. For 	SO	2 er det
fastsatt følgende grenseverdier:
Tabell 4.3 Grenseverdier for 	SO	2-konse	ntrasjoner i luft.
Komponent	 	Midlingstid	 	Grenseverdi	 	Antall tillatte
overskridelser av
grenseverdien
Dato for
oppnåelse
av
grenseverdi
1. Timegrenseverdi
for beskyttelse av
menneskets helse
1 time	 	350 μg/m³	 	Grenseverdien
må ikke
overskrides	 mer
enn 24 ganger pr.
kalenderår
1. januar
2005
2. Døgngrenseverdi
for beskyttelse av
menneskets helse
1 døgn (fast)	 	125 μg/m³	 	Grenseverdien
må ikke
overskrides mer
enn 3 ganger pr.
kalenderår
1. januar
2005
3. Grenseverdi for
beskyttelse av
økosystemet
Kalenderår og
i
vinterperioden
(1/10	–31/3)
20 μg/m³	 	 	4. oktober
2002
Kilde: Forurensningsforskriften
Tabell 4.3 viser at det både er krav til konsentrasjoner per time og per døgn for bl.a. å
unngå kortvarige, høye konsentrasjoner som kan være helseskadelige, og for å sikre et
bakgrunnsnivå som gir lave skader på lengre sikt.
Høyest SO	2-konsentrasjoner	 i Sarpsborg og Pasvik
Konsentrasjoner over eller i nærheten av	 de helsebaserte grenseverdiene for	 SO2	 er i
dag bare registrert gjennom målinger i Sarpsborg og Øvre Pasvik, jfr. figur 4.2. Begge

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	47
steder er industriutslipp hovedårsaken til overskridelsene, hen	holdsvis lokal industri
(Borregaard) og industrien i Nikel i Russland. Det er i denne sammenhengen verdt å
merke seg at de totale, årlige SO	2-utslippene fra Borregaard er relativt lave
sammenliknet med de fleste andre større punktutslippene, jfr. tabell 4.	2.
Overskridelsene skyldes derfor sannsynligvis kortvarige «	uhellsutslipp», spesielt i 2011	.

Figur 4.2 Antall overskridelser av timesgrenseverdien for SO	2-utslipp. Timemiddelkonsentrasjon over
350 mikrogram/m3.
Kilde: 	www.miljostatus.no
Utslippene bidrar fortsatt til forsuring av vassdrag enkelte steder i Norge
Sur nedbør har vært et betydelig problem i Norge og andre europeiske land siden
1970	-tallet. Nedfall av svovel og nitrogen kan føre til forsuring av van	n og jordsmonn,
noe som har gitt og fortsatt gir redusert vannkvalitet i vann og vassdrag i Sør	-Norge,
spesielt på Sørlandet. Naturens tålegrense for forsuring er spesielt lav i Sør	-Norge fordi
jordsmonnet er tynt og berggrunnen består av sure bergarter so	m gneis og granitt.
Dette har ført til at mange fiskebestander er redusert eller har gått tapt. Også annet
dyre	- og planteliv er påvirker av sur nedbør (	www.miljostatus.no	).
Sur nedbør er først og fremst et result	at av forbrenning av fossilt brensel. Over 90
prosent av svovelnedfallet (og 80 prosent av nitrogennedfallet) i Norge kommer fra
andre land. En rekke tiltak er gjennomført for å redusere utslippene av gasser som gir
sur nedbør i Europa de siste 20	-30 årene	, særlig overfor utslippene av SO	2. Den
samlede, årlige avsetningen av svovel i Norge ble redu	sert med 80 prosent (til ca. 34
000 tonn) fra 1980 til 2010 (	www.miljostatus.no	). Reduksjonen i totalt nedfall av
nitrog	en har vært betydelig lavere enn for svovel, slik at nitrogenutslippene nå betyr
relativt mer for forsuringen.
Ifølge	 www.miljostatus.no	 er sur nedbør fortsatt en alvorlig trussel mot det biologiske
mangfoldet i f	erskvann i Nor	ge. Det er anslått at mer enn 9 	000 fiskebestander var tapt
og over 5.000 bestander redusert pga. forsuring i 1990. Tilsvarende beregninger er ikke

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	48
gjort senere, men i en studie fra 2008 ble det anslått at arealet med fiskeskader 	i
Norge var 	redusert fra ca. 20 000 km	2 i 1990 til ca. 13 	000 km	2 i 2006. Kart på
www.miljostatus	.no	 viser at antall innsjøer med lav PH	-verdi i Sør	-Norge har gått ned
fra 2002 til 2013, men at det fortsatt er en rekke innsjøer med lav PH som er skadelig
for fisk.
For å bøte på skadene og få tilbake dyrelivet gjennomføres det kalking av vassdrag.
Årlig	 spre	s ca. 30 000 	– 50 	000 tonn kalk i norske vassdrag og innsjøer. Kalkingen er
mest omfattende i Telemark, Agderfylkene og Rogaland (	www.miljostatus.no	).
Utslippene bidrar antakelig også fortsatt til mater	ialskader
Forsuring kan også gi skader på materialer og kulturminner, som bygninger, biler,
skulpturer o.l. I SFT (2005) er fysiske skader på bygninger som følge av bl.a. utslipp og
nedfall av SO	2 og NO2 beregnet ved hjelp av lineære skadefunksjoner for ul	ike typer
bygningsmaterialer. En har forsøkt å ta i betraktning hvor langt nedbrytingen kan gå
før vedlikehold eller utskifting er påkrevet. Skadefunksjonene er enten bestemt direkte
via inspeksjon av bygninger eller fra såkalte dose	-respons	-ligninger hvor
forurensningsparametrene inngår som en nedbrytingsfaktor.
Estimeringen av disse sammenhengene er i stor grad basert på arbeider og data fra
slutten av 1980	-tallet og fra 1990	-tallet. Det presenteres nedbrytingsfaktorer og
levetid før hhv. anbefalt vedlik	ehold eller utskifting for kobber, ulike typer
overflatebehandlet aluminium og stål, takpapp, malt tre, betong, murstein osv. Betong
og murstein er blant de mest vanlige bygningsmaterialene, men også blant de
vanskeligste å anslå virkningene av SO	2-utslipp	 på. Skadene er bl.a. avhengig av type
materiale (vann/sementblandingsforhold, tilsetningsstoffer osv.), fuktighet,
temperatursvingninger, sollys, reaksjoner mellom 	CO	2 og betong, tilgang på
sjøsalt/veisalt osv. Det presenteres marginale skadekostnader fo	r materialskader
fordelt på kommuner forårsaket av norske utslipp av SO	2, se nedenfor.
Selv om utslippene av SO	2 er betydelig redusert siden slutten av 1990	-tallet må det
fremdeles antas at utslipp av SO	2 forårsaker skader på materialer.
4.1.3	 	Verdsetti	ng av utslippene
SO	2-utslippene kan grovt sett verdsettes ut fra to ulike tilnærminger, nemlig
skadekostnader og tiltakskostnader for å nå de nasjonale forpliktelsene for SO	2-
utslippene i (den reviderte) Gøteborgprotokollen. Kostnadene ved avbøtende tiltak
kan også være en farbar vei. Nivået på SO	2-avgiften kan også gi en indikasjon på
verdien av å redusere utslippene. Dersom kravene i protokollen er fastsatt ut fra
skadevirkningene skal disse tilnærmingene i prinsippet gi samme resultat. Det vil i
praksis 	imidlertid være avvik mellom dem, bl.a. fordi kunnskapene om
skadevirkningene kan være mangelfull og fordi utslippene kan gi skadevirkninger i
andre land f.eks. i form av sur nedbør som man i utslippslandet ikke uten videre tar
hensyn til i sin verdsetting	.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	49
SO	2-avgiften er mellom null og kr 16,50 per kg 	SO	2
Svovelavgiften på salg av mineralske produkter ble innført i 1970. Avgiften skal bidra til
å redusere utslippene av svoveldioksid (SO	2). 	Avgiftssatsen i 2015 er 8,1 øre per liter
mineralolje for hver	 påbegynt 0,25 prosent vektandel svovel i olje som inneholder over
0,05 prosent vektandel svovel. Dette tilsvarer om lag 16,50 kroner per kg SO	2 for
tungolje.
Det gis avgiftsfritak blant annet for mineralolje til skip i utenriks fart, fiske og fangst i
fje	rne farvann og fly i utenriks fart. I tillegg kan hele eller deler av avgiften refunderes
dersom utslippet av svovel til atmosfæren er mindre enn svovelinnholdet i de
benyttede produktene skulle tilsi. De fleste oljeprodukter som benyttes innenlands i
dag 	inneholder imidlertid svært lite svovel slik at avgiften har liten betydning.
Tiltakskostnadene 	for å nå Gøteborgprotokollens krav 	er sannsynligvis null
I SFT (2005) var det på bakgrunn av framskrivninger av SO	2-utslippene for perioden
2003	-2010 antatt a	t det ville bli nødvendig med ytterligere tiltak for å holde de
samlede utslippene innenfor rammen på 22 000 tonn i den opprinnelige
Gøteborgprotokollen. Kostnadene ved dette ble beregnet til i størrelsesorden 15 	– 22
2014	-kr/kg SO	2, dvs. et intervall som 	dagens svovelavgift ligger innenfor. Men som
nevnt ovenfor er det neppe nødvendig med nye tiltak i de nærmeste årene for å
oppfylle kravene i den reviderte Gøteborgprotokollen.
Vi setter tiltakskostnadene for å oppfylle Gøteborgprotokollens krav til null.
Norske SO	2-utslipp bidrar neppe til helseskader
I SFT (2005) vises det til at der er svært få steder en vil kunne regne med helseskader
av forhøyede SO	2-utslipp. Siden begynnelsen/midten av 2000	-tallet er utslippene
redusert, og bl.a. er mange av de 	største punktutslippene redusert.
Gjennomgangen ovenfor viser at utslippene av SO	2 er så lave at de neppe bidrar til
helseskader på mennesker. Punktutslippene, som kan bidra til lokale konsentrasjoner,
har kommer ned på et så lavt nivå at de ikke lenger 	bidrar til å overskride
grenseverdiene for konsentrasjoner som er helseskadelige. Selv ikke uhellsutslipp, som
kan gi sporadiske overskridelser, vil bidra til helseskader av betydning. SO	2-utslippene
danne	r imidlertid	 såkalte sekundærpartikler som bidrar til konsentrasjonene av
svevestøv (PM). Disse kan medføre helseskader på kontinentet, hvor
sekundærpartikler i stor grad bidrar til konsentrasjonene av PM. Vi går imidlertid ikke
nærmere inn på dette her.
Vi verdsette	r derfor de marginale kostnadene av SO	2-utslipp på helseskader til null.
Kostnadene ved forsuring og materialskader kan være betydelige
Som nevnt ovenfor ble det i 2005 beregnet marginale kostnader knyttet til forsuring og
materialskader som følge av SO	2-utslipp i Norge, se tabell 4.	4.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	50
Tabell 4.	4 Marginale skadekostnader knyttet til forsuring og materialskader i ulike områder i Norge
forårsaket av norske utslipp	* av SO	2. 2014	-kr/kg utslipp.
 	Forsuring	 	Materialskader
Aust	-Agder, Vest	-Agder, Rogaland og 	Hordaland
Bergen	 	19	 	157
Kristiansand	 	19	 	4
Stavanger	 	19	 	57
Andre byer og tettsteder > 15000 innbyggere	 	19	 	4
Resten av området	 	19	 	0
Telemark, Vestfold, Oslo, Akershus, Østfold,
Buskerud, Hedmark, Oppland, Sogn og Fjordane

Oslo	 	1 	131
Drammen	 	1 	96
Halden	 	1 	48
Sarpsborg	 	1 	6
Fredrikstad	 	1 	5
Moss	 	1 	5
Bærum	 	1 	110
Asker	 	1 	76
Porsgrunn	 	1 	7
Skien	 	1 	105
Bamble	 	1 	36
Andre byer og tettsteder > 15000 innbyggere	 	1 	4
Tettsteder 	 	1 	4
Resten av området	 	1 	0
Sør	-Trøndelag, Nord	-Trøndelag, Møre og 	Romsdal
Trondheim	 	0 	25
Andre byer og tettsteder > 15000 innbyggere	 	0 	1
Tettsteder	 	0 	1
Resten av området	 	0 	0
Nordland, Troms og Finnmark
Tromsø	 	0 	13
Andre byer og tettsteder > 15000 innbyggere	 	0 	1
Tettsteder	 	0 	1
Resten av området	 	0 	0
*Basert på hvor utslippene skjer
Kilde: SFT (2005)
Tabell 4.	4 viser at kostnadene særlig knyttet til materialskader av SO	2 kan være
betydelige i noen større byer og tettbygde strøk i Sør	-Norge. Et viktig spørsmål er i
hvilken grad de marginale kostnaden	e er endret siden de ble estimert, basert på data
fra slutten av 1990	-tallet. Ovenfor viste vi at skadene som følge av forsuring er en god
del redusert siden 1990	-tallet som følge av reduserte utslipp i Norge i utlandet. Om
tilsvarende har skjedd for mater	ialskader er mer uklart, vi har ikke kommet over nyere

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	51
studier som har sett på dette. At utslippene er redusert kan isolert sett tale for at
skadeomfanget også er redusert for materialer.
Vi er imidlertid ute etter å anslå de 	marginale	 skadekostnadene, og	 om disse også er
redusert er enda mer usikkert. Hvis skadefunksjonene er lineære slik de ovennevnte
beregningene er basert på, er de marginale skadekostnadene konstante, uavhengig av
nivået på utslippene. SFT (2005) viser til at det er lite trolig at funk	sjonene er lineære
helt ned mot null eller for svært høye belastninger, og at det ved store endringer i
forhold til utgangssituasjonen er rimelig å anta at også de marginale skadekostnadene
endrer seg. Det finnes imidlertid ikke noen dokumentasjon på dette	, og vi legger til
grunn at funksjonene er lineære innenfor de intervallene vi ser på.
Tiltakskostnader i form av utgifter til kalking
Ifølge 	www.miljostatus.no	 er det de siste årene brukt 78 	– 88 mill.kr. årlig til kalking av
vassdrag. Dette er tiltak som skal bøte på skadene som følge av utslipp av både
nitrogen og svovel, både i Norge og utlandet, både fra dagens og tidligere utslipp. Det
er derfor vanskelig å	 regne dette om til noen spesifikk, årlig tiltakskostnad for de
norske utslippene. Kostnadene indikerer imidlertid at forsuringsskadene i norske
vassdrag fortsatt ansees som betydelige.
Oppsummering: Anslag for marginale eksterne kostnader ved SO	2-utslipp
Gjennomgangen ovenfor viser at tiltakskostnadene for å oppfylle
Gøteborgprotokollens krav til de samlede 	SO	2-utslippene og helseskadene ved disse
utslippene kan settes til null. Dermed gjenstår skadekostnadene knyttet til forsuring og
materialer.	 I mangel av oppdaterte anslag benytter vi anslagene fra SFT (2005) for
disse skadene. I likhet med SFT (2005) legger vi inn et nedre og øvre anslag. I SFT
(2005) var det nedre anslaget for de fleste områdene tiltakskostnadene, mens vi setter
nedre grense 	til null med unntak av noen områder på Sør	-Vestlandet med
forsuringsskader (disse var også nedre grense i SFT (2005)). Dette gir følgende anslag
for skadekostnadene:

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	52
Tabell 4.	5 Våre anslag for eksterne, marginale skadekostnader ved utslipp av 	SO	2. Kr/kg	 utslipp (2014	-
verdi).
Sted	 	Kr/kg utslipp
Aust	-Agder, Vest	-Agder, Rogaland og Hordaland
Bergen	 	19 	- 157
Kristiansand	 	19
Stavanger	 	19 	- 57
 Øvrige områder	 	19
Telemark, Vestfold, Oslo, Akershus, Østfold, Buskerud,
Hedmark, Oppland, Sogn og Fjordane

Oslo	 	0 - 131
Drammen	 	0 - 96
Halden	 	0 - 48
Sarpsborg	 	0 - 6
Fredrikstad	 	0 - 5
Moss	 	0 - 5
Bærum	 	0 - 110
Asker	 	0 - 76
Porsgrunn	 	0 - 7
Skien	 	0 - 105
Bamble	 	0 - 36
Øvrige områder	 	0
Sør	-Trøndelag, Nord	-Trøndelag, Møre og Romsdal
Trondheim	 	0 - 25
Øvrige områder	 	0
Nordland, Troms og Finnmark
Tromsø	 	0 - 13
Øvrige områder	 	0
Kilde: Vista Analyse
4.2	 	NH	3
4.2.1	 	Kilder og utslipp
Jordbruket stod for rundt 90 prosent av de norske utslippene av 	NH	3 i 2013. Bruk av
husdyrgjødsel er den viktigste kilden til disse utslippene. 	NH	3 dannes når husdyrgjødsel
og annet nitrogenholdig organisk materiale brytes ned under mangel på oksygen.
Antall dyr, hva slags fôr som brukes og hvordan gjødselen lagres og spr	es avgjør hvor
store utslippene blir.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	53

Figur 4.3 Utviklingen i utslipp av 	NH	3 siden 1990 fordelt på sektorer.
Kilde: 	SSB
Figur 4.3 viser at de samlede utslippene av 	NH	3 har økt med ca. 15 prosent fra 	1990 til
2008. Dette skyldtes i	følge 	www.miljostatus.no	 hovedsakelig økte utslipp av 	NH	3fra
personbiler med treveis katalysator, men også økt spredning av kunstgjødsel og
nitrogenutskillelse i husdyrgjødselen, spesielt fra storfe.
Etter 2008 har utslippene vist en svakt nedadgående tendens. Tilsetning av vann i
gjødselen før den spres og bedre spredningsmetoder for husdyrgjødsel har vært blant
de viktigste årsakene til dette. I 2013 var utslippet ca. 27 000 tonn.
I henhold til forp	liktelsene i Gøteborgprotokollen skulle de norske utslippene av 	NH	3
ikke overstige 23 000 tonn i 2010. Norge nådde ikke denne forpliktelsen, ettersom
utslippene dette året lå 17 prosent høyere. I den reviderte Gøteborgprotokollen har
Norge forpliktet seg t	il å redusere 	NH	3-utslippene med 8 prosent i 2020 i forhold til
nivået i 2005, noe som tilsvarer en grense på utslippene på omtrent 25 000 tonn. Dette
innebærer altså at utslippene må ned med om lag 2	 000 tonn i forhold til nivået i 2013.
Utviklingen i ut	slippene er svært avhengig av utviklingen i jordbruket, både omfanget
og sammensetningen av produksjonen har betydning for utslippene.
4.2.2	 	Skader og ulemper
NH	3 er en nitrogenforbindelse som bidrar til forsuringsskader på fisk i vassdrag. I tillegg
øker 	NH3 utslippene av klimagassen N	2O og avrenning av nitrater til vassdrag
(www.miljostatus.no	). I	følge SFT (2005) bidrar 	NH	3 også til gjødslingseffekter på
naturlige økosystem, og kan som gass bidra til helseskader. D	et understrekes at
sistnevnte ikke er tilfelle i Norge, men kan være det i enkelte tett befolkede deler av
Europa hvor konsentrasjonene kan bli høye nok.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	54
4.2.3	 	Verdsetting av utslippene
NH	3-utslippene kan verdsettes ut fra tiltakskostnadene ved å redusere utslippene slik
at målet i Gøteborgprotokollen nås, og ut fra skadekostnadene som utslippene
forårsaker.
Tiltakskostnader
I Hval og Krokann (2011) analyseres potensialer og kostnader ved u	like alternative
tiltak for å redusere 	NH	3-utslippene fra landbruket. Tiltakene retter seg mot de
utslippene som er knyttet til spredning av husdyrgjødsel (i alt 9390 tonn i 2010), og går
ut på å vurdere effekter og kostnader ved å spre gjødsla på en mer e	ffektiv måte. Noen
av tiltakene krever investeringer i utstyr. Ved å spre gjødsla på en slik måte at jorda tar
til seg maksimal mengde nitrogen vil jordbrukerne ved mange av tiltakene kunne
redusere bruken av kunstgjødsel, noe som inngår som en besparelse 	i beregningene.
Analysen viser at en ved det billigste tiltaket (kalt nedlegging i hhv. gras og åker) kan
oppnå en samlet reduksjon i utslippene av 	NH	3 på nesten 2200 tonn til en 	negativ
kostnad på 	henholdsvis	 vel 18 kr/kg og 13,5 kr/kg 	NH	3, dvs. at bøn	dene tjener på
tiltaket. Besparelsen er avhengig av prisen på kunstgjødsel, som kan variere betydelig
over tid. Tiltaket med størst potensial for utslippsreduksjon (kalt nedfelling i gras, som
gir reduksjon på nesten 3300 tonn), gir en tiltakskostnad på ca	. 6 kr/kg 	NH	3. Det pekes
i rapporten på at det er stor usikkerhet knyttet til effekten av tiltaket nedlegging, og at
utslippsreduksjonen kan variere mellom null og vel 4	 500 tonn 	NH	3, avhengig av bl.a.
lokale forhold og hvordan spredningen faktisk gjøres i	 dag. Også for tiltaket nedfelling i
gras vil effektene kunne variere betydelig, men ikke så mye som for nedlegging. Dette
indikerer 	ifølge	 Hval og Krokann (2011) at myndighetene bør ha klare mål for hvor
store utslippskutt de forventer seg før krav om uli	ke spredningsteknikker bestemmes.
Det nevnes også at noen bønder allerede kan ha gjennomført tiltakene ettersom de vil
være bedriftsøkonomisk lønnsomme.
I SFT (2010), som vurderte muligheter og kostnader for å redusere utslippene av klima	-
gas	ser fra norsk landbruk, ble det vist til at en med en forventet skjerping av Gøteborg	-
protokollen vil måtte gjennomføres flere tiltak for å redusere utslippene av 	NH	3. Dette
vil 	ifølge	 rapporten trolig gi tiltakskostnader på i størrelsesorden 10 	– 50 kr/kg	 NH	3. Det
er ikke gitt noen nærmere begrunnelse for hva dette anslaget bygger på.
Skadekostnader
I SFT (2005) har man verdsatt kostnadene knyttet til forsuringsskader på fisk som følge
av utslipp av 	NH	3.
Tabell 4.	6 Marginale skadekostnader knyttet til forsuring i ulike områder i Norge forårsaket av norske
utslipp av 	NH	3. 2014	-kr/kg utslipp.
Sted	 	Kr/kg NH	3
Aust	-Agder, Vest	-Agder, Rogaland og Hordaland	 	8
Telemark, Vestfold, Oslo, Akershus, Østfold,
Buskerud, Hedmark, Oppland, Sogn og Fjordane
0,4
Resten av landet	 	0
Kilde: SFT (2005)

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	55
Tabellen viser at det kun er på Sørlandet og Sør	-Vestlandet at forsuringsskadene som
følge av utslipp av 	NH	3 medfører kostnader av betydning. Ved å sammenlikne med
tabell 4.3 ser vi at kostnadene er betydelig lavere enn kostnadene ved forsuring som
følge av SO2	-utslipp.
I SFT (2010) ble det vist til at noen av tiltakene for å redusere utslippene av lystgass
(N2	O) også reduserer utslipp av 	NH	3. I kostnadsberegningene av tiltakene ble
utslippsreduksjonene av 	NH	3 verdsatt basert på anslagene i SFT (2005), basert på en
forutsetning om en bestemt geografisk fordeling av utslippene. Denne verdien, som
kan sees på som 	en slags gjennomsnittsverdi for de norske utslippene, lå på 3 kr/kg
NH	3 (2014	-verdi).
Oppsummering: 	Anslag for marginale eksterne kostnader ved 	NH	3-utslipp
Vi legger til grunn at de samlede utslippene av 	NH	3 må reduseres med i
størrelsesorden 2000 ton	n/år fram mot 2020 for å oppfylle Gøteborgprotokollens krav.
Dette ser ut til å kunne gjøres uten noen nettokostnader, selv om usikkerheten ved
dette er betydelig. Alternativt kan tiltakskostnadene komme opp mot 6 kr/kg dersom
andre og mindre usikre tiltak	 må gjennomføres for å nå målet.
Gjennomsnittlig skadekostnad for norske 	NH	3-utslipp ligger på 3 kr/kg 	NH	3. Ut fra en
samlet vurdering legger vi denne verdien til grunn som anslag for de eksterne,
marginale kostnadene ved 	NH	3 utslipp i Norge. Denne verdi	en fanger opp både
skadekostnadene og en forventet tiltakskostnad for å nå utslippsmålene i
Gøteborgprotokollen.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	56
5.	 Avrenning	 av næringssaltene nitrogen og fosfor
Utslipp av næringssaltene 	nitrogen og 	fosfor kan bidra til overgjødsling (eutrofiering) i
ferskvann, fjorder og kystfarvann. Ferskvann er normalt mer sårbart for overgjødsling
enn sjøen (	www.m	iljøstatus i Norge: Kommunalt avløp; uttrekk 18.3.2015). Det er i
første rekke fosfor som fører til overgjødsling i ferskvann mens nitrogen og stedvis
også 	fosfor fører til overgjødsling i saltvann.
Norge har vedtatt at EUs vanndirektiv skal implementeres i Norge ved vannforskriften,
og det er denne som setter rammer for norsk vannforvaltning i fersk	- og kystvann. Det
er fortsatt en rekke vannforekomster i la	ndet som ikke oppfyller vannforskriftens mål
for næringssalter (	www.vannportalen.no	).
Vi behandle	r utslipp av nitrogen og fosfor til ferskvann og kyst samlet i det følgende,
men skille	r mellom type næringsstoff og	 resipient når det er grunn til det.
5.1	 	Kilder og utslipp
Utslipp 	og utslippskilder
Tilførslene	 av næringssalter til vann består både av naturlige tilførsler og
menneskeskapte utslipp. Menneskeskapte tilførsler i norske farvann stammer delvis
fra norske utslipp og delvis fra langtransporterterte utslipp. De norske utslippene er
avgjørende for miljøt	ilstanden i ferskvann og i indre deler av fjord	- og kystområder.
De viktigste kildene til menneskeskapte tilførsler av næringssalter i Norge er
kommunalt avløp, avrenning fra landbruket, utslipp fra fiskeoppdrettsnæringen og
industrien. 	Fiskeoppdrett står 	for mesteparten av de menneskeskapte utslippene av
fosfor i Norge. 	Det meste av fosforet fra kommunalt avløp tilføres Skagerrakkysten (fra
svenskegrensen til Lindesnes) og lokale kystområder rundt de store byene.
Oppdrettsnæringens fosforutslipp er spredt 	langs kysten fra 	Sør	-Vestlandet	 til
Finnmark og bidrar i mindre grad i de mest utsatte delene av kysten
(www.miljostatus.no/Tema/hav	-og	-kyst/Overgjodsling	; uttrekk 15.3.2015)	.
Fiskeop	pdrett og jordbruk er de største utslippskilder for nitrogen og står for
henholdsvis ca. 50 og 30 prosent av det totale menneskeskapte utslippet i Norge.
Industrien bidrar med relativt liten andel av totalutslippene, men kan utgjøre
betydelige enkeltutslip	p 	(www.miljostatus.no/Tema/hav	-og	-kyst/Overgjodsling	;
uttrekk 15.3.2015)	.
For tilførsler til ferskvann er ikke de totale utslippene på landsbasis så interessante, det
er tilførslene t	il de enkelte resipientene som er av betydning for miljøskader og
marginale 	eksterne 	kostnader. Dette kommer vi tilbake til i avsnitt 5.2.
Norskekysten tilføres stadig mer næringssalter, men tilførslene går ned langs
Skagerrakkysten
Størsteparten av norske	kysten tilføres stadig mer næringssalter. Langs
Skagerrakkysten har imidlertid tilførslene gått ned siden 1985.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	57
Figur 5.1 viser tilførsler av fosfor til kystområdene fra 1990 til 2012 fordelt på kilder
mens figur 5.2 viser tilsvarende for utslipp av nitro	gen.
 	Figur 5.1. Tilførsler av fosfor til kystområdene fordelt på kilde.
Kilde: Norsk institutt for vannforskning

Figur 	5.2. Tilførsler av nitrogen til kystområdene fordelt på kilde.
Kilde: Norsk institutt for vannforskning

Figur 5.1 viser at fiskeoppdrett 	(den øverste, mørkegrønne kurven) 	står for
mesteparten av de menneskeskapte utslippene av fosfor til kysten i Norge, med 	ca.
9000 tonn i 2012. De største utslippene fra fiskeoppdrett skjer fra Stadt og nordover.
Figur 5.2 v	iser at fiskeoppdrett 	nå 	også er største 	norske 	utslippskilde for nitrogen og
står for halvparten av disse utslippene	. Det fremgår også at disse utslippene har økt fra
noen få tusen tonn i 1990. J	ordbruk står for 30 prosent av totale menneskeskapte
utslipp	 i Norge. Beregninger viste at utslippene fra fiskeoppdrett økte i 2012.	 Vi kan

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	58
også legge merke til at bakgrunnsavrenning står for de aller største tilførslene av
nitrogen, mens denne andelen er mer beskjeden for fosfor.
Ulike hav	- og kystområder har ulik	 sårbarhet for tilførsler av næringssalter, og det er
derfor ikke likegyldig hvor utslippene skjer. Figur 5.3 og 5.4 viser utslippene av
henholdsvis fosfor og nitrogen til 	de 	ulike 	kystområdene i henholdsvis Skagerrak,
Nordsjøen	, og	 Norskehavet og Barentsh	avet.
Figur 5.3 viser at utslippene av fosfor har gått noe ned i perioden fra 1990 til 2012 i
Skagerrak, mens utslippene har økt i perioden i Nordsjøen, og særlig i Norskehavet og
Barentshavet.
Figur 5.4. viser at tilførslene av nitrogen har økt i alle kys	tområdene i perioden.
 	Figur 5.3. Tilførsler av fosfor til kystområdene.
Kilde: Norsk institutt for vannforskning

Figur 5.	4. Tilførsler av 	nitrogen	 til kystområdene.
Kilde: Norsk institutt for vannforskning

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	59
Jordbruk og kommunalt avløp er de største men	neskeskapte kildene til utslipp av
fosfor og nitrogen langs Skagerrakkysten, som er den mest sårbare kyststrekningen når
det gjelder overgjødsling. Totalt sett er utslippene av fosfor til Skagerrakkysten
redusert med ca. 40 prosent siden 1985, mens utslipp	ene av nitrogen er redusert med
30 prosent. Jordbruket har redusert sine nitrogenutslipp med ca. 10 prosent i denne
perioden (	www.m	iljøstatus i Norge: Tilførsler av næringssalter til kysten; uttrekk
18.3.2015).
5.2	 	Skader og ulemper
Riktig mengde næringssalter	 er nødvendig for et godt fungerende økosystem. 	Hvis
tilførslene av næringssalter blir for store, kan det skje en opphoping som påvirker
økosystemet negativt.
Resultatet kan bli 	økt algevekst, tilgroing, nedslamming av bunnen og redusert sikt i
vannmassene	. Dette	 fører til	 økt nedbryting av biologisk materiale som igjen kan gi
oksygenmangel.	 Resultatet kan bli	 redusert biologisk mangfold og hyppigere
oppblomstringer av giftalger.
Høye konsentrasjoner av næringssalter gir større effekter i 	ferskvann	 og	 fjord	er 	enn i
åpent kystfarvann. Dette skyldes at mange norske fjorder er såkalte terskelfjorder. I
disse fjordene vil utskiftingen av bunnvannet ta svært lang tid og effekter av
overgjødsling vil dermed lett kunne oppstå. Oksygensvinn og tilslamming er de mest
alvorlige effektene	 	(www.miljostatus.no/Tema/Hav	-og	-kyst/Overgjodsling;uttrekk	;
24.4.2015).
Overgjødsling er et betydelig problem flere steder	 i Norge. 	Skagerrakkysten er 	det
området i Norge som er mest påvirket av næringssalter. Tilstanden har imidlertid
bedret seg, og målinger viser at vannkvaliteten i de ytre områdene langs
Skagerrakkysten stort sett er god. I enkelte fjorder er tilstanden fortsatt mindre god.
I Norge sk	jer de største utslippene av næringssalter på kyststrekningen Stadt og
nordover. Der hoper imidlertid ikke næringssaltene seg opp i like stor grad som i
områdene langs Skagerrakkysten. Likevel kan overgjødsling være et betydelig lokalt
problem flere steder	. Dette gjelder særlig områder med dårlig vannutskiftning.
Det er nesten 30	 000 vannforekomster i Norge
Ifølge 	vann	-nett 	er det totalt 29	 733 vannforekomster	1 i Norge (	www.vann	-nett.no	;
uttrekk 25.3.2015.), fordelt p	å elver og bekkefelt (19 918), innsjøer (6	 391), kyst (2	 261)
og grunnvann (1	 163). 	Det er ca. 465	 000 kilometer med elver og bekkefelt og 12	 000
km	2 med innsjøer,	 mens 	«kyst	», dvs. fjorder og liknende, 	utgjør nesten 100	 000 km	2
ifølge denne 	oversikten som	 er satt opp 	i henhold til vannf	orskriften. Tallene fremgår
av T	abell 	5.1	. I tabellen er det også skilt ut de som er kalt SMVF, 	det vil si «	sterkt
modifiserte vannforekomster	». Dette er vannforekomster 	med store tekniske inngrep,

1 En vannforek	omst er en avgrenset og betydelig mengde av overflatevann, som for eksempel en innsjø,
magasin, elv, bekk, kanal, fjord eller kyststrekning, eller et avgrenset volum grunnvann i et eller flere
grunnvannsmagasin.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	60
for eksempel vassdrag som 	er regulert til vannkraft.	 For vurdering av tilførsler av
næringssaltene nitrogen og fosfor har det liten betydning om vannforekomstene er
kalt sterkt modifiserte eller ikke, og vi vil derfor ikke komme nærmere inn på dette
aspektet nedenfor.

Tabell 5.1. 	Registrerte vannforekomster av ulike typer og deres areal
Vanntype	 	Antall	 	SMVF	 	Størrelse
Elv og bekkefelt	 	19 918	 	589	 	465	 651 km
Innsjøer	 	6 391	 	262	 	12	 006 km	2
Kyst	 	2 261	 	5 	96 746 km	2
Brakkvann	 	0 	0 	0 km	2
Grunnvann	 	1 163	 	0 	4 568 km	2
Antall 	vannforekomster totalt	 	29 733	 	856
Kilde: 	http://vann	-nett.no

Næringssalttilførsler er årsak til at man ikke når 	vannforskrif	tens	 mål i en stor andel
vannforekomster
Målet for vannforskriften	 er at alle vannforekomster skal ha god eller meget god
økologisk tilstand (eller godt økologisk potensial for sterkt modifiserte
vannforekomster). Alle vannforekomstene er derfor vurdert med hensyn til en rekke
parametere	, inkludert innhold av nitrogen og	 fosfor. En opptelling viser at andel
vannforekomster som ikke oppfyller vannforskriftens mål (det vil si har moderat, eller
antatt mo	derat tilstand eller dårligere)	 er ca. 44 prosent. En betydelig del av disse
oppfyller ikke vannforskriftens mål 	blant ann	et på grunn av	 for store tilførsler av
næringssalter.
Diffuse kilder bidrar vesentlig til påvirkning av vannforekomster
Vann	-nett gir oversikt over i hvilken grad henholdsvis punktkilder, diffuse utslipp og
langtransport	erte utslipp	 gir påvirkning av	 næringsstoffer i henholdsvis elver og
bekker, innsjøer og kystfarvann. Oversikt er gitt i Tabell 5.	2 nedenfor.
Det fremgår at både punktkilder og diffus avrenning forurens	er	 både elver, bekker og
kyst, og langtransportert forurensning bidrar 	også 	i mange	 tilfeller. En betydelig del er
knyttet til diffuse kilder. Særlig landbruket bidrar med diffuse utslipp. Utslipp fra
diffuse kilder er av betydning ved vurdering av marginale 	eksterne kostnader	 som kan
knyttes til en viss mengde utslipp av henholdsvis nit	rogen og fosfor.
Det er altså klart at for å oppnå nasjonale målsettinger, er det fortsatt behov for
reduksjon i utslipp av nitrogen og fosfor både til ferskvann og kystvann i Norge.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	61
Tabell 5.	2 Oversikt over 	antall vannforekomster hvor 	ulike påvirkning	er (punktkilder, diffuse kilder og
langtransport) bidrar til forurensning av 	henholdsvis elver og bekker, innsjøer og kyst	.
 	 	Ukjent	 	Uvesentlig	 	Liten
grad
Middels
grad
Stor
grad
Svært
stor
grad
Elv og
bekk
Punktkilde	 	27	 	12	 	126	 	63	 	8 	1
Diffuse kilder	 	271	 	254	 	1 116	 	625	 	296	 	5
Langtransport	 	148	 	30	 	450	 	775	 	181	 	84
Innsjø	 	Punktkilder	 	213	 	27	 	422	 	365	 	125	 	10
Diffuse kilder	 	1 380	 	1 178	 	6 049	 	3 487	 	1 366	 	84
Langtransport	 	657	 	54	 	1 407	 	2 126	 	567	 	313
Kyst	 	Punktkilder	 	127	 	53	 	347	 	238	 	129	 	12
Diffuse kilder	 	417	 	135	 	717	 	424	 	191	 	11
Langtransport	 	2 	4 	121	 	74	 	8 	0
Kilde: 	www.vann	-nett.no

5.3	 	Verdsetting av utslippene
Skader fra u	tslipp av næringssaltene nitrogen og fosfor kan grovt sett verdsettes ut fra
to ulike tilnærminger, nemlig skadekostnader og tiltakskostnader for å nå de nasjonale
målene i vannforskriften (EUs vanndirektiv).
I det følgende gå	r vi	 gjennom 	disse	 tilnærminge	ne	. Vi starter med verdsetting av
miljøskader i norske undersøkelser. Dernest vurderes tiltakskostnader slik de
fremkommer i ulike sektorer med utslipp av betydning, innhentet fra sektorvise
publikasjoner og i noen grad fra de regionvise tiltak	splanene som utarbeides for
oppfyllelse av vannforskriften.
Avslutningsvis gjøres en oppsummering med anslag for eksterne marginale
skadekostnader ved avrenning av nitrogen og fosfor til	 vann	 i den grad det er mulig.
Få norske studier	 som verdsetter skade	kostnader
Det er gjennomført få norske verdsettingsstudier av endret vannkvalitet i ferskvann og
kystvann i Norge de senere år. Det ble gjennomført en større verdsettingsstudie for
Skagerrakkysten («Nordsjøplanområdet», det vil si området fra svenskegrense	n til
Lindesnes) rundt 1990 (Magnussen	, 1992), men senere er det ikke gjennomført noen
primær verdsettingsstudie av vannkvalitet langs kysten i Norge.
På 90	-tallet ble det også gjennomført flere primære verdsettingsstudier av
ferskvannsforekomster, 	herunde	r Morsavassdraget	, o	gså kalt Vansjø	-Hobølvassdraget
i Østfold, Orrevassdraget på Jæren, 	Gaustadvannet/Ånøyavassdraget	 i Melhus i
Trøndelag, Langenvassdraget i Akershus og Steinsfjorden i Buskerud (	Magnussen 1992,
Magnussen og Navrud 1992; Magnussen 	m.fl.	 1995; 	Magnussen 	m.fl.	 1997; 	Lindhjem
1998	). Alle disse studiene begynner imidlertid å bli gamle, og de ble gjennomført før
vannforskriften med dens målsettinger ble innført. I den senere tid er det bare
gjennomført én større verdsettingsundersøkelse av va	nnkvalitet i Norge, også den i
Morsa, som del av EU	-prosjektet Aquamoney (Barton 	m.fl.	, 2009).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	62
Vi 	har gjennomført	 et s	øk i den mest omfattende databasen for verdsettingsstudier	,
Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI) 	(www.evri.ca	) for å identifisere
aktuelle	 studier fra 	Norge	 eller naboland (eller andre land som er relevante å
sammenlikne seg med).	 Søket 	viser at det er 262 europeiske 	Stated 	Preference (	SP	)-
studier som verdsetter aspekter ved vann; men kun en m	indre andel av disse ser på
vannkvalitet 	knyttet til tilførsler av næringssalter 	i elver	, innsjøer 	og kyst. 	Det mest
omfattende europeiske forskningsprosjektet 	i senere tid 	innen verdsetting av bedret
vannkvalitet i ferskvann er EU	-prosjektet Aquamoney («	Development and testing
guidelines for the economic valuation of the environmental and resource costs and
benefits related to the Water Framework Directive»), hvor det bl.a. ble gjennomført
samme 	betinget verdsettingsstudie	 av vannkvalitetsforbedringer i ut	valgte vassdrag i
fem land; Belgia, Litauen, Storbritannia, Danmark og Norge. Bateman 	m.fl.	 (2011)
foretar en samlet analyse av dataene for alle fem land, mens 	ovennevnte studie av
Barton 	m.fl.	 (2009) analyserer resultatene fra den norske studien.
Det 	er 	mest nærliggende å 	vurdere r	esultater fra 	den norske delen av Aquamoney.
Studien inneholder både 	en 	betinget verdsettingsundersøkelse (CV	-studie) og et
valgeksperiment (	CE	-studie	) av folks betalingsvillighet for bedre vannkvalitet i utvalgte
vassdrag i Øst	fold (se figur 	5.5 for beskrivelsen av vannkvalitetsendringer som ble
brukt i studien).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	63

Figur 5.	5. Eksempel på beskrivelse av endringer i vannkvalitet (i 	fire	 vannkvalitetsklasser	: rød, gul,
grønn og blå	) ved hjelp av kart (se øverste del av figur	en), tegninger, symboler og verbal beskrivelse i
en Betinget Verdsettings	- og Valgeksperiment	-studie i Østfold.
Kilde: Barton 	m.fl.	 (2009	)

Barton 	m.fl. 	(2009) fant i CV	-studien at gjennomsnittlig betalingsvillighet p	er husstand
per år for alle kommuner som grenser til innsjøene Vestre Vannsjø og Storefjorden
(dvs. Moss, Våler, Råde og Rygge) 	var 1070 kr med et 95 	prosent	 konfidensintervall lik
803	-1337 kr for en vannkvalitetsforbedring 	på 	en eller to tilstandsklasser (	fra rød eller
gul til grønn	, se Figur 5.	5). Det var ikke signifikant høyere 	betalingsvillighet	 for en
forbedring i to innsjøer 	enn i	 én innsjø, unntatt for de	m som ble spurt om
betalingsvillighet	 for forbedring i to innsjøer først og så for én innsjø. I CE	-studien var
det ikke mulig å estimere betalingsvilligheten fra rød til grønn vannkvalitet, men fra gul
til blå vannkvalitet var gjennomsnittlig 	betalingsvillighet	 ca. 2000 kr	oner	 per år per
husstand i form av økt vann	- og avløpsavgift	. Alle tall er i 2008	-kroner	.
Betalingsvillighet per husstand i Morsa sier lite om marginal skade 	per kg	 nitrogen og
fosfor på landsbasis
Både 	Barton 	m.fl.	 (2009) og de tidligere norske studiene har frembragt verdier i form
av betalingsvillighet per berørt husstand for å få s	pesifiserte forbedringer i
vannkvalitet. Disse tallene kan multipliseres med total	t antall berørte husstander	 for å
få en samlet betalingsvillighet for den berørte befolkningen for 	spesifiserte
forbedringer i vannkvalitet.
I vår sammenheng ønsker vi imidlertid å knytte denne betalingsvilligheten til en verdi
per kg redusert utslipp av nitrogen og fosfor. Dette blir sjelden gjort, og selv om det
hadde blitt	 gjort for Morsa, vil	le estimatet fra Morsa kunne være et svært usikke	rt
estimat for marginal skade av redusert tilførsel av nitrogen og/eller fosfor i 	andre
vannforekomster. Morsa er et av de vassdragene i landet som har størst
overgjødslingsproblemer, og har hatt det i lang tid, slik at overførbarheten til andre
vannforeko	mster (og landet som helhet) må antas å være noe begrenset.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	64
Overføring av resultater fra Aquamoney til verdier på landsbasis for henholdsvis
Danmark og Sverige
Aquamoney	-prosjektet gjennomførte som nevnt studier i flere land, blant annet i
Danmark. De dans	ke resul	tatene er brukt videre i Danmark, blant annet til å vurdere
verdien av å oppnå vanndirektivets målsettinger i hele landet (Hasler 	m.fl.	, 2010;
Jensen 	m.fl.	, 2013). Den norske og danske Aquamoney	-studien ble også benyttet til å
anslå verdien av å op	pnå målsettingene i vanndirektivet i Sverige (Enveco	, 2014	).
Med slike anslag på landsbasis	 kan man ved tilgang til anslag for nasjonale behov for
reduserte tilførsler av næringssalter for å oppnå målsettingene, også beregne verdien
(på landsbasis) av å op	pnå målsettingene.	 Slike beregninger/anslag er imidlertid ikke
gjennomført for Norge, og det foreligger ikke noen anslag for verdien av å oppnå
vannforskriftens målsettinger generelt, eller for næringssalter spesielt.
Tiltakskostnader i regionvise forvaltn	ingsplaner og lokale tiltaksplaner
For oppfølging av vannforskriften er landet delt inn i 	11	 vannregioner, som igjen er delt
i 105 vannområder. For hvert vannområde skal det gjennomføres tiltaksanalyser, der
man lokalt skal komme fram til hvilke tiltak som	 skal gjennomføres for å oppfylle
vannforskriften i dette området, og oppgi kostnader ved foreslåtte tiltak.
Tiltaksanalysene for hvert vannområde inngår i en forvaltningsplan på vannregion	-nivå
(www.vannportalen.	no	).
Andre generasjons forvaltningsplaner er nå under utarbeidelse, de ble sen	dt på høring
høsten 2014, og de	 er 	våren 2015 ute på 	høringsrunde num	mer to	. De tiltaksanalysene
vi har sett på (valgt litt sporadisk og tilfeldig i ulike vannregioner) viser at	 det er gjort
lite systematisk	 arbeid med å beregne kostnader.	 Kostnadseffektiviteten	, som ville
vært interessant i vår sammenheng (dvs	. målt i kroner per kg fosfor eller nitrogen)	, er
ofte ikke oppgitt	 eller oppgitt «kvalitativt»	 (det vil si at d	et oppgis	 om
kostnadseffektiviteten for ulike tiltak er henholdsvis «lav», «middels» eller «høy»). Det
er også store sprik i kostnadseffektivitet i de tilfeller den er oppgitt, og det fremgår
sjelden hvor langt ned på en liste med tiltak rangert etter deres kostnad	seffektivitet
man må gå for å oppnå målsettingen. Siden det foreløpig kun foreligger høringsutkast
til den nye runden med forvaltningsplaner, og fordi det tilsynelatende har skjedd lite
for å få bedre kostnadsestimater siden forrige runde, vil vi hente res	ultater fra en
tidligere undersøkelse som spesielt studerte kostnads	anslag	 for tiltak mot avløp.
En gjennomg	ang av forvaltningsplaner fra forrige runde, med vekt på kostnader til
tiltak på avløpssektoren	, kartla kostnadsestimater	 og beregnet kostnadseffektivitet for
tiltak i ul	ike sektorer (Magnussen og Hol	en	, 20	11a	). Man fant at mange
forvaltningsplaner 	i 	svært liten grad 	inneholdt 	kostnadstall, og en del
forvaltningsplaner innehold	t kun ”kostnadsvurderinger”, dvs. at det 	ble	 vur	der	t om
kostnadene 	va	r ”lave”, ”middels” eller ”høye”. Dette gjorde det svært vanskelig å gi et
samlet kostnadstall eller beregne kostnadseffektivitet for tiltaksgjennomføring i de
enkelte vannområder	, og tilnærmet umulig å oppsummere kostnadstall på nasjo	nalt
nivå basert på kostnadstallene i forvaltningsplanene.
Når man skal forsøke å trekke ut generell informasjon på tvers	 av vannregioner og
vannområder	, finner man at det er benyttet ulik metodikk og ulike forutsetninger

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	65
(også der det er vanskelig å se a	t det burde være forskjeller), noe som gjør at man må
gå nøye gjennom grunnlagsmaterialet for å vurdere de kostnadsestimatene som er
gjort for å kunne bruke disse videre, for eksempel for å forsøke å estimere samlede
samfunnsøkonomiske 	kostnadstall for Nor	ge. Vi kan ikke gå gjennom alle regioner her
(det er gjort i Magnussen og Holen	, 2011	a), men trekke fram en del eksempler der
kostnadseffektivi	tet er beregnet, for om mulig å få et estimat for tiltakskostnad per kg
fosfor	 (og nitrogen)	.
I forvaltningsplane	ne for Vest	-Viken og Glomma 	ble det oppgitt en del kostnadstall og
kostnadseffektivitetstall for tiltak mot utslipp. Kostnader og kostnadseffektivitet (KE)
varierer naturligvis mellom områder og tiltak. Tiltakene som koster minst per kg renset
fosfor, vil 	være de mest kostnadseffektive tiltakene som derfor bør prioriteres.
Tiltakene er imidlertid i liten grad rangert, og det er ikke vurdert hvor mange tiltak som
må gjennomføres for å nå målene	. Det er også høyst usikkert om tiltak vil bli
gjennomført etter fallende kostnadseffektivitet på tvers av sektorer. I beste fall
opererer man med gjennomsnittstall for ulike typer tiltak. Basert på disse tallene 	ble
det 	anslå	tt at kostnadene 	ved	 de fleste ti	ltak	ene	 innen avløpssektoren er i
størrelsesorden 10	 000 	– 30	 000 kroner per kg fosfor per år, selv om det også finnes
billigere tiltak.	 Det ble antatt at det i hovedsak ville være aktuelt å gjennomføre tiltak
innen avløpssektoren i de følsomme områdene la	ngs Skagerrakskysten, der utslippene
av fosfor totalt er ca. 300 tonn. Man fant ikke 	anslag	 for hvor stor del av disse 300
tonnene som måtte fjernes for å oppnå god miljøtilstand, men det ble gjort anslag for
kostnader dersom halvparten av dagens utslipp s	kulle reduseres. 	Refsgaard 	m.fl.
(2010) oppgir at tiltak i avløpssektoren i Haldenvassdraget er vurd	ert til å koste
omkring 6	 100 	–13	 000 kr/kg 	fosfor	.
Tiltakskostnader i landbruket
Refsgaard 	m.fl.	 (2010)	 beregnet kostnadseffektivitet for tiltak mot fosfo	rtap fra
jordbruksarealer i Østfold og Akershus. Dette er fulgt opp	 i flere områder senere, men
Ref	sgaard 	m.fl.	 (2010) omfattet et relativt stort 	område	 slik at resultatene er mer
generelle enn mange av de senere undersøkelsene. Prosjekt	et vurderte de dire	kte
kostnadene	 den enkelte bonde har ved å gjennomføre tiltak for å redusere
fosforavrenning. Kostnadseffektivitet er beregnet per kg fosfor, men kostnader 	til
administrasjon, rådgivning og 	kontroll	 er ikke inkludert	 og 	en har heller	 ikke justert
priser fo	r tilskudd mv.	1
Refsgaard 	m.fl.	 (2010) 	finner at effekten av redusert jordarbeiding er helt avhengig av
erosjonsrisikoen på arealet. Å sette inn til	tak i de høyeste erosjonsklassene	 (mest
utsatt for avrenning) er mye rimeligere	 enn i de lavere erosjonsklas	sene	, regnet per kg
fosfor. Endret jordarbeiding fra høstpløying til vårharving koster i størrelsesorden 2000
-3000 kr/kg 	fosfor	 i erosjonsklasse 1 og 700	 - 3 000 kr/kg 	fosfor	 i klasse 2, 200	-1000
kr/kg 	fosfor	 i erosjonsklasse 3 og 200	-300 kr/kg 	fosfor	 i klasse 4. Tiltak som innebærer
pløying tenderer til å ha høyere kostnader enn tiltak der det kun harves eller

1 Det er altså ikke samfunnsøkonomiske kostn	ader og kostnadseffektivitet i samfunnsøkonomisk
forstand som er beregnet, men privatøkonomiske kostnader og kostnadseffektivitet for bonden.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	66
direktesås. Kostnadseffektivi	tet for fangdammer og vegetasjonssoner finnes fra
tidligere prosjekter fra et mindre antall anlegg. Kostnad	ene	 her	 er på nivå med
redusert jordarbeiding i erosjonsklasse 4. Fosforgjødsling i henhold til gjødslingsnorm
har stort sett ingen kostnader med hensyn til avlingsreduksjon.
Oppsummert er beregnede tiltakskostnader for aktuelle landbrukstiltak i
størrelsesorden 	fra 200 kr/kg 	fosfor	 til 3	 000 kr/kg 	fosfor	.
Eldre tiltaksanalyser beregnet kostnadseffektivitet for tiltak på tvers av sektorer
På 	19	90	-tallet ble det gjennomført en rekke tiltaksanalyser som beregne	t
kostnadseffektiviteten av tiltak mot avrenning av næri	ngsstoffer til ulike resipienter.
Disse 	begynn	er 	å bli 	gamle og ble 	dessuten 	gjennomført før vannforskriften (EUs
vanndirektiv) 	sine 	målsettinger 	tråd	te 	i kraft, men vi vil 	som en illustrasjon 	i tabell	 5.3
nedenfor gjengi noen tall fra en tiltaksanalyse fo	r Morsa	. Tabellen	 illustrerer 	også 	at
kostnadene for å fjerne en kg fosfor er avhengig av om man 	gjør 	beregninger for total	-
fosfor (total	-P) eller for bio	-tilgjengelig fosfor (bio	-tilgjengelig P).
Tabell 5.	3 Kostnadseffektivitet for alle kvantifiserbare la	ndbaserte tiltak i Morsa (Vansjø	-Hobøl	-
vassdraget)	 Alle verdier i 2001	-kroner.
Tiltak	 	Kostnadseffektivitet
tot	-P (kr /kg P)
Kostnadseffektivitet
bio	-P (kr/kg bio	-P)
Jordbruk
Endret jordarbeiding	 	90	 - 250	 	450	 - 1 250
Vegetasjonssoner	 	270	 	1 350
Fangdammer	 	490	 – 1 130	 	2 440	 – 5 670
Gressdekte vannveier	 	- 	-
Spredt avløp	 	6 800	 	9 700
Kommunalt avløp
Utbedring av feilkoblinger	 	1 000	 - 1 900	 	1 600	 – 3 200
Redusert overløp	 	- 	-
Redusert utlekking fra kommunale
ledninger
- 	-
Overføring av 	restutslipp fra renseanlegg	 	52 000	 	175	 000
Overføring av restutslipp fra renseanlegg
i fremtiden
17	 000	 	58 000
Kilde: NIVA (2001)

Det fremgår av tabellen av tiltak i landbruket koster fra i underkant av 100 til i
overkant av 1 100 (2001	-)kroner per kg total	-fosfor og fra 450 til nærmere 5	 700
(2001	-) kroner per kg bio	-tilgjengelig fosfor. Tiltak mot spredt avløp er en del dyrere,
fra	 ca. 7	 000 (2001	-)kr per kg total	-fosfor til nesten 10	 000 (2001	-) kroner per bio	-
tilgjengelig fosfor.
De rimeligste tiltakene innen kommunalt avløp er i denne studien rimeligere per kg
enn de dyreste landbrukstiltakene, mens de dyreste tiltakene er svært 	kostbare.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	67
Norge er delt i følsomme og mindre følsomme områder med hensyn til eutrofiering
I henhold til forurensningsforskriften (avløpsdelen) er Norge inndelt i tre soner ut fra
følsomhet for eutrofiering (overgjødsling). Landet er inndelt 	som følger	:
a) Føl	somme områder er kyststrekning	en	 svenskegrensen til Lindesnes med
tilhørende nedbørfelt, samt Grimstadfjordområdet i Hordaland (Nordåsvannet,
Grimstadfjord, Mathopen og Dolviken).
b) Normale områder er 	ferskvannsforekomster	 i Norge som ikke er klassifisert
so	m følsomme.
c) Mindre følsomme: kystfarvann og elvemunninger fra Lindesnes til Grense
Jacobselv som ikke er klassifisert som følsomme.

I tillegg finnes
d) Tettbebyggelser med nitrogenfjerningskrav: Nordre Follo, Oslo, Jessheim og
Lillehammer.

For disse ulike	 inndelingene er det ulike krav til rensing (jf. forurensningsforskriften).
Marginale skadekostnader må antas å variere med følsomhet for eutrofiering
Det 	er 	i de	 delen	e av landet 	som er karakterisert som mest følsomme det er	 gjort
desidert mest 	for å redu	sere næringssalttilførslene 	hittil	, særlig 	innen avløpssektoren	.
Utslippene per innbygger er 0,11 kg fosfor i de 10 Nordsjøfylkene (Østfold, Akershus og
Oslo, Hedmark, Oppland, Buskerud, Vestfold, Telemark, Aust	-Agder og Vest	-Agder),
mens de er fire ganger	 så høye (0,45 kg 	fosfor	 per innbygger) i resten av landet.
Utslippene av fosfor for de ti Nordsjøfylkene er totalt ca. 301 tonn, mens de er ca. 944
tonn i resten av landet. 	Likevel er det 	fortsatt d	e mest 	følsomme områdene 	hvor det
må gjennomføre	s de fles	te og dyreste tiltakene, fordi vannforekomstene	 fortsatt
trenger tiltak for å oppnå god økologisk tilstand.
Hvis 	man	 ser litt stort på det	 kan 	en tilnærming være å 	ta som utgangspunkt at i
fylkene utenfor de f	ølsomme områdene/Nordsjøfylkene	 vil det kun i b	egrenset grad
være behov for tiltak utover 	allerede vedtatte 	tiltak og gjeldende regelverk. I så fall
tilsier det at kostnadene for tiltak kan settes til tilnærmet null 	i disse områdene. Dett	e
er 	imidlertid 	ikke helt riktig, for blant annet forvaltningspla	nene antyder at det vil
stilles krav lokalt også i område	r utenfor dem som er definert som følsomme	. En
riktigere tilnærming vil da være å anta at for de vannforekomstene der målsettingene i
vannforskriften	 er oppnådd, er tiltakskostnadene	 lik null, mens d	et er slike kostnader i
alle vannforekomster som ikke har oppfylt målsettingene.
Kan man beregne 	eksterne	 kostnader for avrenning av nitrogen og fosfor?
Tilstanden i vannforekomstene varierer adskillig 	blant annet 	mellom ulike vanntyper
og	 geografiske områ	der. Miljømålene i vannforskriften er i utgangspunktet satt uten
hensyn til økonomiske forhold. Det er derfor ikke grunn til å tro at målet er satt ut fra
vurderinger av om	 samfunnet oppfatter at det oppstår skadekostnader ved
overgjødsling (eller de øvrige 	parametere	 som inngår i vurdering av økologisk tilstand i
vannforekomstene).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	68
Det er imidlertid en «økonomisk sikkerhetsventil» innlagt i vannforskriften, ved at det
hete	r at dersom kostnadene ved gjennomføring av tiltak for å oppnå god økologisk
tilstand er uforhold	smessig høye	 kan det gis unntak fra målsettingen. Hva som ligger i
denne formuleringen er fortsatt litt uklar	t, men en presisering i veiledning for ste	rkt
modi	fiserte vannforekomster	 tilsier at det er samfunnsøkonomiske vurderinger som
skal legges til grunn for å vurdere om kostnadene er uforholdsmessige. En rimelig
tolkning er da at dersom nytten er mindre enn kostnadene ved å gjennomføre tiltak,
gis unntak fra	 målet om god tilstand. Ut fra dette kan vi tolke målsettingen for
vannforekomster som at så lenge nytten er større enn kostnaden skal man ha god
miljøtilstand. Det er derfor et rimelig utgangpunkt at i de vannforekomstene der
miljøtilstanden er dårligere 	enn god, vil det være 	netto 	nytte forbundet med
tilstandsforbedring.
For en del vannforekomster er det 	ifølge	 ovennevnte resonnement	 ingen eksterne
kostnader ved overgjødsling, mens det andre steder er 	til dels betydelige 	eksterne
kostnader. Det er derfor	 ikke enkelt å se for seg at det skal være uniforme eksterne
kostnader knyttet til overgjødsling av vann (elle	r utslipp av henholdsvis nitrogen og
fosfor). Det er mer interessant å se på kostnader og nytte 	av 	tiltak knyttet til enkelte
vannforekomster.
I e	n rapport for Miljøverndepartemen	tet (nå Klima	- og miljødepartementet) ble det for
noen år siden vurder	t vannprising knyttet til overgjødsling i norske vannforekomster
(Magnussen og Holen	, 2011	b). Konklusjonen var at det opplagt er marginale eksterne
kostn	ader knyttet til vannforurensning mange steder i landet, men at det er stor
variasjon	 mellom vannforekomster	 og at også kildene, som for en stor del er diffus
avrenning, gjør det vanskel	ig å se for seg optimal prising	 eller 	bruk av 	avgifter. 	For
avløpssekt	oren	 betales allerede	 kommunale vann	- og avløpsgebyrer som skal dekke
kostnadene ved å håndtere overgjødsling fra husholdninger og industri. Det vil si at det
allerede 	betales for utslipp 	tilsvarende tiltakskostnadene 	for denne sektoren. Nå viser
det seg a	t det kreves ytterligere utslippsreduksjoner, og at heller ikke
avløpsrenseanleggene oppfyller utslippstillatelsene	. D	et er 	derfor 	behov for ytterligere
tiltak	. K	ostnader til slike tiltak	 vil	 normalt	 dekkes via vann	- og avløpsgebyrer.
Landbruk og 	oppdrettsanlegg har ikke avgiftsordninger. Det var en periode
nitrogenavgift på kunstgjødsel	 ut fra problematikken om overgjødsling, men denne ble
fjernet. For fiskeoppdrett er det ikke avgift knyttet til utslipp	, men det er 	krav om
konsesjon, utslippstill	atelser osv. for fiskeoppdrettsanlegg, og 	avgifter/gebyrer knyttet
til anlegg og drift	.
Måleproblemer for diffuse utslipp	 - og fosfor er ikke fosfor
Et 	gene	relt problem ved 	beregning av marginale 	eksterne 	kostnader ved	 utslipp 	av
nitrogen og fosfor 	til van	n er måleprobleme	r for kilder med diffus avrenning	.
Husholdningsavløp	 og	 industri har utslipp som er relativt enkle å måle	. D	et samme
gjelde	r utslipp fra punktkilder i landbruket	, mens avrenning fra jordbruks	arealer	 er
vanskeligere. 	Tilførsler av nitro	gen 	og fosfor til jordbruksjord	 vil ha en til dels lang og
komplisert vei før de eventuelt ender i resipienten.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	69
En annen utfordring ved vurdering av marginale eksterne kostnader ved
næringssalttilførsler og ved beregning og sammenligning av tiltakskostnader pe	r kg
fosfor, er at det er forskjell i hvor store eksterne kostnader ulike former for fosfor har i
en vannforekomst. 	Man snakker ofte om biotilgjengelig fosfor versus total	-fosfor	, og
det er den biotilgjengelig	e delen som forårsaker miljøproblemene, men den	ne er også
vanskeligst å måle	. Ulike kilder har ulikt forhold mellom biotilgjengelig fosfor og total	-
fosfor	, og dermed kan de eksterne kostnadene forbundet med 	en kg 	fosfor fra ulike
kilder	 være av ulik størrelse	 (et eksempel på slike forskjeller er vist i	 tabell 5.	3).
Oppsummering: Marginale eksterne kostnader ved avrenning av næringssalter
De marginale 	eksterne 	kostnadene ved avrenning av næringssalter varierer svært mye
avhengig av hvilken vanntype og hvilken av de nesten 30	 000 vannforekomstene
avrennin	gen skjer til. I en del områder og vannf	orekomster innen disse områdene	 der
vannforskriftens målsettinger er oppfylt, 	vil den marginale 	eksterne 	kostnaden være
tilnærmet null.
I andre områder er de marginale skadekostnadene betydelige. Det vil særlig være
tilfelle i det som er definert som «følsomme områder» i forurensningsforskriften, og i
de vannforekomstene som i henhold til vannforskriftens kriterier er karakterisert som
dår	lig eller svært dårlig.
Vi har svært få nyere anslag for miljøkostnader ved avrenning, bortsett fra for 	et
utvalgt vassdrag (Morsa i Østfold), og det er ikke gjort forsøk på å oppskalere disse
estimatene til tall for landet som helhet (noe man har gjort fo	r eksempel i Sverige og
Danmark). Det er heller ikke funnet studier som beregner miljøskade per kg nitrogen
eller fosfor.	 Vi har derfor ikke grunnlag for å fastsette marginale 	eksterne 	kostnader ut
fra en skadekostnadstilnærming.
For tiltakskostnader	 er de	t også mangel på 	nyere, 	samlende og oppsummerende
studier	1. Det er gjort noen studier som ser på kostnader og kostnadseffektivitet av
tiltak i avløpssektoren og i landbruket, men først og fremst for fosfor, ikke for nitrogen.
Oppgitte tiltakskostnader vari	erer betydelig, men jevnt over	 er de adskillig lavere per
kg fosfor	 	for aktuelle landbrukstiltak (jordarbeidingstiltak, vegetasjonssoner,
fangdammer, gjødslingspraksis) enn innen avløpssektoren. For landbrukstiltak viser
Refsgaard 	m.fl.	 (2010) kostnader i 	størrelsesorde	n fra 200 	– 3000 kroner per kg/fosfor	.
Kostnadene ved d	e fleste avløpstiltak	 oppsummert	 i Magnussen og Holen (2011a)	,
basert på gjennomgang av forvaltningsplaner fra vannregionene	 Glomma og Vest	-
Viken	 ligger	 på 10	 000 	– 30	 000 kr per kg 	fosfo	r, men	s Refsgaard 	m.fl.	 (2010) anslår
kostnader ved avløpstiltak i Haldenvassdraget til i størrelsesorden 6	 000	-13	 000 kr per
kg 	fosfor	. Ved vurdering av disse tallene er det viktig å huske at alle disse
kostnadstallene gjelder tiltak i de følsomme områden	e, med avrenning til

1 Det ble 	som nevnt tidligere i kapittelet 	gjort en rekke tiltaksanalyser for næringssalttilførsler lokalt,
region	alt og nasjonalt på 1990	-tallet, men 	det er bare gjengitt ett eksempel fra 	disse studiene	 i vår
rapport	, fordi resultatene derfra må antas å være mindre relevant	e for å vurdere dagens og fremtidens
tiltakskostnader.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	70
Skagerrakskysten, det vil si i områder der det allerede er satt inn adskillige tiltak, slik at
det er rimelig å anta at de rimeligste 	tiltakene 	allerede 	er gjennomført. Det er også
verdt å minne om at det er antatt at disse kostnadstal	lene vil gjelde for å redusere en
viss, ikke spesifisert andel av dagens ca. 300 tonn utslipp fra avløpssektoren til de
følsomme områdene.
For 	utslippene fra 	fiskeoppdrett, som i all hovedsak skjer utenfor de områdene som er
definert som følsomme, har til	takene først og fremst vært å lokalisere anleggene til
områder	 som ikke er så utsatt for overgjødsling, og kostnadene ved den typen tiltak er
vanskelige å anslå.
Basert på tiltakskostnader skulle 	resonnementene ovenfor	 tilsi at de marginale
skadekostnader 	er 	tilnærmet 	null i de områder der målsettingene (med hensyn til
nitrogen	- og fosfortilførsler) er oppnådd, og 	i størrelsesorden fra noen få hundre
kroner 	til flere tusen	 kr/kg 	fosfor	 i de områdene der målene ikke er nådd. Det er
vanskelig å vurdere hvor h	øye tiltakskostnader som er nødvendige for å nå
miljømålene/forpliktelsene i vannforskriften,	 fordi vi ikke er kjent med at slike
beregninger er foretatt. Det	 er 	imidlertid 	rimelig å anta at tiltakene med de høyeste
kostnadene bare unntaksvis vil være nødv	endige for å nå målene. Samtidi	g er det
rimelig å anta at det 	en del steder i de mest følsom	me og mest forurensede områdene
vil være behov for flere tiltak enn bare de billigste jordbrukstiltakene.
Marginale	, eksterne	 skadekostnader for fosfor kan da vari	ere fra 	tilnærmet 	null i ikke	-
følsomme områder der målene i vannforskriften er nådd, via noen få hundre eller
tusen kroner i «normale» områder/områder med relativt små behov for å nå god
miljøtilstand, til kanskje mer enn 10	 000 kroner	 per kg fosfor	 i de mest følsomme
område	ne	 med størst avstand fra målsettingen om god økologisk tilstand.
For utslipp til luft (jf. kapittel 2 om utslipp av nitrogenoksider og svevestøv) er det
etablert 	praksis 	at man opererer med ulike utslippskostnader i henholdsvis
spredtbygde områder og byer/tettsteder av ulike størrelser. Tilsvarende 	inndeling 	er
ikke etablert f	or 	eksterne kostnader av utslipp	 til vann	. Som beskrevet over	, skiller
forurensni	ngsforskriften mellom	 følsomme og mindre følsomme områder	. D	enne
inndelinge	n er ikke brukt videre for å beregne skade	- eller tiltakskostnader	, men det er
mye som taler 	for å benytte en slik inndeling	 i og med at de marginale eksterne
kostnadene faktisk varierer svært mye mellom vannforekomster	. En slik inndeling kan
være en foren	klet måte å forholde seg til dette på	.
For nitrogen foreligger svært lite 	nyere 	materiale som sier noe om tiltakskostnader.
Tilnærmingen til hvor man har og ikke har skadekostnader er som for fosfor, men det
er svært vanskelig å anslå tiltakskostnader for 	ytterligere reduksjon av nitrogen.
Fiskeoppdrett er den kilden som øker utslippene mest, men tiltakene har så langt
hovedsakelig vært å unngå å tillate oppdrettsanlegg i en del områder, og flytte
anleggene til steder med bedre vannutskifting. 	Det foreligge	r derfor så vidt oss bekjent
ikke beregninger av andre typer tiltak som kan benyttes for å vurdere tiltakskostnader
for reduserte utslipp fra fiskeoppdrettsanlegg	, eller som kan benyttes for beregning av
eksterne marginale kostnader av nitrogenutslipp til 	vann generelt	.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	71
6.	 Støy
I dette kapitlet vurderes og verdsettes støy fra alle kilder utenom veitransport og
jernbane.
Ifølge www.miljøstatus i Norge er nesten 1,4 millioner mennesker i Norge utsatt for
støy ved boligen sin, og omtrent 96 prosent av støyplagen	e stammer fra transport. Det
er dermed det miljøproblemet som rammer flest mennesker i Norge. Hvor plaget man
er av støy avhenger av støyens forutsigbarhet og en rekke spesielle forhold knyttet til
de situasjonene og aktivitetene som blir forstyrret av stø	y. Lydens karakter bestemmes
av frekvensinnhold, for eksempel bass/diskant, tidsforløp og varighet samt hvor raskt
lyden øker i nivå. Dette medfører blant annet at folk oppgir å være ulikt plaget av ulike
støykilder til tross for at det såkalte døgnekvival	ente støynivået er det samme. 	Stillhet
er et knapphetsgode som påvirkes av utviklingen av menneskeskapte aktiviteter i
andre områder.
6.1	 	Kilder og omfang
Trafikkstøy er altså den absolutt største kilden til støyplager, og av denne støyen er det
veitrafikk som	 plager flest. Figur 6.1 viser antall personer som er utsatt for støy over 55
dBA fordelt på støykilde i 1999 og 2011. Totalt har antall personer som er utsatt for
støy økt med 22 prosent i denne perioden, samtidig som befolkningen har vokst med
12 prosent	, dvs. at det har vært en reell økning i antall personer som er utsatt. Veksten
i antall som er utsatt er størst for veitrafikk, industri og annen næring, som hver har
hatt en vekst med mer enn 20 prosent.

Figur 6.	1 	Antall personer utsatt for støy over 55 dBA. 1999 og 2011
Kilde: 	www.m	iljøstatus
0
200000
400000
600000
800000
1000000
1200000
1400000
Veitrafikk	Jernbane	Luftfart	Industri	Annen næring
1999
2011

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	72
Figur 6.1 viser hvor mange som er utsatt for støy, men sier ikke noe om hvor plaget
folk er av støyen. De som var utsatt for støy både i 1999 og 2011 har ifølge Statistisk
se	ntralbyrå (2013) fått redusert støyplagen med 4 prosent. Hva som ligger bak denne
reduksjonen fremgår ikke, men det kan sannsynligvis knyttes til ulike former for tiltak
mot støy, som for eksempel støyskjerming.	1
6.1.1	 	Andre kilder enn veitrafikk og jernbane
Støy fra flytrafikk
I 2011 var det 38 	400 personer som var utsatt for støy fra luftfart, noe som er en
økning fra 1999 på nærmere 10 prosent. Støy fra fly regnes som mer plagsomt enn
støy fra veitrafikk ved ellers likt støynivå. Fly representerer en fundam	entalt
annerledes støykilde enn øvrig trafikkstøy. Dels så følger fly ikke i samme grad
fastsatte traséer, og dels så gir flystøy lydinnfall fra alle sider. Det betyr at den type
skjerming som brukes mot vegtrafikk	- 	og jernbanestøy som regel ikke er
hensi	ktsmessig for flystøy.
Ulempene av flystøy kan reduseres enten ved at flyene gir mindre støy, ved at flyene
ledes over mindre støyfølsomme områder, eller ved at utsatte områder eller bygninger
skjermes. Fra 2006 gjelder en støysertifiseringsstandard vedt	att av ICAO (International
Civil Aviation Organisation) for sivile fly, som de aller fleste sivile fly tilfredsstiller. Men
for militære fly går utviklingen i retning av tyngre og mer støyende fly. På den andre
siden foregår disse aktivitetene normalt på d	agtid på hverdager, hvor støytoleransen
sannsynligvis er høyere enn i helger.
Når det gjelder støyen på lufthavner finnes det et EU	-direktiv om støyrelaterte
driftsbegrensninger på sivile lufthavner (2002/30/EC). Direktivet bygger på
støyreduksjon ved ki	lden, arealplanlegging i flystøysonene, støyreduserende avgangs	-
og landingsprosedyrer og operative begrensninger (regulering av nattflyging og
lignende). Direktivet er implementert i Norge gjennom egen forskrift om innføring av
støyrelaterte driftsbegrens	ninger ved flyplasser til allmenn bruk.
Støy fra næringsvirksomhet
Industri	- og næringsstøy består både av impulsstøy og jevn støy. Impulsstøy oppfattes
som mer plagsom enn jevn støy, og kan gi opphav til plager også ved lave støynivåer.
Den jevne støyen f	ra industri	- og næringsvirksomhet har derimot mange likhetstrekk
med støy fra veitrafikk. Figur 6.1 inkluderer kun støynivåer over 55 dB, men for
industri	- og annen næringsaktivitet kan det være relevant også å ta med lavere
støynivåer, da impulsstøy som n	evnt oppleves som plagsomt også ved lavere støynivå.
Hvis man for eksempel inkluderer støynivåer helt ne	d til 48 dB vil ytterligere 160 	000
være utsatt for støy fra industri og annen næringsvirksomhet (www.miljøstatus.no).

1 Statistisk sentralbyrå (2013) peker på flere utfordringer knyttet til måling av støy og plagethet over tid
som alle bidrar til at statistikken må tolkes med forsiktighet.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	73
Ifølge www.miljøstatus.no er stø	y fra industri, og da spesielt viftestøy i tilknytning til
industriområder, en av de støykildene som gir størst sjenanse i nærområdet. For
mange av disse virksomhetene er det vifter og intern transport som er hovedkilden til
støyen. Dette gjelder blant ann	et bransjer som metallurgisk industri,
næringsmiddelindustri, papir/cellulose, petrokjemisk industri og grafisk industri.
Når det gjelder 	bygge	- og anleggsvirksomhet	 viste	 en undersøkelse fra 1999 at 45 	000
personer var utsatt for støynivåer på mer enn 50 	dBA fra denne type virksomhet.
Statistisk sentralbyrå (SSB) har skalert tallene fram til 2007	-nivå	1 og tallene viser
omtrent tilsvarende nivå (www.miljøstatus.no).
I likhet med industri	- og næringsstøy vil plagegraden fra bygg	- og anleggsstøy variere
mye. 	Støyen er relativt sterk nær kilden, som ofte er nær bebyggelse, den varierer mye
og er ofte uforutsigbar. Bygg	- og anleggsstøy skyldes både maskiner og verktøy som
brukes, og selve arbeidsprosessen. For noen maskintyper, som for eksempel grave	- og
lastema	skiner, er motorstøy den viktigste kilden. På de fleste anleggsplasser
forekommer også impulsstøy, for eksempel ved spunting, pæling, pigging og bruk av
spikerpistoler. Slik impulsstøy gir opphav til plager ved vesentlig lavere lydnivåer enn
jevn støy (ogs	å målt med hensyn til lydnivå over døgnet, såkalt ekvivalent lydnivå, se
nedenfor). Veitrafikk til og fra byggeområdene skaper også ulemper.
Særlig er støy på kvelds	- og nattestid ofte meget plagsom. Samtidig har mange
prosjekter kort varighet, og det fore	kommer sjelden støy på kvelder, netter, i helger og
på andre fridager
Det er stor usikkerhet knyttet til hvilke konsekvenser bygg	- og anleggsstøy har, og hvor
store plager den gir. Dette skyldes både at disse forholdene er lite undersøkt, og at
støybildet 	er svært sammensatt og kan variere mye. I tillegg er støyen vanligvis et
midlertidig problem.
Støy fra næringsvirksomhet stammer fra en punktkilde, hvilket taler for at det i mange
tilfeller burde være relativt enkelt å rette tiltak mot denne støyen. Samti	dig er det i
mange tilfeller snakk om lave frekvenser som det er vanskelig å skjerme mot.
Skytebaner
For skytebanestøy finnes det ingen oppdaterte tall på hvor mange som er utsatt eller
plaget, men en undersøkelse fra 1999 viste at drøyt 86 000 personer 	i Norge var utsatt
for skytebanestøy på mer enn 30 dBA (L	den	) i gjennomsnitt over året (Miljøstatus).
Undersøkelsen omfattet 41 representative skytebaner, men antall støyutsatte ved
disse ble skaler	t opp til et samlet omfang på 1 	033 skytebaner	. Det finnes	 fortsatt
omkring 1 	000 skytebaner og Miljøstatus finner derfor grunn til å tro at antallet som er
utsatt for støy fra skytebaner er omtrent som i 1999.

1 Tallene er basert på en enkel skalering etter aktivitetsnivå og befolkningsendring.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	74
Det er særlig to forhold som medfører at skytebanestøy gir opphav til støyplager selv
ved lave gjennom	snittlige lydnivåer:
 	impulsstøy gir støyplager ved lavere gjennomsnittlig lydnivå enn vedvarende
støy
 	det meste av skyteaktiviteten foregår på ettermiddager og helger (med unntak
av de militære banene)
Det danske instituttet DELTA Akustik & Vibration har s	ammenstilt internasjonale
undersøkelser om skytebanestøy, og kommet fram til at støy fra lette våpen gir samme
plagegrad som veitrafikkstøy ved 18 dB lavere støynivå (årsmiddelverdi), se
www.m	iljøstatus.
Støy fra motorsportbaner
Støy fra kjøring på motorsp	ortbaner har omtrent samme karakter som veitrafikkstøy,
men er mer plagsom på grunn av et aggressivt kjøremønster med høye turtall på
motor og så videre.
Den siste undersøkelsen av denne type støy er fra 1999, da en utvalgsundersøkelse fra
Statens forurens	ningstilsyn (nå Miljø	direktoratet) viste at rundt 14 	000 personer var
utsatt for støy fra motorsportbaner. Undersøkelsen omfattet alle som i løpet av et
typisk stevnedøgn er utsatt for et gjennomsnittlig støynivå på mer enn 35 dBA.
Selv om omfanget av støy	 fra motorsportbaner er lite i forhold til andre støykilder, er
støyen meget sjenerende, og den forekommer mest i helger og på andre fridager.
Vindkraft og andre energianlegg
Støy fra vindkraftanlegg har blitt gjenstand for oppmerksomhet i Danmark og Sver	ige,
hvor man etter hvert har høstet omfattende erfaringer fra vindkraftanlegg. Foreløpig
er vindkraftutbyggingen begrenset i Norge og støy er dermed mest sannsynlig et svært
begrenset problem. Det kan imidlertid ikke utelukkes at økt utbygging av vindkraf	t kan
gi lokale problemer. Det er spesielt lavfrekvent støy fra vindmøllene som vil kunne gi
støyplager. Delta (2012) viser imidlertid at dagens grenseverdier for støy vil være
dimensjonerende ved konsesjon av vindkraftverk i Norge
Ifølge det svenske Natu	rvårdsverket	1 varierer det kraftig hvordan mennesker oppfatter
lyd fra vindkraftverk, og hvor plaget man er, som for mye annen støy. Det finnes få
studier av støy fra vindkraftverk, men den forskning som er gjennomført viser at støy
fra vindkraft oppleves 	som mer forstyrrende, og at flere føler seg utsatt enn av annen
støy med tilsvarende lydnivå. Samtidig er det få som er utsatt sammenlignet for
eksempel med trafikkstøy, slik at støyen fra vindkraft er et lite problem på nasjonalt
nivå.
Støy fra viften i 	varmepumper kan utgjøre et lokalt støyproblem, se for eksempel
Norsk forening mot støy som har dokumentert støynivå for noen typer varmepumper

1 http://www.naturvardsverket.se

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	75
og klager knyttet til dette.	1 Det er imidlertid mulig å gjennomføre enkle tiltak for den
enkelte varmepumpe for å	 redusere sjenansen for naboer.
Fritidsaktiviteter
Aksepten for støy er ofte mindre i fri natur enn i bebygde og trafikkerte strøk. Det er
flere motoriserte fritidsaktiviteter, i tillegg til motorsport, som kan generere
forstyrrende støy. Støyen er kanskje spesielt knyttet til snøscootere og vannscootere.
På nasjonalt nivå er det få som blir forstyrret eller får plager av denne type aktivitet og
støy, men for de som rammes kan det oppleves som svært forstyrrende. Samtidig har
det vært en utvikling mot mer støysvake maskiner, slik at støyproblemet kan få min	dre
betydning over tid.
Vistad m.fl. (2007) viser at lyd fra snøscooter oppfattes forskjellig avhengig av hvilket
formål scooterkjøringen har. Lyd av snøscootere som brukes til transportformål møtes
generelt med større toleranse enn lyd som har opphav i «	sportslig» kjøring. Delvis kan
denne forskjellen forklares med at de forskjellige formene for kjøring skaper
forskjellige lydbilder, men også av at den subjektive oppfattelsen av samme lydbilde
påvirkes av at både verdi	- og målkonflikter er lavere når det 	er tale om
transportkjøring.
Når det gjelder vannscootere er lydvolumet for nyere typer ikke høyere enn de fleste
motordrevne fritidsbåtene. Ikke desto mindre oppleves lyden fra en vannscooter
gjerne som mer støyende for de som hører den (Roe og Benson, 2	001). Dette har å
gjøre med at støy ikke bare dreier seg om lydvolum. Lydens tonalitet kan virke inn,
samtidig som måten vannscootere brukes på kan bidra til et bestemt lydbilde. 	I regi av
US National Park Service har det blitt foretatt omfattende kartlegg	inger av lyd	- og
støybildet i de amerikanske nasjonalparkene (Miller	, 2008). Undersøkelsen viser at
vannscootere har et støynivå som er temmelig likt de vanligste utenbordsmotorene
brukt i fritidsbåter, men vannscootere brukes på en annen måte ved at de of	te sirkler
rundt i et avgrenset område og ofte foretar kortvarige og brå akselerasjoner. Dette
skaper en tonal sammensetning som gjør at lydbildet skiller seg markant ut fra annen
motorisert trafikk på vannet. Denne type rekreasjonskjøring kan vedvare over	 lang tid
innenfor et mindre område fordi flere personer ofte bytter på å kjøre samme
vannscooter, noe som skaper et vedvarende, repetitivt og distinkt lydbilde (Miller
2008).
6.1.2	 	Nasjonale mål for støy
De nasjonale målene for støy er:	2
- 	Støyplagen skal reduse	res med 10 prosent innen 2020 i forhold til 1999 (målt
uten befolkningsvekst).

1 http://www.stoyforeningen.no/Fakta/Varmepumper	 	2 https://www.regjeringen.no/nb/tema/klima	-og	-miljo/forurensning/innsiktsartikler	-forure	nsning/	stoy	-
-lydforureining/id2339859/

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	76
- 	Antall personer utsatt for over 38 dB innendørs støynivå skal reduseres med 30
prosent innen 2020 i forhold til 2005.
Det ble utarbeidet en handlingsplan for støy for perioden 2	007	-2011, og denne planen
er oppdatert og videreført til 2015	 (Klima	- og miljødepartementet, 2015)	.
Handlingsplanen fokuserer på de viktigste støykildene, dvs. veitrafikk, fly, jernbane,
industri og annen næring. I oppdateringen av planen er det videre la	gt vekt på
forskning og utvikling og utvikling av virkemidler. Det sies videre at de nasjonale
målene bare kan nås gjennom en kombinasjon av virkemidler og av at det
internasjonalt stilles krav til og utvikles støysvake bildekk og kjøretøyer.
Aktuelle til	tak for andre støykilder enn transport omfatter for eksempel
- 	økt bruk av spesifikke støykrav til enkelte bedrifter
- 	økt informasjon om støysvake vifter
- 	støyreduserende tiltak på eldre skytebaner
- 	bruk av støykrav i anbuds	- og kontraktsdokumenter i bygg og an	legg
Det finnes retningslinjer for behandling av støy i arealplanlegging fra 2005 som ble
oppdatert i 2012, 	se	 	Klima	- 	og miljødepartementet (	2012	) 	og veileder til
retningslinjene (Miljødirektoratet, 2014	d). Disse retningslinjene gir anbefalte
støygrenser 	utendørs ved etablering av nye boliger og annen bebyggelse som er
støyfølsom. Det gis også anbefalinger om støygrenser ved etablering av nye støykilder
som veganlegg, industri/næringsvirksomhet og skytebaner.
Støy fra industri reguleres gjennom forurensnin	gsloven og Forskrift om begrensning av
forurensning (FOR	- 2004	-06	-01	-931). Grenseverdier for når tiltak må settes inn er
knyttet til lydnivå innendørs.	1 Anleggseier er pliktig til å gjennomføre kartlegginger av
innendørs støyforhold og utrede aktuelle tilt	ak hvis man står i fare for å overskride
tiltaksgrensen. Hvis det må gjennomføres tiltak for å overholde grenseverdien er det
anleggseier som må finansiere disse tiltakene.
6.2	 	Måling av støy
6.2.1	 	Måleenhet
Lyd er svært små trykkbølger i luften. Lydtrykket måles 	i samme enhet som annet
trykk, dvs. N/m2 også kalt Pascal (Pa). Vi oppfatter lydtrykksvariasjoner helt ned til
0,00002 Pa (SSB, 2004). For måling av lyd er det upraktisk å bruke Pa, og man har
derfor utviklet en mer sammentrykt skala, desibelskalaen, hvor 	0 dB tilsvarer den
svakeste lyden vi kan høre og 120 dB tilsvarer 20 Pa 	– som er det nivået da trykket gir
smerte. dB uttrykker lydtrykksnivået. I tillegg til lydtrykket påvirker frekvensen på

1 §5-4, 1. Når det gjennomsnittlige støynivået innendørs over døgnet overskrider 42 dB LpAeq,24h i
eksisterende bygninger, skal det gjennomføres tiltak etter § 5	-9. Tiltaksgrensen skal være overholdt fra
og med 1. ja	nuar 2005.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	77
trykkbølgene hva vi hører. Frekvensskalaen (Hz, svingninger pr 	sekund) varierer fra 20
Hz som er laveste hørbare lyd til 20.000 Hz som angir øvre grense for høreområdet.
Øret er mest	 følsomt for frekvenser rundt 1 	000 Hz. Det er laget en frekvensveiekurve
som etterligner ørets følsomhet. Veiekurven har betegnelsen A o	g den angir antall dB
som skal legges til eller trekkes fra for ulike frekvenser for å gi sammenlignbare
”lydverdier”. Lyd målt med A	-kurven benevnes L	A og angis i dBA. En normal stemme på
1 m avstand har et lydnivå på 58 dBA.
For mange lydkilder varierer 	støynivået over tid. For å ha felles ”målepunkter” lager
man ekvivalente støynivåer, L	ekv	, som angir gjennomsnittlig støy over en gitt
tidsperiode. Det vanligste er å bruke døgnekvivalent støynivå, L	den	, men det kan også
deles inn i kortere tidsintervaller	, for eksempel nattetid.
Lyden avdempes med avstanden, med 6 dB for hver dobling av avstanden til kilden. I
tillegg svekkes lydbølgen ved såkalt luftabsorbsjon. Marktype, vegetasjon,
terrengformer og vær har også betydning for hvordan lyden spres og dempes	.
6.3	 	Skader og ulemper
Miljøstatus opplyser at 200 	000 personer i Norge har problemer med nattesøvnen på
grunn av støy. Forskning viser at støy kan gi psykisk stress, og helseplager som
muskelspenninger og muskelsmerter. Støy kan også være en medvirkende års	ak til
høyt blodtrykk og utvikling av hjertesykdom. Støy kan selvsagt også gi hørselstap.
Langvarig irritasjon over støy kan påvirke utvikling av sykdom, spesielt hos de som
ellers er disponert for sykdom.
Helseplagene fra støy kan deles inn i direkte effe	kter, som forstyrrelser og problemer
med søvn, og indirekte effekter som høyt blodtrykk.
Støy virker ofte sammen med andre stressfaktorer som for eksempel luftforurensning.
Derfor er det vanskelig å skille klart mellom støyens effekter og andre 	miljøfaktorers
effekter.
6.3.1	 	Direkte helseeffekter av støy
De direkte helseeffektene av støy angår selve hørselsfunksjonen som hørselsskade,
kommunikasjonsforstyrrelse eller umiddelbare reaksjoner som søvnforstyrrelser.
Hørselsskade er permanent ødeleggelse av	 	sanseceller i det indre øret.
Sammenhengen mellom eksponering for støy og risiko for hørselsskade er relativt godt
kartlagt. Det er risiko for hørselsskade hvis støyeksponeringen ved øret i lange
perioder overstiger et gjennomsnittlig lydnivå på 70 dBA gj	ennom døgnet eller på 75
dBA gjennom en 8 timers arbeidsdag. Ved lavere støynivåer vil risikoen for hørselstap
være ubetydelig. Enkelthendelser kan imidlertid gi risiko for skade 	og	 særlig farlig er
skarpe smell som skjer så raskt at øret ikke rekker å jus	tere ned følsomheten.
Kommunikasjonsforstyrrelse betyr forstyrrelse av samtale eller lytting. En måte å
kompensere for høyt bakgrunnsstøy er å heve stemmen, som i sin tur kan gi problemer
med stemmen. Folk som må bruke stemmen mye i omgivelser med mye støy	, som for

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	78
eksempel barnehagepersonell, lærere og militærpersonell, pådrar seg stemmelidelser
oftere enn andre.
Forstyrrelse av søvn regnes blant de mer alvorlige virkningene av støy. Støy kan gi
dårlig søvnkvalitet, redusert velvære og dårligere prestasjon	er (Folkehelseinstituttet,
2013	b). Søvnforstyrrelser som skyldes støy innebærer vekking, forsinket innsovning og
redusert omfang av nødvendige søvnfaser. Syke, eldre, personer med søvnvansker og
skiftarbeidere regnes som spesielt følsomme for søvnforstyrre	lser. Personer som
oppgir å være generelt følsomme for støy, påvirkes mer av støy når de sover enn
andre. Men ikke	-viljestyrte stressreaksjoner som økt puls, blodtrykksøkning og
utskillelse av stresshormoner skjer også uten at man er klar over det og selv 	mener at
man ikke er plaget av støy.
Søvnmangel er en belastning som kan gi nedsatt stemningsleie og yteevne samt bidra
til utvikling og forverring av sykdomstilstander, for eksempel flere epileptiske anfall.
Påvirkningen på helsen er sannsynligvis størst 	for dem som ikke har mulighet for å
hente inn "det tapte" gjennom stille perioder ellers i døgnet.
Verdens helseorganisasjon (WHO) har en utarbeidet en retningslinje for nattestøy som
sier at støynivået utendørs om natten ikke bør overstige 40 dBA. I vurde	ringene sine
antar WHO at folk har vinduet på gløtt for å få nødvendig utlufting.
6.3.2	 	Indirekte helseeffekter av støy
Indirekte helseeffekter av støy avhenger av opplevelse av og vurdering av støyen.
Endret adferd, stressutløste helseplager, samt påvirkning av	 ytelse og motivasjon
regnes som indirekte helseeffekter. Den viktigste sammenhengen mellom støy og
helse går via stressreaksjoner.
Støy kan gi høyt blodtrykk, dette er en vel etablert link i akademisk litteratur (DEFRA,
2014; Harding m.fl., 2011). Hva som	 skaper linken er uklart, men noen hypoteser er
forstyrrelse av de autonome nervesystemet og det endokrine systemet, endring i
hjerterytme og frigjøring av stresshormoner. Høyt blodtrykk regnes ikke som en
sykdom i seg selv, men det er en belastende faktor	 for hjertet og gir risiko for utvikling
av hjerneslag og hjerteinfarkt.
6.3.3	 	Anslag på skadeomfang
Ifølge en ny studie publisert i The Lancet (Basner m. fl., 2014), er omfanget av skader
forårsaket av støy større enn tidligere antatt. I tillegg til arbeidsrela	tert støy og støy fra
omgivelsene utsetter vi oss i stadig økende grad for støy knyttet til fritidsaktiviteter.
WHO & JRC (2011) estimerer helseeffekter av støy, basert på en analyse av risikoen for
å bli syk eller dø. Helseeffektene uttrykkes i tapte DALY	 (disability	-adjusted life years,
dvs. summen av år som går tapt grunnet for tidlig død (YLL) og av antall år med god
helse som går tapt pga. dårlig helse eller nedsatt funksjonsevne (YLD)). Beregningene
starter med å finne målt eller beregnet støy og hvor	 mange som blir utsatt for støyen
(basert på støykart). Man appliserer så dose	-respons sammenhenger for hjerte	- og
karsykdommer, lærevansker hos barn, søvnforstyrrelser, øresus (tinnitus) og ubehag,
for deretter å beregne tapte DALY for Europa på grunn av 	støy. Totalt estimerer man

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	79
en DALY på 1	-1,6 millioner, fordelt med 61.000 knyttet til hjerteproblemer, 45.000
knyttet til lærevansker hos barn, 903.000 knyttet til søvnforstyrrelser, 22.000 knyttet
til øresus og 654.000 knyttet til ubehag/plage.
Folkehels	einstituttet har brukt samme metode som WHO og JCR for å beregne
helsebelastningene som følge av støy fra veitrafikk i Norge (Folkehelseinstituttet,
2012). Beregninger viser at sterk støyplage og søvnforstyrrelser hvert år utgjør
henholdsvis 4.512 og 10.24	5 tapte friske leveår (dvs. DALY). Andelen av
hjertekarsykdom eller død som kan knyttes til trafikkstøy kan summeres til om lag 198
tapte friske leveår.
European Environmental Agency publiserte i 2014 en omfattende kartlegging av hvor
utsatt befolkningen i	 Europa er for ulike typer av ”menneskeskapt” støy, inkl. industri,
se EEA (2014).	1 Studien inkluderer også de effektene eller konsekvensene støyen har
på helsen (dose	-respons). EEA finner at nærmere 20 millioner europeere er utsatt for
trafikkstøy, og at 	8 millioner får sin søvn forstyrret av støy. Menne	skeskapt støy er
knyttet til 43 000 sykehusinnleggelser, 900 	000 tilfeller 	av høyt blodtrykk og opp mot
10 	000 for tidlige dødsfall pr år i Europa
6.3.4	 	Støy påvirker også dyr
Støy påvirker ikke bare mennesker, u	ten kan også ha negative effekter for ville og
tamme dyr. Dette gjelder spesielt for høyt impulsstøy. Vista Analyse (2014) gir en
grundig beskrivelse av hvordan støy fra vannscootere kan påvirke fugler og akvatiske
arter. Her vises det bl.a. at negative ef	fekter for fugler inkluderer tap av tid til
næringssøk, energitap på grunn av oppflukter og nedsatt hekkesuksess og
ungeoverlevelse.
Vann er et meget godt egnet medium for transmisjon av lydbølger. Lydens hastighet i
vann er fem ganger raskere enn i luft.	 I tillegg bevarer den sin styrke over lengre
distanser enn andre signaler som for eksempel lys og oppløste stoffer (Hawkins &
Myrberg, 1983). Det naturlige bakgrunnsnivået av lyd i ferskvann er varierende, og
avhenger av fysiske påvirkninger i vannet som 	for eksempel strømmer, regnvær,
bevegelse i bunnsubstratet, vindbølger og biotiske bevegelser og prosesser (Hawkins &
Johnstone, 1978; Lugli & Fine, 2003). Tilleggsstøy fra menneskelige aktiviteter vil kunne
gi en betydelig økning i støynivået. Slike støyn	ivå kan påvirke atferden til fisk ved at
lydbølger fra predatorer, byttedyr og gytepartnere blir kamuflert eller forstyrret
(Myrberg, 1978). Økt lydnivå i akvatiske miljø igangsetter både fysiologiske og
atferdsmessige stressresponser hos fisk (Welch & Wel	ch, 1970).
Det er generelt sett en stadig økende bekymring angående effektene av
menneskeskapt lydstøy på akvatiske organismer (Popper, 2003; Wysocki m.fl., 2006).
Selv om forskningen på dette området foreløpig må anses som begrenset, foreligger

1 Studien omfattet Østerrike, Belgia, Bulgaria, Kroatia, Kypros, Tsjekkia, Danmark, Estland, Finland,
Frankrike, Tyskland, Hellas, Ungarn, Irland, Italia, Latvia, Litauen, Luxembourg, Malta, Nederland, Polen,
Portugal, Romania, Slovakia, Sloveni	a, Spania, Sverige, Storbritannia

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	80
det inform	asjon om at både kort	- og langtids eksponering for kunstige lydnivå påvirker
fiskenes atferd.
6.4	 	Verdsetting av utslippene
Verdsettingen av støy kompliseres av at vi opplever lyd og støy svært varierende. 	Støy
er ikke et enhetlig fenomen, delvis fordi det re	presenterer en subjektiv erfaring eller
opplevelse og delvis fordi ulike lydfrekvenser virker ulikt for mennesker, se for
eksempel Pedersen og Waye (2004). Ett og samme lydbilde kan bli oppfattet som støy i
en kontekst, men ikke i andre. Det siste vil avhe	nge av hva folk holder på med, dvs. om
lydbildet forstyrrer gjennomføringen av aktiviteten på noe vis, hvilke forventinger de
har til opplevelsene på stedet de bedriver aktiviteten, og hvilke holdninger og
synspunkter de har til den aktiviteten og aktørene	 som genererer lydbildet.
Marquis	-Favre m. fl. (2005)	1, som oppsummerer over 200 studier av støypåvirkning,
viser bl.a. til studier som konkluderer med at bare 20	-30 prosent av irritasjonen kan
forklares ved fysiske/akustiske egenskaper ved støy. Personli	ge faktorer som
holdninger, personlighet, sosialpsykologiske og sosio	demografiske forhold og
situasjonsbestemte forhold virker sterkt inn. Marquis	-Favre m. fl. (2005) skiller ut seks
ulike holdningskategorier som har betydning for folks vurdering av støy:
 	frykt
 	positiv eller negativ holdning til objektet som lager støy
 	ulik følsomhet overfor ulike typer støy
 	hva personen holder på med når vedkommende blir utsatt for støy
 	oppfatning av miljøet en har rundt seg, herunder om støyen er kombinert med
andre 	negative forhold som f.eks. bensinlukt
 	sosiodemografiske forhold som alder, kjønn, inntekt etc. Slike forhold har
relativt liten betydning, men det er regionale forskjeller knyttet til f.eks.
kulturarv og livsstil
En annen kompliserende faktor er at de all	er fleste verdsettingsstudiene for støy
omhandler trafikkstøy, og primært fra veitrafikk, og det er ikke alltid rett frem å
overføre disse estimatene til andre støykilder.
Det er hovedsakelig tre metodiske tilnærminger for å verdsette støy:
 	metoder for å 	verdsette miljø, herunder
o 	Eiendomsprismetoden, hvor hypotesen er at jo mer støyutsatt
eiendommen er, desto lavere markedspris vil den ha.
o 	betinget verdsetting hvor folk oppgir hvor mye de er villige å betale for
å slippe eller redusere støyplagen, alternat	ivt hvor stor kompensasjon
de vil ha for å akseptere en økning i støyplage.

1 Referert i Vistad m. fl. (2007)

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	81
 	skadekostnadsberegninger, dvs. en beregning av helsekostnader for f.eks. tap
av friske leveår, alternativt hva forskjellige type helseskader koster i behandling
eller hva de betyr	 i form av redusert produktivitet
 	tiltakskostnader, dvs. hva det koster å redusere støyplager.
Nedenfor ser vi nærmere på noen analyser som er basert på metoder for verdsetting
av miljø og skadekostnader. Uansett hvilken av disse tilnærmingene som brukes
trenger man en metode for å beregne hvor mange som er plaget av eller får
helseskader av støyen. Dette kan man i prinsippet gjøre ”direkte” gjennom å spørre
folk om hvor plaget de er etter en plagethetsskala av støy som går fra «ikke plaget» til
«ekstremt p	laget» og deres betalingsvillighet for å unngå plagen. I senere år har man i
økende grad brukt impact pathway (effektkjede eller skadefunksjonsanalyser), se for
eksempel Trafikverket (2014). Med denne tilnærmingen kan man også verdsette de
konsekvenser som	 støy har utover å gi ubehag eller plage, for eksempel ulike former
for sykdom og søvnforstyrrelser. Den ovenfor refererte analysen fra WHO bruker
denne metoden, men uten å verdsette helseskadene.
Effektkjede / skadefunksjon
En skadefunksjonstilnærming ka	n benyttes til å beregne totalt velferdstap fra økt støy,
eller total velferdsøkning fra redusert støy, fra nye støyende aktiviteter/virksomheter
eller tiltak som har til hensikt å redusere støy. For støy kan de ulike trinnene i metoden
beskrives slik (bas	ert på Magnussen m.fl., 2010):
i) 	Kartlegging av økning/reduksjon i støyutslipp, beskrevet i form av endringer i
tid, sted, frekvens, nivå og støykilde (og sammensetning av/bidrag fra ulike
støykilder hvis det er flere).
ii) 	Støyspredningsmodeller benyttes for 	å estimere endret eksponering for støy
på ulike geografiske steder, målt i dBA og støyindikator (L	eq) som presentert i
støykart og støydatabaser.
iii)	 	Dose	-respons	-funksjoner mellom desibel	-nivå (målt ved støyindikatorer som
Lden	) og nivåer for plagethet (”ann	oyance”), hjertesykdom, subjektiv
søvnkvalitet og andre effekter av støy.
iv)	 	Dose	-respons	-funksjonene og informasjon om antall tilfeller for hvert
endepunkt benyttes for å beregne den totale endringen i støypåvirkning.
v) 	Økonomiske verdsettingsmetoder benytte	s for å estimere den økonomiske
verdien av en ”enhet” av hvert endepunkt for de aktuelle dose	-respons	-
funksjonene.
De dose	-respons	-funksjoner som finnes er stort sett knyttet til ulike former for
trafikkstøy, og da spesielt fra veitrafikk, og til plageth	et. For industri er dose	-
responsforholdene noe dårligere undersøkt, men nye undersøkelser viser at jevn
industristøy har samme plagegrad som veitrafikk.
Magnussen m.fl (2010)
Sweco gjennomførte i 2010 en analyse hvor man bl.a. så på verdsetting av støy i
transportetatene (Magnussen m.fl., 2010). Praksis for verdsetting av støy i
transportsektoren var frem til det basert på ECON (2001), som utgikk fra
Støyplageindeks (SPI), dvs. en indeks som viser hvor mange som er plaget av støy.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	82
Ifølge Magnussen m.fl. var	 verdien på SP= i ECON (2001) basert på en ”	gammel og lite
transparent ekspertanslagsmetodikk fra Klifs lokaltilpassede tiltaksanalyser av
luftforurensning i Sarpsborg/Fredrikstad	-området gjennomført på midten av 1980	-
tallet	”. Det ble pekt på at mye hadde 	skjedd metodemessig og empirisk siden den
gang, både i Norge og internasjonalt, og at det derfor var et behov for oppdatering av
enhetspriser for støy i transportsektoren.
Magnussen m.fl. (2010) tar utgangspunkt i skadefunksjonstilnærmingen presentert
over	. De velger imidlertid kun å ta med støyplage, basert på at det på dette
tidspunktet kun forelå pålitelige dose	-responsfunksjoner for støyplage, og disse er
basert på en ekstensiv meta	-analyse av dose	-responsfunksjoner for den tidligere 4	-
delte støyplageth	etsskalaen; med ”svært plaget” som høyeste plagethetsgrad
(Miedema og Oudshoorn, 2001) og tilpasser analysen til den 5	-delte skalaen som nå
brukes i spørreundersøkelser og har «voldsomt plaget» som høyeste
plagethetskategori.	1
Basert på norske betinget ve	rdsettingsstudier (se Navrud 2004; 2010) anbefaler
Magnussen m.fl (2010) enhetspriser for støy til bruk i etatenes håndbøker for
samfunnsøkonomiske analyser som vist i tabell 	6.1.
Tabell 6.	1 Kr per dBA 	(over 55 dBA utvendig st	øynivå) 	per år per person som er «ganske», «mye» eller
«voldsomt» plaget av støy fra ulike transportmidler (2009	-kr)
Støykilde	 	Kr pr dBA over 55 dBA utendørs
Veitrafikk 	 	335
Tog/Bane 	 	335
Sjøtransport (inkl. ferge)	 	335
Fly 	 	450
Kilde: 	Magnussen m.fl	 (2010)
TØI (2014)
TØ= oppdaterte i 2014 de eksterne marginale kostnadene ved veitrafikk. De beregner
støyplage med utgangspunkt i Statistisk Sentralbyrås kartlegging av personer som er
utsatt for veitrafikkstøy, internasjonale virkningskurver (Miedema, 2	002; Miedema og
Oudshoorn, 2001) og enhetsprisen per plaget fra Magnussen m.fl. (2010). Disse
enhetskostnadene regnes om til marginale støykostnader (dvs. kr/km) basert på
Statistisk Sentralbyrås forenklede støyberegninger og en metode beskrevet i
Anders	son og Ögren (2013).
Det er kun de marginale støykostnadene som presenteres, uttrykt i kostnader pr km
bilkjøring, og for stasjonære kilder kan disse ikke uten videre brukes.

1 se ISO	-retningslinjer for spørreundersøkelser om plaghet av støy, ISO/TS 15666:2003:
http://www.iso.org/iso/home/store/catalogue_tc/catalogue_detail.htm?csnumber=28630	.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	83
ASEK
I Sverige gjennomfører Trafikverket hvert år en vurdering av trafikkens ek	sterne
kostnader, i ASEK	-prosjektet	1 . ASEK	-rapporten presenterer de kalkulasjonsverdier og
prinsipper som bør benyttes i transportsektorens samfunnsøkonomiske analyser.
ASEK	-rapporten revideres hvert år og årets versjon publiseres den 1. april. Større
rev	ideringer skjer cirka hver 3. 	- 4. år, mens det for øvrige år kun gjøres
kompletterende justeringer. Den siste revisjonen er ASEK 5.2 	(se Trafikverket, 	2015)	.
I ASEK 4 ble det tatt et første steg mot å ta hensyn til det man kaller ubevisste
støyforstyrrelser og ikke bare uttrykt plagethet, dvs. også ta hensyn til kostnader for
helsevesenet og produksjonstap pga. sykdommer som har en kvantifisert sammenheng
med t	rafikkstøy, som hjerte	- og karsykdommer og høyt blodtrykk generert av
langvarig, stressgenererende eksponering for støy (Vägverket, 2007). Med
utgangspunkt i en dansk studie anslo man den totale samfunnsøkonomiske verdien av
støyplager til ca 4,6 mrd SEK/å	r i 1999	-priser. Dette innebærer at støyverdiene i ASEK
4, som var basert på en eiendomsprisstudie fra 1997, ble justert opp med 42 prosent.
I ASEK 5.2 baseres anslagene for plagethet på en nyere eiendomsprisstudie (VTI, 2009),
basert på over tusen eiend	omssalg i tettstedet Lerum. Resultatene fra denne studien
stemmer ifølge Trafikverket (2015) med resultatene fra andre internasjonale studier,
for eksempel de ”EU	-verdier” som EU	-prosjektet HEATCO anbefaler (Bickel m.fl.,
2006). Tallene er imidlertid juste	rt opp for også å ta med de helseeffekter som ble
beregnet i ASEK 4, men eksakt hvordan dette er gjort er ikke dokumentert.
Kostnadene som vises i ASEK 5.2 uttrykkes i enheten kr/utsatt og år for hvert lydnivå
(dBA) utendørs og innendørs. Det laveste stø	ynivået for veitrafikk er 46 dBA, hvor
kostnaden utendørs er 267 SEK/utsatt og år (2010), mens den er null innendørs.
Sistnevnte er et resultat av at alle bygninger er antatt å ha en minste fasadereduksjon
av støynivået på 27 dBA. Kostnaden dobles ved 47 d	BA, men etter det avtar veksten
med økende støynivå.
Sammenlignet med Magnussen m.fl. (2010) gir kostnadene i ASEK 5.2 høyere
verdsetting av støy. En endring fra 50 til 55 dBA vil med bruk av Magnusse	n m.fl.
(2010) ha en verdi på 1 	675 kr pr. person utsat	t, mens den med bruk av ASEK 5.2 vil ha
en verdi på nærmere 1.900 kr pr. person (begge uttrykt i 2009	-priser). Ettersom ASEK
5.2 inkluderer flere effekter enn Magnussen m.fl (2010) er dette som ventet. Ved
endringer på høyere støynivåer vil ASEK 5.2 gi til	 dels vesentlig høyere kostnader enn
Magnussen m.fl. (2010).
Defra
Departement of Environment Food and Rural Affairs (Defra) publiserte i 2014 en ny
metode for å verdsette trafikkstøy i Storbritannia (Defra	, 2014). Denne bygger på WHO
& JCR (2011) og kompl	etterende analyser av engelske forhold. Metoden bygger på en
effektkjede og inkluderer fire grupper av endepunkter:

1 Arbetsgruppen för samhällsekonomiska kalkyl	- och analysmetoder inom transportområdet

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	84
 	helse, inkludert sykelighet og død
 	velferd/ubehag (tilsvarende plagethet i Magnussen m.fl (2010))
 	produktivitet
 	naturmiljø
Det er imidlertid	 kun for de to første gruppene som det presenteres verdier (verdi pr.
husholdning ved en marginal endring i støynivå) og mer detaljerte metoder for å
beregne spesifikke verdier ved større tiltak hvor støy er antatt å ha en sentral
betydning.
Den generelle 	metoden for å verdsette de forskjellige skadene er:
Verdien av skaden = utsatt befolkning * andel med skade * uførhetsvekt * helseverdi
Uførhetsvekten (DW, disability weighting) er hentet fra WHO & JCR (2011) og angir
hvor mye helsen for en fullt frisk per	son reduseres. For søvnforstyrrelser ligger
uførhetsvekten ifølge WHO i intervallet 0,04 	- 0,1, med en anbefalt verdi på 0,07. Dette
betyr at det å oppleve forstyrrelser i søvnen pga. trafikkstøy reduserer et fullt friskt
individs helse med 7 prosent.
Hels	everdien uttrykkes i QALY (Quality adjusted life years, kvalitetsjusterte leveår),
dvs. antall ekstra leveår et tiltak forventes føre til, justert for redusert livskvalitet.
Tallene i Defra (2014) kan ikke antas å være overførbare til Norge, men metoden so	m
brukes kan være aktuell å bruke her. Folkehelseinstituttet (2012) er et første steg på
vei mot en slik metode i Norge, men det trengs sannsynligvis vesentlig mer forskning
før man har anslag som kan brukes for å anslå skadekostnadene for norske støykilde	r.
6.4.1	 	Samlet vurdering og konklusjoner
Verdsettingen av støyplager bør etter vår oppfatning helst ta utgangspunkt i norske
forhold. Så lenge det ikke finnes egne anslag for stasjonære kilder som industri, annen
næringsvirksomhet og andre aktiviteter (skyteban	er, fritidsaktiviteter mv) kan man
som en tilnærming bruke verdsetting av veitrafikk for jevn støy. I den grad det er mulig
å omregne impulsstøy eller mer begrensede støyende aktiviteter til døgnekvivalenter
bør det, i hvert fall i prinsippet, være mulig å	 bruke anslagene for vei også for disse.
Det kan være aktuelt å differensiere disse anslagene etter tid, for eksempel hverdag,
helg, dags	- eller kveldstid, eller etter sted (”urørt” natur eller bebygget sted), men det
finnes foreløpig for begrenset datagru	nnlag for å anbefale en metodikk for en slik
differensiering.
Vi anbefaler derfor at anslagene fra Magnussen m.fl (2010) brukes for jevn
industristøy, dvs. 365 kr (2014) pr dBA 	(over 55 dBA utvendig støynivå) 	pr år og person
som er ganske, mye eller vol	dsomt plaget. For å finne årlig støykostnad må denne
enhetsprisen multipliseres med endringen i antall dBA og endringen i antall personer
som er ganske, mye eller voldsomt plaget. Det er viktig å være klar over at dette kun
inkluderer velferdstapet av å væ	re plaget av støy, og dermed kan ses som et nedre
estimat for den samfunnsøkonomiske kostnaden. Kostnader for redusert produktivitet
og helseskader kommer i tillegg.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	85
For støy fra flytrafikk anbefaler vi også at anslagene fra Magnussen m.fl. (2010) brukes,
dvs. 490 kr (2014) per dBA 	(over 55 dBA utvendig støynivå) 	per år per person som er
ganske, mye eller voldsomt plaget. Dette tallet tar opp i seg at flystøy oppleves som
mer forstyrrende enn annen trafikkstøy.
For de andre kildene som omtales finnes, så la	ngt vi har klart å avdekke, ikke gode nok
estimater på dose	-responssammenhenger og verdsettingsanslag til å gi en anbefaling
om verdier. Mye av den aktuelle støyen er regulert i forurensingsforskriften og
kostnadene for å oppfylle disse kravene kan ses som	 en tilnærming til støykostnadene
(dvs. tiltakskostnad).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	86
7.	 Forsøpling
Dette kapitlet omfatter i utgangspunktet eksterne virkninger av alle typer forsøpling. Vi
er imidlertid spesielt bedt om å vurdere hvilke emballasjetyper som i stor grad antas å
bli depone	rt i naturen, og beregne marginale eksterne kostnader ved at disse
emballasjetypene blir værende i naturen. Mye av politikkutformingen (inkludert
avgiftspolitikken) har hittil vært rettet mot å unngå at drikkevareemballasje havner i
naturen, og vi er derfo	r bedt om i alle fall å beregne marginal ekstern kostnad ved
forsøpling av drikkevareemballasje.
7.1	 	Kilder og utslipp
7.1.1	 	Forsøpling er avfall på avveie
Forsøpling kan defineres som 	tilfeldig spredning av brukte gjenstander i omgivelsene
(ECON, 1996). Det betegnes også i ulike sammenhenger som 	herreløst avfall	. Ulike
typer gjenstander, f.eks. tom emballasje, som kastes i naturen eller langs veier og gater
er typiske eksempler på forsøpling. Forsøpling på områder der folk ferdes gir negativ	e
synsinntrykk, og kan i noen tilfeller også med	føre skader på mennesker, dyr og utstyr,
f.eks. fra knust glass. Forsøpling kan også i unntakstilfeller tenkes å medføre
forurensning av luft, vann og grunn, noe vi imidlertid vil se bort fra i den videre
gjennomgang ettersom dette antas å ha liten eller ingen relevans for emballasje.
Når forsøpling skal kvantifiseres oppstår en rekke metodiske og praktiske problemer
(ECON, 1996):
 	Hvor bør forsøplingen måles?	 Ettersom vi skal kartlegge og verdsette forsøpling
fra emballasje i hele Norge bør vi ideelt sett ta utgangspunkt i et representativt
utvalg av ulike områder (veier, byområder, strender, fjellområder og andre
friluftsområder m.m.), for å få et best mulig bilde av forsøplingen. Ut fra dette
vil ikke bare d	en totale mengde forsøpling i Norge være av interesse, men også
fordelingen av forsøplingen på de ulike områdene vil være av betydning for
hvordan forsøplingen oppleves.
 	Hvordan skal forsøpling måles?	 Forsøpling registreres vanligvis kvantitativt som
antal	l objekter, noen ganger også etter volum eller vekt. I tillegg kan det være
aktuelt å foreta kvalitative registreringer eller vurderinger av rele	vante forhold,
slik som farge, lysrefleksjonsevne, nedbrytingsgrad, over	flate	karakter
(hard/spiss eller myk)	.
o 	Antall objekter	 er i utgangspunktet den mest relevante måle	-enhet,
ettersom vi er ute etter å kvantifisere kostnadene ved forsøpling pr.
enhet emballasje. Dette er også en svært vanlig metode i de
undersøkelser som er gjennom	ført. Metoden gir imidlerti	d ikke
nødvendigvis et dekkende bilde av hva folk oppfatter som for	søpling,
blant annet fordi små og store gjenstander gis lik vekt.
o 	Volum	 kan være en bedre måleenhet enn antall objekter for å uttrykke
det visuelle bildet av forsøpling. Svakheten ved volu	m-måling kan

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	87
imidlertid være at flate gjenstander tillegges mindre betydning enn
deres bidrag i for	søp	lings	bildet kan være. Det er vanskelig å få et
nøyaktig og entydig volummål fordi dette vil avhenge av håndteringen
ved målingen, f. eks. i hvilken gra	d gjenstandene kompri	meres. D	e
fleste typer d	rikkevare	-emballasje har et relativt høyt volum pr. enhet,
slik at en kan for	vente at denne normalt vil utgjøre en større andel av
den totale for	søplingen målt som volum enn målt som antall objekter.
o 	Vekt	 er	 også i noen grad benyttet i undersøkelser. Dette er en entydig
para	meter som kan registreres nøyaktig, men kan være en dårlig
indikator for å registrere de estetiske ulempene ved forsøpling.
o 	Areal	 kan gi et visuelt dekkende bilde av forsøplingen. Dette i	nnebærer
at objektenes areal måles, noe som imidlertid er tidkrevende. Metoden
er for	bundet med stor usikkerhet og er derfor sjelden benyttet i praksis.
o 	Alternative metoder	 kan f. eks. innebære å dele objektene inn i grupper
og registrere antallet i hver 	gruppe. Dette kan i mange tilfeller gi en
dekkende beskrivelse av forsøplingen, men registre	rin	gen blir mer
arbeidskrevende og resultatene mer vanskelige å få oversikt over. En
kan også tenke seg å la testpersoner gi en visuell bedømmelse av for	-
søplinge	n i et område og gradere dette etter en skala.
 	Tidsdimensjonen	. Tilførsel av søppel i ulike områder skjer i mange tilfeller
løpende, men med betydelige sesongvariasjoner. Variasjonene er forskjellige i
ulike områder, men samlet sett er tilførselen i Norge 	trolig størst i
sommerhalvåret. Forsøplende objekter vil videre kunne ha ulik levetid,
avhengig av naturlige prosesser og ulike opp	ryddings	tiltak. I ECON (1996) pekes
det på at det tar lang tid før metallemballasje brytes ned. Styrken i papir	- og
plastem	ballasje nedsettes betydelig i løpet av kort tid, men selv etter 2	-3 år har
materialet tilstrekkelig styrke til å holde sammen, og må fortsatt karakteriseres
som forsøpling. Borttransport med vann og vind skjer i størst grad i forbindelse
med hyppig og int	en	sivt regnvær eller snøsmelting og ved sterk vind kombinert
med tørke. Til	dekking av sand og vegetasjon skjer hovedsakelig om våren når
brøytefonner som inneholder strøsand smelter og vegetasjonen spirer, og ved
løvfall om høsten. Objekter som plukkes o	pp raskt som følge av
oppryddingstiltak bidrar i mindre grad til forsøpling enn objekter som kan bli
liggende i årevis. Oppryd	dingen representerer imidlertid en kostnad som den
enkelte eller samfunnet som helhet er villig til å påta seg for å redusere
omf	anget av forsøplingen. Ut fra dette kan en si at både objekter som plukkes
opp og objekter som blir liggende forår	saker samfunns	økonomiske kostnader,
førstnevnte i form av oppryddings	kostnader og sistnevnte i form av negative
synsinntrykk, skader o.l.
7.1.2	 	Omfang og sammensetning av forsøplingen
Kommunene opplever forsøpling som et betydelig problem
I Norconsult (2009) presenteres resultatene fra en spørreundersøkelse blant
kommunene for å kartlegge forsøplingsproblemene. Et representativt utvalg mht.
størrel	se, geografisk spredning i landet, by/landkommuner, store/små kommuner,

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	88
kyst/innland, høyt/lavt antall besøkende, i alt 50 kommuner fikk i 2009 tilsendt et
spørreskjema, og 30 kommuner svarte.
Svarene fra kommunene går i stor grad på at småavfall og emba	llasje er et betydelig
problem. Avfallet kastes rett på gaten og fra biler. Dette gir stor grad av forsøpling i
sentrum, for eksempel ved spisesteder/kiosker og langs veien. Det er også et stort
problem at det hensettes hvitevarer, byggavfall etc., gjerne 	nær containere. Vrak av
båter og biler er også en type forsøpling som nevnes av flere. Såkalte villfyllinger og
brenning av restavfall, landbruksavfall, dårlig sikret last som faller av kjøretøy og avfall
fra havet/på strender nevnes også som et problem. F	orsøplingsproblemene er i
vesentlig grad sesongbetont. Det pekes også på at dersom et område først er preget av
forsøpling, vil det være lettere også for andre å legge igjen søppel på samme sted.
Svarene viser også at kommunene jobber i stor grad med å for	ebygge forsøpling. Dette
om	fatter hovedsakelig utsetting av søppelkasser/avfallsbeholdere og bruk av
holdningsskapende arbeid, blant annet ved annonsering i aviser og på kino. Bruk av
forurensingsloven slik at forurenser betaler, oppsporing av eier av avfa	ll samt
anmeldelse av f.eks. avfallsforbrenning er også oppgitt som virkemidler. Kommunene
har benyttet blant annet utvidet åpningstid for innlevering av avfall samt gratis
levering av avfall på slike steder. I tillegg foregår ulike ryddeaksjoner i regi av
kommunene og frivillige.
Det pekes i Norconsult (2009) på at det var vanskelig å få kommunene til å anslå
mengder avfall som samles inn og ryddes opp fra offentlige steder. Oslo og Trondheim
opplyste at de samler årlig inn henholdsvis 1,8 og 0,7 kg/innbyg	ger fra bykjernen
inklusiv parker og gater. I Oslo kommune kan innsamlet mengde avfall fra regulerte
parker og friområder være opp i mot 800 tonn totalt per år. Fra øyene i Oslofjorden
samles det inn ca. 173 tonn, og i marka ca. 303 tonn per år. Utfartskom	muner med
godt utbygde avfallssystemer samler inn mye avfall. Som et eksempel nevnes i
Norconsult (2009) Hvaler kommune som har 4.000 fastboende. Her samler
Skjærgårdstjenesten inn ca. 8 kg/innbygger/år fra strender og friområder.
Forsøplingen er større i 	strandsonen enn på fjellet og langs veien
Bortsett fra ovennevnte undersøkelse finnes det etter hva vi kjenner til ingen nyere
undersøkelser som anslår samlet omfang og sammensetning av forsøplingen i Norge.
Det finnes riktignok noen eldre undersøkelser so	m har vurdert dette, og
hovedinntrykket fra disse er at det er forsøplingen i sjøen og langs strandlinjen som er
det desidert største problemet. I ECON (1996) gjengis resultatene fra undersøkelser av
omfanget av forsøpling langs veier og stier på Hardanger	vidda, Finnmarksvidda og
strandlinjer ved Bergen og Kristiansand. Antall objekter funnet per meter varierte fra
3,5 i strandlinjen og mellom 0,5	-1 ved vegkanter og ned til 0,05 og lavere langs stier.
Dette er imidlertid undersøkelser fra midten av 1970	-tal	let, og fordelingen kan være
endret siden den gang.
Hovedinntrykket er imidlertid at også i dag er forsøplingen i strandsonen mer
omfattende enn forsøplingen langs veier og i fjellet, og forsøplingen i strandsonen får
størst	 oppmerksomhet fra myndighetene	 og andre. Dette skyldes sannsynligvis at

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	89
havet mange steder benyttes som avfallsplass for søppel fra skip og landbasert
virksomhet i mange land. Noe av dette driver så i land mange steder i Norge, avhengig
av vind	- og strømforhold og havner bl.a. i bukter	 og viker langs kysten. I Klif og DN
(2011) vises det til anslag om at rundt 70 	prosent	 av søppelet som tilføres havet synker
og blir funnet igjen på havbunnen, mens 15 	prosent	 av søppelet flyter. De resterende
15 	prosent	 blir liggende i strandsonen. Langt	ransportert marint søppel kommer
således i tillegg til lokalt generert forsøpling.
En skal imidlertid ikke glemme forsøplingen andre steder i landet, bl.a. fordi det er
forsøplingen generert i Norge som er fokus for vår analyse. ECON (1996) viser til an	slag
fra tidlig på 1970	-tallet som viste at det da lå ca. 350.000 gjenstander som forårsaket
forsøpling i den «uberørte» delen av Hardangervidda. Forsøpling i byer og tettsteder er
et stadig tilbakevendende problem, noe vi skal komme nærmere tilbake til.
Totalomfanget er vanskelig å vurdere, men plast dominerer
Det er vanskelig å vurdere om omfanget av norsk	-generert forsøpling er blitt mindre
med årene. Holdningsskapende arbeid bl.a. på skoler og i barnehager kan ha ført til en
nedgang. I ECON (1996) nevn	es f.eks. at det var tegn til nedgang i forsøplingen i
områder rundt Bergen i perioden 1974 	- 1983, hvor det bl.a. ble drevet med
omfattende holdningsskapende arbeid. På den annen side kan omfanget av forsøpling
ha blitt større som følge av økonomisk vekst	 og økt bruk av ulike typer
engangsemballasje.
I Miljødirektoratet (2014a) presenteres resultatene fra plukking av strandsøppel i
Været landskapsvernområde i Bjugn kommune i Sør	-Trøndelag for perioden 1979 til
2004. Dette er gjennomført med samme metodikk,	 med samme organisering og på
samme tid i alle årene. Resultatene er vist i figur 7.1. Figuren viser store variasjoner fra
år til år, og det er vanskelig å finne noen trend i utviklingen over tid. Figuren viser for
øvrig at plast er det dominerende materia	let, og at det har utgjort mellom 75 og over
90 prosent i alle årene, høyest de siste årene. Dette stemmer bra med en
undersøkelse fra Sverige, som viser at plast og isopor utgjør mellom 85 og 88 prosent
av avfallet registrert i strandområder på den svens	ke vestkysten (Håll Sverige rent,
2014).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	90

Figur 7.1 Samlet antall gjenstander samlet inn i Været landskapsvernområde fordelt på
materiale/type.
Kilde: Miljødirektoratet (2014a)
I Miljødirektoratet (2014a) vises også resultatene fra plukking av søppel på utvalgte
strandområder på Svalbard for perioden 2000 	– 2013. Innsamlet mengde har variert
noe over tid, men har vist en klar økning fra om lag 40 m3 i 2000 til 155 m3 i 2009. I
pe	rioden 2010 	– 2012 var innsamlet mengde lavere, mens det i 2013 igjen var på om
lag samme nivå som i 2009. Det er imidlertid uklart om omfanget av søppelplukkingen
er det samme fra år til år. Ulike typer plastavfall fra fiskeflåten har vært den vanligste
søppeltypen, men også husholdningsavfall som flasker av plast og glass finnes i de
innsamlede mengdene.
Miljødirektoratet (2014a) viser også at avfall på havbunnen basert på «fishing for
litter» prosjekter i Nordsjøen og Irskehavet bestod av mellom 38	-55 p	rosent plast, 13	-
23 prosent metall, 9	-25 prosent gummi og 10	-11 prosent trevirke.
At plast utgjør den dominerende mengden av innholdet i forsøpling langs kystområder
og i havet er 	ifølge	 Miljødirektoratet (2014a) naturlig, ettersom 	mye 	avfall av organisk
opprinnelse brytes forholdsvis raskt ned, mens plast og andre langlevde materialer vil
bli værende i miljøet i opp til tusener av år før det blir borte.
Miljødirektoratet (2014a) viser til at det i 2013 ble beregnet at det genereres 330.000
tonn plastav	fall årlig i Norge. 44 prosent av dette stammer fra emballasje, mens resten
stammer fra husholdningsartikler, bygg/ anlegg, møbler m.m, EE	-avfall, kjøretøy,
landbruk, fiskeredskap, fritidsbåter/kompositter og andre kilder. Det er ikke kjent hvor
mye av det	te som ender opp som forsøpling.
Ulike typer plast er den desidert mest vanlige fraksjonen i forsøplingen i strandsonen
Innsamling og registrering av søppel i 100	-meters belter i strandsonen på Svalbard og
Ytre Hvaler i 2013 viser at plast utgjorde i 	størrelsesorden 97 prosent av antall
registrerte enheter (Miljødirektoratet, 2014a).

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	91
Strandryddedagen er en årlig landsomfattende ryddeaksjon som har vært arrangert
siden 2011. Den går ut på å samle inn og registrere søppel i strandsonen, og har i de
fire årene den har eksistert fått stadig større omfang. Pga. sistnevnte kan dataene fra
aksjonen ikke si noe om utviklingen i omfanget av forsøplingen over tid, men
registreringene av fordelingen av innholdet i det søppelet som er samlet inn bør kunne
gi en 	indikasjon på hva forsøplingen i strandsonen i Norge består av.
Figur 7.2	 viser fordelingen av innholdet i den innsamlede søpla over tid. Andelene er
basert på registreringer av antall enheter, og kan gi et litt skjevt bilde av de enkelte
fraksjonenes bid	rag. F.eks. vil korker og sigaretter/snus kunne oppleves som mindre
forsøplingsproblem enn større fraksjoner som drikkeflasker, tau og byggematerialer.
Det er videre grunn til å anta at en del av dette søppelet stammer fra utlandet, slik at
det ikke gir no	e korrekt bilde av søppelet som er generert i Norge.

Figur 7.2 Fordelingen av de mest vanlige typer søppel funnet i strandsonen på Strandryddedagen
Kilde: Strandryddedagen (2014)
Figur 7.2 viser at udefinerbare plastobjekter er den desidert mest van	lige fraksjonen,
og at denne har doblet sin andel fra 2011 til 2013. Tau og sigaretter/snus
(porsjonspakker) har halvert sin andel av den innsamlede søpla fra 2011 til 2014, men
byggematerialer sin andel er redusert med ca. 75 prosent. Isopor sin andel er 	økt i
perioden. Tau og isopor stammer 	ifølge	 Strandryddedagen (2014) fra fiskerinæringen.
Emballasje, som her består av korker (plast og metall), plastposer, drikkeflasker og
matemballasje har redusert sin andel fra ca. 31 prosent i 2011 til vel 20 prosen	t i 2014.
Bakgrunnsdataene viser at drikkeflaskene sin andel av forsøplingen har ligget stabilt på
ca. 5 prosent i perioden. Til sammenlikning ble det i ECON (1996) anslått at
drikkevareemballasjen utgjorde vel 12 prosent av total forsøpling, men dette omf	attet
også drikkevarekartonger og bokser basert på undersøkelser av så vel strandlinjer som
områder i innlandet. Matemballasjens andel har økt fra ca. 2,5 i 2011 til nesten 4
prosent i 2014. Andelen korker og plastposer av samlet forsøpling er omtrent halv	ert i
denne perioden. Til sammenlikning ble det i ECON (1996) anslått at all emballasje
0 %
10 %
20 %
30 %
40 %
50 %
60 %
70 %
80 %
90 %
100 %
2011	2012	2013	2014
Byggematerialer
Sigaretter/snus
Emballasje
Isopor
Tau
Udefinerbare
plastobjekter

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	92
(inklusive drikkevareemballasje) utgjorde 69 prosent av all forsøpling, men dette var
altså anslag for hele landet.
I Strandryddedagen (2014) nevnes det at årsake	n til økningen i drikkeflaskenes andel
fra 2013 til 2014 kan være at man i 2014 opplevde en svært varm sommer som kan ha
ført til høyt konsum av drikkevarer. Men både det absolutte antallet og andelen av
korker gikk ned i samme periode, slik at dette etter	 vår oppfatning ikke nødvendigvis
skal tillegges for stor vekt.
I Håll Sverige rent (2014) vises det til en undersøkelse fra kystområdene i de tre byene
Göteborg, Helsingborg og Strømstad på den svenske vestkysten, hvor emballasje
utgjorde mellom 46 og 81	 prosent av forsøplingen en dag i 2014. Dette er langt høyere
enn funnene fra Strandryddedagen i 	figur 7.2	, men kan kanskje forklares med at de
svenske tallene er fra byområder hvor en større andel av forsøplingen kan forventes å
være emballasje. Det ser o	gså ut til at drikkevareemballasje utgjør en litt lavere andel i
Sverige (ca. 3,5 prosent) enn i Norge.
Oppsummering: Drikkevareemballasjens andel av forsøplingen antas å være som i
1996
Plukkanalysene fra Strandryddedagen viser at drikkeflasker utgjør i	 størrelsesorden 5
prosent av forsøplingen (	figur 7.2	). Dette er noe høyere enn anslaget fra 3 bynære
områder i Sverige (3,5 prosent), men lavere enn anslaget fra 1996 (12 prosent
drikkevareemballasje). Som andel av forsøplingen i hele landet kan 5 prosent	 kanskje
være noe lavt, ettersom en antakelig i langt større grad vil finne drikkevareemballasje
blant forsøplingen i byområder. Anslagene fra Sverige taler imidlertid i noen grad i mot
dette. At tellingene ikke har registrert drikkekartonger og drikkeboks	er kan skyldes at
boksene synker og at kartongene løses opp slik at de ikke registreres i tellingene. Men
glassflasker vil også ha en større tendens til å synke enn plastflasker, slik at det er
mulig at drikkeflaskene i stor grad består av plastflasker.
Korker av både plast og metall utgjør 	ifølge	 figur 7.2	 en større andel av forsøplingen
enn drikkeflaskene (ned fra vel 15 prosent i 2011 til vel 7 prosent i 2014). At
drikkevareemballasjen på denne måten deles opp i flere enheter når de forsøpler er en
ut	fordring for verdsettingen. Dette er imidlertid kjent fra andre sammenhenger, bl.a.
ved at glassflasker knuses når man kaster dem fra seg og dermed blir til mange
enheter som registreres hver for seg. Det bør derfor tas hensyn til at korker også
forsøpler,	 men at en kork kanskje utgjør en mindre «forsøplingsplage» enn en enhet
drikkevareemballasje.
På usikkert grunnlag antar vi på denne bakgrunn at drikkevareemballasje som i 1996
utgjør 12 prosent av samlet forsøpling. Dermed har vi forsøkt å ta hensyn til	 at korker
utgjør en mindre forsøpling enn drikkevareemballasjen per enhet, samtidig som antall
drikkevareemballasjeenheter i 	figur 7.2	 kan være for lavt til å representere anslag for
hele landet.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	93
Det aller meste av drikkevareemballasjen samles inn
I Miljødirektoratet (2014b) vises det til at det årlige salget av drikkevareemballasje er
anslått til å ligge rundt 2 milliarder enheter. Anslaget er basert på data fra årlige
søknader til Miljødirektoratet om fastsettelse av returandel i de ulike retursyste	mene.
Vi har fått tilgang til dette materialet og på bakgrunn av materialet og kontakt med
noen bransjeaktører forsøkt å beregne hvor mange enheter drikkevareemballasje som
ble omsatt i 2013. For pantbar	 emballasje oppgis antall omsatte enheter i søknaden.
For andre typer emballasje oppgis mengden 	gjerne 	i tonn slik at en må forsøke å regne
seg tilbake til hvor mange enheter dette utgjør. I mangel av (detaljert) oversikt over
fordelingen på store og små e	nheter gjør dette at anslagene er beheftet med
usikkerhet. Resultatene gjengis i tabell 7.1.
Tabell 7.1 Anslag for salg av ulike typer drikkevareemballasje i 2013 og offentlig fastsatte
returandeler. Antall enheter 	(avrundet) 	og prosent.
 	Antall enheter 	 	Andel
(prosent)
Returandeler
2014 	-2015
Returandeler
2013	-2014
Glassemballasje
Pantbare flasker	 	 70 92	5 00	0 	3,8	 	87,8	 	95
Ikke	-pantbare flasker 	 	212 620 000	 	11	 	90	 	90
Sum glassemballasje	 	283 545 000	 	15,3
Plastemballasje
Ombruk	 PET med pant	 	33	4 950 000	 	18,0	 	88	 	95
Ikke	-pantbare flasker* 	 	 68 000	 000	 	3,7	 	86	 	87
Sum plastemballasje	 	401 950 000	 	21,7
Metallemballasje
Pantbare bokser	 	439	 95	5 000	 	23,8	 	95	 	95
Ikke	-pantbare bokser	 	 25	 000	 000	 	1,4	 	64	 	70
Sum metallemballasje	 	464	 955 000	 	25,1
Drikkekartong 	 	700	 000 000	 	37,8	 	91	 	92
Sum drikkevareemballasje	 	1 850	 450 000	 	100,0
*Tall for 2014
Kilde: Miljødirektoratet, 	returselskapene	, Vista Analyse
Tabell 7.1 viser at 	kartong	 utgjorde den største andelen av salget av drikke	vare	-
emballasje med knapt 	38	 prosent. Deretter fulgte 	metallemballasje	 med 	ca. 25
prosent, plast med 	nesten	 22	 prosent og endelig glassemballasje med ca. 1	5 prosent.
Pantbar emballasje utgjorde 	vel	 45	 prosent av salget.
Dette er en endring i fordelingen i	 forhold til i 1994. I ECON (1996) ble det anslått at
det årlige forbruket av drikkevareemballasje da var ca. 2 milliarder enheter. 	Kartong	-
emballasje 	utgjorde 	også da 	den største delen av 	totalt forbruk	 med 	49 prosent, nest

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	94
størst var glass (	26 prosent	), fulgt av plast (25 	prosent	) mens metallemballasje
utgjorde en neglisjerbar andel. Sistnevnte skyldtes at det i 1994 ikke var pant på
metallemballasje. 	Pantbar emballasje (kalt returemballasje) utgjorde 51 prosent av
salget. 	Engangsemballasje	 (ikke	-pantbar	) i glass og plast utgjorde da 2 prosent av
samlet salg.
Dette viser at den pantbare emballasjens andel av drikkevareemballasjen har gått ned,
og at plast	- og 	særlig 	metallemballasje har økt på bekostning av glassemballasje. 	At
kartongemballasjens andel a	v drikkevareemballasjen har gått ned siden 1994, både
absolutt og som andel av total mengde	, skyldes sannsynligvis at melkekonsumet er
redusert med ca. 35 prosent i perioden.
Hovedtrekkene i denne utviklingen kan forventes å fortsette i årene framover.
Mi	ljødirektoratet (2014b) viser til at det er en utvikling i retning av i større grad å
benytte engangsemballasje i stedet for pantbare ombruksflasker. Bryggeri	- og
drikkevareforeningen har overfor direktoratet anslått at 80 prosent av volumet som
tilhører d	eres retursystem vil tappes på engangsemballasje i løpet av de kommende
årene. Dette kan få betydning for omfanget av forsøpling fra drikkevareemballasje,
ettersom det må antas at færre enheter blir samlet inn når man ikke kan få pant for
dem.
Ifølge	 Miljødirektoratet (2014b) ligger returandelen for de store retursystemene over
tid på mellom 90	 - 95 prosent. På denne bakgrunn kan det ut fra våre tall anslås at
mellom i størrelsesorden 	95	 – 185	 millioner enheter drikkevareemballasje/år ikke blir
samlet	 inn gjennom de godkjente retursystemene. Dette betyr imidlertid ikke at de
havner i naturen eller andre steder som forsøpling. 	Ifølge	 Miljødirektoratet (2014b) blir
det alt vesentlige samlet inn gjennom restavfallet. Det er spesielt drikkevarer som
nytes 	«på farten» som er en potensiell kilde til forsøpling.
Sannsynlighetene for forsøpling antas å være omtrent de samme som i 1994
Miljødirektoratet (2014b) viser til at resultatene fra Strandryddedagen 2013 indikerer
at i underkant av 1 million enheter dri	kkevareemballasje er å finne langs kysten av
Norge. Dette gir en tetthet av drikkevareemballasje som er langt under hva man finner
andre steder i Nord	-Europa. Det sies ikke noe om hvor stor den 	årlige tilførselen	 av
drikkevareemballasje antas å være, men d	et må antas at denne er langt lavere enn den
antatte mengden som er å finne langs kysten. I tillegg kommer tilførselen av
drikkevareemballasje som forsøpling langs gater og veier hvor folk ferdes, som må
antas å være betydelig større enn forsøplingen som h	avner i strandsonen.
Sannsynlighetene for at en enhet av de forskjellige drikkevareemballasjetyper skal
forsøple vil kunne avhenge av en rekke faktorer (ECON, 1996). Eksistensen av et pante	-
og retur	system for en emballasjetype tilsier at sannsynligheten	 for forsøpling vil være
lavere enn for samme type emballasje uten et slikt system. Emballasjens vekt og volum
kan også ha betydning for om tomemballasjen kastes ute. Innholdet i drikke	-
vareemballasjen kan også indirekte ha betydning for sannsynligheten fo	r forsøpling, ut
fra om det er drikkevarer som hovedsakelig benyttes innendørs (melk) eller også
benyttes utendørs. Omfanget av tiltak som tar sikte på å påvirke folks adferd, slik som

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	95
kampanjer mot forsøpling og utsetting av søppelkasser m.v. vil også ha 	betydning for
sannsynligheten for forsøpling. Disse forholdene vil variere over tid og mellom land,
noe som gjør det vanskelig å sammenlikne ulike anslag. Norge har hatt et omfattende
pante	- og retursystem sammenliknet med mange andre land, noe som antakel	ig gjør
at en kan forvente noe lavere sann	synlig	heter for forsøpling fra returemballasje i
Norge.
Basert på data fra en rekke norske og utenlandske kilder kom en i ECON (1996) fram til
følgende sannsynligheter for forsøpling:
Tabell 7.2 Anslag for s	annsynlighetene for at en omsatt enhet av ulike typer drikkevareemballasje
havnet som forsøpling i 1994. Prosent av omsatt mengde.
Type drikkevareemballasje	 	Sannsynlighet i prosent
Ombruksflasker i glass og plast 	 	0,7
Engangsflaske glass/plast	 	3,5
Engangs boksemballasje	 	6,5
Pappemballasje totalt	 	0,35
Melkekartonger	 	0,11
Leskedrikk	-kartonger	 	2,5
Kilde: ECON (1996)
I mangel av nyere kilder for å anslå sannsynlighetene for forsøpling av ulike typer
drikkevareemballasje tar vi utgangspunkt i anslagene i tabell 7.2. Det er vanskelig å
vurdere i hvilken grad sannsynlighetene har endret seg siden anslagene i tabellen ble
utarbeidet. Sannsynligheten for forsøpling fra ombruksflasker 	(pantbare flasker) 	kan
ha økt som følge av at panten har vært nominelt uendret siden 1992 (se nedenfor),
mens inntektsnivået har økt betydelig i perioden. Returandelen for ombruksflasker lå i
19	94 på hele 98 prosent, mens 	returandelen for pantbare flasker	 i dag ligger mellom
88 og 95 prosent avhengig av emballasjetype, noe som taler for at forsøplingen kan ha
økt. På den annen side har oppmerksomheten rundt gjenbruk, gjenvinning og
forsøpling økt	. Vi legger til grunn at sannsynligheten 	for pantbare flasker 	er den
samme i dag, dvs. 0,7 prosent. Vi legger også til grunn samme sannsynlighet for
forsøpling fra metallboksemballasje med pant (ikke med i tabell 7.2 fordi det ikke var
pant på boksemballa	sje i 1994), ettersom denne emballasjen har 	hatt en 	returandel
som er 	minst like høy som	 pantbar glass	- og plastemballasje (jfr. tabell 7.1).
Vi opprettholder også sannsynligheten for forsøpling av engangsflasker av plast og
glass 	(ikke	-pantbar) 	på 3,5 prosent, selv om dette kanskje kan synes noe høyt. Videre
beholdes sannsynligheten for forsøpling fra engangs boksemballasje	 (ikke	-pantbar)	 på
6,5 prosent ettersom denne typen emballasje har vesentlig lavere returandel enn
engangsemballasje av glass	 og plast, se tabell 7.1. Vi benytter samme sannsynlighet for
pappemballasje totalt som i tabell 7.2.
Dette gir en samlet tilførsel av forsøpling fra drikkevareemballasje i 2013 på i alt ca. 	20
millioner enheter (	knapt 	1 prosent av samlet drikkevareemball	asjesalg), mot ca. 12,3

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	96
millioner enheter i 1994 (0,6 prosent av totalt salg). Dette er en 	viss	 økning, som i all
hovedsak skyldes at sammensetningen av drikkevareemballasjen har endret seg fra
pantbar til ikke	-pantbar emballasje	 gitt våre sannsynligheter	.
Det er vanskelig å vurdere om dette er et realistisk nivå på forsøplingen fra
drikkevareemballasje. Både tilsynelatende reduserte utgifter til opprydding etter
forsøpling (se nedenfor) og økt oppmerksomhet om avfallsbehandling og gjenvinning
m.v. kan tal	e for at anslaget er 	noe 	for høyt.
Oppsummering
Vi legger til grunn de ovennevnte anslagene for sannsynligheter for forsøpling. Gitt at
de 	20	 millioner enhetene drikkevareemballasje som havner som forsøpling utgjør 12
prosent av total forsøpling (jfr. ov	enfor), utgjør total forsøpling 	ca.	 167	 millioner
enheter i 2013. 	Dersom vi som i ECON (1996) legger til grunn at 	69 prosent av total
forsøpling er emballasje	, gir dette 	115 mill. enheter	 emballasje årlig som havner som
forsøpling	.
7.2	 	Skader og ulemper
Den u	middelbare ulempen ved forsøpling er det negative synsinntrykket som folk
utsettes for ved at ulike typer søppel ligger henslengt i naturen og langs gater og veier
hvor folk ferdes. Men forsøplingen kan også medføre skader på mennesker, natur og
dyreliv.
I Miljødirektoratet (2014b) heter det at «Det er Miljødirektoratets vurdering at
forsøpling fra drikkevareemballasje ikke er et problem av betydelig størrelse i Norge i
dag, men det er likevel viktig å arbeide for å redusere forsøpling fra
drikkevareemball	asje siden dette kan gi negative helse	- og miljøeffekter». Det er uklart
om man her mener kvantitet (omfang, antall enheter) eller tenker på verdi.
Forsøpling gir ubehag
I Naturvårdsverket	 (2013) pekes det på at forsøplede områder oppleves som utrivelige
og utrygge av mange mennesker. Det pekes på at studier viser at forsøplede områder
lett havner i en negativ spiral som fører til ytterligere forsøpling og andre skader ved at
folk opplever 	det som legitimt å kaste fra seg søppel når det allerede er søppel der.
Forsøplingen sprer kjemikalier og medfører negative effekter for turistnæringen og
friluftsliv. Også handel og servicevirksomheter kan påvirkes negativt ved at forsøpling
kan avskrekke	 folk fra besøk i butikker og liknende.
I Oslo kommune (2014) presenteres resultatene fra en kartlegging av hvordan folk
opplever Oslo sentrum, inkludert en spørreundersøkelse blant folk som ferdes der. Det
påpekes på at graffiti og søppel i byens gater o	g parker kan sette i gang en negativ
spiral som fører til kriminalitet og utrygghet. 7 prosent av de som besvarte
spørreundersøkelsen svarte at forsøpling er det de liker minst ved Oslo. 	Ifølge
spørreundersøkelsen er «stinkende søppelbøtter» noe av det som	 blir tatt opp av
Oslos beboere og besøkende som noe av det verste ved byen. Men
forsøplingsproblemet i Oslo er 	ifølge	 undersøkelsen minimalt om man sammenlikner
med utenlandske storbyer. Av turistene som deltok i undersøkelsen pekte svært få på
at forsøpl	ing er et problem.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	97
Plastsøppel medfører antakelig størst skader
Søppel som havner i hav, innsjøer og vassdrag skader fugler og marine dyr
(Naturvårdsverket, 2013). Marint søppel gir skader på båter, fiskeredskap og motorer.
Mengder og egenskaper hos mikro	skopiske søppelartikler i havet er også et problem
som det i dag finnes lite kunnskap om. Avfallet spres mellom ulike miljøer, f.eks. ved at
søppel fra byer og tettsteder spres med vind og vassdrag ut i havet, iblant for å finnes
igjen på strendene.
Ulike typer materialer gir ulike skader. Bl.a. nedbrytningstiden på materialet påvirker
skadeomfanget. 	Ifølge	 Naturvårdsverket (2012) varierer dette mellom 1	-5 år for
sigarettsneiper og opp til 1 million år for glass. Knust glass kan føre til skader på dyr	 og
mennesker, og aluminiumsbokser kan gi skader på dyr bl.a. dersom de 	strimles opp
gjennom bøndenes fô	rhøstere og havner i foret (Naturvårdsverket, 2012).
I Miljødirektoratet (2014b) vises det til at glass	- og metallemballasje har størst
skadepotensial 	hvis den havner i naturen, og dermed har fått høyest sats for
miljøavgiften. Lett nedbrytbar emballasje, som kartong, har til sammenlikning lavest
sats for miljøavgiften. 	Plastemballasje har et skadepotensiale og 	avgift mellom disse
(se nedenfor)	.
Spes	iell oppmerksomhet har vært rettet mot søppel langs norskekysten og på
Svalbard, ettersom det er her omfanget av forsøpling er størst. I områdene med størst
konsentrasjoner av søppel vil dette kunne utgjøre en ekstra belastning og være en
trussel for dyrel	ivet i området (Miljødirektoratet, 2014a). Denne påvirkningen kan
være kritisk for arter som allerede er i en presset bestandssituasjon, og kan føre til at
den samlede belastningen blir for stor. 	Ifølge	 Miljødirektoratet (2014a) er sjøfugl en
spesielt utsa	tt gruppe. OSPAR	-konvensjonen har som mål at færre enn 10 prosent av
sjøfuglen havhest skal ha mer enn 0,1 gram plastpartikler i magen. 	Ifølge
Miljødirektoratet (2014	a) er vi i dag langt fra dette målet. 	F.eks. hadde 	87,5 prosent av
alle undersøkte havhest	er på Svalbard i 2013/2014 spist plast, mot 29 prosent på
1980	-tallet.
Det er særlig plastens skadevirkninger på dyrelivet som har fått gradvis økt
oppmerksomhet. De seinere årene har såkalt mikroplast (plastpartikler mindre enn 5
mm) kommet i fokus. All 	plast fragmenteres over tid til mikroplast. I tillegg slippes det
ut mikroplast fra kosmetikk, andre pleieprodukter og fra vasking av tekstiler laget av
plastmaterialer som f.eks. fleece. Plast og mikroplast påvirker 	ifølge	 Miljødirektoratet
(2014	a) hundre	vis av marine arter. 	Særlig utsatt er trolig dyreplankton og andre arter
lavt i næringskjeden. Det er også vist i enkelte undersøkelser at mikroplast kan
overføres til høyere nivåer. I andre tilfeller er det kjemikaliene i plasten, eller som
følger plaste	n, som frigjøres og påvirker næringskjeden. Mange frykter derfor at plast
og mikroplast kan påvirk	e hele den marine næringskjeden, 	også menneskers helse.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	98
7.3	 	Verdsetting av 	skadene
7.3.1	 	Hva skal verdsettes?
Oppgaven er å komme fram til pengemessige anslag for de 	eksterne, marginale kost	-
nader ved de ulemper en enhet emballasje/drikkevareemballasje som havner som
forsøpling, forårsaker.
Gjennomgangen foran viser at forsøpling i mange sammenhenger ikke kan defineres
og måles på en entydig måte. Det vises også at ul	empene knyttet til forsøpling vil
kunne variere betydelig mellom folk. Viktige faktorer som kan være av betydning for
hvordan forsøpling oppfattes kan være (ECON, 1996):
 Gjenstandens beskaffenhet. 	En stor gjenstand som er henslengt kan av mange
betraktes s	om en større forsøpling enn en liten gjenstand, ettersom den synes
bedre. Videre vil vanligvis en knust glassflaske sees på som en større forsøpling
enn en hel glassflaske, blant annet pga. mulighetene for skader på mennesker,
dyr og materiell (f.eks. punk	teringer). Ut fra dette kan det f.eks. være slik at
mange vil sette kostnadene knyttet til forsøpling fra en stor gjenstand som
forsøpler høyere enn for en liten gjenstand, og de tilsvarende kostnadene ved en
glassflaske som forsøpler vil settes høyere enn	 f.eks. en plastflaske fordi en
glassflaske har høyere sannsynlighet for å medføre skade. På den annen side vil
plastflasker kunne medføre betydelige skader når de brytes ned.
 Hvor forsøplingen skjer. 	Mange mennesker kan tenkes å reagere spesielt negativ	t
på forsøpling ute i frilufts	- og rekreasjonsområder, særlig i områder som har preg
av villmark og uberørt natur. Dette kan være fordi forventningene om å finne
søppel der er langt lavere enn f.eks. i en travel bygate, hvor man i langt større
grad er vant	 til å finne søppel. Dette kan isolert sett tilsi at forsøpling i naturen
medfører høyere samfunnsøkonomiske kostnader enn forsøpling i en bygate.
Sistnevnte vil imidlertid berøre lang flere mennesker, noe som i denne
sammenheng er det klart viktigste og m	edfører at kostnadene ved forsøpling
sannsynligvis er høyere i byene.
 Omfanget av forsøpling i området	. Forsøplingsvirkningen av en ekstra enhet i et
område er trolig avhengig av antall forsøplende enheter som allerede finnes i
området. F.eks. er det troli	g slik at en enhet som kastes i et område som fra før
er overfylt med søppel, medfører lavere negative virkninger enn om området i
utgangs	punktet er helt uten søppel. Dette kan tilsi at «skadekurven» som
funksjon av antall forsøplende enheter er stigende 	i starten, men flater ut etter
hvert som antall forsøplende enheter i området stiger. Betalingsvilligheten for å
unngå endring i en enhet forsøpling (den 	marginale	 kostnaden) må derfor antas
å være lavere i et område som allerede er forsøplet enn i et områ	de uten
forsøpling.
 Tidsdimensjonen	. Som påpekt vil ulike typer emballasje	-enheter ha ulik levetid
etter at de har havnet som forsøpling. Glass brytes nesten ikke ned, og
aluminium og annet metall har en nedbrytingstid på svært mange år. Papir og
papp b	rytes derimot relativt raskt ned. Dette taler for at materiale som brytes
sakte ned vil medføre høyere kostnader ved forsøpling enn materiale som raskt
brytes ned. På den annen side vil emballasje som det eksisterer en pantordning

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	99
for kunne få en kort leve	tid som forsøplet ved at de relativt raskt vil bli plukket
opp og innlevert til gjenbruk. Dette kan tale for at forsøplingskostnadene for
emballasje med pantordning er lavere.
Denne gjennomgangen viser at det er en rekke forhold som i praksis vil bestemm	e
verdien på de eksterne, marginale kostnadene knyttet til forsøpling. Undersøkelser
som kart	legger folks betalingsvillighet for å unngå forsøpling av ulike typer og omfang i
ulike områder kan gi indikasjoner på størrelsesorden av disse kostnadene. Ut fra	 dette
kan de eksterne kostnader knyttet til ulike typer emballasje og andre for	søplings	-
objekter på landsbasis anslås. Andre måter å anslå de eksterne kostnader knyt	tet til
forsøpling kan være (ECON, 1996):
 Kostnader ved oppryddingstiltak	. Observasjoner	 av kostnadene ved de tiltakene
som faktisk gjennomføres i privat og offentlig regi for å redusere for	søplings	-
omfanget kan danne grunnlag for å anslå de marginale eksterne forsøplings	-
kostnadene.
 Politiske vedtak	. Størrelsen på avgifter og pant kan indik	ere hvordan de politiske
myndighetene på vegne av befolkningen verdsetter kostnadene ved forsøpling.
Størrelsen på avgifter og pant vil imidlertid også ofte bestemmes av andre
forhold.
 Juridisk verdsetting	. Størrelsen på bøter ilagt for forsøpling kan ind	ikere en øvre
grense for samfunnets verdsetting av forsøpling.
 Skadekostnader	. Kostnadene ved skader på mennesker, dyr og materiell kan gi
en indikasjon på hvordan samfunnet verdsetter redusert forsøpling.
 Rekreasjonskostnader	. Observasjoner av hva folk f	aktisk betaler for å kunne
tilbringe fritiden i et område med redusert forsøpling kan gi indikasjoner på
verdsettingen av forsøplingen. Studier av betalingsvillighet for liknende goder
kan muligens også gi en indikasjon på betalingsvilligheten for redusert	 forsøpling.
Vi vil nedenfor gå gjennom de ulike tilnærmingsmåtene for å verdsette de eksterne,
marginale kostandene ved forsøpling fra emballasje og drikkevareemballasje i Norge.
7.3.2	 	Verdsetting ut fra betalingsvillighetsundersøkelser o.l.
Det er svært få studier som verdsetter betalingsvillighet for å unngå forsøpling. Studier
som verdsetter betalingsvillighet for å unngå andre miljøulemper kan imidlertid tenkes
å gi visse indikasjoner på i alle fall 	nivået	 på betalingsviljen for å unngå fo	rsøpling.
Den mest oppdaterte og komplette databasen for verdsetting av miljøgoder;
Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI), 	www.evri.ca	 	har nå mer enn
4000 verdsettingsstudier. 	Et søk i databasen ga 	henholds	vis 18, 14, 40 og 42 	treff	 på
henholdsvis 	 ”litter”, 	“garbage”, 	“land	fill”	 og 	 “waste	 disposal	”. Mange av studiene er
imidlertid ikke relevante.
En 	kun	ne tenke seg å bruke eiendomprismetoden (Hedonic Pricing (HP)) for å se hva
folk er villig til å betale for å ha en bolig i et boområde med lite forsøpling og/eller nær
rekreasjosområder med lite søppel, men de 	få eiendomsprismetode	-studiene	 som
finnes ser	 på forsøpling fra avfallsfyllinger (landfill	s), se f.eks Ready (2005)´s meta	-
analyse av tre HP	-studier av effekt av søppelfyllinger på boligpriser i staten

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	100
Pennsylvania i USA (samt betalingsvillighetsundersøkelser (Stated Preference) av
eksterne effekter a	v søppelfyllinger som omfatter spredning av søppel fra fyllinga). 	Det
finnes også noen få betalingsvillighetsundersøkelser om hvordan forsøpling i
rekreasjonsområder påvirker rekreasjonsverdien av området. Spesielt gjelder dette
valgeksperimenter (Choice E	xperiment) hvor en verdsetter flere
karakteristika/attributter ved en endring i miljøkvalitet, og hvor forsøpling i noen
tilfeller er inkludert	, se f.eks. Czajkowski et al (2013) hvor betalingsvillighet for å unngå
forsøpling i skogrekreasjonsområder i Pol	en verdsettes som en attributt i et
valgeksperiment. 	Resultatene fra denne studien viser en betalingsvillighet for 50
prosent reduksjon i forsøplingen i skogene blant ikke	-brukere og brukere av skogen på
hhv. 	ca. 	NOK 40 og NOK 65 per husstand per år (1 Zlo	ty = NOK	 2). Tilsvarende
betalingsvillighet for 90 prosent reduksjon lå på 	ca. 	NOK 44 og NOK 	96 (2014	-
kroneverdier)	.
Det finnes forøvrig mange studier 	av	 	betalingsvillighet for redusert
vannforurensning/bedret vannkvalitet. Disse går ikke direkte på fors	øpling, men på
vannkvalitetsreduksjon p.g.a forsuring, eutrofiering og tungmetaller/miljøgifter. En av
få slike studier som nevner forsøpling som del av vannkvalitetsbeskrivelsen er Hanley
m.fl.	 (2006)	 som verdsatte vannkvalitetsforbedringer i to elver i S	torbritan	nia i et
valgeksperiment hvor attributten ”estetiske effekter”, som bestod av både kloakk og
søppel, inngikk. Disse antyder en gjennomsnittlig betalingsvilje for å unngå dette på i
størrelsesorden 	NOK 2	60	 (2014	-verdi). I hvor stor grad slike studi	er kan brukes i
verdioverføringer er usikkert, da det er umulig å skille ut ”søppeleffekten” av denne
kombinerte attributten, og oftest nevnes ikke søppel i beskrivelsen av
vannkvalitetsendring. Da de typer foruresning som verdsettes gir til dels andre eff	ekter
både på bruks	- og ikke	-bruksverdi av en vannressurs enn forsøpling gir, er
verdioverføring vanskelig og innebærer stor usikkerhet.
Endelig nevnes anslag fra Danmark referert i COWI (2014), hvor rekreasjonsverdien for
natur er anslått til ca. NOK 30/b	esøk, basert på reisekostnader. Dette er en god del
lavere enn estimatene gjengitt ovenfor.
7.3.3	 	Verdsetting ut fra oppryddingskostnader
Norske oppryddingskostnader
I Norconsult (2009) framgår det at de 30 kommunene som svarte	 	på
spørreundersøkelsen	, årlig 	bruker i gjennomsnitt ca. 49 kroner/innbygger på drift av
avfallssystemer, dvs. oppsetting og tømming av avfallsbeholdere, og ca. 22
kroner/innbygger til opprydding av forsøpling m.v.. Til sammen bruker kommunene
altså i gjennomsnitt 71 kr/innbygger/år i o	pprydding etter forsøpling. Kostnadene
varierte mellom ca. 5 kr/innbygger (Flora) til 410 kr/innbygger (Hvaler). Store
kommuner som Oslo, Bergen og Trondheim ligger på henholdsvis 123, 61 og 39
kr/innbygger per år. Alle tallene er omregnet til 2014	-prisniv	å.
Dette er lavere enn de tilsvarende kostnadsanslagene i ECON (1996). Det ble der
anslått at de kommunale utgiftene til opprydding i Kristiansand i 1989 lå på ca. 170
kroner/innbygger (omregnet til 2014	-prisnivå), mens det i Norconsult (2009) opplyses

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	101
at 	Kristiansand har en utgift til opprydding på ca. 72 kroner/år. For Oslo kommune er
anslagene nesten identiske. Det oppgis i ECON (1996) en utgift på ca. 128
kroner/innbygger/år, mens det i Norconsult (2009) oppgis 123 kroner/innbygger.
I Miljødirektoratet	 (2013) vises det til at Miljødirektoratet (den gang det het Klif)
sendte noen oppfølgingsspørsmål til de ovennevnte 30 kommunene som svarte på
Norconsult sin spørreundersøkelse, og fikk svar fra 16 kommuner. 9 av disse mener at
de ikke rydder tilstrekkeli	g i dag, og at de ønsker å bruke avfallsgebyret helt eller delvis
til å finansiere en tilstrekkelig opprydding. De sier at de i gjennomsnitt ville ha brukt
145 prosent mer til opprydding enn de faktisk gjorde i 2009 hvis de kunne øke
avfallsgebyret. Disse 	kommunene brukte i snitt 10 kr/innbygger til opprydding, mens
gjennomsnittet for alle 30 kommunene som svarte som nevnt var 22 kr/innbygger.
Kommunene har i dag ikke hjemmel til å bruke avfallsgebyret til dette (selv om noen
gjør det), og Miljødirektoratet	 har foreslått at kommunene skal få anledning til dette.
Det er også 11 av de 16 kommunene som mener at det er behov for flere
avfallsbeholdere og/eller hyppigere tømming av beholdere, og som ønsker å bruke
avfallsgebyret til helt eller delvis å finansiere	 dette. De sier imidlertid ikke noe om hvor
mye de kunne tenke seg å øke utgiftene. Disse kommunene brukte i snitt 23
kr/innbygger til dette, mens snittet for alle de 30 kommunene var 49 kr/innbygger.
Denne tilleggsundersøkelsen indikerer at en verdsettin	g av de marginale kostnadene
ved forsøpling ut fra faktiske utgifter til innsamling og opprydding kan gi for lavt
anslag.
Vi tar utgangspunkt i Norconsults anslag fra 2009 siden disse er de nyeste og omfatter
flest kommuner. Dette gir samlede kost	nader for kommunenes opprydding etter
forsøpling i Norge på ca. 367 mill. kr/år. I tillegg kommer kostnadene til opprydding i
privat sektor (husholdninger, frivillige organisasjoner m.v.) og langs riksvegene. I ECON
(1996) ble førstnevnte i mangel av noe b	edre anslått til like store som de kommunale
kostnadene, mens sistnevnte ble anslått til ca. 19 mill. 2014	-kr. Vi legger til grunn
samme tilnærming, noe som gir 753 mill.kr/år i samlede oppryddingskostnader etter
forsøpling i Norge.
Til sammenlikning var	 det tilsvaren	de anslaget i ECON (1996) ca. 1 	160 mill.kr (2014	-
verdi). Forskjellene kan f.eks. skyldes at en i dag bruker mindre ressurser på
opprydding av forsøpling, og/eller at oppryddingen er blitt mer effektiv gjennom større
bruk av maskiner (særlig 	i bygatene).
I en samfunnsøkonomisk analyse skal alle tiltak som finansieres over offentlige
budsjetter ilegges en skattefinansieringskostnad, som er fastsatt til 20 øre per krone av
tiltakets nettovirkning på offentlige budsjetter (Finansdepartementet, 	2014). Skatter
vil i alminnelighet føre til at konsumenter og produsenter blir stilt overfor ulike priser.
Dette vil vri produksjons	- og konsumbeslutningene slik at økonomien påføres et
effektivitetstap, noe det ovennevnte påslaget tar sikte på å verdsette	.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	102
Ved å plusse på skattefinansieringskost	na	der på den delen av utgiftene som
finansieres over offentlige budsjetter (386 mill.kr.) får vi en samlet, årlig utgift til
samlede oppryddingskostnader etter forsøpling i Norge på ca. 830 mill.kr.
Dersom vi legg	er til grunn at total forsøpling er på ca. 	167	 mill. enheter/år gir denne en
ekstern kostnad på ca. 	5 kr/enhet. Dersom emballasje ansees som den desidert
viktigste forsøplingskomponenten, og det er denne delen oppryddingen konsentrerer
seg om slik at en fo	rdeler oppryddingskostnadene på denne komponenten (	115	 mill.
enheter), får vi et anslag for de eksterne kostnadene på vel 	7 kr/enhet. Tilsvarende
kostnader i ECON (1996) var hhv. ca. 11,5 og 16 kr/enhet (2014	-verdi), og
skattefinansieringskostnader var ikk	e inkludert.
Dette er imidlertid en gjennomsnittskostnadsbetraktning, og de marginale, eksterne
kostnadene ved å redusere en enhet forsøpling vil sannsynligvis være lavere enn disse
anslagene. Vi kommer tilbake til dette i oppsummeringen nedenfor.
Oppryddingskostnader i utlandet
Naturvårdsverket (2012) viser til en svensk undersøkelse fra 2003 som anslo at
vegvesenet og landets kommuner til sammen brukte minst SEK 377 millioner til
opprydding av forsøpling. Dette tilsvarer i størrelsesorden 500 mill	ioner norske 2014	-
kr. Det ble anslått at dette beløpet er lavt i forhold til de reelle oppryddingskostnadene
i Sverige. Dette tilsvarer om lag 52 kr/innbygger, altså noe lavere enn vårt anslag på ca.
75 kr/innbygger i Norge når vi tar med kostnadene til op	prydding langs riksvegene i
tillegg til kommunenes kostnader.
Sunday Post (2014) presenterer anslag for oppryddingskostnader fra organisasjonen
«Keep Scotland beautiful» ved forsøpling i Skottland på i størrelsesorden GBP 78
millioner/år, som tilsvarer ca	. NOK 900 millioner ved en GBP	-kurs på 11,5. Kostnadene
inkluderer direkte kostnader til opprydding, kommunikasjon og håndhevelse av forbud
mot forsøpling så vel som kostnader knyttet til virkninger på helse og velferd,
kriminalitet, dyreliv og miljø. Det 	er uklart hvordan kostnadene utenom opprydding
etc. er anslått. Folketallet i Skottland er nesten helt likt folketallet i Norge, og tallet er
slik sett direkte sammenliknbart med vårt anslag for totale oppryddingskostnader i
Norge. Men ettersom anslaget fr	a Skottland også inneholder andre komponenter enn
oppryddingskostnader er de ikke uten videre sammenliknbare, og de sistnevnte
komponentene kan kanskje (delvis) forklare hvorfor vårt anslag (eks.
skattefinansieringskostnader) er noe lavere.
Keep America B	eautiful (2010) refererer til resultatene fra en landsomfattende
spørreundersøkelse av kostnadene ved forsøpling i USA i 2009. Det vises til at man i
USA i 2009 brukte anslagsvis USD 11,5 milliarder til opprydding av forsøpling, hvorav
næringslivet betalte	 80 	prosent	. Dette tilsvarer i størrelsesorden 270 kr/innbygger med
en dollarkurs på 7,5. Dette er langt høyere enn anslagene for Norge, Sverige og
Skottland. Det pekes på at synlig forsøpling langs veiene er redusert med 61 prosent
siden 1961, men at fors	øpling fremdeles representerer et vesentlig og kostbart
problem. Det hevdes at selv om forsøpling på per capita	-basis er redusert, vil

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	103
befolkningsveksten bidra til mer forsøpling. Kostnadene er ofte skjult i tidskostnader
som ansatte bruker til opprydding,	 og derfor vanskelige å anslå.
7.3.4	 	Verdsetting ut fra skadekostnader
I Eunomia (2013) presenteres resultatene fra en deskstudie av de indirekte kostnadene
knyttet til forsøpling i Skottland. Følgende hovedresultater presenteres:
 	Eiendomsverdier: Som en il	lustrasjon heter det at hvis 1 prosent av Skottlands
eiendomsmasse ble redusert med 2,7 prosent pga. forsøpling vil	 dette
innebære et tap på NOK 1	 150 millioner
 	Mental helse: ca. NOK 610 millioner
 	Kriminalitet: Opptil NOK 260 millioner
 	Veitrafikkulykker: 	ca. NOK 12 million
 	Branner: ca. NOK 12 million
 	Punkteringer: ca. NOK 12 million
 	Rotter: ca. NOK 12 mill.
Det advares mot å summere disse kostnadene ettersom de i noe grad kan være
overlappende. Etter vår vurdering bør det ikke legges vekt på disse tallene.
Keep America Beautiful (2010) viser til resultatene fra ovennevnte spørreundersøkelse
som viser at respondentene mener at forsøpling kan føre til tapte inntekter fra
turisme, utgifter til å reparere kjøretøy, båter m.v. skader på økosystemer, dyreliv og
eventuelt kostnader knyttet til menneskelig helse. 93 prosent av huseierne mener at et
forsøplet nabolag vil redusere verdien på boligene i området. 40 prosent mener at
verdien vil reduseres med i størrelsesorden 10 	– 24 prosent. Det sies imidlertid ikke
noe om hvor omfattende forsøplingen må være for at verdien skal reduseres.
7.3.5	 	Verdsetting ut fra avgifter, pant og bøter
Avgifter
Salg av drikkevareemballasje er ilagt en grunnavgift og miljøavgift. Avgiftsplikten
gjelder for emballasje som inneholder	 drikkevarer, dvs. ikke tomemballasje.
Miljøavgiften gjelder for all drikkevareemballasje, og er differensiert etter
materialtype. Emballasje med et rominnhold på minst 4 liter er fritatt for miljø	- og
grunnavgift, ut fra en antakelse om at det er liten sa	nnsynlighet for at denne
emballasjen havner som forsøpling i naturen. Differensieringen etter materialtype/art
avspeiler 	ifølge	 Miljødirektoratet (2014b) miljøkostnadene som oppstår når ulike
materialslag faktisk havner i naturen. Størrelsesforholdet mello	m avgiftssatsene
begrunnes ut i fra at ulike materialer gir ulik miljøskade. Glassemballasje har størst
skadepotensial hvis den havner i naturen, og dermed høyest sats for miljøavgiften,
mens lett nedbrytbar emballasje (som kartong) har lavest sats (Miljød	irektoratet,
2014b).
Miljøavgiften differensieres også etter hvor stor andel av emballasjen som blir samlet
inn og gjenvunnet. De ansvarlige for de ulike retursystemene kan hvert år søke
Miljødirektoratet om å få fastsatt returandel ut fra framlagt dokume	ntasjon på
innsamlet mengde tomemballasje. Dersom emballasjen inngår i et retursystem med

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	104
fastsatte returandeler mellom 1 og 94 prosent reduseres miljøavgiften tilsvarende
returandelen. Emballasje som inngår i retursystemer med returandel på 95 prosent
ell	er høyere gis fullt fritak for miljøavgiften. Emballasje som ikke inngår i et
retursystem ilegges full avgift (Miljødirektoratet, 2014b).
Tabell 7.3 Avgiftssatser på ulike typer drikkevareemballasje for 2015. Kroner per enhet.
 	Glass	 	Metall	 	Plast	 	Karton	g og papp
Miljøavgift	 	5,45	 	5,45	 	3,29	 	1,35
Grunnavgift	 	1,12	 	1,12	 	1,12	 	1,12
Avgift 	gjenbruks	-
emballasje
0,66	 	1,12	 	0,39	 	1,24
Avgift
engangsemballasje
1,67	 	3,08	 	1,58	 	1,24
Kilde: Prop	. 1 LS (2014	-2015) Proposisjon til Stortinget (forslag til lovvedtak og Stortingsvedtak) for
budsjettåret 2015. Skatter, avgifter og toll 2015.
Grunnavgiften omfatter all emballasje som ikke kan brukes om igjen i sin opprinnelige
form. Emballasje som inne	holder melk og melkeprodukter, 	drikkevarer framstilt av
kakao og sjokolade og konsentrater av dette, varer i pulverform, korn	- og soyabas	erte
melkeerstatningsprodukter og	 morsmelkerstatning	 er fritatt for grunnavgift (Prop. 1 LS
(2014	-2015))	. De to første 	radene i tabell 7.3 viser avgiftssatsene i 2015, og de to
nederste viser faktiske avgiftssatser på de ulike typene pantbar emballasje og
engangsemballasje når de fastsatte returandelene for 2014	 - 2015 fra tabell 7.1 er lagt
til grunn.
Gjennomgangen ovenfor indikerer at satsene for miljøavgiften er fastsatt ut fra
skadepotensialet gitt at de ulike typer drikkevareemballasje havner som forsøpling, og
kan dermed sees på som myndighetenes verdsetting av forsøplingen. Dermed gir de to
siste 	linjene i tabell 7.3 uttrykk for kostnadene per enhet emballasje som havner som
forsøpling.
Men ettersom dette er en avgift på salget av emballasjen er det relevant å trekke inn
sannsynligheten for at en omsatt enhet havner som forsøpling for å finne et u	ttrykk for
den eksterne, marginale kostnaden. Detter ble gjort i ECON (1996). Dersom vi legger til
grunn returandelene 	for 2014 	- 2015 	i tabell 7.1 og sannsynlighetene for forsøpling vi
har lagt til grunn ovenfor får v	i følge	nde 	implisitte 	verdsetting av 	forsøplingen:
Tabell 7.4 Verdsetting av skader knyttet til forsøpling for ulike typer drikkevareemballasje med
utgangspunkt i avgiftene på salg av drikkevareemballasje. Kroner per enhet.
 	Glass	 	Metall	 	Plast	 	Kartong/	papp
Gjenbruks	emballasje	 	95	 	160	 	56	 	355
Engangsemballasje	 	48	 	47	 	45	 	355
Kilde: Vista Analyse
Denne 	implisitte	 verdsett	ingen av	 marginale kostnader ved forsøpling på gir noen lite
intuitive resultater. Selv om 	gjenbruksemballasje i plast, 	glass 	og metall 	i

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	105
utgangspunktet har lavere avgift, gjør	 den lavere sannsynligheten for forsøpling at
disse får høyere kostnader per enhet	 enn engangsemballasje	. Lav sannsynlighet for
forsøpling gjør også at verdsettingen av den marginale forsøplingen fra kartong	- og
pappdrikkevareemballasje blir relativt høy s	ammenliknet med de øvrige typene
emballasje.
Pant
Enkelte retursystemer for 	emballasje av glass, plast og 	metall har en panteordning.
Panten betales ved kjøp av drikkevaren, og refunderes ved innlevering av
tomemballasjen. Avfallsforskriften fastsett	er pantesatsene.
Tabell 7.5 Pantesatser for drikkevareemballasje som inngår i retursystemer med pant. Kroner per
enhet.
Påfyllingsvolum	 	Pantesats mellom
produsent/importør og
videreforhandler
Pantesats mellom
videreforhandler og
forbruker
Opp til 50 cl	 	1,20	 	1,00
Over 50 cl	 	3,00	 	2,50
Kilde: Miljødirektoratet (2014b)
Tabell 7.5 viser at det er ulike pantesatser for handel mellom produsent/importør og
videreforhandler, og for handel mellom videreforhandler og forbruker. Sistnevnte har
lavest satser. Pantesatsene ble opprinnelig fastsatt ut fra produksjonskostnadene på
glassflasker (ECON, 1996). Pantesatsen mellom videreforhandler og forbruker på
emballasje på inntil 50cl har vært uendret sider 1986, og den tilsvarende pantesatsen
på større flasker har vært uendret siden 1993. Miljødirektoratet har foreslått å øke
disse s	atsene til hhv. 2 og 3 kroner, og at retursystemer i særskilte tilfeller kan søke om
å benytte høyere pantesatser. Forslaget ligger til vurdering i Klima	- 	og
miljødepartementet (Miljødirektoratet, 2014b).
Størrelsen på pantesatsene mellom videreforhandler	 og forbruker gir en indikasjon på
myndighetenes verdsetting av kostnadene ved forsøpling fra drikkevareemballasje.
Panten er således prisen pr. enhet for å la være å forsøple som den enkelte konsument
blir stilt overfor. De som velger å kaste fra seg emba	llasjen slik at den forsøpler	 (eller
kaster den sammen med det ordinære avfallet)	, og dermed avstår fra panten, har en
betalingsvillighet (eller glede/nytte, f.eks. i form av bekvemmelighet) for å forsøple
som pr. enhet er høyere enn panten. Tilsvarende ha	r de som velger å levere inn
flasken en betalingsvillighet for å forsøple som pr. enhet er lavere enn panten.
Differensieringen av panten ut fra størrelse innebærer at forsøplingen fra store
enheter (i volum) verdsettes høyere enn forsøplingen fra små enhe	ter. Pantesatsene
er på samme nivå som emballasjeavgiftene korrigert for returandel i tabell 7.	3.
Bøter
Politivedtektene i de fleste kommunene i Norge gir hjemmel for å bøtelegge folk som
forsøpler. Nærmere undersøkelser indikerer imidlertid at forsøpli	ng bøtelegges i svært
få tilfeller. I noen byer kan parkeringsvaktene skrive ut bøter, dette gjelder bl.a. i Oslo,
Bergen og Trondheim.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	106
Oslo kommune praktiserer en ordning hvor 	gårdeiere som ikke rydder søppel og skitt
får 500 kroner i gebyr. Videre får enkeltpersoner som kaster fra seg for eksempel
papir, tyggegummi og sigarettsneiper 500 kroner i gebyr. Bøtene i andre større byer i
Norge ligger omtrent på samme nivå som dette. 	Gebyret ser ut til å være uavhengig av
omfanget av forsøplingen, slik at om det f.eks. inngår flere enheter søppel blir gebyret
det samme.
Størrelsen på boten kan være en indikasjon på samfunnets verdsetting av forsøpling,
når det tas hensyn til sannsynl	igheten for å bli bøtelagt. Sannsynligheten for dette ser
ut til å være lav, sannsynligvis vesentlig lavere enn 1 prosent. Dette indikerer en verdi
på forsøplingen på rundt 5 kroner per enhet og lavere.
7.3.6	 	Anslag for eksterne, marginale kostnader ved 	forsøpling
Ut fra gjennomgangen ovenfor mener vi at den beste tilnærmingen til å verdsette de
marginale, eksterne kostnadene ved forsøpling vil være å ta utgangspunkt i anslagene
for oppryddingskostnadene. Dette vil være en indikator på hva de politiske
my	ndighetene lokalt, og i siste instans velgerne, er villige til å betale for å unngå
ulempene ved forsøpling. Dette er samme framgangsmåte som i ECON (1996), som
viser til at å rydde opp etter forsøpling trolig er blant de minst omstridte offentlige
oppgave	ne.
Private	 oppryddingskostnader er også en indi	kator for betalings	villighet, idet butikker
og andre rydder opp for å trekke kunder. Samlet betalings	villighet kan anslås som
summen av betalingsvilligheten for opp	rydding i offentlig og privat regi, hv	or de
offentlige utgiftene er tillagt skattefinansieringskostnader.
Det er verdt å understreke at anslag for marginale oppryddingskostnader er svært
usikre. For det første er anslaget for gjennomsnittlige oppryddingskostnader usikkert.
For det andre er de	t usikkerhet om forholdet mellom gjennomsnittlig og marginal
kostnad. Vi legger derfor vekt på å anslå et intervall for kostnadene.
Utgangspunktet for å beregne marginale oppryddingskostnader er anslaget på ca. 	5
kr/enhet fra avsnitt 7.3.3 (årlige oppryd	dingskostnader på ca. 830 mill.kr. dividert på
167	 mill. enheter forsøpling). Dette er som nevnt 	en god del	 lavere enn de	t tilsvarende
anslaget	 i ECON (1996), 	som var på ca. 11,5 kr., 	men 	høyere enn	 panten for
drikkevareemballasje på 1 og 2,5 kr/enhet og d	e returandelskorrigerte
emballasjeavgiftssatsene. Det er også 	høyere enn	 anslag for kostnadene ved forsøpling
ut fra bøter/gebyr, som antas å være lavere enn 5 kr/enhet. Anslaget er imidlertid
lavere enn det enkelte betalingsvillighets	-undersøkelser for å 	unngå forsøpling og
liknende «onder»	 viser	, og hva verdsetting ut fra emballasjeavgiftene indikerer når en
tar hensyn til sannsynlighetene for at de ulike 	typer 	enhete	r som omsettes havner som
forsøpling.
Et viktig spørsmål er om marginale kostnader er l	avere enn gjennomsnittlige variable
kostnader. Hvis en tolker marginal helt bokstavelig som den absolutt siste enheten, blir
konklusjonen at marginale kostnader er svært små. Det koster ikke mange ørene å
plukke opp et ekstra iskrempapir eller flaske når e	n først holder på med å rydde. I
mange byer er kostnadene relatert til området som dekkes, og har ubetydelig

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	107
sammenheng med antall enheter som plukkes opp. Tolkes derimot marginal som
gjennomsnittlig marginal, dvs. gjennomsnittet for de marginale ti prosen	t for
eksempel, vil marginal	kostnaden ligge nærmere gjennomsnittlig variabel kostnad etter
hvert som man får tilpasset sine rutiner til endret forsøplingsmengde. Dersom
marginal tolkes som kostnaden ved å plukke i et litt større område, eller litt oftere,	 vil
også marginalkostnaden ligge nærmere, og kanskje være helt lik gjennomsnittlig
variabel kostnad.
De	t er ulike forhold både i telleren (oppryddingskostnadene) og nevneren (antall
enheter forsøpling) som kan gjøre at anslaget for kostnader per enhet er 	usikkert. For
kostnadene sin del er følgende sentralt:
 	Flere av kommunene ønsker å bruke mer ressurser på opprydding, og
finansiere dette gjennom avfallsgebyret. Dette kan tilsi at våre anslag er for
lave.
 	Sammenliknet med oppryddingskostnadene fra sammenl	iknbare land (Sverige
og Skottland) 	er	 våre anslag om lag på samme nivå.
 	Det er usikkert om kapitalkostnadene er inkludert i kostnadsanslagene,
sannsynligvis er de ikke, noe som tyder på at kostnadsanslaget er noe for lavt.
 	Når det ryddes opp, for eksempel	 i form av feiing og vasking av bygatene, blir
det i mange tilfeller utført flere tjenester enn å plukke opp forsøpling. Det feies
og vaskes løv, sand og skitt m	v. Anslagene for oppryddingskostnadene
inkluderer sannsynligvis også disse tjenestene, noe som 	trekker i retning av at
kostnadene som tilbakeføres til forsøpling er for noe høy.
 	Størrelsen på de private oppryddingskostnadene er særlig usikker, ettersom vi
egentlig ikke har noen holdepunkter for å anslå disse. De kan være både høyere
og lavere enn d	e kommunale kostnadene.
Alt i alt trekker dette muligens i retning av at vårt kostnadsanslag vurdert som
betalingsvillighet for å rydde opp etter forsøpling kan være for lav.
For anslaget for totalt antall enheter som forsøpler er følgende faktorer sentr	ale:
 	Sannsynlighetene for at en enhet av de ulike typer drikkevareemballasje havner
som forsøpling. Vi har beholdt sannsynlighetene fra 1990	-tallet i mangel på
nyere informasjon, noe som fører til at antall enheter som forsøpler øker sterkt
som følge av ov	ergang til mer bruk av engangsemballasje. Dersom folks
handlinger har endret seg slik at man i mindre grad slenger fra seg
engangsemballasje	, vil forsøplingen være lavere enn vårt anslag.
 	Anslaget fra 1996 om at drikkevareemballasje utgjør 12 prosent 	av all
forsøpling. Realismen i dette avhenger av punktet ovenfor og i hvilken grad
omfanget av annen type forsøpling har endret seg. Dette vet vi lite om.
Alt i alt tror vi ut fra dette at det er større sannsynlighet for at oppryddingskostnadene
per enh	et er høyere enn at de er lavere enn 	5 kr/enhet som vi kom fram til ovenfor.
Dersom 	for eksempel	 totalt antall enheter som forsøpler er som i ECON (1996), dvs.
102 mill. enheter i stedet for de 	167	 mill. enhetene vi har anslått, vil kostnadene ligge
på ca.	 8 kr/enhet.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	108
Verdsetting ut fra oppryddingskostnader er som nevnt gjerne et minimumsanslag på
skadene/betalingsvilligheten for å unngå ulempen ved forsøpling. Det vil alltid være
igjen noen enheter som forsøpler, ettersom man ikke får ryddet bort alt, no	e som
indikerer at kostnadene ved å rydde bort disse siste enhetene er høyere enn nytten
vet å gjøre det. På den annen side er marginalkostnadene ved forsøpling som nevnt
sannsynligvis noe lavere enn det vi har kommet fram til via en gjennom	snitts	-
betrakt	ning. Til sammen indikerer disse forholdene at et intervall på 	3–13	 kr/enhet kan
være et realistisk intervall for de marginale, eksterne kostnadene ved forsøpling.
Tilsvarende interval	l i ECON (1996) var ca. 5,75	-14,5 kr/enhet (2014 prisnivå).
Vi antar a	t marginalkostnadene 	for 	drikkevareemballasje av kartong	 og papp ligger i
den nedre del av intervallet, ettersom denne type emballasje brytes raskt ned og ikke
gir noen direkte skadevirkninger. Det samme vil gjelde for øvrig emballasje av papir og
papp, so	m f.eks. emballasje for iskrem, sjokolade som konsumeres utendørs.
Marginalkostnadene for emballasje av glass og metall ligger noe høyere i intervallet,
glass antakelig høyere enn metall ettersom glass har svært lang nedbrytingstid og
gjerne medfører størr	e direkte skader enn metall. Vi antar at marginalkostnadene for
plastemballasje ligger høyere enn for papp, papir og kartong, men er usikre på om den
ligger på nivå med glass og metall eller høyere enn dette. De lokale skadene av
plastemballasje antas å væ	re begrensede sammenliknet med glass og metall, men
potensielle skader på næringskjeden når plastemballasjen brytes ned er betydelige.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	109
Referanser
Andersen, M.S. og J. 	Brandt (udatert): Miljøøkonomiske beregningspriser for
emissioner. 	Notat. Aarhus universitet.
Andersson, :. og M. Ögren (2013)	: Charging the polluters: a pricing model for road and
railway noise. 	Journal of Transport Economics and Policy	, 47: 313	-333
Barton, D., S. Navrud, N. Landed & A. Bugged Mills (2009): Assessing Economic Benefits
of Good Ecological Status in Lakes under the EU Water Framework Directive. Case
Study Report from the EU	-project “	Aqua	money”. Norwegian =nstitute for Water
Research (NIV	A), NIVA Report 5732	-2009, 109 	s.
Basner, M., W. Babisch, A. Davis, M. Brink, C. Clark, S. Janssen and S. Stansfeld (2014):
Auditory and non	-auditory effects of noise on health, 	The Lancet	, 383 (9925), 1325	-32.
Bateman, I. J.; Brouwer, R.; Ferrini, S.; S	chaafsma, M; Barton, D.N.; Dubgaard, A.;
Hasler, B.; Hime, S.; Liekens, I.; S. Navrud	; De Nocker, L.; Sceponaviciute, R.;
Semeniene, D. 	(2011	): Making Benefit Transfers Work: Deriving and Testing Principles
for Value Transfers for Similar and Dissimilar Si	tes Using a Case Study of the Non	-
Market Benefits of Water Quality Improvements Across Europe. 	Environmental and
Resource Economics	 50 (3); 365	-387.
Bickel, P., R. Friedrich, A. Burgess, P. Fagiani, A. Hunt, G.D. Jong, J. Laird, C. Lieb, G.
Lindberg, P. Ma	ckie, S. Navrud, T. Odgaard, A. Ricci, J. Shires og L. Tavassy (2006):
Proposal for Harmonised Guidelines. Deliverable 5, HEATCO (Developing Harmonised
European Approaches for transport Costing and Project Assessment).
COWI (2014): Nøgletalskatalog 2014.	 Baggrundsdokumentasjon. Desember 2014
Utarbeidet for 	Miljøministeriet.	 Utarbeidet av: A. Kruse, M. Enggaard, C.v. Breugel og
M.M. Sørensen. 	COWI Danmark.
Czajkowski, M., Bartczak, A., Giergiczny, M., Navrud, S., and Żylicz, T., (2014): Providing
Preference	-Based 	Support for Forest Ecosystem Service Management. 	Forest Policy
and Economics, 39:1	-12. 	(For fullstendig rapport/working paper med bilder av
forsøpling brukt i Valgeksperimentet; se
ht	tp://www.wne.uw.edu.pl/inf/wyd/WP/WNE_WP90.pdf	 )
DEFRA (2014): Environmental Noise: Valuing impacts on: sleep disturban	ce,
annoyance, hypertension, productivity and quiet. 	November 2014, Departement for
Environment, food and rural affairs.
Delta (2012): L	avfrekvent støy fra vindmøller. Rapport TC	-100227.
DFØ (2014):	 Veileder	 i samfunnsøkonomiske analyser. Direktoratet	 for Økonomistyring
(DFØ), Oslo	.
ECON (2003): Eksterne marginale kostnader ved transport. 	Econ Rapport 2003	-054.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	110
ECON (2001): Beregning av mi	ljøkostnader ved transport. Econ rapport 81/01
ECON (1996): Verdsetting av eksterne virkninger av forsøpling fra emballasje. 	Rapport
9/96, ECON Senter for økonomisk analyse, Oslo.
EEA (2014): Noise in Europe 2014. EEA Report 10/2014, European Environment 	Agency
Enveco (2014): Värdet av vattenkvalitetsförbättringar i Sverige: En studie baserad på
värdeöverföring. 	Rapport 2014:1. Enveco, Sverige.
EU (2013): Impact Assessment. 	Commission Staff Working Document. C	ommunication
from the Commission to the 	Council, the European Parliament, the European
Economic and Social Committee and the Committee of the Re	gions 	– a Clean Air
Programme for E	urope.
Eunomia (2013): Exploring the Indirect Costs of Litter in Scotland. 	Report to Zero
Waste Scotland. Eunomia re	search & consulting.
Finansdepartementet (2014): Prinsipper og krav ved utarbeidelse av
samfunnsøkonomiske analyser. 	Rundskriv R	-109/14.
Folkehelseinstituttet (2013	a): Luftkvalitetskriterier. Virkninger av luftforurensning på
helse. Rapport 2013:9. Nasj	onalt folkehelseinstitutt, i samarbeid med
Miljødirektoratet.
Folkehelseinstituttet (2013b): Nattstøy og søvnforstyrrelser, utredning av indikator og
grunnlag for nasjonalt mål for reduksjon av søvnforstyrrelser på grunn av støy. 	Rapport
2013:1.
Folkehelsei	nstituttet (2012)	: Helsebelastning som skyldes veitrafikk i Norge. (v/Gunn
Marit Aasvang). 	Folkehelseinstituttet, Oslo.
Hanley, N; R. E.Wright& B. Alvarez	-Farizo (2006): Estimating the economic value of
improvements in river ecology using choice expe	rimen	ts: an application to the water
framework directive. 	Journal of Environmental Management 78; 183	-193.
http://www4.ncsu.edu/~amdomans/waterquality/Hanley%20et%20al%20JEM%2078%
202006.pdf
Harding A	-H., G. Frost, H. Mason, E. Tan, A. Tsuchiya og N. Warren (2011): Quantifying
The Links Between Environmental Noise Related Hypertension And Health Effects.
MSU/201	1/07, Health & Safety Laboratory.
Hawkins, A.D	. & Myrberg, A.A. (1983):	 Hearing and sound communication underwater.
I: Lewis, B. (red.), Bioacoustics: A compararive approach. London Academic Press, 347	-
405.
Hawkins, 	A.D. & Johnstone, A.D.F. (1978):	 The hea	ring of of the Atlantic salmon, Salmo
salar. J. Fish Biol. 13, 655	-673.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	111
Hasler, B. Brodersen, S.L., Christensen, L.P., Christensen, T., Dubgaard, A., Hansen,
H.E., Kataria, M Martinsen, L., Nissen, C.J, Wulff A.F. 	(2010	): Denmark “	Assessing
Economic Benef	its of Good Ecological Status under the EU Water Framework
Directive. 	Testing practical guidelines in Odense River basin. Case study report
Denmark.
http://www.ivm.vu.nl/en/Images/D40%20Case%20study%20report%20Odense%20
Denmark_tcm53	-188873.pdf
Holland, M., A: Wagner, F. Hurley, B. Miller 	and	 A. Hunt (2011): Cost Benefit Analysis
for the Revision o	f the National Emission Ceilings Directive: Policy Options for revisions
to the Gothenburg Protocol to the UNECE Convention on Long	-Range Transboundary
Air Pollution. 	Report to European Commission
Hval og Krokann (2011): Rensekostnader	 	ved innføring av miljøvennlige
spredningsmetoder for husdyrgjødsel. Notat 2011	-15, Norsk institutt for
landbruksøkonomisk forskning (NILF).
Håll Sverige rent (2014): Rapport från Kusträddarna. Om skräpet på den svanske
Västkusten. 	Håll Sverige rent, 2014	.
Jensen, CL, Jacobsen, BH, Olsen, SB, Dubgaard, A & Hasler, B 	(2013	), 'A practical CBA	-
based screening procedure for identification of river basins where the costs of fulfilling
the WFD requirements may be disproportionate 	– applied to the case of Denmar	k'
Journal of Environmental Economics and Policy 	, vol 2, nr. 2, s. 164	-200.,
10.1080/21606544.2013.785676	.
Keep America Beautiful (2010): Litter in America. 	Results from the nation’s largest
litter study. 	www.kab.org	.
Klima	- og miljødepartementet (2012): Retningslinjer for behandling av støy i
arealplanlegging (T	-1442/2012)	.
Klima	- og miljødepartementet (2014): Handlingsplan mot støy 2007	-2011, med
oppdatering ut 2015.
Lindhjem, H. 	(1998	): Betalingsvillighet for en bedre	t vannkvalitet i Steinsfjorden. 	M.Sc.
Oppgave, Økonomisk Institutt, Universitet	et i Oslo.
Lugli, M. & Fine, M.L. (2003):	 Acoustic communication in two freshwater gobies:
Ambient noise and and short	-range propagation in shallow streams. 	J. Acoust. Soc. Am.
114, 512	-521.
Magnussen, K. og S. Holen (2011	a): Vannforskriftens økonomiske konsekvenser for
kommunesektoren og avløpsanlegg. Norsk Vann	-rapport B15	-2011. Norsk Vann,
Hamar.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	112
Magnussen, K. og S. Holen (2011	b): Vannprising og miljømålene etter EUs
vanndir	ektiv. Anbefalinger om bruk av økonomiske virkemidler i norsk vannforvaltning.
Sweco	-rapport 14497	-01. Sweco, Oslo, Norge.
Magnussen, K., S. Navrud og O. San Martin (2010): Verdien av tid, sikkerhet og miljø i
transportsektoren 	– luftforurensning. Sweco/TØ	I-rapport 1053D/2010, Sweco/TØI.
Magnussen, K., E. Rymoen og O. Bergland (1997): Miljømål for vannforekomstene.
Vurdering av nytten ved å opprettholde eller forbedre miljøkvalitet. Rapport fra
Statens forurensningstilsyn, rapport 97:36.
Magnussen, K., O. 	Bergland, og S. Navrud 	(1995	): Kan nytte	-estimater overføres fra ett
vassdrag til et annet? 	Landbruksøkonomisk Forum	 nr. 4	-95; 27	-37.
Magnussen, K. 	(1992	): Valuation of reduced water pollution using the Contingent
Valuation Method 	– testing for mental acco	unts and amenity misspecification. Chapter
10 (pp. 196	-230) in Navrud S. (ed.) 1992: 	Pricing the European Environment.
Scandinavian University Press / Oxford University Press, Oslo, Oxford, New York.
Magnussen, K. og S. Navrud 	(1992	): Verdsetting av redusert forurensning til Nordsjøen.
Norsk Institutt for Landbruksøkonomisk forskning (NILF), Forskningsmelding B	-015	-92,
205 s.
Meld. 	St. 	12 	(2012	-2013): Perspektivmeldingen 2013	. Finansdepartementet.
Marquis	-Favre, C., E. Premant, D. Aub	rée (2005): Noise and its effects 	– a review of
qualitative aspects of sound. Part II: Noise and annoyance. Acta Acustica iwht Acustica
91, 626	-642.
Miedema, H.M.E. 	(2002	): Position paper on dose response relationships between
transportation noise and anno	yance. Publications Office of the European Union,
Luxembourg.
Miedema, H.M.E. 	og	 Oudshoorn, C.G.M. 	(2001	): Annoyance from transportation noise:
Relationships with exposure metrics DNL and DENL 	and their confidence intervals.
Environmental Health Perspectiv	es	, 109(4): 409	-416.
Miljødirektoratet (2014a): Kunnskap om marin forsøpling i Norge 2014. Rapport M	-265
2014.
Miljødirektoratet (2014b): Forslag til endring i reguleringen av retursystemer for
drikkevareemballasje. Vedlegg III: Oppfølging av nasjonal sp	ørreundersøkelse om
forsøpling. Høringsnotat og konsekvensvurdering 	– forslag til omlegging av regelverk
for retursystemer for drikkevareemballasje. Brev til Miljøverndepartementet av
25.04.2013.
Miljødirektoratet (2014c): Grenseverdier og nasjonale mål.	 Forslag til langsiktige
helsebaserte nasjonale mål og reviderte grenseverdier for lokal luftkvalitet. M	-129	-
2014. Miljødirektoratet.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	113
Miljødirektoratet (2014d): Veileder til retningslinje for behandling av støy i
arealplanlegging (T	-1442/2012). M	-128.
Milj	ødirektoratet m.fl. (2014): Tiltaksanalyse NOx 2014. M	-243/2014.
Miljødirektoratet. Sjøfartsdirektoratet, Oljedirektoratet, Fiskeridirektoratet, Statens
vegvesen, NOx	-fondet og Miljødirektoratet.
Miljødirektoratet (2013): 	Oppdrag om endring av forurensings	loven § 34 	- finansiering
av opprydding i forsøpling. Vedlegg 	Brev til Klima	- og miljøverndepartementet av 17.
mars 2014	.
Miller, N. P. (2008): US National Parks and management of park soundscapes: a review.
Applied Acoustics 69(2), 77	-92.
Myrberg, A. 	(1978):	 Ocean noise and the behaviour of marine animals: relationships
and implications. I: Fletcher, J.L. & Busnel, R.B. (red.): Effects of noise on wildlife. 	New
York Academic Press.
Naturvårdsverket (2013): Strategiskt arbete för minskad nedskräpning. 	Vägledning för
kommuner. Rapport 6551/3013, Naturvårdsverket, Stockholm.
Naturvårdsverket (2012): Det här är ingen skräpfråga! En utvärdering av kommunernas
arbete mot nedskräpning. 	Rapport 6494/2012, Naturvårdsverket, Stockholm.
NIVA (2008):	 Eutrobayes.	 Integration of nutrient loading and lake eutrophication
models in cost	-effectiveness analysis of abatement measures. 	Av: D.N. Barton, M.
Bechmann, H.O. Eggestad, J. Moe, T. Saloranta, S. Kuikka og P. Haygarth. NIVA	-rapport
5555	-2008.
Navrud, S. 	(2010	): Ec	onomic Valuation of Transportation Noise in Europe. 	Rivista
italiana di acustica	 34 (3); 15	-25.
Navrud, S. (2004): "What is silence worth? Economic valuation of road traffic noise". In
Scasny, M and J. Melichar	 (2004) : Lectures in Non	-market Valuation Methods in the
Environment Area. Development of the Czech Society in the European Union V. Matfyz
Press, Charles University Environment Center, Prague (ISBN 80	-86732). Revised version
of Navrud, S. 2002: The State	 of the Art on Economic Valuation of Noise. Report
prepared for the European Commission, DG Environment. 14.04.2002..
http://ec.europa.eu/environment/noise/pdf/020414noisereport.pdf
NIVA (2001): Tiltaksanalyse for Morsa (Vansjø	-Hobøl	-vassdraget) 	– Sluttra	pport. Av:
Solheim, A.L., N. Vagstad, P. Kraft, Ø. Løvstad, S. Skoglund, S. Turtumøygard og J	-R.
Selvik. NIVA	-rapport 4377	-2001.
Norconsult (2009): Kartlegging av forsøplingsproblemer i Norge. En
spørreundersøkelse. Utført på oppdrag for Statens forurensni	ngstilsyn. 18. november
2009.
NOU (2012): Samfunnsøkonomiske analyser. NOU 2012:16.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	114
Oslo kommune (2014): Bylivsundersøkelse Oslo sentrum.
Ped	ersen, E., & Waye, K. P. (2004):	 Perception and annoyance due to wind turbine
noise	—	a dose	–response relationship. 	The Journal of the Acoustical Society of America	,
116(6), 3460	-3470.
Popper, A.N. (2003):	 Effects on anthropogenic sounds on fishes. 	Fisheries Research	 28,
24	-31.
Perspektivmeldingen (2013): Perspektivmeldingen 2013. Meld. St. 12 (2012	-2013).
Prop. 1 	LS 	(2014	-2015)	: Proposisjon til Stortinget (forslag til lovvedtak og
Stortingsvedtak) for budsjettåret 2015. 	Skatte	r, avgifter og toll 2015.
Ready; R.C 	(2005	): 	Do Landfills Always Depress	 Nearby Property Values? Rural
Development Paper No. 27. The Northeast	 Re	gional	 Center for Rural Development,
Pennsylvania State University, USA.
http://aese.psu.edu/nercrd/publications/rdp/rdp27.pdf
Refsgaard, K., M. Bechmann, A	-G.B.	 Blankenberg	, V. Kvakkestad, A.Ø. Kristoffersen og
A. Veidal (2013): Evaluering av tiltak mot fosfortap fra jordbruk i Norge.
Kostnadseffektivitetsvurderinger. NILF	-rapport 2013	-3. Norsk institutt for
landbruksøkonomisk forsknin	g, Oslo.
Refsgaard, K., M. Bechmann, A	-G.B.	 Blankenberg, S. Skøien og A. Veidal (2010):
Kostnadseffektivitet for tiltak mot fosfortap fra jordbruket i Østfold og Akershus. NILF	-
rapport 2010	-2. 	Norsk institutt for landbruksøkonomisk forskning, Oslo.
Roe, Maggie, John F. Benson (2001): Planning fo	r Conflict Resolution: Jet	-Ski Use on
the Northumberland Coast, 	Coastal Management	, 29 (12), 19	-39.
SFT (2010): 	Klimakur 2020 	– Sektorrapport jordbruk (TA	-2593/2010).
SFT (2005): 	Marginale miljøkostnader ved luftforurensning. Skadekostnader og
tiltakskost	nader. En oppsummeringsrapport av resultater fra SFTs LEVE	-prosjekt
(Luftforurensninger 	- Effekter og 	Ve	rdier) og SFTs tiltaksanalyser for klimagasser, NOx,
SO2, nmVOC og 	NH	3. Rapport TA 	-2100/2005, Miljødirektoratet.
Statistisk sentralbyrå (2013): 	Støyeksponering og støyplage i Norge 1999	-2011, Flere
Støyutsatte. Artikkel publisert 23.05.2013 på www.ssb.no
Statistisk sentralbyrå (2004): Støyplage i Norge. Resultater fra førstegenerasjons
modell for beregning av antall støyutsatte og SPI. Notat 2004/	43 (E. Engelien, G.
Haakonsen og M. Steinnes).
Strandryddedagen (2014): Strandryddedagen 2014 	– Analyse av data og erfaringer.
Utgitt av Hold Norge Rent.
Sunday Post (2014): Litter clean	-up costs Scots 	£73m. 	10. Desember 2014.
www.sundaypost.com/news	-views/scotland/litter	-clean	-up	-costs	-73m	-1.729040	.

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse 	 	 	 	115
Toll	- og avgiftsdirektoratet (2015): Avgift på utslipp av NO	x 2015. Rundskriv nr.
14/2015 S. Avgiftskoder NX og	 NO. Toll	- og avgiftsdirektoratet, særavgiftsavdelingen.
Oslo 1. januar 2015.
Trafikverket (2015): Samhällsekonomiska principer och kalkylvärden för
transportsektoren: ASEK 5.2.
Trafikverket (2014)	: Samhällsekonomiska principer och kalkylvärden för
transpo	rtsektoren: ASEK 5.1.
TØI (2014): Marginale eksterne kostnader ved vegtrafikk. TØI	-rapport 1307/2014.
Utarbeidet av H. Thune	-Larsen, K. Veisten, K. L. Rødseth og R. Klæboe.
Transportøkonomisk institutt.
UK Air Quality Expert Group (2012): 	Fine Particulate 	Matter (PM2,5) in the United
Kingdom. Prepared for Department for Environment, Food and Rural Affairs; Scottish
Executive, Welsh Government and Department for the Environment in Northern
Ireland.
Vannregion Glomma (2014): Lokal tiltaksanalyse for Vannområd	e Morsa. 	Juni 2014.
www. vannportalen.no/glomma	.
Vista Analyse (2014): Evaluering av regelverket for bruk av vannscooter. Vista Rapport
2014/49.
Vistad, O. I., D. Hagen og O. Reitan (2007): Effektar av motorferdsel i utmark på natur,
folk og samfunn, NINA	-rapport 187
VTI (2009): Bullervärden för samhällsekonomisk analys, Beräkningar för väg	- och
järnvägsbuller. 	VTI notat 30	-2008.
Vägverket (2007): Värdering av trafikbuller 2007
Welch, B.L. & Welch, A.S. (red.) 	(1970):	 Physiological effects of noise. New 	York,
Plenum Press.
WHO Regional Office for Europe, OECD (2015): Economic cost of the health impact o	f
air pollution in Europe: Clean air, health and wealth. Copenhagen: WHO Regional
Office for Europe.
WHO (2012): Health effects of black carbon. 	World Heal	th Organisation. Regional
Office for Europe.
WHO & JRC (2011): Burden of disease from environmental noise. Quantification of
healthy life years lost in Europe. World Health Organisation	.
Wysocki, L.E., Dittami, J.P & Ladich, F. (2006): Ship noise and cort	isol secretion in
European freshwater fishes. 	Biological Conservation	 128, 501	-508.
www.evri.ca

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	116
www.miljostatus.no

www.norskeutslipp.no

www.ssb.no
www.vann	-nett.no
www.vann	-portalen.no

Marginale eksterne kostnader ved enkelte miljøpåvirkninger
Vista Analyse	 	118