NOU 2015: 15

Sett pris på miljøet — Rapport fra grønn skattekommisjon

Til innholdsfortegnelse

5 Grunnleggende prinsipper

5.1 Innledning

I utvalgets mandat heter det at forslagene til en grønn skatteomlegging skal bidra til en bedre ressursutnyttelse. I dette kapittelet diskuteres noen av de grunnleggende prinsippene for at utformingen av skatter og avgifter skal bidra til å nå et slikt mål.

Omtalen baserer seg i stor grad på tidligere utredninger, som for eksempel NOU 1995: 4 Virkemidler i miljøpolitikken, NOU 1996: 9 Grønne skatter – en politikk for bedre miljø og høy sysselsetting, NOU 2003: 9 Skatteutvalget, NOU 2007: 8 En vurdering av særavgiftene og NOU 2009: 16 Globale miljøutfordringer – norsk politikk – Hvordan bærekraftig utvikling og klima bedre kan ivaretas i offentlige beslutningsprosesser. De enkelte miljøproblemer og utvalgets forslag til å møte disse problemene vurderes med utgangspunkt i de grunnleggende, faglige prinsippene omtalt i dette kapittelet.

5.2 Markedssvikt krever markedsinngrep

Forurensning, klimagassutslipp og nedbygging av naturområder med tilhørende tap av for eksempel biologisk mangfold, er eksempler på at økonomisk aktivitet påvirker omgivelsene negativt. I et uregulert marked er bruk av naturen underpriset og i mange tilfeller vil prisen være lik null. Aktørene som står for utslippene eller bruker naturen, stilles dermed ikke overfor de reelle kostnadene aktiviteten påfører samfunnet. Dette resulterer i overforbruk.

Det offentlige kan gripe inn i markedet ved økonomiske virkemidler som avgifter, omsettbare kvoter og subsidier, eller ved direkte reguleringer som forbud og påbud. Markedssvikten for miljøgoder kan i utgangspunktet best rettes opp ved at prisen på varer og tjenester reflekterer samfunnets kostnader ved å bruke miljøgodene. Dette kan oppnås ved å legge en miljøavgift på den miljøskadelige aktiviteten. En riktig fastsatt avgift bidrar til at forurenser betaler for de skadene hun påfører miljøet og gjør det relativt sett mindre lønnsomt å forurense. Miljøavgifter vrir ressursbruken bort fra forurensende aktiviteter og bidrar til en mer effektiv ressursbruk.

Miljøskadelig aktivitet er et eksempel på en negativ ekstern virkning. Eksterne effekter i form av kunnskapseksternaliteter ved forskning og utvikling (FoU) og læringseffekter i bruk av nye teknologier, er eksempler på positive eksterne virkninger. Det vises til kapittel 10 for vurdering og utforming av virkemidler for utvikling og spredning av miljøteknologi.

Markedssvikt mer generelt og miljøproblemet mer spesielt er grundig beskrevet i både samfunnsøkonomisk faglitteratur og en rekke tidligere offentlige utredninger. For en nærmere omtale vises det til for eksempel NOU 1996: 9 Grønne skatter – en politikk for bedre miljø og høy sysselsetting, NOU 2003: 9 Skatteutvalget og NOU 2007: 8 En vurdering av særavgiftene samt Førsund og Strøm (2000) og Sandmo (1975).

5.3 Virkemidler for å korrigere markedssvikt

Virkemidler i miljøpolitikken kan deles inn i tre hovedgrupper:

  • Økonomiske virkemidler bruker priser til å korrigere for markedssvikt. I tillegg til miljøavgifter brukes også omsettelige kvoter, pantesystemer og støtte til miljøvennlige investeringer (subsidier).

  • Direkte reguleringer griper direkte inn i aktørenes handlingsvalg. Eksempler er forbud mot bruk av visse stoffer, fredning av områder, ikke-omsettelige utslippskvoter, teknologistandarder og frivillige avtaler.

  • Informasjon er et selvstendig virkemiddel, men kan også være et nyttig supplement til andre virkemidler.

Virkemiddel bør velges ut fra kriteriet om at forurenser betaler, at kostnadene for samfunnet er lavest mulig (kostnadseffektivitet) og at et eventuelt tallfestet mål nås (styringseffektivitet). For en nærmere omtale av disse kriteriene se for eksempel NOU 2009: 16 Globale miljøutfordringer. Vi vil her kort beskrive egenskaper ved de viktigste virkemidlene ut fra disse kriteriene.

5.3.1 Miljøavgifter

Riktig utformede miljøavgifter bidrar til å redusere den negative miljøpåvirkningen på en effektiv måte. Avgifter er derfor det sentrale virkemiddelet i miljø- og klimapolitikken. I dette avsnittet omtales kort noen generelle prinsipper for utforming av miljøavgifter. Den konkrete vurderingen ved utformingen av avgiftene for det enkelte miljøproblem diskuteres i kapittel 6 og 7.

Som nevnt innledningsvis har naturinngrep og miljøskadelige utslipp en kostnad for samfunnet som bedrifter eller privatpersoner i utgangspunktet ikke tar inn over seg. Avgifter er et virkemiddel som skal sørge for at aktørene tar hensyn til slike negative eksterne effekter, dvs. at aktørene internaliserer miljøkostnaden. Når kostnaden ved miljøskadelig adferd inngår i aktørenes økonomiske beregninger (gjennom avgiften) vil de ta hensyn til miljøet og bidra til samfunnsøkonomisk sett bedre løsninger. En korrekt utformet miljøavgift kalles en Pigou-avgift etter den engelske økonomen A. C. Pigou. Pigou-avgiften er lik marginal skadekostnad og gir den samfunnsøkonomisk sett beste (optimale) løsningen. Miljøavgiften bidrar samtidig til å oppfylle et prinsipp om at forurenser skal betale.

En avgift bidrar til å endre produksjons- og forbruksmønstre over tid. Når bedriftene internaliserer miljøkostnaden vil de bruke mindre av den forurensende innsatsfaktoren som har blitt dyrere. Avgiften bidrar også til å gjøre det mer lønnsomt for virksomhetene å forske på og investere i renere teknologi, jf. omtale av utvikling av miljøteknologi i kapittel 10. Hvis miljøavgiften resulterer i dyrere varer kan avgiften virke ved at forbrukerne etterspør mindre av denne varen.

For å fastsette Pigou-avgiften trengs kunnskap om bedriftenes rensekostnader og utslippsmengde. I tillegg må det foretas beregninger av verdien av en marginal endring i miljøkvaliteten (marginale skadekostnader for samfunnet). I dette ligger også framtidige generasjoners verdsetting av natur og miljø. Videre kan det ved fastsettelsen av avgiftsnivået være nødvendig å ta hensyn til eventuelle terskelverdier på miljøskaden. Dersom det er aktuelt å sette konkrete miljømål bør avgiften settes slik at en når dette målet.

Det vil ofte være usikkerhet knyttet til å finne det riktige nivået på Pigou-avgiften målt som marginal skade. Omsettelige kvoter kan da være et alternativ (Weitzman 1974). Dersom kostnadene ved å måle utslippene er store kan det være aktuelt å skattlegge produkter eller innsatsfaktorer som indirekte er knyttet til utslippene.

For at miljøavgiften skal virke etter hensikten bør den rettes mest mulig direkte mot miljøproblemet, det vil si direkte mot den miljøskadelige aktiviteten eller utslippet. Det bidrar til at utslippsreduksjonene skjer der kostnadene er lavest (kostnadseffektivitet). Avgiften på utslipp av NOX er eksempel på en utslippsavgift.

Det er i mange tilfeller krevende både å anslå faktiske skadevirkninger og å verdsette disse. I praksis må derfor miljøavgifter, og miljøpolitiske virkemidler mer generelt, utformes slik at disse virker så effektivt som mulig, gitt de begrensninger som finnes. Dette omtales som «nest best»-løsninger.

Når utslippene er vanskelige å måle direkte, kan man alternativt avgiftsbelegge innsatsfaktorene som gir opphav til forurensningen eller produktene som kommer ut av den forurensende prosessen. Slike avgifter gir insentiver til å redusere bruken av produktet, selv om det ikke gir insentiver til å rense selve utslippet. Dette siste kan i noen tilfeller løses ved å innføre refusjonsordninger for dokumenterte utslippsreduksjoner ved rensing.

Produktavgifter kan i noen tilfeller gi tilnærmet samme insentiver som en utslippsavgift. Eksempelvis er utslippet av CO2 fra forbrenning av petroleumsprodukter, som for eksempel bensin, proporsjonalt med karboninnholdet. En avgift på petroleumsprodukter differensiert etter karboninnholdet har derfor tilnærmet de samme effektivitetsegenskapene som en utslippsavgift.1

For en del utslipp er sammenhengen mellom forbruket av innsatsfaktorer og utslippene uklar. Dette gjelder for eksempel NOX-utslipp, som i tillegg til forbruket av innsatsfaktoren avhenger av forbrenningsteknologi, rensemuligheter og atferd. I slike tilfeller vil produktavgifter være mindre treffsikre virkemidler, og de bør da brukes i kombinasjon med andre virkemidler.

For å kunne samle inn avfall er det effektivt å innføre pantesystemer. Produktet bør i slike tilfeller ilegges en avgift som tilsvarer den marginale miljøskade ved verst tenkelige deponeringsalternativ (i praksis forsøpling). Ved innlevering/retur til godkjent innsamlingsplass blir beløpet refundert, fratrukket kostnadene knyttet til behandling av avfallet. En panteordning kan da fungere som en avgift på forsøpling.

Den konkrete utformingen av miljøavgifter avhenger med andre ord av miljøproblemets karakter, av utslippskilder og av målemuligheter. Når utslipp gir samme skade uavhengig av kilde, bør virkemidlene utformes slik at den marginale kostnaden ved å redusere utslippene er den samme for alle kilder. I slike tilfeller er miljøavgifter eller omsettelige utslippskvoter særlig aktuelle virkemidler. Utslipp av klimagasser har global effekt og er et eksempel på et miljøskadelig utslipp som ideelt sett bør ha samme pris over hele kloden.

5.3.2 Andre virkemidler i miljøpolitikken

Kvoter

Et system med omsettelige kvoter for utslippene verdsetter utslippene direkte gjennom kvoteprisen. Kvoteprisen bestemmes i markedet ut fra det politisk fastsatte utslippsnivået (antall kvoter som utstedes) og etterspørselen etter kvoter. Til forskjell fra avgiftene kontrollerer myndighetene utslippsnivået (styringseffektivt), men ikke kvoteprisen.

Systemet gir de kvotepliktige aktørene insentiver til å gjennomføre utslippsreduserende tiltak som har lavere kostnad enn kvoteprisen. På samme måte vil de kjøpe kvoter for å dekke utslipp som har høyere rensekostnad. Utslippsreduksjonene gjennomføres da der hvor rensing er billigst. Så lenge det ikke er markedssvikt i kvotemarkedet, vil et kvotesystem være kostnadseffektivt. Kvoter gir over tid insentiver til å redusere utslipp fordi reduserte utslipp gir avkastning i form av ubrukte kvoter som kan selges eller at færre kvoter må kjøpes.

Når kvotemengden er optimalt fastsatt vil kvoteprisen bli lik Pigou-skatten, det vil si at kvoteprisen (og Pigou-skatten) er lik den marginale skadekostnaden for miljøet. Er kvoteprisen lavere enn skadekostnaden, er antall utstedte kvoter for høyt.

Det er ikke mulig å styre hvor utslippsreduksjonene skjer i et kvotesystem. I et internasjonalt kvotesystem er det for eksempel ikke mulig å ha kontroll på hvor store utslippskutt som tas nasjonalt og hvor store kutt som vil skje utenfor landets grenser. Antall tiltak som blir gjennomført nasjonalt vil avhenge av prisen på kvotene og kostnaden ved nasjonale utslippsreduserende tiltak.

Kriteriet om at forurenser betaler er oppfylt i kvotemarkedet dersom kvotene auksjoneres bort og ikke tildeles vederlagsfritt. Dersom kvotene tildeles vederlagsfritt, men fritt kan omsettes, blir utslippsreduksjonene likevel fordelt på den mest kostnadseffektive måten. Da fungerer vederlagsfri utdeling av kvoter som en lump-sum overføring.2 Dersom de vederlagsfrie kvotene tildeles periodevis basert på adferd i foregående eller inneværende kvotehandelsperiode, vil den reelle kvoteprisen de ulike aktørene står overfor ikke være lik. Det samme er tilfelle om det tildeles kvoter ved kapasitetsutvidelser eller til nyetablering innenfor en periode. Kvotesystemet er da i prinsippet ikke kostnadseffektivt.

Subsidier

Subsidier kan være et supplement til miljøavgifter eller kvoter. Ved positive eksterne effekter, som for eksempel ved teknologiutvikling hvor kunnskap er et kollektivt gode, vil subsidier kunne korriger for markedssvikten. Dette henger sammen med at den privatøkonomiske lønnsomheten av forskning og utvikling (FoU) ofte vil være lavere enn den samfunnsøkonomiske lønnsomheten. Konsekvensen kan være at det i en uregulert markedsøkonomi vil bli forsket og utviklet for lite. Subsidier til teknologiutvikling kan korrigere denne markedssvikten. Den samfunnsøkonomiske lønnsomheten av subsidier til teknologisk utvikling avhenger av at det er et marked for teknologien og at teknologien som utvikles er treffsikker med hensyn til miljøproblemet. Et marked for miljøteknologi skapes gjennom miljøavgifter/omsettelige kvoter (det koster å forurense) og direkte reguleringer. Når utslipp og miljøskadelige aktiviteter får en pris (avgift) gir dette incentiver både til å utvikle ny miljøvennlig teknologi og til å etterspørre slik teknologi. Slik sett kan man si at utvikling og spredning av miljøteknologi krever både pisk (avgift/regulering) og gulrot (subsidie) (Jaffe, Newell & Stavins. 2005). Desto nærmere kilden til miljøutslippet en avgift legges, desto mer sannsynlig er det at teknologiutviklingen vil rette seg mot de utslippene som skaper den negative miljøeffekten. Utvikling av miljøteknologi og virkemiddelbruk omtales nærmere i kapittel 10.

Subsidier kan også brukes direkte til å påvirke aktørene i en bestemt retning ved å gjøre miljøvennlige aktiviteter rimeligere. Dette kan bidra til å vri produksjon og forbruk mot mer miljøvennlige produkter og aktiviteter og kan dermed bidra til å redusere omfanget av den miljøskadelige aktiviteten. Det er også mulig å subsidiere bedrifters rensing av utslipp. Subsidiering av produksjon eller konsum som kan erstatte mer miljøskadelig aktivitet, kan føre til at det produseres eller konsumeres for mye den subsidierte varen. Subsidier må i tillegg finansieres med skatteinntekter og skattlegging har en samfunnsøkonomisk kostnad.

Direkte reguleringer

Direkte reguleringer kan rette seg både mot virksomheter og forbrukere. Reguleringene kan være forbud mot visse typer utslipp eller forbud mot bruk av bestemte produkter, utslippsgrenser, påbud om spesiell produksjonsteknologi eller renseteknologi, eller etablering av utslippskrav. Et forbud har samme effekt som en uendelig høy avgift på utslipp. Hvis skadekostnaden er så alvorlig at utslippet bør være null, bør forbud benyttes.

Direkte reguleringer vil normalt ikke gi kostnadseffektive utslippsreduksjoner på tvers av virksomheter eller sektorer. Dette skyldes at myndighetene ikke kjenner den enkelte virksomhetens kostnader ved å oppnå gitte utslippsreduksjoner eller kostnader ved alternative utslippsreduserende tiltak. Direkte reguleringer er heller ikke i samsvar med prinsippet om at forurenser betaler ved at forurenser ikke belastes skadekostnadene ved et eventuelt restutslipp.

Et forbud mot eller tak på utslipp kan gi insentiver til miljøvennlig atferd. I den grad det finnes likeverdige og mer miljøvennlige substitutter vil disse tas i bruk. I andre tilfeller krever forbud større ombygginger av produksjonsanlegget og direkte reguleringer kan skape etterspørsel etter nye og mer miljøvennlige produkter. Slik sett kan direkte reguleringer bidra til utvikling av ny teknologi og miljøvennlige løsninger (OECD 2001 og Goulder og Parry 2008). Imidlertid gir ikke et utslippskrav insentiver til ytterligere utslippsreduksjoner etter at kravet er nådd, med mindre det er utformet som et utslippskrav som strammes inn over tid.

Det er også mulig å kombinere direkte reguleringer med økonomiske virkemidler. Hvis en utslippskonsesjon kombineres med en avgift på utslippet gitt i konsesjonen, vil bedriften måtte betale for miljøskaden ved utslipp og samtidig ha insitamenter til ytterligere utslippsreduksjoner.

En avgift i kombinasjon med en konsesjon kan også fungere som en kompensasjon for eksempelvis (eksklusiv) bruk av landarealer. I et slikt tilfelle settes det en pris på landarealet som reflekterer at andre ikke lenger har anledning til å benytte arealet. En slik avgift kan også anses å være en naturressursskatt. I den grad bruk av landarealer påvirker det biologiske mangfoldet negativt, kan en slik avgift reflektere miljøkostnaden ved bruk av landarealet. Se eksempelvis omtale i NOU 2013: 10 Naturens goder – om verdien av økosystemtjenester.

Frivillige avtaler

En frivillig avtale om utslippsreduserende tiltak kan inngås mellom for eksempel bransjeorganisasjoner og myndighetene. NOX-avtalen er eksempel på en slik avtale. I prinsippet kan en avtale innebære at de samme tiltakene gjennomføres som når myndighetene styrer virkemidlene direkte. En avtale vil imidlertid ikke stille bedriftene overfor den fulle samfunnsmessige kostnaden forbundet med utslippene fordi bedriftene ikke betaler for restutslippet. En slik avtale er dermed ikke i samsvar med prinsippet om at forurenseren betaler.

Generelt er det flere potensielle svakheter ved frivillige avtaler. Avtaleforhandlinger preges av at det er en betydelig asymmetri i informasjonstilgangen mellom partene. Næringslivet (bransjeorganisasjoner og bedriftene) vil ha bedre kunnskaper enn myndighetene om kostnader ved mulige utslippsreduksjoner, og om planlagte utvidelser, nedleggelser eller investeringer i ny teknologi. I en forhandlingssituasjon vil næringslivet ha insentiver til å framstille utslippsreduksjoner som mer kostbare enn det de i realiteten er. Dersom avtalebedriftene bare står for en del av de aktuelle utslippene, vil det være vanskelig å sikre kostnadseffektivitet mellom avtalebedriftene og de utenfor.

En avtale kan i prinsippet utformes slik at avtalebedriftene fordeler reduksjonene seg imellom slik at kostnadseffektivitet oppstår innen bransjen, men den interne fordelingen vil ofte måtte baseres på skjønn. Det er derfor sannsynlig at de billigste utslippsreduserende tiltakene ikke tas først. Dersom avtalen i tillegg bare omfatter utslippsreduksjoner ved investeringer og ikke ved produksjonsendringer, vil bedriftene ikke foreta optimale omstillinger av produksjonen. Selv om frivillige avtaler kan bidra til å redusere utslippene, vil de ikke virke like effektivt som en avgift.

Informasjon

Informasjon kan også være et miljøpolitisk virkemiddel. Informasjon om miljøskadelige utslipp og miljøvennlig atferd kan påvirke folks handlinger, valg og innstilling. Ved bevisst bruk av informasjon kan myndighetene bidra til å dulte forbrukerne i riktig retning, for eksempel ved at drivstofforbruk og CO2-utslipp fra biler oppgis i bilreklame. Slik dulting omtales i internasjonal litteratur som «nudging», jf. også omtale av atferdsøkonomi i 5.4.4.

Særskilt om dobbel virkemiddelbruk

Ifølge standard økonomisk teori skal det offentlige i politikkutformingen tilstrebe å bruke ett virkemiddel per mål og virkemidlene skal rettes direkte mot markedssvikten eller målet. Flere virkemidler for å nå ett mål kan tilsløre sammenhengen mellom virkemiddel og miljømål. Ved dobbel (eller trippel) virkemiddelbruk blir totaleffekten av den samlede politikken uklar og effektiviteten i det samlede systemet svekkes. Virkemidlene kan motvirke hverandre eller innebære at ett av virkemidlene ikke har betydning for måloppnåelsen. Bruken av dobbeltreguleringer bør unngås med mindre det foreligger særskilte grunner (Bruvoll & Dalen 2008).

5.3.3 Valg av virkemiddel

Miljøavgifter og omsettelige kvoter er å betrakte som de mest kostnadseffektive virkemidlene i miljøpolitikken. Avgifter og omsettelige kvoter, i den grad de auksjoneres ut, er en forutsetning for at forurenser skal betale, og bidrar også til offentlige inntekter som kan benyttes til å redusere andre vridende skatter og avgifter. Prising av miljøskaden gjennom bruk av avgifter eller omsettelige kvoter gir også de kraftigste insentivene for virksomhetene til å investere i utvikling og bruk av ny miljøteknologi.

Hvis skadekostnadene ved et utslipp varierer, for eksempel geografisk, er det ikke lenger noen garanti for at avgifter og omsettelige kvoter er kostnadseffektive virkemidler. Avgiften bør i slike tilfeller differensieres etter de lokale skadekostnadene for å være kostnadseffektiv. Differensierte avgifter kan imidlertid øke de administrative kostnadene. Økonomiske virkemidler som kvoter og avgifter er derfor særlig egnet ved mer generelle miljøproblemer med mange utslippskilder eller der det ikke spiller noen rolle hvor utslippet skjer innenfor det relevante geografiske området. Hvis det har stor betydning hvor utslippet skjer kan direkte regulering være mer effektivt.

Ideelt sett vil en tilstrekkelig høy pris på miljøproblemet (for eksempel gjennom et stramt kvotesystem eller tilsvarende høye avgifter) fullt ut regulere den negative eksterne virkningen og gi ønskede endringer i produksjonen. Subsidier kan likevel vurderes som en nest best-løsning når det ikke finnes andre egnede virkemidler, eller når det er for krevende å sette en avgift tilstrekkelig høyt. Subsidier til miljøvennlig aktivitet brukt som et alternativ til å avgiftsbelegge en negativ ekstern virkning vil imidlertid føre til at det produseres eller konsumeres for mye av varen. Subsidier vil da også ofte være knyttet til bestemte teknologisk løsninger og i så måte være et dårligere alternativ enn generelle avgifter. Når subsidier kombineres med riktige avgifter vil det imidlertid være opp til markedsaktørene å finne løsningen, investere i ny teknologi eller produsere eller bruke mindre. For å stimulere til teknologiutvikling er subsidier et supplement til avgifter og kvoter.

Det er også verdt å merke seg at subsidier har andre fordelingsvirkninger enn avgifter og kvoter. Mens avgifter og auksjonerte kvoter gir inntekter til staten fra de som forurenser, er subsidier en overføring fra skattebetalerne til enkelte bedrifter og privatpersoner. Generelt sett må det i valget av virkemidler i miljøpolitikken, i tillegg til de samfunnsøkonomiske effektivitetsegenskapene ved et virkemiddel, også tas hensyn til at ulike virkemidler kan medføre ulike administrative kostnader.

5.4 Andre hensyn

I politikken må det som regel tas hensyn til mange forhold. I dette punktet omtales enkelte problemstillinger og skranker som kan ha betydning i utformingen av miljøreguleringen. Hvordan man tar hensyn til slike forhold i politikkutformingen, må vurderes i det enkelte tilfelle.

5.4.1 Internasjonale avtaler

Internasjonale handels- og miljøavtaler kan begrense Norges mulighet til å drive miljøpolitikk eller kan innebære plikt til å drive politikk for å oppnå et bestemt mål. De to viktigste handelsavtalene er EØS-avtalen og WTO-avtalen. Klima- og andre miljøavtaler omtales i kapittel 4.

WTO-avtalen

General Agreement on Tariffs and Trade (GATT) fra 1947 var opprinnelig et rammeverk for forhandlinger om binding og nedsettelse av tollsatser. Etter som tollsatsene i de fleste land ble vesentlig redusert, ble det i stadig større grad lagt vekt på å redusere andre handelshindringer enn tollavgifter (subsidier, dumping, offentlige reguleringer mv.).

I 1995 ble World Trade Organization (WTO) etablert og regelverket ble samlet under en overgripende avtale. WTO-regelverket består av en rekke avtaler. En av hovedbestemmelsene er forbudet mot kvantitative restriksjoner på import og eksport. Videre står reglene om ikke-diskriminering sentralt.

Ikke-diskriminering innebærer både et krav om bestevilkårsbehandling og krav om nasjonal behandling. Krav om bestevilkårsbehandling innebærer en plikt til å behandle produkter fra alle land minst like godt som produktene fra det land som nyter mest fordelaktig behandling. Det er unntak for tollunioner og frihandelsavtaler. I tillegg er det åpnet for å gi gunstigere vilkår for varer fra utviklingsland enn til varer fra andre land (Generalized System of Preferences).

Krav om nasjonal behandling innebærer at utenlandske varer skal behandles likt med innenlandske. Forutsetningen er at produktene er tilstrekkelig like. Forpliktelsen kommer til anvendelse både på formell og reell diskriminering. Formell diskriminering vil være at produkter behandles forskjellig på grunn av opprinnelsessted, mens reell diskriminering er forskjellbehandling på grunnlag av egenskaper ved selve produktet.

Kravene gjelder også for miljøavgifter, dvs. at avgiften må utformes slik at den slår likt ut for norskproduserte varer og varer som importeres til Norge. Enkelte formål kan begrunne unntak fra forpliktelsene under avtalen. Dette kan være beskyttelse av menneskers, dyrs eller planters liv eller helse, og vern av naturressurser.

EØS-avtalen

EØS-avtalen er en avtale mellom EU-landene og EFTA-landene Island, Liechtenstein og Norge. Avtalen trådte i kraft i 1994 med formål å styrke handel og økonomiske forbindelser mellom avtalepartene med like konkurransevilkår for overholdelse av de samme regler.

EØS-avtalen inneholder ikke regler om samordning av direkte og indirekte skatter og EUs sekundærlovgivning legger derfor ingen direkte bindinger på utformingen av norske skatte- og avgiftsregler. De generelle reglene om fri bevegelighet av varer, personer, tjenester og kapital, likebehandling og forbudet mot statsstøtte mv. gjelder imidlertid også for skatter og avgifter, herunder miljøskatter og -avgifter. Hovedregelen etter avtalen er at det ikke skal innføres tiltak som direkte eller indirekte forskjellsbehandler innenlandske og utenlandske varer og tjenester.

EØS-avtalen har videre bestemmelser som skal hindre konkurransevridninger. Bestemmelsene retter seg både mot foretak og mot medlemsstatene. I siste kategori står forbudet mot å gi statsstøtte sentralt. Ett av kriteriene for at det skal foreligge statsstøtte er at støttemottaker får en økonomisk fordel. Formålet med støtten er uten betydning, slik at også støtte til miljøformål kan anses som en økonomisk fordel.

For at et tiltak skal anses som statsstøtte er det også et grunnleggende vilkår at tiltaket begunstiger enkelte foretak eller produksjon av enkelte varer (selektivitetsvilkåret). Generelle tiltak som kommer alle virksomheter til gode, er imidlertid ikke selektive. Et fritak er heller ikke selektivt dersom det er en naturlig og logisk del av systemet, eksempelvis er fritak for CO2-avgift for produkter eller bruk som ikke gir CO2-utslipp.

For å ivareta hensynet til blant annet klima og miljø, inneholder EØS-avtalen krav til en rekke varer, tjenester og annen økonomisk aktivitet. Med dette er store deler av EUs sekundærlovgivning på området tatt inn i EØS-avtalen. Dette gjelder blant annet regelverket om kvotehandelssystemet (EU Emission Trading System (ETS)) og fornybardirektivet som er de sentrale virkemidlene på klimaområdet.

EUs øvrige miljøregelverk gjelder forurensning i vid forstand (forurensende utslipp, støy, luft- og vannkvalitet, avfallsbehandling, miljøskadelige stoffer). Selv om regelverket er omfattende er det fortsatt rom for norske myndigheter til å føre en nasjonal miljøpolitikk. For det første er det områder som ikke er regulert i EU/EØS (for eksempel naturforvaltning) og for det andre oppstiller EU-/EØS-retten ofte minimumskrav slik at nasjonale myndigheter kan stille strengere nasjonale krav enn minstekravene.

I NOU 2012: 2 Utenfor og innenfor konkluderes det med at EØS-avtalen fra et miljøsynspunkt har bidratt til en positiv utvikling av miljøregelverk og praksis i Norge. Når det gjelder klima, mener flertallet i det samme utvalget at EU-påvirkningen varierer med de ulike elementene i klimapolitikken. Flertallet viser også til at selv om EØS-retten på noen områder har innskrenket rammene for hvordan norske virkemidler kan utformes, har EØS-forpliktelsene ikke lagt noen begrensninger på selve ambisjonsnivået i miljøpolitikken og at Norges handlefrihet fortsatt er stor.

Betydningen av internasjonale avtaler for utformingen av miljøpolitikken er en del av utvalgets vurderinger av de ulike forslagene.

5.4.2 Globale utslipp og karbonlekkasje

Mange miljøproblemer er globale eller regionale, og utslipp i utlandet kan dermed påvirke miljøtilstanden i Norge. Eksempler på dette er klimaproblemet og sur nedbør. I mange tilfeller vil økonomisk aktivitet i Norge og norsk politikk kunne påvirke utslipp i utlandet. Det kan for eksempel gjelde eksport av fossile brensler, import av varer som er produsert med store utslipp eller hvor produksjonen medfører nedhugging av regnskog. Norsk miljøpolitikk kan også indirekte påvirke utslipp i utlandet. Et viktig eksempel på dette er såkalt karbonlekkasje (se under). Det er et berettiget spørsmål om slike forhold bør tas hensyn til i utformingen av miljøpolitikken.

Karbonlekkasje er definert som flytting av utslipp til andre land når et land eller en gruppe av land gjennomfører tiltak som reduserer egne CO2-utslipp. I fravær av en tilstrekkelig ambisiøs global klimaavtale gjennomfører flere land ensidige nasjonale og regionale tiltak for å redusere klimagassutslippene. Ved regulering av klimagassutslipp er karbonlekkasje ett forhold som illustrerer hvorfor optimale klimareguleringer er krevende når det ikke eksisterer en global pris på klimagassutslipp, se for eksempel Bye og Rosendahl (2012) og Hoel, Bruvoll og Vennemo (2012).

Utslipp av klimagasser har samme skadevirkning for klimaet uavhengig av hvor utslippet finner sted. En mulig virkning av å ilegge avgifter eller kvoteplikt på innenlandske utslipp er at utslippskildene lokaliseres i land uten tilsvarende regulering. Endret lokalisering kan skje ved flytting, eller ved at bedrifter i uregulerte land overtar markedet når bedrifter i regulerte land reduserer produksjonen eller blir nedlagt.

Begrepet karbonlekkasje er også knyttet til virkninger via andre markeder som for eksempel internasjonale energimarkeder. Klimapolitikk i noen land kan føre til redusert forbruk av fossil energi i disse landene, derav lavere pris på slik energi og således høyere forbruk av fossil energi i land uten klimapolitikk.

Bedriftenes lokalisering bestemmes imidlertid av mange forhold og gode anslag for virkningen av miljøreguleringer alene på lokalisering av næringsliv vil i praksis være krevende. Bedriftenes nåværende kapitalutstyr vil avhenge av teknologisk nivå på det tidspunktet det ble installert, mens nye bedrifter vil installere nytt kapitalutstyr som kan være mer energieffektivt og miljøvennlig. I en situasjon med sterk teknologisk utvikling er det derfor ikke sikkert at lokalisering av produksjon i et land uten miljøregulering vil øke globale utslipp.

Bedriftenes lokaliseringsvalg vil også avhenge av hvilke forventninger de har om framtidig klimaregulering i de ulike land. Det er derfor knyttet betydelig usikkert til hvor omfattende karbonlekkasje er. For en nærmere omtale av karbonlekkasje, og tiltak for å redusere karbonlekkasjen, se punkt 6.2.4.

5.4.3 Langsiktighet og forventninger

Enkelte miljøproblemer, for eksempel klimaproblemet, har en langsiktig karakter ved at utslippene blir værende i atmosfæren. Mange investeringsbeslutninger som er ment å redusere problemet har lang levetid. Det innebærer at både dagens priser og forventet framtidig pris på utslipp har betydning for bedriftenes beslutninger.

Forutsigbare rammebetingelser er viktige for forbrukere og næringsliv. Politisk usikkerhet påvirker hvordan private aktører tilpasser seg, og politikerskapt usikkerhet fører til feiltilpasninger (Kydland & Prescott 1977). Dette gjelder også i miljø- og klimapolitikken. Fordi forventninger til framtidig politikk påvirker investeringsbeslutningene, kan signaler om framtidige virkemidler påvirke investeringer positivt før virkemidlene settes i verk, for eksempel satsing på teknologiutvikling. Det kan derfor ligge gevinster i å signalisere hvilke mål og prinsipper miljøpolitikken vil utformes etter, også i framtiden. Dette kan redusere tilpasningskostnadene for konsumenter og næringsliv og bidra til at de foretar riktige investeringer i dag.

Langsiktighet kan være et argument for bruk av handlingsregler og ordninger som på ulike måter binder politikken over tid. Mange land har lenge hatt regler for budsjettpolitikken. De senere årene har noen land også innført regler for klimapolitikken. Det vil imidlertid alltid være tvil om hvor bindende slike politisk bestemte regler er. Over tid kan ny kunnskap om eksempelvis kostnader ved miljøutslipp medføre at politikken bør endres. Det er derfor nødvendig å balansere hensynene til forutsigbarhet og fleksibilitet. Det kan også være vanskelig for enkeltland å avvike for mye fra hva andre land gjør. For en nærmere drøftelse av problemer knyttet til usikkerhet, diskontering og langsiktighet se NOU 2009: 16 Globale miljøutfordringer og NOU 2012: 16 Samfunnsøkonomiske analyser.

Å korrigere for usikkerhet er krevende for både myndigheter og markedsaktørene. Det er flere grunnleggende typer usikkerhet ved klimagassutslippene. Den ene gjelder sammenhengen mellom konsentrasjonen av klimagassene i atmosfæren og den korresponderende temperaturøkningen. Den andre usikkerheten gjelder hvilke konsekvenser den økte temperaturen vil få for naturmiljø, produksjon, forbruk og velferd. En tredje usikkerhet skyldes utfallet av de internasjonale klimaforhandlingene. Usikkerheten bidrar til at det er krevende å etablere troverdighet i klimapolitikken.

5.4.4 Atferdsøkonomi

I atferdsøkonomien modifiseres den tradisjonelle velferdsteoriens forutsetninger om den rasjonelle aktøren, det vil si det egoistiske økonomiske mennesket med perfekt viljestyrke og grenseløse kognitive evner. Atferdsøkonomien tar utgangspunkt i at aktørene viser begrenset egoisme, begrenset selvkontroll og begrenset rasjonalitet. Resultater fra forskning på atferdsøkonomi kan ha betydning når en skal vurdere utforming og effektiviteten av ulike miljøpolitiske virkemidler (OECD 2012). Beskrivelsen av feltet er blant annet basert på Nyborg (2009).

Nåtidsskjevhet

Nåtidsskjevhet innebærer at aktørene legger mer vekt på nåtid enn framtid. Over har det vært argumentert for at miljøavgifter bør settes lik marginal skade. Nåtidsskjevhet kan være et argument for at avgiften settes høyere enn marginal skade. En (for) høy avgift skal da kompensere for at vi tar for lite hensyn til, eller ikke klarer å vurdere, konsekvenser av miljøskadelig atferd fram i tid.

Med utgangspunkt i nåtidsskjevhet kan det for eksempel argumenteres for at kjøpsavgifter på biler virker sterkere enn miljøavgifter på drivstoff, hvis målet er å få folk til å kjøpe mer miljøvennlige biler, jf. kapittel 6. Det kan også være situasjoner der en slik nærsynthet er et argument for å bruke direkte reguleringer i stedet for miljøavgifter.

Informasjon

Atferdsøkonomien kommer ikke i konflikt med utgangspunktet om at avgifter er et effektivt virkemiddel for å påvirke individenes atferd, men den viser at prissignalene gjennom avgiftssystemet kan virke noe dårligere under visse forhold som:

  • Hvis en beslutning krever spesialisert innsikt, for eksempel i valg av energiløsning.

  • Hvis en beslutning har lav hyppighet, slik at kostnaden ved å sette seg inn i alternativene er høy.

  • Hvis det er mangelfull informasjon, for eksempel fordi en ikke vet hvor mye strømutgifter man sparer med en varmepumpe.

  • Når man har liten kjennskap til egne preferanser, for eksempel om hvordan det er å leve i et miljøhus.

Øremerking

I litteraturen om atferdsøkonomi trekkes øremerking av miljøavgifter til miljøformål fram som et virkemiddel for å skape økt aksept for bruk av miljøavgifter. Kallbekken og Sælen (2011) peker på flere eksempler hvor det har vist seg vanskelig å innføre Pigou-avgift i sin rene form i mange land,3 og at øremerking kan tenkes å øke oppslutning om avgiften. Forfatterne viser i den forbindelse til tre mulige sammenhenger:

  • Egeninteresse: Når personer som betaler avgiften får noe igjen øker aksepten. Øremerking kan gjøre at fordelingseffektene av en avgift blir mindre.

  • Mistillit: Dersom befolkningen ikke stoler på statens evner til å bruke penger fornuftig kan øremerking hjelpe på oppslutningen om en avgift.4

  • Kobling av sak: Sælen og Kallbekken (2011) viser til flere studier som finner at folk ikke tror at en avgift bidrar til at de endrer atferd (de tror bare det genererer inntekter for staten). Øremerking av avgifter til miljøformål kan øke aksepten fordi støtten til miljøformålet øker.

Øremerking eller fondsfinansiering kan også oppfattes av markedsaktørene som et signal om at en politisk prioritering er forutsigbar og langsiktig. På områder der det er lang ledetid mellom planlegging, gjennomføring av investeringer og kommersialisering av teknologier, kan et slikt signal påvirke markedsaktørenes atferd.

Øremerking betyr at inntekter fra en skatt eller avgift forutsettes brukt til et bestemt utgiftsformål. Øremerking binder opp offentlige midler slik at det er mindre som kan brukes til andre formål. I praksis er øremerking derfor en prioritering som i for eksempel en budsjettbehandling ikke vil være synlig mot andre prioriteringer. Å knytte mengde midler investert til miljøformål til en spesifikk og variabel inntekt kan gi for lite investeringer sammenlignet med behovet. Det kan også gi for mye investeringer. Øremerkede inntekter vil også endre seg over tid helt uavhengig av behovet på utgiftssiden, noe som kan være uheldig for miljøformålet. Øremerking er dermed ikke samfunnsøkonomisk optimalt.

5.5 Optimal beskatning og grønt skatteskift

Grønt skatteskift innebærer at miljøskadelige utslipp skattlegges, samtidig som provenyet fra miljøavgiftene (eller fjerning av miljøskadelige subsidier og skatteutgifter) brukes til generelle skatte- og avgiftslettelser.

Endringer i skatte- og avgiftssystemet som del av et grønt skatteskift bør vurderes med utgangspunkt i de generelle anbefalinger om hvordan skatte- og avgiftssystemet prinsipielt bør utformes.

Optimal beskatning

Skatte- og avgiftssystemet blir gjerne tillagt tre hovedoppgaver: 1) å skaffe offentlige inntekter, 2) bidra til en best mulig fordeling og 3) korrigere markedssvikt. På bakgrunn av samfunnsøkonomiske effektivitetskriterier er det mulig å trekke opp enkelte retningslinjer for hvordan skatte- og avgiftssystemet bør utformes.

Først bør markedskorrigerende eller effektivitetsfremmende skatter benyttes. Som omtalt over vil korrekt fastsatte miljøavgifter bidrar til en bedre ressursbruk. Slike miljøskatter har ikke en samfunnsøkonomisk kostnad, men en netto gevinst. De bør derfor benyttes så langt det er mulig.

Ytterligere offentlige inntekter bør deretter finansieres gjennom nøytrale skatter. Nøytrale skatter påvirker ikke produsenters og forbrukeres økonomiske valg. Et eksempel på en slik nøytral skatt er en korrekt utformet grunnrenteskatt.

Vridende skatter brukes for å oppnå det ønskede nivået på skatteinntektene, for eksempel gjennom skatt på inntekt. Vridende skatter endrer atferden slik at det eksempelvis produseres og kjøpes andre varer enn hva det ville vært gjort uten skatt. Atferdsendringene er opphav til effektivitetstapet ved beskatning. For en nærmere vurdering av effektivitetsvirkninger av skatt vises det til NOU 2014: 13 Kapitalbeskatning i en internasjonal økonomi.

Markedskorrigerende og nøytrale skatter er i praksis langt fra tilstrekkelige for å finansiere statens utgifter. I praksis kommer man dermed ikke utenom bruk av vridende skatter for å finansiere offentlig sektor. NOU 2014: 13 Kapitalbeskatning i en internasjonal økonomi setter med utgangspunkt i økonomisk teori opp noen generelle retningslinjer som vil bidra til å holde de samfunnsøkonomiske kostnadene ved skattlegging så lave som mulig:

  • Det bør være høyere skattesatser i de markedene der tilbud eller etterspørsel påvirkes lite av skatten, enn i markeder der påvirkningen er stor.5

  • Det er bedre å ha lave skattesatser på flere ulike og relativt brede skattegrunnlag enn å ha høye skattesatser på få og smale skattegrunnlag. Det skyldes at effektivitetstapet ved beskatning øker mer enn proporsjonalt med skattesatsen.

  • Skatter og avgifter bør i minst mulig grad påvirke produksjonsbeslutningene, dvs. at produksjonen bør innrettes slik at den samlede verdiskapingen blir størst mulig for en gitt tilgang på innsatsfaktorer.

Det er vridningen i produsenters og konsumenters adferd som skaper det samfunnsøkonomiske tapet ved beskatning. Prinsippet om at de høyeste skattene bør legges i markeder der aktørenes tilpasning endrer seg minst mulig er et argument for å skattlegge varer eller aktiviteter der tilbudet eller etterspørselen endrer seg lite.

Effektivitetstapet mellom ulike vridende skatter varierer.6 Effektivitetstapet øker med graden av tilpasning hos aktørene. Det bør være høy skatt på de varer der konsumentene ikke reduserer sitt forbruk i særlig grad selv om prisene øker (uelastisk etterspørsel). Hvilke varer dette gjelder, avhenger blant annet av om det finnes andre varer som gjør omlag den samme nytten. Enkelte nødvendighetsvarer faller trolig i denne kategorien. Imidlertid kan skattlegging av slike varer ha uønskede fordelingseffekter. En del luksuriøse merkevarer kan også falle i denne kategorien. Kjøperen oppfatter det som ønskelig at prisen er høy, da det kan signalisere eksklusivitet.

Det er gjerne også slik at skattefinansieringskostnaden er større om den legges på produksjon enn om den legges på konsum. Diamond og Mirrlees (1971a og 1971b) viser under forenklede forutsetninger at effektivitet i produksjonen tilsier at vareinnsats ikke skal beskattes. Dette gjelder imidlertid ikke når avgiften er begrunnet med korreksjon av en eksternalitet. Det er ikke effektivt med fiskale faktoravgifter som fører til at ulike sektorer og produsenter står overfor ulike relative faktorpriser, eller med skatter som vrir prisforholdet mellom importerte og hjemmeproduserte varer og faktorer. For en nærmere omtale, se NOU 2007: 8 En vurdering av særavgiftene.

Sandmo (1975) viser at den optimale miljøskatten i et system hvor man tar hensyn til at innhentingen av skatteinntekter skal være mest mulig effektiv, er et veid gjennomsnitt av den optimale Pigou-avgiften og den optimale Ramsey-avgiften. Jo mindre elastisk den miljøskadelige aktiviteten er i etterspørselen, jo mer skal man legge vekt på det vridende fiskale elementet (Ramsey-skatten) og jo mindre skal man legge vekt på Pigou-elementet. Dette kan være et argument for å ilegge høyere miljøavgifter enn hva en Pigou-avgift isolert sett skulle tilsi.

Merverdiavgiften har en ren fiskal begrunnelse og bør innrettes slik at de samfunnsøkonomiske kostnadene ved skatten blir lavest mulig. I tråd med de generelle retningslinjene tilsier dette at merverdiavgiften (og andre fiskale skatter) bør legges på et bredt og generelt grunnlag og at eksisterende unntak eller lave satser bør oppheves. I den grad man ønsker å oppnå miljømål bør dette ivaretas gjennom avgifter på miljøskadelige aktiviteter etter prinsippene om utforming av miljøavgifter (jf. punkt 5.3.1) eller ved eventuelle tiltak til for eksempel forskning og teknologiutvikling (jf. kapittel 10). Miljømål bør ikke søkes ivaretatt gjennom innføring av særordninger i de fiskale skattene som for eksempel merverdiavgiften.

Grønt skatteskift

Hovedbegrunnelsen for å bruke miljøavgifter er å bidra til et bedre miljø. I tillegg vil miljøavgifter som korrigerer for eksterne virkninger gi grunnlag for såkalt grønn skatteveksling ved at de gir inntekter som kan benyttes til å redusere andre skatter og avgifter som påfører samfunnet et effektivitetstap. Eksempler på skatter og avgifter det kan være aktuelt å redusere er arbeidsgiveravgift, inntektsskatten for personer og selskapsskatten. Siden dette er skatter som gir opphav til effektivitetstap, vil en grønn skatteveksling kunne gi gevinster utover miljøgevinsten. Det omtales som doble gevinster når et grønt skatteskift gir en netto gevinst også når det ses bort fra miljøgevinsten, jf. boks 5.1.

Boks 5.1 Doble gevinster

Det kan være mulig å oppnå to gevinster gjennom å øke miljøbeskatningen – både en miljøgevinst og en effektivitetsgevinst knyttet til reduksjoner i andre vridende skatter og avgifter. Dersom skattesystemet i utgangspunktet er optimalt utformet for å skaffe offentlige inntekter, er det vanskelig å tenke seg at det skulle eksistere muligheter for å realisere såkalte doble gevinster. Dette er imidlertid sjelden tilfelle.

I praksis vil innføring/økning av miljøavgifter foregå med utgangspunkt i et skattesystem som ikke er optimalt utformet og hvor det marginale effektivitetstapet varierer mellom de ulike skatte- og avgiftsformene. Da kan det finnes miljøavgifter som på marginen gir opphav til lavere effektivitetstap enn minst en annen skatt/avgift, slik at det er mulig å oppnå en dobbel gevinst.

Se for eksempel Bye og Fæhn (2009) for effekter av grønne skattereformer i Norge. Goulder (1995) gir en oversikt over begrepet doble gevinster. Bovenberg (1999) og Parry, Williams III og Goulder (1999) analyser grønne skattereformer og doble gevinster.

Som det framgår av omtalen av optimal beskatning, bør miljøavgifter benyttes uavhengig om det eksisterer doble gevinster eller ikke. Dersom det skal oppnås ytterligere positive samfunnsøkonomiske effektivitetseffekter av et grønt skatteskift, bør inntektene fra miljøavgifter brukes til å redusere skatter og avgifter med det høyeste effektivitetstapet.7

OECD (2010) vurderer sammensetningen av skatter i OECD-landene. Med forbehold om at en må se an utgangpunktet i det enkelte land, anbefaler organisasjonen å skyve noe av skattebyrden bort fra inntektsbeskatning og over på mindre vridende skatter som skatt på forbruk og eiendom, etter først å ha utnyttet mulighetene til å ilegge korrigerende skatter (som for eksempel miljøavgifter).

Basert på teoretiske og empiriske studier, blant annet OECD (2010), legger NOU 2014: 13 Kapitalbeskatning i en internasjonal økonomi til grunn følgende generelle rangering av skatteformene etter mest skadelig virkning på økonomisk vekst:

  • Selskapsskatt

  • Personlige inntektsskatter (inkl. trygdeavgifter)

  • Konsumskatter

  • Eiendomsskatt

Skatteutvalget mener generelt at lettelser i selskapsbeskatningen er et mer målrettet tiltak enn lettelser i den residensbaserte beskatningen (kapitalinntekt, herunder formuesskatt, skatt på arbeid og konsum) for å øke motivene til å investere i Norge og bidra til økt økonomisk vekst. Utvalget utelukker ikke at enkeltelementer innenfor de ulike skatteformene er mer skadelig enn denne generelle rangeringen skulle tilsi, men dette må vurderes i det konkrete tilfellet.

I vurderingen av endringer i sammensetningen av skatter vil også fordelingshensyn spille inn. Dersom skattesystemet skal ta hensyn til fordeling, er det ifølge skatteutvalget ikke gitt at skatt på arbeid og konsum er mer ønskelig enn selskapsskatt og skatt på kapitalinntekt. For eksempel bidrar formuesskatten, som er en form for kapitalinntektsskatt, til økonomisk utjevning ved at det er personer med de høyeste inntektene som betaler størstedelen av formuesskatten.

Forrige grønne skattekommisjon (NOU 1996: 9 Grønne skatter – en politikk for bedre miljø og høy sysselsetting) foreslo å bruke nye inntekter fra miljøavgifter til å finansiere reduksjoner i arbeidsgiveravgiften for å stimulere sysselsettingen (som lå som et eksplisitt mål i mandatet). I tillegg til lettelser i selskapsskatten foreslo også Skatteutvalget lettelser i skatten på arbeid (men gjennom endringer i inntektsbeskatningen for personer).

Det presiseres at et grønt skatteskift ut i fra de kriteriene som er lagt til grunn over ikke innebærer at nye inntekter fra miljøavgifter skal brukes til subsidiering av enkeltaktiviteter, sektorer eller næringer, for eksempel i form av særskilte skatteregler som er opphav til nye skatteutgifter eller direkte støtte. En slik omlegging vil ikke bidra til en mer effektiv bruk av samfunnets ressurser.

Fotnoter

1.

Forutsatt at det gis avgiftsreduksjon ved eventuell fangst og lagring av CO2.

2.

En lump-sum overføring er en ren overføring og gir ikke et effektivitetstap.

3.

Blant annet CO2-avgift i Frankrike i 2010, veiprising i Edinburgh i 2005, avgift på fossile brensler i Sveits i 2000 og energiskatt i USA i 1993.

4.

Det pekes imidlertid på at dersom støtte til øremerking henger sammen med en bekymring for at staten ikke bruker pengene fornuftig vil dette gjelde øremerking av en hvilken som helst inntekt. Dette er altså ikke et argument som gjelder miljøavgifter spesielt.

5.

For en omtale av Ramsey-regelen, se eksempelvis Strøm og Vislie (2007). Disse reglene avhenger til dels av hva slags skatteinstrumenter en har til rådighet, blant annet bare lineære skatter eller ikke-lineære (inntektsskatt).

6.

Det er tidligere beregnet at effektivitetstapet ved å skaffe offentlige inntekter gjennom ulike former for vridende skatter koster samfunnet 20 øre i effektivitetstap å kreve inn 1 kr i skatt, se Finansdepartementets rundskriv R-109/2014 (Finansdepartementet 2014). Anslaget og forutsetninger for dette kan imidlertid diskuteres, jf. blant annet Christiansen (2015).

7.

Eventuelt hensyntatt til såkalte skatteinteraksjonseffekter som følger av at miljøavgiftene vil samspille med priser, lønninger og andre skatter og avgifter i økonomien (Goulder, Parry, Williams & Burtraw 1999).

Til dokumentets forside