Använda värderingar i beräkningsmodeller

Som nämnts använder Leksell och ExternE VOLY i sina beräkningsmodeller för att värdera förtidig död till följd av luftföroreningar. I bägge fallen är dessa framräknade från värdet av ett statistiskt liv men denna värdering skiljer sig åt. Det värde som användes av Leksell (1999), 13 miljoner, var ungefär hälften av det som användes i den dåvarande ExternE-modellen, 3,1 miljoner Euro (1995). I den nu aktuella versionen av ExternE används värdet 3,6 miljoner Euro vilket motsvarar 34,2 miljoner SEK21. Hur man räknat fram värdet per år skiljer sig också åt. Leksell (1999) dividerar värdet av ett statistiskt liv med det diskonterade antalet förlorade levnadsår vid ett genomsnittligt trafikdödsfall. I ExternE

21

använder man sig av europeisk statistik för män i åldern 35 och 45 och information om deras förväntade livslängd. Enligt våra beräkningar skiljer sig den förväntade återstående livslängden åt i dessa fall. Det diskonterade värdet anger Leksell (1999) till 15.76 vilket enligt våra beräkningar motsvarar 25 förlorade år. Motsvarande i ExternE är 37 förlorade år för män som är 35 år. Såsom tidigare nämnt har Leksell (1999) i sina beräkningar även justerat ner värdet för ett förlorat år med avseende på livskvalitet i högre åldrar. Detta sänker hans hälsovärdering med ca 24 % jämfört med om alla år värderades lika. Detta har man valt att inte göra i ExternE.

I Leksell (1999) används för partiklar och dödlighet ER-sambandet 0,57 % som tagits fram, i SHAPE-projektet, utifrån tre amerikanska studier. Denna värdering diskuteras i den SIKA-rapport som beskriver förutsättningarna för marginal- kostnadsbaserade avgifter i transportsystemet (SIKA, 2000a). Frågan som ställs är om den koefficient som används för att beskriva sambandet mellan exponeringen för partiklar och effekt på mortaliteten är tillämpbara vid de relativt låga nivåer av partiklar som uppmäts i Sverige. Det man anger talar för en sådan värdering är att det på aggregerad nivå inte behöver finnas någon tröskeleffekt på partiklarnas inverkan på mortaliteten. Även i ExternE har man utgått från de amerikanska studierna när det gäller att hitta en ER funktion. Den man till slut utgick ifrån var en studie av Pope et al. som omfattade 500 000 individer i 151 amerikanska städer. Man har dock skalat ner den amerikanska koefficienten med en faktor tre av två skäl. Dels så har man i originalstudien troligtvis överskattat riskerna till följd av partikelexponering eftersom man använt dagens värden för exponering istället för historiska mätvärden. Dels pga. att man i tidsseriestudier i USA uppmätt större effekter för partikelexponering än vad man gjort i motsvarande studier i Europa. Värdet på koefficienten som anges i ExternE-rapporten är 0,214 % för PM2,5 och 0,129% för PM1022. Med ER-funktionen för PM10 och

utifrån information om befolkningens fördelning i olika åldrar beräknades antalet förlorade år per 100 000 invånare vid en årlig exponering av en dos 10 Pg/m3 PM1023. Resultatet blev 157 förlorade år per 100 000 invånare per exponeringsår.

När det gäller människors exponering för övriga luftföroreningar i tätort så utgår Leksell (1999) i sin mortalitetsvärdering av svaveldioxid utifrån de värden som tagits fram när det gäller partiklar. Därefter görs ett tillägg på 40% för sjuklighet och lidande. Värderingen av kvävedioxid relateras till värderingen för svaveldioxid och partiklar. Den senare skalas dock ned eftersom osäkerheten om effekterna anses vara större. Leksell (1999) inkluderar inte ozon i sina värderingar. För VOC har värderingen gjorts utifrån den cancerrisk som är förknippad med några av dessa ämnen. Det värde man använder är ungefär hälften av värdet av ett statistiskt liv och är framtaget baserat på de värden som angavs i

22

I ExternE använder en konverteringsfaktor på 1,67 för att överföra ER-funktioner beräknade för PM2,5 till ER-funktioner för PM10.

23

Enligt Bickel et al. (1999, s 52): ”The years of life lost (YOLL) attributable to air pollution were estimated by linking the regression estimates from Pope et al (1995) with the populations-at-risk and age-specific death rates in four European countries (Germany, Italy, Netherlands, UK), using life table methods. Effects were estimated separately for women and men, for the currently-alive population in each of the four countries, using recent (c.1995) demographic data (numbers alive, annual death rates) i 1-year age-groups, up to age 94 inclusive, the latest years being extrapolated when necessary. The aim was to evaluate the effect on mortality of a 1-yr. increment or reduction of 10Pg/m3

PM10; i.e. with concentrations reverting to their original values after one year. This reversion is an unrealistic scenario in practice; but it permits comparability with other effects evaluated in the present study”.

den tidigare versionen av ExternE-modellen. Riskuppskattningen baseras på svenska studier. Detta motsvarar inte den ansats som används i den nu aktuella versionen av ExternE. Där har istället alla olika hälsoeffekter för olika ämnen värderats separat med användning av ER-samband. Huruvida man också nu använder en lägre värdering av VOLY för cancer har vi inte kunnat utläsa ur rapporten.

När de luftföroreningar som har regional spridning (och som har störst påverkan på naturen) utgår Leksell (1999) inte ifrån några ER samband. Istället använder han de av riksdagen fastslagna avgifterna för utsläppen av kvävedioxid, svaveldioxid och VOC. Hans argument för detta är att det kan ses som en officiell värdering av dessa utsläpps regionala miljöskador. Dessa avgifter kan räknas fram utifrån de anpassningar som krävs för att nå vissa miljömål. Enligt Leksell (1999) skulle de då gällande avgifterna inte räcka för att nå fastställda utsläpps- minskningar i vägtrafiken och han föreslår därför en ökning av den gällande värderingen. Han konstaterar dock att detta är osäkra värderingar som bör ses över. Vad han också diskuterar är utsläppen av PAH som sprids till grödor och den ökade cancerrisk som detta kan medföra men, pga. svårigheten med att mäta dessa utsläpp, föreslås ingen värdering.

När det gäller material så utgår Leksell (1999) inte heller här ifrån något ER samband. För nedsmutsning utgår han i diskussionen från en värderingsstudie gjord av Transek som tittat på betalningsviljan för att minska utsläppen av nedsmutsande ämnen från bilar. Den studien användes för att ta fram den tidigare värderingen av nedsmutsning och resulterade i höga värden (210 kr/exponeringsenhet). Nu konstaterar han att dessa resultat är förknippade med stor osäkerhet. Därför jämförs dessa resultat med några andra internationella studier som använder andra metoder för att uppskatta kostnaderna för påverkan på material. Utifrån dessa konstaterar Leksell att det finns ett flertal kostnader som bör inkluderas när det gäller luftföroreningarnas effekter på material såsom rengöring och underhåll pga. nedsmutsning och korrosion, välfärdsförluster till följd av försämrad estetisk upplevelse av omgivningen men också, utifrån resultaten av en norsk studie, att man bör inkludera makroekonomiska anpassningskostnader (=försämrad tillväxt) till följd av korrosion och nedsmutsning. När det gäller nedsmutsning blir hans föreslagna värdering en uppskattning utifrån resultaten i de olika studierna. När det gäller korrosion utgår Leksell (1999) ifrån det genomsnittliga resultatet i den norska studien. Den sammantagna värderingen blir då 57 SEK/exponeringsenhet, där 7 SEK/exponeringsenhet orsakas av förekomsten av svaveldioxid som leder till korrosion. Denna värdering är väsentligt lägre än den tidigare värderingen.

För skador på ekosystemet och material använder man sig i ExternE av ER- samband för att beräkna skadorna när sådana finns. Av de fallstudier som finns med i rapporten framgår dock att de kostnader som räknas fram med den nuvarande modellen till största delen beror på de effekter luftföroreningar har på människors hälsa, speciellt de effekter som primära (PM2,5) och sekundära (nitrat

och sulfat) har på hälsan. För primära partiklar beror kostnaden av befolkningstätheten i området där utsläppen sker. För sekundära partiklar är kostnaden beroende av var i Europa utsläppen sker eftersom detta ses som regionala effekter (Bickel et al., 1999, s.7). Exempelvis har man gjort beräkningar för kostnaderna i södra respektive norra Tyskland och funnit stora skillnader däremellan. Denna skillnad förklarar man med att: ”The prevailing west wind transports emissions in the northeast of Germany towards the Baltic sea and

Scandinavia. Thus little population is affected compared to the densely populated areas in Eastern Europe, where emissions from the Southwest are carried (Bickel et al., 1999, s. 216).