sou · GRB32 · 2004-01-01 00:00:00 — En detaljerad amerikansk studie av (1997) tyder på att rekreation är en lyxvara i ovanstående mening. Hon studerar hur budgetandelarna förändrats i , och visar att budgetandelen för rekreation ökar (detsamma gäller för hälso- utgifter och transporter). Enligt (1979) varierar inte stödet för större miljöprogram i särskilt mycket mellan inkomstgrupper. Det skulle kunna tyda på att budgetandelen är mer eller mindre , dvs. en inkomstelasticitet lika med 1. Andra studier tyder på att inkomstelasticiteten mycket väl kan vara mindre än 1, (och större än 0). Om så vore fallet, ökar betalningsviljan med stigande inkomst, men betalningsviljans andel 37Beckerman (1974, sid. 49) the heart of the matter is that the anti-growth movement and the excessive concern with the environment is basically middle class. 38McFadden & (1992, sid. 22). Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö av inkomsten faller; låginkomsttagaren är villig att lägga en större andel av sin inkomst på miljöförbättringar (men höginkomst- tagaren är villig att betala en större summa). Det finns sålunda argument för och emot påståendet att miljökvalitet är en lyxvara. Följande tabell sammanfattar några studier kring inkomstelasticiteten för miljövaror. Tabell 3.2 Skattningar av inkomstelasticitet för efterfrågan på miljökvalitet Bostedt (1995) inkomst) sjunker med Deacon (1972) Frykblom (1998) inkomst) sjunker med inkomst) sjunker med Anm.: För studier markerade med * har inkomstelasticiteterna beräknats av Hökby & (2003). Precis som för inkomstelasticiteten för privata varor uppstår här ett aggregationsproblem, dvs. det har betydelse på vilken nivå En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 Ett robust empiriskt samband är exempelvis att budgetandelen för varugruppen mat faller med ökad inkomst. Det innebär att inkomstelasticiteten för mat är <1. Inom varugruppen mat finner vi dock varor med skilda inkomstelasticiteter. När inkomsterna stiger använder vi mindre potatis och lägger i större utsträckning pengarna på andra livsmedel. Detta aggregations- problem kan vara en av anledningarna till att det är svårt att dra någon allmän slutsats kring samband mellan värdet av förbättrad miljö och inkomst. Det finns exklusiva former av jakt och fiske, där en förbättring av möjligheterna för sådana rekreationsformer sannolikt värderas högst av människor med höga inkomster. Man kan vidare tänka sig att en förbättring av en lokal rekreationsplats värderas högst av låginkomsttagare, därför att höginkomsttagare inte efterfrågar den typen av rekreation (se Kriström & Riera (1996)). Dasgupta och Mäler (1994) pekar på att människor i fattiga länder utsätts för risker i miljön (t.ex. på arbetsplatsen), som vi i de rika länderna inte skulle acceptera. Det beror på att kostnaden för att undvika riskerna är för hög; valet står mellan att utsätta sig för riskerna och tjäna sitt uppehälle, eller att inte kunna försörja sig. Dasgupta och Mäler (1994) argumenterar med stöd av detta och andra exempel för att inkomstelasticiteten växer med inkomst; i utvecklingsländerna är miljökvalitet en nödvändighetsvara, snarare än en lyxvara.39 Man är beroende av naturresurser och naturmiljön för sin försörjning på ett helt annat sätt än vad fallet är i utvecklade länder. Vilka slutsatser kan vi då dra av den empiriska litteraturen kring denna fråga? Tillfaller miljövinsterna i första hand de mer välbeställda? Trots den intuitivt tilltalande hypotesen att miljö- kvalitet är en lyxvara, måste slutsatsen bli att empiriska studier inte ger särskilt starkt stöd för denna hypotes. Kriström & Riera (1996) argumenterade emot denna folklore i sin översikt. Hökby & (2003) uppdaterade översikt ger i allt väsentligt samma resultat. Som vi redan noterat kan man inte bortse från aggregationsproblemet i denna fråga, och precis som för privata varor förefaller det rimligt att bedöma varje enskilt fall för sig; i vissa fall är miljökvalitet en lyxvara, i andra inte. I ett vidare perspektiv har resultaten betydelse för samhälls- ekonomiska lönsamhetsbedömningar. Ett förslag som därför följer av resonemanget är att man i samhällsekonomiska lönsamhets- 39 Ett passionerat försvar av den ståndpunkten ges i Martinez-Alier (2002). Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö bedömningar beskriver fördelningseffekter på ett tydligare sätt än vad som varit fallet.40 Ett förslag till hur detta kan göras presenteras i Kanninen & Kriström (1992). Det är en regel snarare än ett undantag att man i svenska kalkyler41 inte gör denna typ av viktning. En något mer kontroversiell slutsats har dragits av Chichilnisky & Heal (1994). De menar att låginkomstländer bör få extra stora tilldelningar av utsläppsrätter, inom ramen för internationella klimatavtal, om inkomstelasticiteten för miljö- kvalitetsförbättringar är mindre än 1. Argumentet bygger på ett antagande om att den marginella nyttan av inkomst skiljer sig åt mellan länder.42 För att belysa resonemangen kring fördelningseffekter på hushålls- nivå av miljöpolitik, sammanfattar vi kortfattat resultaten av den studie över regionala skillnader i synen på rovdjurspolitik som presenteras i appendix till kapitel 5.43 Undersökningen är visserligen av pilot-karaktär, men bekräftar den bild som många har av rovdjurspolitikens centrala spänningsfält, nämligen att vinnarna är förhållandevis många och återfinns till största delen i storstäderna, medan förlorarna är färre och bor i första hand i glesbygd. Syftet med undersökningen, där ett urval om 1 000 svenskar användes som bas för telefonintervjuer , har varit att undersöka skillnaderna i attityder mellan storstad och glesbygd där varg och/eller björn förekommer. Urvalet innehöll 650 hushåll i glesbygd och 350 i storstad, vilket således inte motsvarar ett representativt urval av befolkningen, men motiveras av studiens uttalade syfte. Svarsfrekvensen blev i glesbygd och i storstad. 40I litteraturen kring samhällsekonomiska lönsamhetsbedömningar har man länge diskuterat hur och om man skall väga in fördelningshänsyn direkt i kalkylen. Fankhauser et al (1997) ger en tillämpning på klimatpolitikens område. 41Se t.ex. de kalkyler som är gjorda kring Botnia-banan. 42För en kritik av detta tillvägagångssätt, se et al (1998) som redovisar effekter av olika sätt att fördela utsläppsrätter inom ramen för ett internationellt avtal. 43Det finns flera liknande studier. , SLU, fann i en enkätstudie kring varg att 71procent anser att antalet vargar bör öka. Människor boende i vargområden är mer tveksamma till fler vargar än , ett resultat i linje med vår undersökning. Se Fakta Skog 2/2002 för en sammanfattning av studien. En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 Huvudfrågorna i undersökningen är: om beteende påverkas (t.ex. genom att inte plocka bär i vissa områden) av den ökande rovdjursstammen om man anser att stammen bör öka eller minska vad man är beredd att betala för att öka eller minska rovdjursstammen. Resultaten visar att av de som bor i glesbygds- kommunerna anser sig påverkade av rovdjurens närhet. Motsvarande siffra i storstäderna ligger på några fåtal procent. Utanför storstadsområdena vill en klar majoritet minska, hellre än öka, rovdjursstammen. Förutom i rena glesbygdsområden vill en majoritet ha en oförändrad storlek på rovdjursstammen. De flesta glesbygdsborna vill dock minska stammen. De som vill behålla stammen oförändrad, eller öka den, anser sig inte påverkas direkt av djuren. Regressionsanalys visar att den viktigaste faktorn bakom människors inställning till rovdjursstammens storlek är respon- denternas närhet till dessa djur: ju närmre man lever, desto mer påverkas man och desto mer negativ är man till dem. Dessa resultat är helt konsistenta med den allmänna uppfattningen om rovdjurspolitikens kärnproblem. De illustrerar också hur miljö- politiken fördelar kostnader och intäkter över befolkningen; kostnaderna koncentreras till ett fåtal, medan intäkternas sprids över många hushåll. För att belysa styrkan bakom attityderna ställdes också några enkla betalningsviljefrågor. Tabell 3.3 Svarsfördelning för dem som ansåg att varg- och björnstammen borde öka. Svar på frågan: Är du beredd att betala för denna ökning44, t.ex. 100 (alt 200) kronor mer i skatt ? 44 Ökningen preciserades till t.ex. en fördubbling. Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Tabell 3.4 Svarsfördelning för dem som ansåg att varg- och björnstammen borde minska. Svar på frågan: Är du beredd att betala för denna minskning, t.ex. 100 (alt. 200) kronor mer i skatt ? I appendix till kapitel 5 presenteras några illustrativa beräkningar med hjälp av dessa siffror. Resultaten antyder att glesbygdsborna förlorar mer per person än vad storstadsborna vinner, när det gäller ökning av rovdjursstammen. Hur dessa vinster och förluster skall viktas ihop är inte uppenbart, men den konventionella ekonomiska kalkylen (baserad på kriteriet) innebär att man helt enkelt summerar intäkter och kostnader. Vi har tidigare diskuterat olika motiv till ett sådant förfarande (att inkomstfördelningen är optimal, eller att kompensation bör ske på andra sätt). Alternativt kan man som Kanninen & Kriström (1992) föreslog, illustrera hur olika viktningar av vinnare och förlorare påverkar slutresultatet. Miljöpolitiken påverkar det enskilda företaget på flera olika sätt, inte minst beroende på vilket miljöpolitiskt styrmedel som används. I likhet med hushållet, kan vi dela upp effekterna på följande sätt: Priset på företagets produkt förändras. Priset på insatsvaror blir annorlunda. Företagets valmängd påverkas. Hur stor miljöpolitikens effekt blir på de olika priser företaget möter, beror på olika marknadsförhållanden. Vi återkommer till dessa mekanismer i avsnitt 3.3.3 och 3.4. Företagens möjligheter att möta förändrade krav i miljöpolitiken blir i allmänhet mindre om 45 Ett uppmärksammat fall gäller i . Fabriken nekades tillstånd att öka produktionen, trots att miljöbelastningen från anläggningen inte skulle öka. En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 en reglering används istället för ett ekonomiskt styrmedel.46 Om valmöjligheterna är mindre betyder detta att kostnaderna måste bli större, för varje tänkbar nivå på miljökravet. Ett företag som beläggs med miljöskatt kan välja att minska produktionen, att rena utsläppen, eller i ett extremfall att betala miljöskatten och fortsätta driften som förut. I allmänhet väljer företagen något mellanting, enligt ekonomisk teori den anpassning av produktionsprocessen som minimerar totalkostnaderna. Väsentligen samma resonemang gäller utsläppsrätter, men här tillkommer möjligheter att sälja och köpa rättigheter. Om man jämför regleringar och ekonomiska styrmedel, är en slutsats att fördelningseffekter skiljer sig åt mellan instrument. Vi skall precisera dessa skillnader i nästa avsnitt. Även företagens investeringar kan bli olika beroende på om kvantitativa eller ekonomiska styrmedel används; det är dock svårare att dra någon allmän slutsats. Faktaruta 3.2 Studier av miljöpolitikens vinnare och förlorare på hushålls- och företagsnivå, några exempel från andra länder. En het omtvistad fråga i , där man mätt såväl kostnader som intäkter, kan tjäna som illustration. Skyddet av den fläckiga ugglan, en art som återfinns i nordvästra , har inneburit att stora skogsområden skyddas från avverkning (under den s.k. Endangered Species Act). Studier av värdet av att skydda ugglan pekar på att den genomsnittlige amerikanen är villig att betala drygt , vilket skulle ge ett totalt värde som täcker kostnaderna för skyddet (en minskning med uppemot 25 000 arbetstillfällen i området och förlorade virkesvärden om totalt cirka 1 miljard USD).47 Om man summerar intäkter och kostnader är nettot positivt, vilket i traditionell ekonomisk teori uppfattas som att projektet att bevara ugglan är lönsamt. I en studie av et al (1997) skattas såväl sportfiskarnas vinster som yrkesfiskarnas förluster av en förändrad fiskepolitik i Kenai floden, mest berömda laxflod. I ett scenario, där en viss laxmängd undanhålls 46Brännlund et al (1995) visar att kostnaderna för miljöregleringarna av massabruken är relativt sett större för de mindre bruken. Det finns sålunda en fördelningsdimension även när det gäller miljöregleringar, som inte belysts i litteraturen i någon större utsträckning. 47Någon kompensation utgår för övrigt inte till berörda skogsägare (vilket i sin tur ger incitament till ett beteende som kallats Shoot-shovel-shut up (skjut-gräv ned-håll tyst)). Se (1998) för en ekonomisk analys av lagstiftningen kring hotade arter i . Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö yrkesfisket och istället kommer sportfisket tillgodo, beräknas förluster i yrkesfisket bli runt 1,7 miljoner USD, medan det samhällsekonomiska nettot beräknas till + per lax som reallokeras till sportfiske. Övre och nedre gränser för projektet ligger mellan –och av det skattade medelvärdet. Författarna drar slutsatsen att det samhälls- ekonomiska nettovärdet av en omallokering av lax från yrkes- till sportfiske är i stort sett noll. Loomis (1991) +6,/lax –1,7 miljoner USD (1997). På en given marknad samspelar ett visst antal hushåll och ett visst antal företag. Vi flyttar i detta avsnitt upp analysen ett steg och ser på fördelningseffekter av miljöpolitik på en marknad. Avsnitt 3.3.4 knyter ihop alla marknader och studerar samspelet dem emellan. Vi inleder detta avsnitt med att studera miljöpolitikens fördelningseffekter för de företag och hushåll som samspelar på en marknad och använder den analysramen för att dekomponera fördelningseffekterna av olika miljöpolitiska instrument. Resone- kring fördelningseffekter på marknadsnivå illustreras med en sammanfattning av studier kring industrins energikostnader, särskilt elkostnader. Betrakta en marknad för en vara och låt oss för enkelhets skull representera miljöpolitik med en miljöskatt som är En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 proportionell mot produktionsnivån. I följande figur illustreras hur en samhällsekonomiskt effektiv miljöpolitik leder till utslagning av företag och prishöjningar för konsumenterna, se figur 3.1 Figur 3.1 Fördelningseffekter av miljöpolitik på en marknad med två exempelföretag I övre delen av figuren illustreras marknaden och två exempel- företag. I exemplet stiger kostnaderna så mycket att företag 1 läggs ned, medan företag 2 får lägre vinster (uttryckt i termer av producentöverskott). Fördelningseffekterna beror på de olika företagens kostnadsstruktur, i sin tur en följd av teknologival. Man kan tänka sig en skillnad mellan företag med olika ålder på maskinparken. Ett exempel är de svenska värmeverken; två anläggningar med samma effekt belastar inte nödvändigtvis miljön på samma sätt, se Sisask (2001). I den nedre delen av figuren lägger vi till efterfrågesidan. Det framgår att konsumenterna får betala ett Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö högre pris, medan företagen får ett lägre nettopris; skillnaden är miljöskatten i detta exempel. Om vi tolkar den streckade kurvan som samhällets marginalkostnadskurva, visar figuren tydligt att en effektiv miljöpolitik har fördelningseffekter. Företag 1 slås ut därför att kostnaderna för produktion är för höga, relativt den samhällsekonomiska intäkten av produktion från just det företaget. Observera att miljöskatten sätts till den samhällsekonomiska marginalkostnaden vilken kan inkludera hälsoeffekter, eller andra obetalda kostnader. Argument för att sätta miljöskatten högre än detta återfinns i den numera ganska omfattande litteraturen kring grön skatteväxling.48 För att närmare studera fördelningseffekterna av olika miljöpolitiska instrument, förenklar vi figur 3.1 så att vi endast tittar på marknaden och lämnar detaljerna kring de enskilda företagen.49 Resonemanget förenklas avsevärt om utbudskurvan antas horisontell, dvs. att marginalkostnaden är (och lika med genomsnittskostnaden).50 De olika instrumenten får då följande effekter. Produktionskostnader stiger per enhet (utbuds- kurvan förskjuts uppåt), marknadspriset stiger och den omsatta kvantiteten minskar. Miljöproblemet antas proportionellt mot produktionsnivån (ex. koldioxidutsläppen är proportionella mot förbränning av ett fossilt bränsle) De olika siffrorna i tabell 3.5 motsvarar vinster och förluster i figur 3.2 för konsumenter och producenter, givet olika val av miljöpolitiskt styrmedel. 48Argumentet är att även om skatten är för hög i förhållande till miljöskadan får man på billigast möjliga sätt mer pengar över till att sänka andra, störande, skatter. Se dock Sandmo (2001). 49Se Fullerton (2001) för detaljer. 50Det kan tolkas som ett långsiktsförhållande där företag inte gör några ekonomiska vinster; avkastningen på företagets insatsfaktorer är lika stor i alla användningsområden. Vinsten, som den mäts i bokföringsmässiga termer, behöver dock inte vara noll. En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 Tabell 3.5 Fördelningseffekter av olika styrmedelsval i miljöpolitiken -(2+3+4) -(2+3+4) -(2+3+4) -(2+3+4) Anm.: Siffrorna representerar ytor beskrivna i figur 3.2. Figur 3.2 Fördelningseffekter på marknaden av olika miljöpolitiska instrument Miljöskatten innebär att konsumentpriset stiger från p0 till p1 och konsumenten förlorar området 2+3+4 (kostnader för att konsumera kvantiteten Q1 ökar med 2+3, till vilket skall läggas den nyttoförlust konsumenten gör av att minska konsumtionen, dvs. Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö yta 4). Enligt det förenklande antagandet om utbudskurvan påverkas inte företagens vinster; de företag som blir kvar på marknaden gör nollvinst (resurserna som används i sektorn har samma avkastning i andra sektorer, vilket återigen inte nödvändigtvis betyder att den bokföringsmässiga vinsten är noll). Skatteintäkterna motsvaras av område 2+3 och miljövinsten av område 4+5+6. Om skatteintäkterna återförs som en klump- summa till hushållen, blir bruttokostnaden för hushållen 4, vilken skall jämföras med miljövinsten 4+5+6; den samhällsekonomiska nettovinsten är sålunda 5+6. I detta exempel antas reglerings- alternativet ge en effektiv lösning, dock inga skatteintäkter, så att kostnaderna motsvaras av 2+3 och intäkterna av ytorna 5+6. En marknad för utsläppsrätter ger exakt samma lösning som skatten, skillnaden är förmögenhetseffekten. Om utsläppsrätterna auktio- neras ut och intäkterna återförs, blir utfallet identiskt för konsumenterna. Om man istället tillämpar grandfathering, dvs. tillstånd delas ut i förhållande till befintliga utsläpp, får företagen behålla ytorna 2+3, den s.k. knapphetsräntan.51 Så här långt har vi antagit att alla instrument når miljömålet till så låg kostnad som möjligt. Som tidigare noterats, talar det mesta för att ekonomiska styrmedel är kostnadseffektiva till skillnad från kvantitativa regleringar. Detta har i sin tur implikationer för hur kostnaderna fördelas. Ökade kostnader måste betalas av någon, och det kan konkret komma till uttryck via relativt högre varupriser i fallet med regleringar. Det finns flera olika sätt att mildra sådana fördelningseffekter om man använder ekonomiska styrmedel. Exempelvis kan man med en utsläppsrättighetsmarknad dela ut rättigheterna gratis, för att på så sätt dämpa fördelningseffekterna.52 Vi illustrerar ovanstående resonemang genom att titta på energikostnader i svensk industri, och beräkna hur förändringar av elpriset kan slå på olika industrisektorer. 51Observera att vi gör en distinktion mellan företag och hushåll. Detta är en något konstlad distinktion eftersom hushållen äger företagen. 52Se Markandya (1998) för en diskussion av dessa mekanismer. Enligt Markandya (1998) pekar amerikanska studier på att utsläppsrättighetsmarknader ger en nettovinst för låginkomsthushåll. En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 Industrins energiförbrukning varierar kraftigt mellan olika branscher. Eftersom industristrukturen skiljer sig mellan olika delar av landet innebär detta även en skillnad i energiförbrukningen mellan olika regioner. Energikostnaden, mätt som kostnad per industrisysselsatt, varierar kraftigt mellan länen. Den är lägst i , med per sysselsatt och högst i med . Skillnaden blir mindre om energikostnaden ställs i relation till omsättningen. Den är minst i och högst i med . Dessa skillnader återspeglar den svenska industri- strukturen, med mycket finmekanisk industri i och en betydande del basindustri, speciellt skogsindustri, i . En mindre del av industrins energikostnader utgörs av energi- skatter. Industrin är undantagen från energi- beskattning bortsett från en reducerad koldioxidskatt och en svavelskatt. Tabell 3.6 och figur 3.3 sammanfattar ovan sagda. 53 Detta avsnitt summerar resultat i kapitel 5. Det bygger också på arbeten av (2000). Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Tabell 3.6 Industrins energikostnad (per sysselsatt och i förhållande till omsättningen) i olika län. Industrins energi- och koldioxidskattekostnad i olika län, . Källa: SCB, specialbeställda data och egna beräkningar. En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 Figur 3.3 Basindustrins lokalisering Energikostnaden som andel av totala rörelsekostnader varierar också väsentligt mellan olika sektorer. Figur 3.4 visar att kostnadsandelen är relativt låg för de flesta industrisektorer, med undantag för t.ex. gruvsektorn. Bilaga 11 till LU 2003 En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Figur 3.4 Kostnaderna för inköpt arbetskraft, el, bränslen och inköpta transporter i svensk tillverkningsindustri 1996 som andel av totala rörelsekostnader Källa: (2000). De data som presenterats i tabell 3.6 och figur 3.3 och 3.4 visar att det finns en betydande heterogenitet i svensk industri när det gäller energins betydelse för produktion, dels mellan olika sektorer, men också över regioner. , SOU 1997:11 (sid. 219) konstaterade i sin analys av energibeskattning att: En analys av regionala data visar att vissa län, t.ex. glesbygdslän i och vissa sydsvenska län, är betydligt mer specialiserade i energiintensiv produktion än andra län. Effekterna av höjda skatter på enbart el visar att det är norrlandslänen som drabbas hårdast. De samhälleliga kost- naderna blir större när tillverkning eller produktionsfaktorer också måste flytta mellan regioner.54 För att belysa tänkbara effekter av högre elskatter för industrin, använder vi en sektormodell utvecklad av (2000), till vilken den intresserade läsaren hänvisas för detaljer kring modellens struktur. Modellen förklarar efterfrågan på olika insatsvaror som en funktion av de priser företaget (sett som en sektor) möter på de marknader man agerar på. Data täcker och täcker 15 sektorer sålunda 54 För en detaljerad analys, se (1996). En översikt av empiriska studier kring fördelning och miljö Bilaga 11 till LU 2003 175 observationer totalt. De används för att uppskatta samband mellan användningen av arbetskraft, elenergi, bränslen, kapital- stock, produktion och de olika priserna för dessa insatsfaktorer. Av särskilt intresse är hur företagen reagerar på förändrade priser på insatsvaror. Tabell 3.7 redovisar dessa i termer av elasticiteter. Tabell 3.7 Egenpriselasticiteten skattade för svensk tillverknings- industri -1,035 -0,014 -0,836 -0,079 -0,168 -0,025 -0,219 -0,020 -1,044 -0,330 -2,454 -0,093 -0,291 -0,032 -0,746 -0,027 Massa & pappersind. -0,212 -0,008 -0,175 -0,008 -0,190 -0,092 -1,805 -0,039 -0,258 -0,006 -0,520 -0,040 -1,989 -3,390 -0,128 Plast & gummiind. -0,446 -0,084 -1,491 -0,074 -0,555 -0,093 -0,362 -0,060 -0,296 -0,013 -0,231 -0,018 -0,178