| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |
Samfundsøkonomisk analyse af bortskaffelse af plastflaske- og dunkeaffald fra
husholdninger
Hensigten med den velfærdsøkonomiske analyse er at vurdere hvilken af de fire
bortskaffelsesmetoder, der samfundsøkonomisk er at foretrække. Den velfærdsøkonomiske
analyse søger at opgøre den velfædsmæssige påvirkning af hele samfundet, mens den
budgetøkonomiske i kapitel 4 illustrerer de økonomiske konsekvenser for hver af de
berørte sektorer (i dette tilfælde kommunerne og genanvendelsesvirksomhederne), jf.
omtalen af de to former for analyse i kapitel 2.
Teknisk adskiller den velfærdsøkonomiske analyse sig i store træk fra den
budgetøkonomiske analyse ved, at der anvendes et andet sæt priser (der afspejler de
forskellige goders marginale velfærdsmæssige bidrag), en anden kalkulationsrente,
investeringerne opgøres anderledes og endelig opgøres miljøkonsekvenserne, jf. boks
4, der beskriver den tekniske opgørelse af det velfærdsøkonomiske overskud.
I denne analyse er nogle af miljøkonsekvenserne forsøgt prissat i kroner og ører
(fortrinsvis emissioner til luft), mens resten alene er opgjort i fysiske mængder
(udledning af COD, dioxin m.m.). Miljøkonsekvenserne opgjort i fysiske størrelser
stammer fra Miljøprojekt nr. 657. Priserne på miljøkonsekvenserne er hentet fra
Finansministeriet (2001).
For udledning, der har global effekt – CO2 – er anvendt én pris
(260 kr./tons), mens der for udledning med mere lokale og regionale miljøeffekter (SO2,
NOx) er brugt priser, der afhænger af miljøeffektens karakter.
Således er anvendt forskellige priser på emissioner fra transport og på
behandlingsprocesser (forbrænding og produktion af regenerat), idet emissionerne foregår
i forskellig højde og dermed spredes forskelligt. Priserne på SO2 og NOx
for store faste anlæg (forbrændingsanlæg og genanvendelsesvirksomhed) er derfor lavere
end for transport, da emissionen spredes over et større område og foregår i en større
højde.
For SO2, NOx, PM10, CO og VOC27 er anvendt følgende priser: For transporten i
forbindelse med indsamling er anvendt priserne fra Finansministeriet (2001), tabel 9.6
(kategorien trafikafgift og køretøjer). Prisen er 90 kr./kg for NOx, 60
kr./kg for SO2, 200 kr./kg for PM10 , 0,010 kr./kg for CO
og 50 kr./kg for VOC. Disse priser bygger på undersøgelser primært over transport på
land, der tager hensyn til, at det er lokale effekter, der emitteres i en forholdsvis lav
højde til skade for cyklister og fodgængere – især børn – bygninger m.m.
For forbrændingsprocessen og produktion af regenerat er anvendt priserne fra
Finansministeriet (2001), tabel 9.6, kategorien energipolitik og energiafgift. Det drejer
sig om emission fra store faste anlæg med en vis skorstenshøjde, der spredes over et
større område. Disse priser er for et gennemsnitligt kraftværk og indeholder
påvirkningen på mennesker og sundhed (primært helbredseffekter). Disse priser antages
også at være gældende for forbrændingsanlæg samt genanvendelsesvirksomhed. Prisen er
35 kr./kg for NOx, 30 kr./kg for SO2, 50 kr./kg for PM10 ,
0,010 kr./kg for CO og 50 kr./kg for VOC.
Udledningen af COD med spildevand28,
ultrafine partikler samt dioxin er ikke værdisat. Det har ikke været muligt at finde
undersøgelser, der indeholder priser herpå. For yderligere oplysninger om de anvendte
priser på miljeffekter henvises til bilagsboks 12. I kapitel 6 udføres
følsomhedsberegninger for priserne på miljøeffekter.
Boks 4.
Opgørelse af priser, investeringer og kalulationsrente i den
velfærdsøkonomiske analyse.
Opgørelse af priser
I den budgetøkonomiske analyse anvendes markedspriser opgjort ekskl.
afgifter, som refunderes, idet disse reelt ikke belaster sektorens økonomi. Afgifter, der
refunderes, er typisk moms. Derved fås et udtryk for, hvor meget sektoren skal betale for
miljøtiltaget, jf. kapitel 4. Disse priser vil altså være ekskl. moms og andre
afgifter, der refunderes, men inkl. f.eks. grønne afgifter, jf. boks 2.
I den velfærdsøkonomiske analyse skal priserne afspejle
befolkningens marginale betalingsvillighed for goderne. Priserne, som producenterne (her
kommunerne og genanvendelsesvirksomheder) betaler, er yderst sjældent de samme som
befolkningen er villig til at betale. Befolkningen betaler også en række afgifter, som
lægges oven i producenternes priser.
Derfor skal producenternes priser bringes op på niveauet for
befolkningens betalingsvillighed til såkaldte beregningspriser. Beregningspriserne er
dermed et udtryk for de endelige markedspriser (eller forbrugerpriser).
Hvis man har kendskab til de endelige markedspriser for
forbrugsgoderne, bør disse selvfølgelig benyttes. Dette vil derimod langt fra i praksis
være tilfældet. Derfor benyttes en "genvejs"–løsning. Der benyttes en
faktor, der udtrykker det generelle afgiftsniveau i samfundet. Denne faktor kaldes den
generelle nettoafgiftsfaktor og er teknisk beregnet som forholdet mellem BNP og BFI, dvs.
bruttonationalproduktet opgjort i markedspriser og bruttonationalproduktet opgjort i
faktorpriser (priser uden afgifter). Dette forhold har i de senere år ligget på 1,17,
således at det generelle afgiftstryk er 17 pct.
Ved at multiplicere producenternes priser med den generelle
nettoafgiftsfaktor fås de velfærdsøkonomiske priser (også kaldet beregningspriser),
der er et udtryk for den endelige markedspris for forbrugsgoderne.
Importerede og eksporterede goder (dvs. varer der handles
internationalt) har et andet afgiftstryk end nationalt producerede goder på grund af
told, eksportsubsidier og subsidier til indenlandsk producerede varer (subsidier kan
opfattes som negative skatter). Derfor anvendes en særlig nettoafgiftsfaktor for
internationalt handlede goder. Der anvendes således to afgiftsfaktorer: den generelle
nettoafgiftsfaktor på 1,17 for nationalt handlede goder og nettoafgiftsfaktor på 1,25
for internationalt handlede goder, jf. Flemming Møller m.fl. (2000), afsnit 3.3.9 og
3.3.10.
Virksomhedernes (producenternes) grønne afgifter er medregnet i de
priser, som ganges med nettoafgiftsfaktoren. Der skal nemlig bruges de priser, der er
aktuelle for virksomhederne, og som de reagerer på. Nettoafgiftsfaktoren burde derfor i
virkeligheden opgøres ekskl. grønne afgifter (for virksomheder) således at de ikke blev
regnet med dobbelt. Denne korrektion er imidlertid uden praktisk betydning for
nettoafgiftsfaktorens størrelse.
Under fuldkommen konkurrence vil der ikke være en ekstra profit, idet
markedsprisen vil være lig de marginale omkostninger. I analyserne beregnes typisk
producenternes omkostninger og dermed de gennemsnitlige omkostninger, som vil være lavere
end de marginale omkostninger. De gennemsnitlige omkostninger benyttes som indikator på
de marginale, som i praksis er særdeles vanskelige at beregne.
Alle de ovenstående betragtninger (regler) gælder kun for
"perfekte" markeder, hvor der hersker normale konkurrencebetingelser. Der
eksisterer imidlertid en lang række mere eller mindre beskyttede markeder, hvor der ikke
er konkurrence, og hvor priserne ikke afspejler de reelle omkostninger (dvs. godernes
marginale værdiproduktivitet). Det kan være markeder, hvor priserne er subsidierede
eller lignende, eller det kan være goder, der ikke omsættes, men forbruges internt. Som
eksempler kan nævnes græs som dyrefoder (vedvarende græs) eller deponering af affald.
For sådanne imperfekte markeder med "kunstige" priser bør man selv forsøge at
beregne den velfærdsøkonomiske pris på baggrund af det reelle marginale
ressourceforbrug.
Kalkulationsrente
I den budgetøkonomiske analyse anvendes en kalkulationsrente på 6
pct., der udtrykker den aktuelle reale rentesats før skat og dermed alternative
afkastrate. I den velfærdsøkonomiske analyse bruges den tidspræferencebaserede
kalkulationsrente på 3 pct., jf. afsnit 4.3 i Flemming Møller m.fl. (2000).
Opgørelse af investeringer
I den budgetøkonomiske analyse opgøres udgifterne til investeringer
som de faktiske omkostninger og med den aktuelle rentesats, som afspejler den alternative
afkastrate. I den velfærdsøkonomiske analyse indarbejdes de alternative afkastmuligheder
ved at beregne nutidsværdien af de forbrugsmuligheder, som miljøtiltagets
investeringsbeløb alternativt afkaster. Nutidsværdien af de alternative afkastmuligheder
udtrykkes ved en såkaldt forrentningsfaktor på kapital.
Teknisk gøres dette ved at multiplicere investeringen med denne
forrentningsfaktor, som afspejler nutidsværdien af de alternative afkastningsmuligheder.
Som forrentningsfaktor er anvendt (q/r) * (1-(1/(1+r)T)) + ((1/(1+r))T
; hvor q er den alternative afkastrate, r er den samfundsøkonomiske kalkulationsrente og
T er tidshorisonten, jf. side 89 i Flemming Møller (1989), Flemming Møller m.fl. (2000)
samt supplement hertil af 15. august 2001 om forrentningsfaktor og diskontering.
Investeringerne er derfor multipliceret med en
kapitalindvindingsfaktor udregnet med en samfundsøkonomisk kalkulationsrente på 3 pct.,
således at investeringerne spredes ud over den forventede levetid (annuiseres).
Investeringen er også multipliceret med en forrentningsfaktor udregnet med en
samfundsøkonomisk kalkulationsrente på 3 pct. og en alternativ afkastrate på 6 pct. |
Tabel 5.
Velfærdsøkonomiske omkostninger. Kr. pr. tons.
Se her!
5.1 Alternativ 1. Forbrænding
Dette alternativ repræsenterer behandlingen i dag, hvor plastflaskerne og
–dunkene indsamles og forbrændes sammen med den øvrige dagrenovation fra
husholdninger.
De velfærdsøkonomiske udgifter til indsamling af husholdningsaffald udgør 779
kr./tons, jf. tabel 5. Udgifterne til forbrænding er 1.000 kr./tons, i alt
udgifter på 1.779 kr./tons. Indtægt fra salg af el og varme udgør 460 kr./tons,
således at nettoomkostningerne udgør 1.319 kr./tons.
De prissatte miljøkonsekvenser (miljøskader, da det er øgede udledninger) har en
værdi 885 kr./tons. Transporten udgør en forsvindende lille andel heraf, mens selve
forbrændingen tegner sig for hovedparten af miljøskaderne. Hertil kommer de
miljøeffekter, som det ikke har været muligt at sætte priser på, bl.a. udledning af
COD med spildevand29 og dioxin.
De totale velfærdsøkonomiske omkostninger inkl. miljøskader er 2.204 kr./tons ved
forbrænding.
Der indsamles 40 pct. af husholdningernes plastflaske- og dunkeaffald, svarende til
5.000 tons, fordelt med 75 pct. på affaldsøer og 25 pct. på genbrugsstationer.
Omkostningerne til indsamling er 2.237 kr./tons, fordelt med 2.520 kr./tons på
affaldsøer og 1.386 kr./tons på genbrugsstationer. Det er især udgifterne til
arbejdskraft, der gør indsamlingen på affaldsøerne dyrere.
Sorteringen koster 2.246 kr./tons. Transporten til behandlingsvirksomhed i Danmark
udgør 208 kr./tons. I alt bliver udgifterne til indsamling, sortering og transport
4.691kr./tons.
Behandlingen på genanvendelsesvirksomheden koster 3.321 kr./tons. Derved bliver de
samlede udgifter til indsamling, sortering, transport og behandling 8.012 kr./tons.
Salgsindtægten for det fremstillede regenerat er 3.938 kr. pr. indsamlet tons.
De samlede nettoudgifter for alternativ 2 bliver 4.075 kr./tons.
Miljøskaderne har en værdi på 181 kr./tons, næsten udelukkende fra behandlingen
(fremstilling af regenerat). De samlede udgifter bliver da 4.255 kr./tons. Hertil kommer
udledning af COD på 0,270 kg/tons samt øvrige miljøeffekter, som det ikke har været
muligt at prissætte.
Udgifterne til indsamling, sortering og transport er de samme som for alternativ 2,
dvs. 4.691 kr./tons. Indsamlingen og sorteringen foregår på nøjagtig samme måde, og
prisen til transport er den samme, uanset om der køres til behandling i Danmark eller i
Tyskland (fast pris pr. tons).
Samfundet opnår en eksportindtægt på 1.063 kr./tons, således at nettoudgifterne
reduceres til 3.628 kr./tons. Der er knyttet stor usikkerhed til eksportprisen, der
udviser store udsving historisk. I kapitel 6 er lavet følsomhedsberegninger herpå.
Miljøskaderne har en værdi på 26 kr./tons fra transporten (dvs. indsamlingen). De
totale udgifter udgør 3.654 kr./tons, eller 3.809 kr. inkl. miljøeffekt i ekportlandet.
I dette alternativ foregår indsamlingen udelukkende på genbrugsstationer. Den
indsamlede mængde fra husholdningerne bliver da lavere, og indsamlingsraten er skønnet
til 20 pct., svarende til en indsamlet mængde på 2.500 tons (halvdelen af alternativ 2
og 3).
Udgifterne til indsamling bliver 1.038 kr./tons. Som for de budgetøkonomiske udgifter
bliver indsamlingen på genbrugsstationer lidt billigere pr. tons end i alternativ 2 og 3.
Dette skyldes primært, at der i alternativ 4 indsamles den dobbelte mængde på
genbrugsstationer (sammenlignet med alternativ 2 og 3), hvilket mere end opvejer den
hyppigere tømning af containerne og den længere kørsel til sorteringsanlæg.
Sorteringen og transport til Tyskland koster det samme som i alternativ 2 og 3.
Udgifterne til indsamling, sortering og transport i alternativ 4 bliver 3.492 kr./tons.
Eksportindtægten på 1.063 kr./tons bevirker, at nettoudgifterne reduceres til 2.430
kr./tons.
Miljøskaderne har en værdi på 13 kr./tons fra transporten (dvs. indsamlingen). De
totale udgifter er 2.442 kr./tons, eller 2.520 kr./tons inkl. miljøeffekt i
eksportlandet.
| 27 |
VOC er flygtige organiske forbindelser (Volatile Organic
Carbons), dvs. flygtige kulbrinter; f.eks. ikke-forbrændt brændstof fra motorer,
fortynder fra maling eller afgasning fra plastproduktion.
|
| 28 |
COD (chemical oxygen demand) er den mængde ilt, der skal til
for at nedbryde stofferne i spildevandet
|
| 29 |
Udledning til spildevand fra rensning af plastflaskerne og
–dunkene er opgjort som COD, der står for "chemical oxygen demand", dvs.
den mængde ilt, der skal til for at nedbryde det udledte stof. |
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top
| |
|