| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Vurdering af muligheder og begrænsninger for
recirkulering af næringsstoffer fra by til land 

9. Samfundsøkonomisk vurdering

9.1 Introduktion

For det første er der tale om omkostninger af ren økonomisk art til etablering af nye anlæg, til drift og vedligehold af disse, til ændrede transportkrav, samt til eventuel ekstra monitorering. Investeringsbehovet og transportbehovet vil ofte variere ganske betydeligt mellem de forskellige foreslåede tiltag.

For det andet vil et miljøtiltag også ofte påvirke andre miljøforhold, end hvad der er sigtet med tiltaget. Til næsten alle processer medgår forbrug af energi. En række andre væsentlige miljøproblemer er direkte knyttet til brugen af energi. Det er derfor – selv hvis man anlægger en ren miljømæssig synsvinkel, hvor der ses bort fra de økonomiske omkostninger – vigtigt at sikre sig, at et givent miljøtiltag ikke samtidig medvirker til en mærkbar forringelse af miljøet på et andet område – f.eks. ved at kræve et betydeligt merforbrug af energi.

Denne problemstilling er helt central netop i forbindelse med en vurdering af recirkuleringsteknologierne, da det resulterende energiforbrug varierer ganske markant imellem de forskellige foreslåede teknologiske løsninger. Dertil kommer, at den anden af de to ovenfor nævnte miljømæssige fordele ved at recirkulere næringsstoffer tilbage til landbruget er baseret på, at der spares produktion af kunstgødning – dette er reelt blot udtryk for en energimæssig gevinst. Hvis det teknologiske tiltag til større recirkulering samlet set skal udvise en miljømæssig gunstig effekt, er påvirkningen af den samlede energibalance derfor en væsentlig faktor.

Det er naturligvis muligt, at der vil være tale om både en økonomisk besparelse og en energimæssig besparelse ved at overgå til en ny teknologi – i så fald er der ikke meget at betænke sig på – men det vil sjældent være tilfældet, og en afvejning må foretages. En omstilling til mere recirkulering vil kun være meningsfuld, hvis de tilsigtede miljømæssige gevinster står i et rimeligt forhold til de økonomiske omkostninger og til de eventuelle miljømæssige ulemper, som er en konsekvens af det pågældende miljøtiltag. Ellers ville de økonomiske midler være bedre anvendt på andre miljøprojekter. En samfundsøkonomisk vurdering kan medvirke til at levere den nødvendige større klarhed omkring sådanne sammenhænge.

9.2 Den samfundsøkonomiske vurderingsmetode

Den samfundsøkonomiske vurdering af et eller flere miljøtiltag har som målsætning at besvare det ene, eller eventuelt begge, af nedennævnte to spørgsmål:

1. Det vurderes, om gevinsterne ved et givet tiltag står mål med de ulemper/omkostninger, der er forbundet med det, når alle (målbare) forhold tages i betragtning – dvs. om det efter en samlet vurdering er fornuftigt at gennemføre tiltaget eller ej.

2. Det vurderes, hvilket tiltag der giver mest "value for money", når der er flere muligheder for at opnå samme målsætning – dvs. en vurdering af hvor pengene er bedst anvendt, givet det enten er besluttet at anvende en vis sum penge til miljøtiltag inden for et område, eller det er besluttet at opnå en given miljømålsætning, men hvor der er flere alternative muligheder til at opnå denne.

Det er generelt meget vanskeligt at svare på det første spørgsmål, idet det principielt kræver en værdisætning i kroner og øre af samtlige de effekter på miljøet, som det pågældende tiltag har. I en såkaldt cost-benefit-analyse indgår en sådan værdisætning. Men en egentlig værdisætning af effekterne på miljøet er særdeles vanskelig – og måske ofte reelt umulig. Dersom det alligevel forsøges, vil det ofte blive betragtet med nogen mistro.

Det kan til gengæld give god mening at gennemføre en samfundsøkonomisk vurdering med et noget mindre ambitionsniveau, hvor formålet er at klargøre, hvor meget en given miljøforbedring – hvis den ønskes gennemført – vil koste i kroner og øre afhængigt af hvilket løsningstiltag, der anvendes. Som resultat af denne vurdering vil det også ofte fremgå, om et af de mulige fremlagte tiltag er klart mere fordelagtig end de øvrige tiltag, uanset der ikke foretages en egentlig værdisætning af gevinsterne i kroner og øre – altså uanset om miljøgevinsterne vurderes meget højt eller lavt i økonomiske termer.

Fordelen ved at gennemføre en samfundsøkonomisk vurdering er, at det medvirker til at sikre en højere grad af konsistens i vurderingen – og ofte vil det tydeliggøre nogle basale sammenhænge.

Den samfundsøkonomiske projektvurdering bliver mere formålstjenlig, i jo større omfang det er muligt at sætte tal på de centrale forhold, således at disse kan sammenlignes på tværs af de forskellige løsningstiltag.

Der vil dog under alle omstændigheder være så mange usikkerhedsmomenter i vurderingerne, at små marginale forskelle i fordele eller ulemper ikke med rimelighed kan anvendes som argument for at vælge en bestemt teknologisk løsning frem for en anden. Den nærmere analyse af de forskellige recirkuleringstiltag viser dog heldigvis, at der er en ganske betydelig variation i de forskellige teknologiers fordele og ulemper, hvorfor der alligevel godt kan trækkes nogle ganske klare konklusioner.

Relationen til udgangssituationen – referencesituationen

Den samfundsøkonomiske vurdering af et projekt foretages altid i forhold til en referencesituation – som oftest en videreførelse af gældende praksis.

Det afgørende for, om det er fornuftigt at overgå til at anvende en af de mulige recirkuleringsteknologier er således, om disse nye tiltag samlet set giver en bedre miljømæssig og økonomisk situation, end der opnås ved at fortsætte med den eksisterende affalds- og spildevandsteknologi.

I denne analyse anvendes, hvad angår spildevand (der omfatter fækalier, urin og gråt spildevand) de eksisterende traditionelle renseanlæg som referencesituation. Hvad angår håndteringen af organisk køkkenaffald baseres de samfundsøkonomiske regnestykker på central kompostering, da denne teknologiske løsning er enkel og vel undersøgt, hvad angår økonomi, energiforbrug og potentiel reduktion i udledningen af næringsstoffer. Indledningsvis burde denne sammenlignes med den eksisterende affaldshåndtering ved forbrændingsanlæg. Det er gjort på forholdsvis forenklet vis, da det ikke er muligt at foretage den nødvendige sondring i forhold til andre affaldskomponenter, jf. efterfølgende gennemgang.

I tilfælde, hvor nyanlæg er nødvendigt i forbindelse med nyt boligbyggeri i et nyt område, består referencesituationen i, at der opføres nye renseanlæg og tilslutningsanlæg baseret på den "gammelkendte" teknologi.

Som al anden teknologi har renseanlæggene en levetid. Der må således påregnes geninvesteringer i renseanlæg med jævne mellemrum. Der kan derfor argumenteres for, at sammenligningsgrundlaget i projektregnestykket – referencesituationen – bør være investeringen i et nyt af de hidtidig kendte renseanlæg med efterfølgende drift og vedligehold i renseanlæggets levetid.

Det mest entydige sammenligningsgrundlag opnås ved at omregne de økonomiske omkostninger ved anlægget (både investeringer, drift og vedligehold) til en fast årlig ydelse, sådan som det er gjort i tabellerne i denne rapport.

Hvis denne beregningsmåde anvendes, tages der dog ikke hensyn til, at der allerede i udgangspunktet står renseanlæg i funktion, som ikke er udtjent. Dette er dog normal procedure i en samfundsøkonomisk projektvurdering: Udgiften til den eksisterende kapital betragtes som såkaldt "sunk cost" – altså omkostninger som allerede er afholdt, samfundsmæssigt set. Men hvis disse renseanlæg skrottes, fordi det vælges at overgå til en recirkuleringsteknologi, er der reelt tale om et betydeligt tab af værdi, som naturligvis bør tages i betragtning – kapitalapparatet skal jo forrentes og afbetales fra ejerne af anlægget, uanset det tages ud af brug.

I omstillingen til en ny teknologi vil man i praksis – så vidt muligt – tilstræbe først at udfase anlæg baseret på den "gammelkendte" teknologi, i takt med at disse anlæg er skrotningsmodne, således at de ældste – og mest skrotningsmodne – anlæg nedlægges først. Men dette princip er imidlertid ikke så let at efterleve på netop dette felt, fordi der er tale om komplekse teknologier, i den forstand at de er bundet sammen geografisk:

Et renseanlæg anvendes af et stort antal husstande inden for et område. Hvis en andel af disse husstande afkobles det "gamle" renseanlæg, er det ikke sikkert, det kan føre til en indskrænkning af det pågældende renseanlæg – for slet ikke at tale om egentlig nedlæggelse af anlægget. Det vil ofte kræve en samtidig overgang til den nye recirkuleringsteknologi inden for hele det geografiske område, der i udgangssituationen betjenes af ét skrotmodent renseanlæg.

Der vil derfor i praksis formentlig være tale om betydelige transitionsomkostninger – dvs. omkostninger forbundet med selve overgangen til den nye situation baseret på ny teknologi. Det er en stort set umulig opgave at opgøre disse transitionsomkostninger, men de vil ofte være betydelige, og kan let komme til at udgøre en betydelig del af anlægsomkostningerne. Udeladelsen af disse omkostninger fra det samfundsøkonomiske regnestykke giver derfor en skævhed i vurderingen, der er til fordel for nye teknologier.

Denne problemstilling peger i øvrigt på, hvor centralt det – ud fra en økonomisk vinkel – er at foretage en eventuel overgang til recirkuleringsteknologier på en samlet, gennemtænkt måde for et givet geografisk område.

9.3 Forhold som ikke indgår i den samfundsøkonomiske vurdering

Der er en række forhold, som er væsentlige for den samlede vurdering, men som oftest ikke indgår i en samfundsøkonomisk vurdering – enten fordi de har en anden karakter eller fordi det i praksis er umuligt at kvantificere dem.

De sundhedsmæssige aspekter er i dette tilfælde af en karakter, som gør det meget vanskeligt at kvantificere dem. Med indførelsen af en række nye forholdsvis uprøvede teknikker i større skala opstår der en række nye risici for at overføre smitstoffer. Det er imidlertid meget svært at sætte tal på sandsynlighederne for, at sundhedsmæssigt uheldige faktorer gør sig gældende. Af denne grund er de sundhedsmæssige forhold ikke inddraget videre i den samfundsøkonomiske vurdering. Til gengæld bør de kvalitative argumenter herom præciseres i beslutningsgrundlaget.

Der er ikke tradition for i samfundsøkonomiske vurderinger at inddrage administrative omkostninger i forbindelse med et nyt tiltag, selvom de kan være betydelige. Problemet er, at omkostninger til administration ofte varierer ganske meget med tiltagets størrelsesorden. Jo mere omfattende et tiltag, jo mindre vil de administrative omkostninger fylde som andel af de samlede omkostninger ved at gennemføre tiltaget.

Netop i sammenhæng med recirkulering af næringsstoffer, hvor det ikke er klart, hvor altomfattende et tiltag der kan komme på tale, forekommer det nærmest umuligt at opgøre de administrative omkostninger. Omkostningerne til ændringer af bekendtgørelser og cirkulærer mv., praktisk sagsbehandling i forbindelse med byggetilladelser mv. , opbygning af ny ekspertise i myndighedernes miljøafdelinger og tekniske afdelinger indgår derfor ikke i den følgende vurdering. Det bør dog tages i betragtning, at der også i udgangssituationen i dag med renseanlæg er tale om et vist omfang ad administrativ behandling. Alt i alt bør det dog ikke underkendes, at der i en overgangsperiode kan være et betydeligt behov for at tilpasse lovgivning, regler og procedurer i myndighedsbehandling til en ny teknologi.

Et andet forhold, der heller ikke er tradition for at inddrage, er kravet til samarbejde fra brugerside for at en teknologisk løsning kommer til at fungere i praksis, og i hvilket omfang manglende efterlevelse fra brugerside forøger risikoen for fejlfunktion i de teknologiske systemer, hvis disse er sårbare over for dette, f.eks. fører til forøgelse af smitteveje mv. I den forudgående gennemgang er det for hvert enkelt løsningsteknologi søgt vurderet, i hvilket omfang systemerne er robuste over for sådanne problemer. Det forekommer, at der med alle forslagene vil være tale om betydeligt større krav til samarbejde end det er tilfældet med dagens teknologi – noget varierende mellem de forskellige teknologiske løsninger.

Endelig kan den samfundsøkonomiske vurdering ikke direkte inddrage mere filosofisk-følelsesbetonede argumenter fra beslutningstagernes side. F.eks. kan der argumenteres for, at indførelsen af recirkulerende teknologi vil forøge brugernes opfattelse af sammenhængen mellem by og land – noget der være gunstigt også for opfattelsen af en lang række andre miljørelaterede forhold. Et sådant "opdragende" element kan meget vel opfattes som et vægtigt argument, men må nødvendigvis holdes ude af den samfundsøkonomiske vurdering, da det netop er et meget subjektivt argument og principielt ikke er muligt at værdisætte det.

De efterfølgende samfundsøkonomiske regnestykker tager udgangspunkt i de i denne rapport opgjorte omkostninger til etablering af nye anlæg samt drift og vedligeholdelse af disse.

I disse samfundsøkonomiske regnestykker indgår naturligvis ikke kun udgifterne til etablering, drift og vedligehold af selve recirkuleringsanlægget, henholdsvis anlægget baseret på den eksisterende miljøteknologi, men også udgifterne til investering i rørsystemer og omkostningerne til den transport, der eventuelt må foretages med lastbil.

De opgørelser, der ovenfor er gennemført for hver enkelt teknologisk løsning med hensyn til potentialet for recirkulering af næringsstoffer og påvirkningen af energibalance indgår i det samfundsøkonomiske regnestykke.

Princippet i regnestykket er vist på skematisk form nedenfor i tabel 9.4.1. Omkostninger (costs) er angivet negativt i tabellen, gevinster (benefits) positivt, således som det er almindeligt i samfundsøkonomiske opgørelser. De enkelte elementer omregnes til værdier i kroner og øre. Differencen i forhold til referencesituationen opgøres.

Tabel 9.4.1
Gevinster og omkostninger ved recirkuleringsteknologiske tiltag i forhold til referencesituationen, pr. person pr. år

For hver enkelt recirkuleringsteknologi er opgjort, hvor mange kg kvælstof og fosfor, der kan recirkuleres som følge af det pågældende tiltag pr. person pr. år. Den tilsvarende recirkulering er opgjort for referencesituationen, idet denne jo bortfalder ved overgangen til den ny teknologi. Differencen mellem den ny teknologi og referencesituationen opgøres, hvorefter denne hvad angår påvirkningen af energibalancen og reduktion i næringsstofudledningen værdisættes udfra de anvendte enhedspriser, jf. nedenfor.

For hvert recirkuleringstiltag er endvidere angivet, i hvilket omfang det pågældende tiltag påvirker den samlede energibalance – opgjort i kWh pr. person pr. år. Den energi, der medgår til at drive det pågældende anlæg, og den energi, der medgår til transport, er opgjort, da disse forhold påvirker energibalancen negativt. Den energi der, som følge af recirkuleringen af næringsstofferne, spares til produktion af kunstgødning, er opgjort, da den giver et positivt bidrag til energibalancen. Endelig er der, for de teknologier der som sideeffekt fører til produktion af energi (f.eks. biogasanlæg), anført, hvor mange kWh pr. person pr. år det drejer sig om. Den samlede påvirkning på energibalancen opgøres.

På tilsvarende vis er referenceteknologiens påvirkning af energibalancen opgjort, hvorefter differencen mellem recirkuleringsteknologien og den ny teknologi kan beregnes. Der foretages dernæst en omregning med enhedspriserne for energi til kroner og øre.

Værdisætningen af miljøgevinsterne

En egentlig cost-benefit-analyse ville som tidligere angivet kræve, at der foretages en værdisætning af gevinsten ved mindre udledning af kvælstof og fosfor til vandløb og hav – bl.a. baseret på, hvor meget den danske befolkning værdsætter et renere havmiljø, og hvilken betydning en reduceret udledning af næringsstoffer vil have for fiskebestanden og for den økonomiske udnyttelse af denne mv.

En sådan opgørelse ligger naturligvis uden for nærværende analyses omfang. En benefit-baseret værdisætning til brug for en egentlig cost-benefit-analyse er forbundet med en hel del både principielle og praktiske problemer – og ville i sig selv udgøre et større forskningsprojekt. Dertil kommer, at en sådan opgørelse, hvis den blev gennemført, formentlig også hurtig ville blive genstand for en række kontroverser omkring forskningsmetodik og basale antagelser omkring værdisætning. Dels fordi der ikke forefindes nogen endegyldig metode til at opgøre befolkningens reelle betalingsvillighed. Dels fordi der formentlig vil blive stillet spørgsmålstegn ved om en spørgeskemaanalyse til afdækning af befolkningens værdisætning kan udgøre et tilstrækkeligt grundlag for værdisætningen af et miljøgode, der også påvirker fremtidige generationer mv.

En anden mulig fremgangsmåde, som er mere håndterbar og formentligt også mindre kontroversiel, er at basere værdisætningen på opgørelser af omkostningerne ved mere gennemtestede alternative tiltag til at opnå den samme miljøforbedring.

Princippet i denne metode er følgende: Omkostninger forbundet med at forbedre miljøbelastningen (med 1 enhed) gennem et besluttet tiltag kan ses som samfundets (de politiske beslutningstageres) implicitte vurdering af, hvor meget man vil betale for den pågældende forbedring af miljøet (med 1 enhed). Der kan argumenteres for, at det er rimeligt at anvende denne størrelse som den relevante enhedspris til værdisætning af den pågældende miljøforbedring, når denne skal opnås med et nyt teknologisk tiltag. Værdisætningen af en miljøforbedring (med 1 enhed) bør således være uafhængig af, hvilken teknologisk løsning der anvendes for at opnå den.

Værdisætning af reduceret næringsstofudledning

Der er her taget udgangspunkt i analyserne i rapporten "Omkostninger ved reduktion af næringsstofbelastningen af havområderne", Miljø- og Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser, Faglig rapport fra DMU, nr. 165, 1996, som belyser en lang række forskellige tiltag til at reducere næringsstofbelastningen.

Som led i analyserne til DMU’s rapport er der gennemført en række beregninger af, hvad den marginale enhedsomkostninger ved at reducere udledningen af kvælstof med 1 kg, ud over hvad der allerede er igangsat af tiltag, vil koste. Udfra dennes rapports mange beregninger og resultater kan det med betydelig usikkerhed anslås, at de marginale enhedsomkostninger vil ligge omkring 50-60 kr. pr. kg, idet denne vurdering baseres primært på figur 11.1 (side 138), figur 12.1 (side 144) og på baggrund af konklusionen (side 149).

På tilsvarende vis kan der gives et groft skøn over omkostningerne ved at reducere udledningen af fosfor med 1 kg fosfor. Rapporten beskæftiger sig dog kun i mindre omfang med at prissætte udledningen af fosfor, hvorfor usikkerheden på dette felt er noget større. Udfra figur 11.2 (side 138) i ovennævnte rapport kan de marginale enhedsomkostninger ved reduktion af fosforudledning skønnes at være i størrelsesordenen 300-400 kr. pr. kg.

Disse enhedspriser kan ses som den implicitte vurdering af, hvordan samfundet gennem faktiske politiske beslutninger værdisætter belastningen af havmiljøet med ét ekstra kg kvælstof henholdsvis fosfor. Opgørelserne i tilknytning til ovennævnte rapport viser således, at det er muligt at reducere udledningerne af kvælstof og fosfor via disse alternative metoder, blot det besluttes at anvende den angivne sum pr. kg reduceret næringsstof. I de samfundsøkonomiske analyser af recirkuleringstiltag er det derfor ikke rimeligt at indregne en større enhedspris (dvs. værdi pr. reduceret kg), end hvad der er fundet for disse andre løsningsmuligheder. Gevinsten ved at udlede ét kg mindre kvælstof til havmiljøet har således samme værdi, uanset hvilket miljøteknologisk tiltag der er anvendes for at opnår den pågældende reduktion.

Der er derfor i de efterfølgende samfundsøkonomiske regnestykker taget udgangspunkt i enhedspriser for reduceret udledning af kvælstof og fosfor på henholdsvis 55 kr. pr. kg og 350 kr. pr. kg.

Disse enhedspriser skal dog kun ses som beregningstekniske forudsætninger for de samfundsøkonomiske regnestykker. I det omfang der senere fremkommer mere præcise analyser af reduktionsomkostningerne ved alternative tiltag, som eventuelt viser at vil være højere, vil det føre til højere enhedspriser og dermed til en forbedring af de samfundsøkonomiske regnestykker for recirkuleringsteknologierne. Hvis det politisk vælges at fastsætte en meget højere målsætning for miljøtilstanden på dette felt, som uvægerligt vil føre til en forhøjelse af de marginale reduktionsomkostninger, fordi indsatsen skal være mere gennemgribende, vil det tilsvarende forhøje enhedspriser og forbedre regnestykket.

De opstillede regnestykker baseret på de forudsatte enhedspriser giver dog under alle omstændigheder en klargøring af størrelsesordenen af gevinsterne ved reduceret næringsstofudledning opgjort i kroner og øre set i forhold omkostningerne ved at gennemføre de forskellige recirkuleringsteknologiske tiltag – og det muliggør en sammenligning på tværs mellem de forskellige recirkuleringstiltag.

Værdisætning af forbedringer i energibalancen

Ud fra samme princip som er anvendt ovenfor, kan der foretages en værdisætning af de teknologiske løsningernes påvirkninger på energibalancen. Til fastsættelse af en enhedspris forekommer det mest rimeligt at tage udgangspunkt i, hvilke priser forbrugerne betaler for at forbruge energi – eller rettere hvilken pris samfundet (de politiske beslutningstagere) har besluttet, at forbrugerne skal betale som følge af den miljøpåvirkning, der er knyttet til brugen af energi. Energianvendelsen resulterer først og fremmest i udledning af CO₂, men afhængigt af brændsel og produktionsform også i udledning af SO₂, NO_X og partikler.

En del af den pris, forbrugerne betaler for at anvende energi, udgøres af omkostningerne til råvarerne (kul, olie, naturgas) og omkostningerne forbundet med omformning af disse (til f.eks. el) og efterfølgende distribution (ledningsnet mv.). Denne del af prisen er knyttet til reelle produktionsomkostninger og skal derfor ikke tilknyttes miljøbelastningen. Det er således alene afgifterne på brugen af energien som udgør den politiske fastsatte merpris, der kan siges at udgøre prissætningen af miljøbelastningen.

Denne pris afviger fra energiform til energiform, fra kunde til kunde, og fra år til år, hvorfor der alene kan gives et groft overslag størrelsesordenen.

Til de følgende samfundsøkonomiske regnestykker er det taget udgangspunkt i prisen for el, da energianvendelsen for de enkelte teknologier i denne rapport alene er opgjort i kWh. Forbrugerprisen for el ligger – med nogen variation – omkring 1½ kr. pr. kWh. (inklusive moms). Af denne pris må vurderes, at omkring ½ kr. udgør omkostninger til selve el-produktionen og distributionen (inklusive moms). De afgifter, der er pålagt el, udgør (inklusive moms af afgifterne) i størrelsesordenen 1 kr. Dette beløb kan således siges at udtrykke den politisk bestemte samfundsmæssige værdisætning af den forureningskomponent, der er knyttet til at anvende 1 kWh.

Der anvendes også store beløb på at støtte alternativ energi, hvilket kan siges også at afspejle en betalingsvillighed. Der kunne derfor argumenteres for, at den samlede betalingsvillighed for at opnå en reduktion af udledningen af CO₂ , SO₂, NO_X, partikler m.v. er større end 1 kr. pr. KWh. På den anden side kan der også argumenteres for, at det – set ud fra en marginal betragtning – er mest relevant at anskue prissætningen på forbruget af yderligere kWh, som principielt er uafhængig af støtten til at opføre vindmøller mv. Under alle omstændigheder tages der med enhedsprisen på 1 kWh alene udgangspunkt i de faktiske forhold i dag. Disse kan meget vel ændre sig inden for en årrække, hvis miljøproblemerne omkring brug af fossile brændsler vurderes som væsentligere end i dag.

Andre miljøeffekter

Der er også en miljømæssig gevinst ved at tilbageføre organisk materiale til markerne, da en del af de danske marker lider at et vist underskud på organisk materiale, som har betydning for omsætningen i jorden og dermed for dennes kvalitet. Værdien af denne tilbageføring er dog meget vanskelig at gøre op i kroner og øre, hvorfor det ikke indgår i de nednævnte regnestykker. Det er dog et forhold, som bør rettelig bør indgå i den samlede vurdering, specielt da ikke alle de mulige recirkuleringsteknologier fører til en tilbageføring af det organiske materiale.

Der medgår energi til at sprede de recirkulerede næringsstoffer på markerne, hvorfor der kunne argumenteres for, at dette forhold burde indregnes i den samlede energianvendelse. Der medgår dog også energi til at sprede kunstgødning. Der forefindes ikke nogen viden om, hvorvidt denne er mindre eller større end ved spredning af recirkulerede næringsstoffer. Det er derfor valgt at se bort fra dette forhold i nedenstående beregninger, og problemstillingen indgår derfor ikke i nærværende analyse.

9.5 Forhold som kan påvirke regnestykkernes resultat

En række forhold er økonomiske i deres natur – og burde derfor indgå i den samfundsøkonomiske vurdering – men er vanskelige at inddrage i det samfundsøkonomiske regnestykke. En gennemgang af disse forholds betydning for regnestykket er imidlertid vigtig. Udeladelsen af et eller flere af disse forhold kan således potentielt have en ganske afgørende skævvridende effekt på regnestykkets samlede resultat. Det understreger samtidig usikkerheden i den samlede vurdering.

Rørsystemer, udbringning mv.

Hvad angår de eksisterende rørsystemerne der forbinder husstandene med renseanlæggene, kompliceres situationen af to forhold. Dels fordi der ofte er tale om systemer med meget lang levetid – væsentligt længere end selve anlægget (om end de danske rørsystemer som helhed står over for en større udskiftning i de kommende årtier). Dels fordi rørsystemerne måske i et vist omfang kan anvendes også af en ny recirkuleringsteknologi. Denne mulighed er dog ikke inddraget i de ovenfor angivne systemdiagrammer; den er formentlig svær at integrere med de nye teknologier i praksis, og indgår derfor heller ikke i de samfundsøkonomiske regnestykker.

Problemstillingen kan forekommer noget enklere, når det handler om byggeri af nye boliger i et nyt område, da der ikke her kommer på tale at skrotte rørsystemer til renseanlæggene. Men her er til gengæld de geografiske forhold ganske afgørende. Det er således afgørende, om der i nærheden af nybyggeriet ligger et renseanlæg med uudnyttet kapacitet, som de nye boliger let kan tilsluttes. De marginale samfundsmæssige omkostninger pr. bolig ved at tilslutte nye boliger til et eksisterende renseanlæg med overskydende kapacitet må således forventes at være forholdsvist lave, og klart lavere end de marginale samfundsmæssige omkostninger forbundet med at skulle tilslutte de nye boliger til et nyt renseanlæg, da boligerne da også skal bære finansieringsbyrden ved det nye renseanlæg. Udeladelsen af dette forhold fra den samfundsøkonomiske analyse er også med til at give en (om end mindre) skævhed i vurderingen til gunst for de nye recirkuleringsteknologier.

Et andet forhold, som kan have betydning for samfundsøkonomiske rentabilitet, men som ikke indgår i denne rapports emneområde, er omkostningerne til bortskaffelse af slam fra de nuværende renseanlæg. Disse omkostninger er ikke inddraget i de samfundsøkonomiske regnestykker. På den anden side indgår heller ikke omkostningerne for recirkuleringsteknologierne ved udbringning og spredning af kompost, urin, bioforgasset restmateriale mv. til markerne. I hvilket omfang det samlet trækker det samfundsøkonomiske resultat i den ene eller anden retning er vanskeligt at vurdere.

Omkostninger ved arealanvendelse

Endnu et forhold, som er vanskeligt at inddrage i vurderingen, er udgifterne til erhvervelse af de arealer, hvor de nye recirkuleringsteknologiske anlæg skal opføres. Omvendt skal de udgifter, der ville være medgået til at erhverve arealerne til den eksisterende miljøteknologi, naturligvis også indgå.

Heller ikke dette forhold er inddraget i de samfundsøkonomiske regnestykker, da det vil afhænge meget specifikt af anlæggenes eksakte lokalisering.

Udeladelsen heraf kan dog påvirke den relative vurdering, i det omfang der er et meget forskelligt behov for areal til anlæg mellem de forskellige teknologiske løsninger – hvis f.eks. de nye anlæg baseret på en recirkuleringsteknologi systematisk kræver mere plads end areal til de "gammelkendte" teknologier. Der er dog ikke som helhed noget der tyder på, at kravet til den samlede arealanvendelse skævtrækker vurderingen i en bestemt retning.

Prisen på arealer må dog antages at være noget højere for arealer i tæt tilknytning til boligområder sammenlignet med arealer, der godt kan ligge langt fra boligbebyggelse – og f.eks. etableres uden for selve bykernen. Udeladelsen af dette forhold betyder derfor formentlig, at foretages en undervurdering af omkostningerne til etablering af de recirkulationsteknologier, hvor der som led i den teknologiske løsning etableres anlæg i tæt tilknytning til boligområderne. Det gælder f.eks. kompostbeholdere, tanke eller nedsivningsanlæg direkte i tilknytning til boligerne. Også dette forhold er det vanskeligt at sætte tal på, da en del af de nye anlæg formentlig kan graves ned under jorden og dermed ikke behøver optage så megen grundareal på overfladen.

Stordriftsfordele i brugen af anlæg

De fleste teknologier bliver billigere i brug, jo flere personer der deles om samme anlæg. Der er således ofte stordriftsfordele knyttet til anlæggets størrelse. Et anlæg til 20.000 personer vil formentlig være billigere pr. bruger end et anlæg til 10.000 personer osv. I mange tilfælde kan det ganske enkelt ikke betale sig at etablere et anlæg under en vis størrelse, da det så vil blive alt for dyrt pr. bruger.

Stordriftsfordele som disse aftager dog typisk ud over en vis størrelse – som da kan betragtes som anlæggets "naturlige" størrelse for en given teknologi. De opgørelser, der indgår i de efterfølgende samfundsøkonomiske regnestykker, er da også typisk baseret på anlæg til adskillige tusinde brugere. Beregningerne vedrører således kun bymæssige bebyggelser af en vis størrelsesorden.

Graden af stordriftsfordele kan variere imellem de forskellige teknologiske løsninger. De forskellige teknologiske løsninger kan således have relative fordele i forhold til de andre teknologier i bestemte geografiske sammenhænge. Nogle af teknologierne kan således godt udnyttes, selv om der er betydeligt færre brugere – og kan alene som følge heraf have en vis fremtid i mere tyndt befolkede områder, selvom de måske ikke er "konkurrencedygtige" med de andre teknologiske løsninger i tættere befolkede områder. Jo mere tyndt befolkede områderne er, jo relativt dyrere bliver det at etablere teknologiske løsninger, der nødvendigvis må basere sig på større anlæg.

Stordriftsfordele i produktionen af anlæg

Omstilling af rensningsteknologien til et scenarium med recirkulering af næringsstoffer er et langsigtet projekt. Er sigtet, at hele Danmark (og evt. resten af den industrialiserede verden) på længere sigt skal omstilles til recirkulering, er der også tale om et særdeles omfattende projekt. Med en så stor omstilling må der forventes også at gøre sig stordriftsfordele gældende i produktionen af de tekniske anlæg. Dette forhold er det vanskeligt at opgøre betydningen af, men fra mange andre sektorer er det velkendt, at omkostningerne pr. enhed meget vel kan blive reduceret betragteligt ved produktion af meget store serier.

Dertil kommer, at en større satsning på en bestemt ny teknologi formentlig vil føre til en betydelige innovation i fremstillingsprocessen og dermed til en billiggørelse af produktionen.

Faktorer som disse er der ikke taget hensyn til i de samfundsøkonomiske regnestykker. Udeladelsen af disse forhold giver formentlig en vis skævhed i vurderingen til ugunst for de nye, mere "umodne" recirkuleringsteknologier i forhold til de velkendte renseanlæg baseret på "gammelkendt" teknologi.

Central tørkompostering af køkkenaffald

Central tørkompostering har den fordel, at det organiske næringsindhold i køkkenaffald udnyttes ved at blive bragt tilbage til markerne. Det er dog, jf. ovenstående, ikke muligt at inddrage værdien af dette i det samfundsøkonomiske regnestykke.

En anden fordel er, at der er tale om en lavteknologisk metode, som er relativt billig at etablere.
Ulempen ved metoden er, at en betydelig del af kvælstoffet tabes undervejs.

Denne teknologiske løsning er alene rettet mod håndteringen af organisk køkkenaffald. Den skal derfor indgå ved siden af andre teknologier til håndtering af de øvrige affaldskomponenter, hvis der ønskes en mere omfattende recirkulering af næringsstoffer. Central tørkompostering kan dog godt indføres isoleret kombineret med fortsat anvendelse af traditionelle renseanlæg til behandling af de 3 øvrige affaldskomponenter: fækalier, urin og grå spildevand.

Det er ikke enkelt at opstille et fuldstændigt samfundsøkonomisk regnestykke for overgang til central tørkompostering med en differensberegning i forhold til den reelle reference, som udgøres af forbrænding af det organiske køkkenaffald. Situationen kompliceres af, at det organiske køkkenaffald kun udgør en del af det samlede affald, som indsamles fra husstandene til efterfølgende forbrænding – og at indsamling derfor skal foretages under alle omstændigheder. Hvilke effekter en mindre mængde affald ugentligt vil have for, hvor hyppigt indsamling behøver blive foretaget, og for økonomien i selve affaldsforbrændingen, er temmelig uklart.

Der vurderes dog at være tale om potentielt betydelige besparelser i omkostningerne ved at undlade indsamling af organisk husholdningsaffald på skønnet i størrelsesordenen mellem 800 og 2000 kr. pr. år indbefattende energigevinsten ved affaldsforbrændingen. Med så stor usikkerhed giver det ikke megen mening at udforme et samlet regnestykke. Usikkerheden omkring økonomien dominerer fuldstændigt det samlede samfundsøkonomiske regnestykke – især fordi recirkuleringspotentialet i tørkompostering trods alt er beskedent. I tabel 9.6.1 nedenfor er derfor alene angivet det isolerede samfundsøkonomiske regnestykke for central tørkompostering, hvor der ikke er foretaget en differensberegning i forhold til referenceteknologien.

Det fremgår, at der tale om en forholdsvis billig anlægsteknisk løsning, som hvis den sammenlignes med den noget mere teknologisk tunge affaldsforbrændingsproces klart falder økonomisk fordelagtig ud. Men omvendt er recirkuleringspotentialet for kvælstof og fosfor ved denne teknologi særdeles begrænset. Alt i alt må der siges at være tale om en teknologisk løsning med et relativt lavt ambitionsniveau, hvad angår recirkulering.

Tabel 9.6.1.
Isoleret samfundsøkonomisk regnestykke for central tørkompostering af køkkenaffald, kr. pr. person pr. år

Kilde: Bilag 2B.
Denne teknologiske løsning udgør sammen med spildevandsrensning af de øvrige affaldsfraktioner referenceteknologien for de efterfølgende samfundsøkonomiske regnestykker.

Lokal kompostering af køkkenaffald

Med lokal kompostering af organisk køkkenaffald spares omkostninger til transport af affaldet til et centralt anlæg. Dertil kommer, at det vurderes at være lidt billigere at etablere et lokalt anlæg – heri er dog ikke medregnet omkostningerne til den nødvendige arealanvendelse tæt på boligen, jf. ovenstående diskussion. Det må yderligere tages i betragtning, at besparelsen i transporten kun gør sig gældende, hvis produktet fra komposteringsprocessen også anvendes lokalt. Under alle omstændigheder vil dog kun en mindre del af de samlede omkostninger medgå til transport.

Ligesom ved central kompostering er der tale om en anlægsteknisk billig løsning – også her fordi det er en forholdsvis lavteknologisk løsning. Ambitionsniveauet for denne løsning må siges at være lavt – i hvert fald hvis det ses i dansk sammenhæng.

Det bør bemærkes, at der ved denne løsning formentlig vil være brug for en betydelig lokal inddragelse og mængde arbejdstimer, som lokale må lægge i dette – hvilket efter temperament kan fortolkes som enten en ekstra omkostning eller en gevinst på grund af den hermed forbundne "opdragende" virkning på brugerne.

Af disse grunde forekommer det ikke rimeligt at opstille et egentligt samfundsøkonomisk regnestykke for denne teknologiske løsning.

Urinopsamling

Med opsamling af urin er der også tale om en forholdsvis lavteknologisk løsning, men her med et betydeligt recirkuleringspotentiale.

Den store fordel ved urinopsamling er, at der opnås en væsentlig højere udnyttelsesgrad i forhold til recirkulering af næringsstoffer tilbage til landbruget end ved brug af traditionel spildevandsrensning.

Urinopsamling er til gengæld forholdsvis omkostningskrævende. Dels skal der etableres anlæg til opsamling af urin, dels er transportomkostningerne betydelige pga. det store vandindhold.

Ved en samfundsøkonomisk vurdering af urinopsamling er det væsentligt, at der sammenlignes med referencesituationen: at urinen fortsat føres til konventionelle spildevandsrensningsanlæg (sammen med fæces og gråt spildevand). I såvel referencesituationen som recirkuleringsløsningen indgår central kompostering af køkkenaffald. Differencen mellem disse to situationer afspejler således den isolerede effekt af urinopsamling.

Tabel 9.6.2.
Samfundsøkonomisk regnestykke for urinopsamling (system E 3), pr. person pr. år.

Note: Recirkuleringsteknologien (E 3) indbefatter udover urinopsamling og central kompostering af organisk køkkenaffald også behandling af fæces og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg.
Kilde: Bilag 2A, 2B og 2D.

Regnestykket viser, at der samlet set ikke er tale om en teknologisk løsning med et godt samfundsøkonomisk resultat. Det skyldes de forholdsvis høje etableringsomkostninger til urinopsamlingsanlæg mv., kombineret med at der kun opnås en beskeden gevinst i form af reduceret næringsstofudledning.

Hvad angår påvirkningen af energibalancen er der tale om en gevinst af en vis størrelse – primært knyttet til en betydelig substitutionsgevinsten ved sparet kunstgødning. Selv med enhedspriser på energi flere gange så store som de forudsatte enhedspriser, vil det dog ikke føre til et positivt resultat i det samlede regnestykke – også fordi der medgår en del energi til drift og transport. Samlet set må urinopsamling vurderes at være en teknologi, der er for dyr, i forhold til hvad der kan opnås af miljøgevinster med den.

Vådkompostering

Vådkompostering kan udover organisk køkkenaffald omfatte såvel fæces som urin (svarende til system E 4).

Vådkomposteringen som system kræver, at det grå spildevand håndteres med en anden teknologisk løsning. I nedenstående samfundsøkonomiske regnestykke er det forudsat, at det grå spildevand håndteres ved traditionelle renseanlæg. Det gør sig gældende i både recirkuleringssystemet og referencesystemet, hvorfor differencen ikke indbefatter en ændring i dette. Det betyder til gengæld, at der i recirkuleringsløsningen fortsat skal afholdes omkostninger til traditionelle renseanlæg, hvilket medvirker til at fordyre dette løsningssystem i det samlede regnestykke. Dette er en væsentlig grund til, at dette løsningssystem anlægsmæssigt er mere kostbart end referencen.

Tabel 9.6.3
Samfundsøkonomisk regnestykke for vådkompostering af organisk køkkenaffald, urin og fæces (system E 4), pr. person pr. år.

Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 4) indbefatter udover vådkompostering af organisk køkkenaffald, fæces og urin også behandling af gråt spildevand på konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg. Kilde: Bilag 2A, 2B og 2E.

Det samfundsøkonomiske regnestykke fremviser samlet set et negativt resultat.

Vådkompostering fører til en meget stor recirkulering af kvælstof og der sker derfor en vis reduktion af udledningen af kvælstof. Også for fosfor opnås en forbedring. Med de anvendte enhedspriser for reduceret udledning af kvælstof og fosfor giver det et positivt, om end beskedent, bidrag til det samlede samfundsøkonomiske resultat.

Hvad angår påvirkningen af energibalancen, har denne teknologiske løsning til gengæld en negativ effekt – primært som følge af et betydeligt energiforbrug i forbindelse med selve driften af komposteringsanlægget. Højere enhedspriser på energiforbrug vil således forværre det samlede samfundsøkonomiske regnestykke.

Det bør dog tages i betragtning, at der er tale om en teknologi, som er væsentligt mere kompleks end de foregående, og som vel også må betragtes som værende i sin indledende fase. Dette kan ses som en fordel, da det giver god mulighed for at stordrift med denne teknologiske løsning vil føre til innovation og billiggørelse af produktionen af sådanne anlæg. Det vil medvirke til at forbedre det samfundsøkonomiske regnestykke.

Alt i alt må denne teknologiske løsning – med usikkerheden i enhedspriserne taget i betragtning – dog udfra en samfundsøkonomisk synsvinkel vurderes ikke at være særlig rentabel. En generel højere værdisætning af miljøgevinsterne vil således ikke lede til en forbedring af det samfundsøkonomiske regnestykke for denne teknologiske løsning pga. den betydelige negative påvirkning på energibalancen.

Det er muligt at kombinere vådkompostering for køkkenaffald og fæces alene med separat håndtering af urinen (svarende til system E 5). Men med to parallelle systemer til recirkulering kræves etablering af to separate anlæg, hvilket fordyrer den samlede affaldsbehandling markant i forhold til at benytte den samme procesteknologi til flere affaldskomponenter, jf. tabel 9.6.4. Uanset enhedspriserne på energi og reduceret udledning af næringsstoffer vil dette således ikke være nogen hensigtsmæssig løsning set ud fra en samfundsøkonomisk vinkel.

Tabel 9.6.4
Samfundsøkonomisk regnestykke for vådkompostering af køkkenaffald og fæces, kombineret med urinopsamling (system E 5), pr. person pr. år.

Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 5) indbefatter vådkompostering af organisk køkkenaffald og fæces, separat opsamling af urin, og behandling af gråt spildevand på konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg.
Kilde: Bilag 2A, 2B, 2D og 2E.

Bioforgasning

Den store fordel ved bioforgasning er, at den kemiske energi i de organiske stoffer via omformning til biogas benyttes til energiproduktion. Det giver en markant forbedring i energibalancen. Set i en samlet samfundsøkonomisk vurdering tæller det dog ikke så meget, som man måske umiddelbart skulle tro, jf. tabel 9.6.5. Men resultatet afhænger naturligvis af de anvendte enhedspriser for energiforbrug.

Recirkuleringen af kvælstof er af nogenlunde samme omfang som ved vådkompostering og medvirker derfor til en tilsvarende reduktion af udledningen.

Samlet set fremviser det samfundsøkonomiske regnestykke for bioforgasning et resultat, der ligger tæt på resultatet for vådkompostering – dog noget nærmere balance i regnestykket. Men hvis enhedsprisen for energiforbrug f.eks. forudsættes dobbelt så høj som den i regnestykket forudsatte, vil regnestykket for bioforgasning forbedres markant – både i forhold til referencesituationen og især sammenlignet med vådkompostering, som påvirkes negativt. Prissættes reduktion af næringsstofudledningen dobbelt så højt som forudsat i regnestykkerne vil det til gengæld ikke ændre på bioforgasningens resultat vurderet relativt til vådkompostering.

Tabel 9.6.5.
Samfundsøkonomisk regnestykke for bioforgasning af køkkenaffald, urin og fæces (system E 6), pr. person pr. år .

Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 6) indbefatter udover bioforgasning af organisk køkkenaffald, fæces og urin også behandling af gråt spildevand på konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg.
Kilde: Bilag 2A, 2B og 2F.

Der er således med bioforgasning tale om en teknologisk løsning, som vil blive vurderet klart mere gunstig ud fra en samfundsøkonomisk vinkel, hvis miljøforbedringerne generelt prissættes højere. I tilfældet med vådkompostering var dette mere tvetydigt. Alt i alt må bioforgasning derfor vurderes som mere robust overfor ændrede enhedspriser og dermed mere samfundsøkonomisk fordelagtig end vådkompostering.

Der er også med bioforgasning tale om en højteknologisk løsning, der er inde i en modningsproces. Dermed er der god mulighed for at dette på længere sigt fører til en betydelig effektivisering og billiggørelse af teknologien, hvilket da vil give sig udslag i et mere gunstigt samfundsøkonomisk regnestykke.

Bioforgasning kan ligesom vådkompostering kombineres med separat håndtering af urin. Dette kunne der eventuelt argumenteres for, da urinen alligevel kun indeholder få organiske stoffer, der kan nyttiggøres til energiproduktion gennem netop bioforgasning. Men ligesom i tilfældet med vådkompostering vil en sådan parallel håndtering føre til en mærkbar fordyrelse af de samlede anlægs- og håndteringsomkostninger, som klart vil dominere eventuelle andre miljømæssige gevinster, jf. tabel 9.6.6.

Tabel 9.6.6.
Samfundsøkonomisk regnestykke for bioforgasning af køkkenaffald og fæces kombineret med separat opsamling af urin (system E 7), pr. person pr. år.

Note: Der er taget udgangspunkt i teknologi baseret på vakuumtoilet med urinseparation, som er den toiletform, der resulterer i det laveste energiforbrug til transport og drift. Recirkuleringsteknologien (E 7) indbefatter udover bioforgasning af organisk køkkenaffald og fæces og separat opsamling af urin, også behandling af gråt spildevand på konventionelt rensningsanlæg. Referenceteknologien (E 1) udgøres af central kompostering af køkkenaffald, samt behandling af urin, fæces og gråt spildevand på konventionelt renseanlæg.
Kilde: Bilag 2A, 2B, 2D og 2F.

Nedsivningsanlæg til gråt spildevand

Med nedsivningsanlæg er der tale om en forholdsvis enkel teknologi, når først anlægget er etableret. Der er tale om en lavteknologisk løsning. Men der medgår dog alligevel en del omkostninger med at etablere selve anlægget og de nødvendige tilsluttende rørsystemer og brønde.

En mærkbar fordel ved at etablere nedsivningsanlæg til gråt spildevand er, at der dermed tilføres en betydelig mængde vand til jorden ved lokaliteten – til gavn for grundvandspejlet. Værdien af dette indgår dog ikke i det samfundsøkonomiske regnestykke, da det er meget vanskeligt at sætte tal på den miljømæssige værdi af denne gevinst. Problemer med grundvandsspejlet varierer meget fra sted til sted, hvorfor det ikke forekommer rimeligt eventuelt at anvende en generel enhedspris for denne effekt.

Tabel 9.6.7 viser det samfundsøkonomiske regnestykke for etablering af nedsivningsanlæg til gråt spildevand, i en situation hvor der allerede er taget hånd om det organiske affald, fæces og urin med andre recirkulerende teknologier. Gennemføres i en sådan situation også en overgang til nedsivningsanlæg vil det derigennem helt overflødiggøre de traditionelle renseanlæg, hvorved betydelige anlægsomkostninger kan spares.

Tabel 9.6.7.
Samfundsøkonomisk regnestykke for nedsivningsanlæg til gråt spildevand sammenlignet med behandling på konventionel renseanlæg, pr. person pr. år.

Note: Recirkuleringsteknologien indbefatter alene behandling af gråt spildevand ved nedsivningsanlæg. Referenceteknologien er den isolerede behandling af gråt spildevand på konventionelt renseanlæg, uden behandling af urin og fæces, som antages behandlet på anden vis, gennem urinopsamling, vådkompostering eller bioforgasning.
Kilde: Bilag 2A og 2F.

På den baggrund fremviser det samfundsøkonomiske regnestykke for nedsivningsanlæg til gråt spildevand et pænt positivt resultat. Det skyldes, at der er tale om et væsentligt billigere anlæg end de traditionelle renseanlæg. Hvad angår bidrag til reduceret udledning af kvælstof og fosfor samt påvirkning af energibalancen opnås ikke nogen miljøforbedring her, tværtimod.

Nedsivningsanlæg kan også anvendes til urin og fæces, men dermed drages der ikke nytte af dét kvælstof, kalium og fosfor, der findes i urin og fæces, til at substituere for kunstgødning. Det vil således hindre det betydelige recirkulerende potentiale, der ligger i at anvende en af de andre recirkulerende teknologier på disse fraktioner af spildevandet.

Nedsivningsanlæg kan til gengæld vældig godt kombineres med enten vådkompostering eller bioforgasning til håndtering af de øvrige affaldskomponenter (således som ovenstående regnestykke i tabel 8 er baseret på). Kombineres nedsivningsanlæg for gråt spildevand med vådkompostering eller bioforgasning af de øvrige komponenter opnås samlet set en god samfundsøkonomisk balance, hvis det indregnes, at der derved helt spares omkostninger til etablering og drift af renseanlæg. Resultatet for denne samlede recirkulerende løsningssystem findes ved at sammenlægge resultaterne i henholdsvis tabel 6 og 4 med resultatet i tabel 8. Det samfundsøkonomiske regnestykke af dette løsningssystem giver et nogenlunde balancerende resultat. I praksis vil det dog nok kun være en realistisk mulighed ved nybyggeri af boliger, jf. diskussion ovenfor vedrørende overgangen fra traditionel behandling til recirkuleringsteknologier.

Samdriftsfordele over for parallel håndtering af affaldskomponenter

Skal der opbygges separate teknologier til hver af disse komponenter, bliver det en meget bekostelig affære, fordi de skal etableres fire forskellige typer af anlæg. Dertil kommer, at kravene til indsigt fra brugerside øges betragteligt med flere forskellige teknologier. Det kan derfor anbefales at stile efter systemer, hvor i hvert fald nogle af de fire affaldskomponenter håndteres sammen, sådan som det gør sig gældende med procesteknologierne vådkompostering og bioforgasning.