| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |
Samfundsøkonomisk analyse af bortskaffelse af borespåner behæftet med
oliebaseret boremudder (OBM) fra olieplatforme
Hensigten med den velfærdsøkonomiske analyse er at vurdere, hvilken af de tre
bortskaffelsesmetoder, der samfundsøkonomisk er at foretrække. Den velfærdsøkonomiske
analyse søger at opgøre den økonomiske påvirkning af hele samfundet, mens den
budgetøkonomiske i kapitel 5 illustrerer de økonomiske konsekvenser for hver af de
berørte sektorer (i dette tilfælde olieselskaberne og genanvendelsesvirksomheden), jf.
omtalen af de to former for analyse i kapitel 3.
Teknisk adskiller den velfærdsøkonomiske analyse sig i store træk fra den
budgetøkonomiske analyse ved, at der anvendes et andet sæt priser, en anden
kalkulationsrente, investeringerne opgøres anderledes, og endelig opgøres
miljøkonsekvenserne, jf. boks 9, der beskriver den tekniske opgørelse af det
velfærdsøkonomiske resultat.
I denne analyse er nogle af miljøkonsekvenserne forsøgt værdisat i kroner og ører,
mens resten alene er opgjort i fysiske mængder (kg kviksølv, kg cadmium etc.).
Boks 9.
Opgørelse af priser, investeringer og kalkulationsrente 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 4.
I den velfærdsøkonomiske analyse skal værdien afspejle
befolkningens betalingsvillighed for miljøindgrebet. Priserne, som producenterne (her
olieselskaberne og genanvendelsesvirksomheden) 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).
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. 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 ressourceforbrug.
Kalkulationsrente
I den budgetøkonomiske analyse anvendes en kalkulationsrente på 6
pct., der udtrykker den aktuelle rentesats 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 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).
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. |
For alle tre alternativer er det velfærdsøkonomiske resultat negativt, altså et tab.
Det skyldes, at der er tale om bortskaffelse af en affaldsmængde, hvorfor der vil være
omkostninger for samfundet forbundet med bortskaffelsen, samt belastning af miljøet som
følge af øgede udledninger/emissioner. I det følgende omtales det velfærdsøkonomiske
resultat derfor som nettoomkostninger.
De velfærdsøkonomiske nettoomkostninger er beregnet til 1.666 kr., 1.170 kr. og 1.793
kr. for hhv. bortskaffelse på land, injektion i samme felt og injektion i andet felt, jf.
tabel 10.
Tabel 10.
Velfærdsøkonomiske omkostninger ved alternative bortskaffelsesmetoder. Kr.
pr. tons.
|
Bortskaffelse på land |
Injektion under havbund i samme felt |
Injektion under havbund i andet felt |
Omkostninger |
Proces |
1.170 |
1.125 |
1.125 |
Transport |
669 |
- |
617 |
Produktion |
-350 |
- |
- |
Omkostninger i alt |
1.489 |
1.125 |
1.741 |
|
Miljøkonsekvenser |
Proces |
120 |
45 |
45 |
Transport til søs |
42 |
- |
7 |
Transport på land |
14 |
- |
- |
Miljø i alt |
177 |
45 |
52 |
|
Nettoomkostninger |
1.666 |
1.170 |
1.793 |
|
|
Ikke-prissatte
miljøkonsekvenser |
Tungmetaller i g/tons |
Cadmium (Cd) |
<5 |
<5 |
<5 |
Kviksølv (Hg) |
<5 |
<5 |
<5 |
Alluminium (Al) |
100 |
100 |
100 |
Cobalt (Co) |
25 |
25 |
25 |
Krom (Cr) |
10 |
10 |
10 |
Kobber (Cu) |
70 |
70 |
70 |
Jern (Fe) |
14.800 |
14.800 |
14.800 |
Magnesium (Mg) |
500 |
500 |
500 |
Mangan (Mn) |
3.870 |
3.870 |
3.870 |
Nikkel (Ni) |
<5 |
<5 |
<5 |
Bly (Pb) |
105 |
105 |
105 |
Zink (Zn) |
16 |
16 |
16 |
|
Baseolie, liter/tons |
0 |
80 |
80 |
Selve de velfærdsøkonomiske omkostninger til processen alene (behandling på virksomhed
eller injektion) koster stort set det samme i alle tre alternativer. Transporten koster
også næsten det samme. Forskellen i omkostningerne ligger primært i værdien af den
genvundne baseolie, der trækker omkostningerne for bortskaffelse på land ned, samt i
fraværet af transportomkostninger for injektion i samme felt.
Værdien af miljøbelastningen er umiddelbart lavest for injektion under havbund i
samme felt. Begge de to øvrige alternativer indeholder yderligere (udover selve
processen) emissioner fra transport. De højeste miljøbelastninger er bortskaffelse på
land på grund af emission fra dieselforbruget til transport og processen på
virksomheden. Ved værdisætningen af miljøskaderne er der dog ikke sat pris på
belastning ved udledning af tungmetaller, rester af baseolie og kemikalier, men kun på
emissioner til luften.
De laveste velfærdsøkonomiske omkostninger er umiddelbart injektion under havbund i
samme felt. Dette alternativ har både de laveste omkostninger og den laveste værdi af
den miljøbelastning, der kan værdisættes.
De næstlaveste velfærdsøkonomiske omkostninger har bortskaffelse på land. Selve
omkostningerne er forholdsvis lave, hvilket skyldes værdien af den genvundne baseolie,
der repræsenterer en værdi for samfundet. Alternativet har samlet set de dyreste
miljøbelastninger af de tre alternativer.
De højeste velfærdsøkonomiske omkostninger fås ved injektion under havbund i andet
felt. Transporten hen til det andet felt er forholdsvis dyr - ikke meget billigere end at
sejle ind til land og dernæst med lastbil. Der sejles nemlig det samme antal ture, men
blot en kortere afstand, og da det er lejen af skib og containere - og ikke
dieselforbruget - der især koster, bliver transportomkostningerne til det andet felt
forholdsvis høje.
De værdisatte miljøkonsekvenser omfatter i alle tre alternativer kun emissioner til
luften. Indholdet af tungmetaller, rester af baseolie og øvrige hjælpestoffer
(kemikalier) er ikke forsøgt værdisat på grund af manglende oplysninger om priser
herfor. Indholdet af tungmetaller fremgår af tabel 10. Med til billedet hører derfor, at
tungmetallerne, baseolie og andre kemikalier stadig vil være indeholdt i den mængde, der
injiceres under havbunden, hvilket indebærer en væsentlig usikkerhedsfaktor. Ved
bortskaffelse på land deponeres indholdet af tungmetaller og rester af
baseolie/kemikalier under kontrollerede former på losseplads.
De velfærdsøkonomiske omkostningerne for bortskaffelse på land udgør 13,0 mill.kr.,
jf. tabel 11. Omkostningerne omfatter anlæg og drift, bortskaffelse af
restprodukter samt transport fra feltet til virksomheden. Der er fratrukket værdien af
produktionen af den genvundne baseolie. Denne antages at erstatte import af en tilsvarende
mængde baseolie og repræsenterer dermed en besparelse - en værdi - for samfundet.
Baseolien er derfor værdisat med importprisen for tilsvarende mængde ny baseolie. I
boks 10 er nærmere redegjort for beregningerne af de velfærdsøkonomiske
omkostninger.
Tabel 11.
Velfærdsøkonomiske omkostninger for bortskaffelse på land.
Se her!
Nogle af miljøbelastningerne er søgt værdisat. Således er emissioner til luften
opgjort i kroner og ører, mens indholdet af tungmetaller, baseolierester og øvrigt
anvendte kemikalier alene er opgjort i mængder. For emissioner til luft er anvendt priser
fra Finansministeriets "Analyse af Miljøpolitikkens Omkostninger og Fordele",
jf. Finansministeriet (2001). Disse priser er opgjort i prisniveau for 2000, men de er
ikke nedskrevet til 1999-prisniveau pga. den i forvejen store usikkerhed, der er forbundet
med opgørelsen af disse priser. Værdien af miljøkonsekvenserne i form af emission til
luft bliver med disse priser 1,5 mill. kr., jf. tabel 11. Processen på virksomheden
tegner sig for ca. 68 pct. af de værdisatte miljøeffekter, mens transporten står for de
resterende 32 pct., fordelt med 24 pct. til søs og 8 pct. til lands.
Boks 11 forklarer nærmere om fastsættelsen af priserne.
Værdien af miljøeffekterne er en udgift for samfundet, idet der er tale om øgede
emissioner/udledninger (miljøbelastning). Beløbet skal derfor tillægges de
velfærdsøkonomiske omkostninger, for at det giver det endelige velfærdsøkonomiske
resultat. Det velfærdsøkonomiske resultat bliver dermed omkostninger på 14,6 mill.kr.,
eller 1.666 kr. per tons.
Boks 10.
Beregning af velfærdsøkonomiske omkostninger. Bortskaffelse på land.
Kapitalomkostninger
Investeringen i maskiner er opdelt i indenlandsk produktion og import.
Investering i maskiner for indenlandsk produktion er multipliceret med en
kapitalindvindingsfaktor på 0,0773 (udregnet ved en rente på 3 pct. og en levetid på 15
år), hvorved investeringen omdannes til årlige udgifter (annuiseres). Investeringen er
dernæst multipliceret med forrentningsfaktoren på 1,3581 (udregnet med en levetid på 15
år, rente på 3 pct. og en alternativ afkastrate på 6 pct.), der udtrykker de
alternative placeringsmuligheder. Produktet af disse to faktorer bliver 0,1050, jf. tabel
11. Dernæst er investeringen i maskiner indenlandsk produktion multipliceret med
nettoafgiftsfaktoren for nationalt handlede goder på 1,17. Den velfærdsøkonomiske pris
bliver da 0,1228, jf. tabel 11. De årlige maskininvesteringer, der er indenlandsk
produceret, bliver da 328.000 kr.
Importerede maskininvesteringer er udregnet på tilsvarende måde, dog
er der multipliceret med nettoafgiftsfaktoren for internationalt handlede goder på 1,25 (
i stedet for de 1,17).
Investeringen i bygninger er beregnet på tilsvarende vis, dog med en
levetid på 20 år. Herved bliver kapitalinvindingsfaktoren 0,0630 og forrentningsfaktoren
1,4463, således at produktet af de to bliver 0,0911 jf. tabel 11.
Driftsomkostninger
Vedligeholdelse er multipliceret med nettoafgiftsfaktoren for
indenlandske goder på 1,17.
Timelønnen er ligeledes mulitpliceret med nettoafgiftsfaktoren for
indenlandske goder på 1,17.
Råvarerne vand og grundleje er multipliceret med nettoafgiftsfaktoren
for indenlandsk procucerede goder. Omkring halvdelen af kemikalierne er importerede,
hvorfor der er anvendt gennemsnittet af de to nettoafgiftsfaktorer, dvs. 1,21. Tilsvarende
gælder for værktøj og maskiner.
Beregningsprisen for diesel er importprisen herfor (fra
Energistyrelsen (1999)) forhøjet ned nettoafgiftsfaktoren for internationalt handlede
goder.
Som beregningspris på el er anvendt den velfærdsøknomiske elpris
fra tabel 10.5.3 i Flemming Møller m.fl. (2000) opskrevet til det aktuelle prisniveau.
Dette er i lighed med eksemplet om spildolie i kapitel 10 i Flemming Møller m.fl. (2000).
Bilag A viser opskrivningen af elprisen til 1999-priser.
Transport
For transporten med forsyningsskib er beregningsprisen for diesel
importprisen forhøjet med nettoafgiftsfaktoren for internationalt handlede goder, jf.
ovenfor. Prisen for arbejdskraft er multipliceret med nettoafgiftsfaktoren for
indenlandske goder, mens der for leje af maskiner og containere er brugt gennemsnittet af
de to nettoafgiftsfaktorer, idet halvdelen antages at være importerede.
Transport med lastbil. Principielt burde man have kendskab til,
hvilken type lastbil der benyttes, hvor meget den har kostet, samt hvor længe dens
levetid er. På dette grundlag kan man gennem en annuitetsberegning beregne, hvor stor den
årlige omkostning ved at benytte lastbilen er. Hvis det antages, at lastbilen er
importeret - har afstedkommet valutaudgifter – og at beløbet til køb af lastbilen
alternativt ville være blevet investeret på anden vis, bør den beregnede årlige
omkostning forhøjes med nettoafgiftsfaktoren på internationalt handlede goder og
forrentningsfaktoren, der udover kalkulationsrenten på 3 pct. også afhænger af
lastbilens levetid og af den alternative afkastrate. Til denne omkostning, der dækker
selve forbruget af det reale kapitalgode, skal herefter lægges udgifterne til drift og
vedligeholdelse af lastbilen samt til brændstof.
I det aktuelle tilfælde har det ikke været muligt at fremskaffe de
fornødne oplysninger til at gennemføre de skildrede beregninger. Der er indhentet
oplysninger for prisen på en tur (T/R) med lastbilen fra Esbjerg til Fyn. Prisen for
denne transport med lastbil omfatter alle de ovenfor nævnte faktorer, dvs. afskrivning
samt vedligeholdelse af lastbilen, aflønning af chauffør, brændstofforbrug samt
fortjeneste. Da dette både er indenlandske samt importerede goder, er anvendt en
nettoafgiftsfaktor vægtet efter en skønnet sammensætning heraf (antaget 25 pct.
afskrivning og 75 pct. brændstof og arbejdskraft, hvilket giver en afgiftsfaktor på
1,19). Prisen er ikke forhøjet med forrentningsfaktoren på kapital. Dette skyldes, at
speditøren i sin annuitetsberegning af investeringen i lastbilen allerede har benyttet en
kalkulationsrente, der afspejler finansieringsomkostningerne.
Bortskaffelse af restprodukter
Priserne for bortskaffelse af affald er alle forhøjet med
nettoafgiftsfaktor for indenlandske goder.
Produktion
Produktionen på 700.000 liter regenereret boreolie antages at
erstatte import af tilsvarende baseolie. Beregningsprisen bliver derfor importprisen for
boreolie, der for 1999 er skønnet til 3,50 kr. pr. liter (kilde: Anchor Drilling). Denne
importpris er dernæst forhøjet med nettoafgiftsfaktoren for internationalt handlede
goder på 1,25. |
Boks 11.
Beregning af velfærdsøkonomiske miljøkonsekvenser. Bortskaffelse på land.
De anvendte priser stammer fra Finansministeriet
(2001).
For udledning, der har global effekt – CO2 – er
anvendt én pris, mens der for udledning med mere lokale og regionale miljøkonsekvenser
(SO2, NOx, HC, PM10 og CO) er brugt priser, der afhænger
af miljøeffektens karakter.
Prisen på udledning af CO2 for alle anvendelser er 260 kr.
pr. tons og stammer fra Finansministeriet (2001), kapitel 9. Finansministeriet beregner
med to sæt priser: hhv. 45 kr. og 260 kr. per tons. I denne analyse er valgt 260 kr. pr.
tons ud fra en forsigtighedsbetragtning, så så mange miljøkonsekvenser af CO2-udledning
som muligt er medtaget. Der laves en følsomhedsberegning med prisen 45 kr. pr. tons, jf.
kapitel 8.
For de øvrige emissioner (SO2, NOx, HC, PM10
og CO) er anvendt følgende:
For transport på land (med lastbil) er anvendt priserne fra Finansministeriet (2001),
tabel 9.6 for kategorien trafikafgift og køretøjer. 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. Disse priser vurderes at kunne anvendes for
transporten fra Esbjerg til Fyn. Tabel 9.6 i Finansministeriet (2001) har priser for
emission af SO2, NOx , CO, partikler (PM10). For HC er
anvendt prisen fra tabel 9.3 i Finansministeriet (2001).
For genanvendelsesvirksomheden er anvendt priserne fra
Finansministeriet (2001). Disse priser er for et gennemsnitligt kraftværk og indeholder
påvirkningen på mennesker og sundhed (primært helbredseffekter). Disse priser antages
også at være gældende for genanvendelsesvirksomheden, idet det i begge tilfælde drejer
sig om emission fra store faste anlæg med en vis skorstenshøjde, der spredes over et
større område. Der er pris for SO2, NOx, CO og partikler (PM10).
Priserne på SO2 og NOx for store faste anlæg
(genanvendelsesvirksomheden) er lavere end for transport, da emissionen spredes over et
større område og foregår i en større højde. For CO er priserne den samme, mens prisen
for HC er lavere for transport end for store faste anlæg.
For transport til søs er anvendt gennemsnittet af priserne for
landtransport og virkningen fra kraftværk. Ved transport til søs er det hovedsagelig
menneskene på båden, der bliver påvirket, mens de øvrige emissioner falder ned over
havet. Skibet går dog ind til land og får derfor en påvirkning, der minder om
påvirkningen fra transport på land. Derfor er anvendt et gennemsnit af de to.
Alternativt kunne anvendes en andel af priserne på land. |
De velfærdsøkonomiske omkostninger for injektion under havbund i samme felt udgør
9,4 mill.kr. og omfatter kapitaludgifter - leje af maskiner – og drift ved injektion
under havbunden, jf. tabel 12. Miljøeffekterne i form af emission fra
dieselforbrug er værdisat på tilsvarende måde som for bortskaffelse på land, og
udgiften andrager 0,4 mill.kr. De totale velfærdsøkonomiske omkostninger bliver 9,7
mill.kr., svarende til 1.170 kr. pr. tons borespåner behæftet med boremudder.
Miljøeffekterne i form af tungmetaller, rester af baseolie og andre kemikalier på
borespåner er ikke værdisat, men alene opgjort i mængder. Boks 12 og 13 forklarer
nærmere om beregningen af hhv. de velfærdsøkonomiske omkostninger og værdisættelsen
af miljøkonsekvenserne.
Tabel 12.
Velfærdsøkonomiske omkostninger for injektion under havbund i samme felt.
Se her!
Boks 12.
Beregning af velfærdsøkonomiske omkostninger. Injektion under havbund i
samme felt.
Kapitalomkostninger
Kapitalomkostningerne består af årlig leje af pumpeudstyr. Ideelt
burde der være oplysninger om anlægsudgifter og drift til pumpeudstyr, men det har ikke
været muligt at fremskaffe disse data, hvorfor der i stedet er anvendt den årlige
lejeudgift. Lejeudgiften er ikke forhøjet med forrentningsfaktoren, idet det må
formodes, at entreprenøren i sin lejeudgift til olieselskaberne for pumpeudstyr allerede
har benyttet en kalkulationsrente, der afspejler finansieringsomkostningerne og de
alternative afkastmuligheder. Der er heller ikke multipliceret med
kapitalindvindingsfaktoren, da lejeudgiften allerede er opgjort som en årlig udgift
(annuiteter). Der forhøjes med nettoafgiftsfaktoren på internationalt handlede goder, da
lejeudgiften sidestilles med import af maskiner. Lejeudgiften er inkl. vedligeholdelse.
Driftsomkostninger
Prisen for arbejdskraft per dag er multipliceret med den generelle
nettoafgiftsfaktor på 1,17. Beregningsprisen for diesel er importprisen på diesel
forhøjet med nettoafgiftsfaktoren for internationalt handlede goder. Prisen for
kemikaliet flowzan er multipliceret med nettoafgiftsfaktoren for internationalt handlede
goder på 1,25, da det importeres fra Norge. Havvand er gratis. Som beregningspris på el
er anvendt den velfærdsøknomiske elpris fra tabel 10.5.3 i Flemming Møller m.fl. (2000)
opskrevet til det aktuelle prisniveau. Dette er i lighed med eksemplet om spildolie i
kapitel 10 i Flemming Møller m.fl. (2000). Bilag A viser opskrivningen af elprisen til
1999-priser. |
Boks 13.
Beregning af miljøkonsekvenser. Injektion under havbund i samme felt.
De anvendte priser stammer fra Finansministeriet
(2001), jf. boks 11.
Prisen på udledning af CO2 er 260 kr. pr. tons, jf. boks
11.
For de øvrige emissioner (SO2, NOx, HC, PM10 og
CO) er anvendt følgende:
For emission fra dieselforbruget til pumpning ved injektion under
havbund er anvendt priserne for et gennemsnitligt kraftværk, jf. boks 11. Dette skyldes,
at ved afbrænding af diesel til havs spredes emissionen over et stort område, således
at de mest velegnede priser vurderes at være dem for kraftværket, der emitterer i stor
højde, og ikke de højere priser fra landtransport, hvor udledningen foregår i lavere
højde. |
Omkostningerne adskiller sig fra injektion i samme felt i afsnit 6.3 alene ved
transporten mellem de to felter.
Udgifterne forbundet med transporten udgør 5,1 mill.kr., jf. tabel 13. De
velfærdsøkonomiske omkostninger inklusive selve injektionen under havbunden bliver
dermed 14,5 mill.kr. Boks 14 viser, hvorledes omkostningerne er beregnet.
Udgifterne ved miljøkonsekvenserne er 0,4 mill.kr. fordelt med ca. 13 pct. til
transporten hen til det andet felt og de resterende 87 pct. til processen med injektion
under havbunden, jf. tabel 13 og boks 14. Miljøbelastning i form af tungmetaller,
baseolie og andre kemikalier indeholdt i den injicerede mængde er ikke værdisat, men
alene opgjort i mængder.
Det samlede velfærdsøkonomiske resultat bliver da omkostninger på 14,9 mill.kr.,
eller 1.793 kr. per tons borespåner behæftet med OBM.
Tabel 13.
Velfærdsøkonomiske omkostninger for injektion under havbund i andet felt.
Se her!
Boks 14.
Beregning af velfærdsøkonomiske omkostninger. Injektion under havbund i
samme felt.
Kapitalomkostninger og
driftsomkostninger er beregnet på samme måde som for injektion under havbund i samme
felt, jf. boks 12.
Miljøkonsekvenser
For injektionen i havbund er anvendt samme priser som for injektion
under havbund i samme felt, jf. boks 13.
For transport med skib hen til andet felt er anvendt samme priser som
for transport ind til land, jf. boks 11.
Priserne anvendt for miljøkonsekvenser fra transport til søs er de
samme som ved transport til søs for bortskaffelse på land, jf. boks 11 og tabel 11. |
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top
| |
|