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

Gevinster ved genanvendelse

2 Internationalt litteraturstudie af de samfundsøkonomiske effekter ved genanvendelse af affald

2.1 Indledning

Indtil for blot få år siden var det begrænset, hvor mange miljøøkonomiske undersøgelser, der var blevet foretaget af effekterne ved de forskellige former for affaldsbehandling. Endvidere omhandler de fleste eksisterende undersøgelser effekterne ved forbrænding eller deponering af affald. Således blev antallet af undersøgelser af gevinsterne ved genanvendelse ved forskellige virkemidler i midten af 1990’erne beskrevet som "stort set ikke-eksisterende". I en artikel i tidsskriftet Resources, Conservation and Recycling skriver Goddard (1995) således:

"The current professional economic literature treating the solid waste management issue is focused on basically three issues: (1) the applicability and viability of user charges in solid waste management, (2) analysis of which are the best tools to alter the percentage of packaging in the waste stream, and (3) the benefits and costs of using those instruments to foster waste reduction and recycling (...) Our empirical knowledge is very suggestive on the first of these, sketchy on the second, and virtually non-existent on the third" (Goddard, 1995: 195)

Som det fremgår af afsnit 2.2, har det kun været muligt at identificere forholdsvis få undersøgelser, hvor der er foretaget en prissætning af de samfundsøkonomisk effekter ved genanvendelse. En enkelt undtagelse synes dog at være David Pearce, der allerede i slutningen af 1970’erne gennemførte en undersøgelse af de miljømæssige og økonomiske effekter ved nyttiggørelsen af papiraffald for OECD (Pearce, 1979) og Pearce og Walter (1978). Undersøgelserne er dog ikke beskrevet nærmere i denne rapport, da det vurderes, at de er baseret på et forældet datagrundlag.

I afsnit 2.2 er der en gennemgang af en række internationale undersøgelser af effekterne ved genanvendelse af affald på miljø og sundhed. I afsnit 2.3 vurderes det, om der er en sammenhæng mellem valget af metode og undersøgelsernes resultater. I sammenfatningen af undersøgelserne i afsnit 2.4 er der endvidere en vurdering af, hvor egnede undersøgelsernes resultater er til at blive overført til danske forhold.

2.2 Udvalgte undersøgelser med økonomisk værdisætning af effekterne ved genanvendelse af affald

For hver af de udvalgte undersøgelser er den valgte metode og resultaterne af undersøgelserne beskrevet nærmere. Af de identificerede undersøgelser er det kun Craighill og Powell (1996), som er fundet i forbindelse med en systematisk gennemgang af artiklerne i en række miljøøkonomiske tidsskrifter. De øvrige undersøgelser er publiceret som rapporter, som der ofte refereres til i den miljøøkonomiske litteratur om de samfundsøkonomiske effekter ved affaldsbehandling.

Der kan i litteraturen findes eksempler på "Willingness-to-pay" (WTP) undersøgelser af befolkningens præferencer for genanvendelse. Disse undersøgelser forudsætter, at genanvendelsesindsatsen er mere omkostningstung end traditionel affaldsbehandling, og forsøger at indkredse, hvor stor betalingsvilligheden er for denne ekstra indsats. Et af problemerne med denne tilgang er imidlertid, at den er for aggregeret. Den gør det ikke muligt at behandle spørgsmålet om hvilke fraktioner af affaldet, der udses til genanvendelse, og hvad de miljømæssige implikationer er af at satse på netop disse fraktioner. En mere lovende tilgang er baseret på præcise livscyklusundersøgelser (LCA) og en opgørelse af de præcise implikationer af alternative bortskaffelses- og genanvendelsesalternativer. Der er derfor i det følgende set bort fra de simple WTP-undersøgelser (se f.eks. Lake, Bateman og Parfitt (1996), Huhtala (1996; 1999), Garrod og Willis (1998), Sterner og Bartellings (1999) og Bonnieux og Desaigues (2000)), der er omtalt i Dengsøe (2001: 18-21).

Craighill og Powell (1996)

I midten af 1990’erne kombinerede Craighill og Powell som nogle af de første en livscyklusundersøgelse af effekterne ved forskellige former for affaldsbehandling med en økonomisk værdisætning af effekterne. Tidligere undersøgelser ved hjælp af livscyklusundersøgelser og økonomiske værdisætningsmetoder omfattede kun bestemte produkter/affaldsfraktioner, som f.eks. drikkeemballage og bleer.

Craighill og Powells undersøgelse omfattede effekterne af udledninger og restprodukter ved deponering eller genanvendelse af husholdningsaffaldet i Milton Keynes i det centrale England, som bestod af 73.000 husholdninger med i alt 180.000 indbyggere. Husholdningerne kildesorterede de genanvendelige materialer i to containere, som hver uge blev indsamlet og sorteret yderligere i 11 forskellige kategorier. Restaffaldet til deponering blev indsamlet separat. På tidspunktet for undersøgelsen blev 26 pct. af det indsamlede husholdningsaffald genanvendt, mens resten blev deponeret.

I undersøgelsen blev effekterne af at deponere 1 ton affald sammenlignet med effekterne af at genanvende 1 tons af forskellige affaldsfraktioner (jf. tabel 1). For at gøre funktionerne af de to affaldsbehandlingsformer sammenlignelige blev effekterne af de forskellige trin i produkternes/affaldsfraktionernes livscyklus beregnet først. Det er værd at bemærke, at de bidrag, der er opgjort i tabel 1 og 2 for deponering, inkluderer udledninger fra udvindingen af de jomfruelige materialer, idet manglende genanvendelse jo nødvendiggør fornyet udvinding af materialerne. Hvor der ikke findes tilgængelige data for de faktiske udledninger, har det været nødvendigt at gøre en række antagelser. F.eks. antages det, at det er forbundet med en energibesparelse på 77 pct. at anvende sekundære plastmaterialer (Craighill og Powell, 1996: 83).

Tabel 1
Bidrag til drivhuseffekt, syredannelse og udledning af næringsstoffer fra deponering eller genanvendelse af forskellige fraktioner af husholdningsaffald (Kilde: Craighill og Powell (1996: 87-90))

Resultaterne af livscyklusundersøgelsen viste, at der for alle de undersøgte affaldsfraktioner ville være et reduceret bidrag til drivhuseffekten ved at genanvende affaldet frem for at deponere det (tabel 1 kolonne 4 første del). Den relative reduktion i bidraget ville være størst for aluminium (95 pct.), mens bidraget ville være mindst for stål (5 pct.). De reducerede bidrag skyldtes hovedsageligt et reduceret energiforbrug ved at anvende sekundære materialer i forhold til at indvinde primære materialer, der også opvejede de øgede udledninger fra transporten ved indsamling af genanvendelige materialer (Craighill og Powell, 1996: 91).

Den relative reduktion i bidraget til syredannelse (’acidification’) ville være størst for aluminium (95 pct.) og mindst for stål (26 pct.), mens der ved genanvendelse af plastaffald ville være tale om øgede eksternaliteter på 12-41 pct. (negativt sparet bidrag) (kolonne 4 anden del). Disse resultater skyldtes, at de sparede udledninger i sure gasser (’acid gases’) i indvindingsfasen blev opvejet af øgede udledninger som følge af en stigning i transporten (Craighill og Powell, 1996: 91-92). Også i forhold til udledning af næringsstoffer (’nutrification’) ville den relative reduktion i bidraget være størst for aluminium (94 pct.) og mindst for glas (32 pct.), mens der ville være et øget bidrag for stål (18 pct.) og plast (22-92 pct.) (kolonne 4 tredje del).

Om man på baggrund af livscyklusundersøgelsen foretrækker deponering eller genanvendelse af stål og plast, afhænger af en afvejning af deres bidrag til henholdsvis de tre miljøparametre. Et af problemerne ved livscyklusundersøgelser er, at resultaterne opgøres som miljøeffekter, der ikke umiddelbart er sammenlignelige. Mens genanvendelse af aluminium, glas og papir ift. alle tre miljøparametre er bedre end deponering, er det mere usikkert for stål, og deponering af plastaffald er bedre end genanvendelse, hvis drivhuseffekten er vigtigst (Craighill og Powell, 1996: 92).

Tabel 2
Samfundsøkonomiske omkostninger ved deponering og genanvendelse (Kilde: Craighill og Powell (1996: 91))

Sammenlignet med de forskellige miljøeffekter i livscyklusundersøgelsen er økonomisk værdisætning en måde at gøre effekterne ved deponering og genanvendelse på miljø og sundhed sammenlignelige på. Næste skridt i undersøgelsen var derfor at prissætte miljøbelastningen ved de enkelte affaldsfraktioner, som opgjort gennem livscyklusundersøgelsen. Dette er gjort ved at multiplicere de fysiske udledninger med nogle beregningspriser for udledningen af skadelige stoffer.

Tabel 3
Beregningspriser for udledningen af skadelige stoffer (Kilde: Craighill og Powell (1996: 85))

Beregningspriserne for udledningerne af skadelige stoffer stammer fra en undersøgelse af de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved at anvende kul som brændsel i EU-kommissionen (1994). Beregningspriserne for udledningen af drivhusgasser stammer fra en beregning af de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved udledninger af drivhusgasser i Fankhauser (1994a), der ligeledes er udgivet som et arbejdspapir fra Centre for Social and Economic Research on the Global Environment (CSERGE). Arbejdspapiret er efterfølgende publiceret som en artikel i The Energy Journal (Fankhauser, 1994b).

Tabel 4
Beregningspriser for udledningen af drivhusgasser (Kilde: Fankhauser (1994a: 39))

Da mange af de identificerede undersøgelser i denne rapport anvender resultaterne i Fankhauser (1994a eller 1994b), er beregningspriserne for drivhusgasserne vist i tabel 4. Beregningspriserne er beregnet i en stokastisk drivhusgas-model, som det vil føre for vidt at beskrive nærmere her.

Tabel 5
Beregningspriser for udledningen af drivhusgasser (Kilde: Fankhauser (1994a: 39) og Coopers & Lybrand og CSERGE (1997: 286-287)

I undersøgelsen af Coopers & Lybrand og CSERGE (1997), som er beskrevet nærmere nedenfor, anvendes der ligeledes beregningspriserne fra Fankhauser (1994a). I tabel 5 er Fankhausers beregninger for de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved udledninger af drivhusgasser omregnet til de beregningspriser, der oftest anvendes i de identificerede europæiske undersøgelser (tabel 5 kolonne 3).

For at gennemføre beregningerne i Craighill og Powell har det været nødvendigt at gøre følgende forenklende forudsætninger:

1. Kun de direkte inputs og outputs indgår i beregningerne.⁷
2. Den anvendte energi antages at være elektricitet produceret med den eksisterende engelske brændselssammensætning.
3. Energien produceret ved hjælp af gas fra deponier antages at erstatte elektriciteten produceret på gamle kulfyrede kraftværker i England.

Tabel 2 viser resultaterne, når eksternaliteterne ved de to metoder vurderes overfor hinanden. Af tabellen fremgår det, at det er forbundet med samfundsøkonomiske omkostninger, uanset om affaldet deponeres eller genanvendes (kolonne a og b). For de beskrevne indsamlings- og behandlingssystemer er det dog beregnet, at det er forbundet med samfundsøkonomiske gevinster at genanvende fraktionerne aluminium, glas, papir(positiv nettogevinst ved genanvendelse i kolonne ’a-b’). I undersøgelsen er det endvidere opgivet, at genanvendelse af aluminium klart medfører den største gevinst (£1.769 pr. tons), mens gevinsten ved at genanvende glas, papir og stål er £188-238 pr. tons. Endelig vurderes det, at der er forholdsvis små samfundsøkonomiske omkostninger ved at deponere eller genanvende plastaffald (£7-21 pr. tons), og at det udfra en samfundsøkonomisk betragtning vil være en lille fordel at deponere forskellige fraktioner af plastaffald (HDPE, PET og PVC) frem for at genanvende det (£3-7 pr. tons) (negativ nettogevinst ved genanvendelse i kolonne 4). Det bør dog bemærkes, at det f.eks. i beregningerne for PET-plastaffaldet forudsættes, at 1 ton af affaldet til deponering transporteres 5,2 km, mens det forudsættes at blive transporteret 126,5 km for at blive genanvendt (Craighill og Powell, 1996: 86).

Craighill og Powells undersøgelse af affaldsbehandlingen i en enkelt by (Milton Keynes) adskiller sig fra de øvrige undersøgelser i rapporten, der alle omfatter affaldsbehandlingen på nationalt niveau. Endvidere er deres undersøgelse ikke en egentlig cost-benefit analyse, da de budgetøkonomiske omkostninger (’financial costs’) til f.eks. at finansiere de forskellige systemer for genanvendelse eller deponering ikke indgår i beregningerne.

Coopers & Lybrand og CSERGE (1997)

Coopers & Lybrand og Centre for Social and Economic Research on the Global Environment (CSERGE) gennemførte som de første en cost-benefit-analyse af behandlingen af "kommunalt" affald"⁸ i de 12 "gamle" EU-medlemslande for EU-kommissionen. I analysen af de samfundsøkonomiske skadesomkostninger er der gennemført en livscyklusundersøgelse af udledninger og restprodukter ved de forskellige former for affaldsbehandling og en efterfølgende økonomisk værdisætning af resultaterne af livscyklusundersøgelsen.

Da det ikke var muligt at finde omkostningsdataene for alle de implicerede lande i forbindelse med undersøgelsen, blev de tilgængelige data anvendt korrigeret eller ukorrigeret på de øvrige lande. I undersøgelsen anvendes f.eks. data for genanvendelse fra Craighill og Powell (1995), der er det arbejdspapir, som ligger til grund for deres artikel fra 1996. Selvom datasættet er af afgørende betydning for resultaterne af beregningerne, er det for omfattende at beskrive de mange bagvedliggende datasæt nærmere her (se Coopers & Lybrand og CSERGE, 1997: 173-210 Appendix G).

Tabel 6
Netto samfundsøkonomiske omkostninger ved deponering eller genanvendelse af affald (EU-gennemsnit) (Kilde: Coopers & Lybrand og CSERGE (1997: 254))

Resultaterne af undersøgelsen er hovedsageligt opgjort på affaldsbehandlingsniveau og ikke for udvalgte affaldsfraktioner. En enkelt undtagelse er dog resultaterne af beregningerne for de samfundsøkonomiske omkostninger ved at deponere eller genanvende forskellige affaldsfraktioner i forbindelse med bringe- eller indsamlingsordninger i tabel 6. Beregningerne, der er gennemført for et EU-gennemsnit, viser, at de samfundsøkonomiske omkostninger under en bringeordning er størst i forbindelse med deponering af affald (kolonne 2). For separate indsamlingsordninger er de samfundsøkonomiske omkostninger imidlertid størst i forbindelse med genanvendelse af affaldet. Beregningerne viser endvidere, at især indsamlingen af metaller og plastaffald er forbundet med store omkostninger (Coopers & Lybrand og CSERGE, 1997: 254).

Tabel 7
Beregningspriser for udledningen af skadelige stoffer i Danmark (Kilde: Coopers og Lybrand og CSERGE (1996: 289-295))

I undersøgelsen anvendes beregningspriserne for de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved udledningen af drivhusgasser fra Fankhauser (1994a) (jf. tabel 5 kolonne 3). For udledningen af andre skadelige stoffer anvendes beregningspriser fra EU-kommissionen (1995) (tabel 7). Der synes således at være tale om de samme beregningspriser, som anvendes i Craighill og Powell (1996).

Tabel 8
Samfundsøkonomiske netto-gevinster ved genanvendelse af "kommunalt" affald (Kilde: Coopers & Lybrand og CSERGE (1997: 307)¹⁰)

I undersøgelsen er der foretaget beregninger for 3 forskellige indsamlingsordninger: en bringeordning, en fællesindsamlingsordning af restaffald, affald til genanvendelse og organisk affald og en separat indsamlingsordning af affaldet. Som det fremgår af tabel 8 er det beregnet, at der var betydelige miljømæssige gevinster ved at genanvende "kommunalt" affald ved den eksisterende affaldssammensætning i alle 12 medlemslande i begyndelsen af 1990’erne.¹¹ For Danmark er det beregnet, at der var den mindste samfundsøkonomiske gevinst ved en separat indsamling af affaldet (145 €€ pr. ton), mens der var den største gevinst ved en fællesindsamling af affaldet (161 €€ pr. ton).

De store forskelle i gevinsterne mellem landene skyldes forskelle i transportomkostninger, energibesparelser og fordelingen af de genanvendelige produkter (Coopers & Lybrand og CSERGE, 1997: 328).

Tabel 9
Netto miljøgevinst ved genanvendelse af forskellige affaldsfraktioner i England (UK) (Kilde: Coopers & Lybrand og CSERGE, 1997: 324))

På baggrund af nogle beregninger af miljøgevinsterne ved genanvendelse i England (UK) fremgår det, at der er betydelige forskelle i de miljømæssige gevinster ved genanvendelse af forskellige affaldsfraktioner i 1 ton "kommunalt" affald. I rapporten er det beregnet, at der er miljøgevinster forbundet med genanvendelse af metaller, glas, papir, tekstiler og hård plast, hvorimod der er miljømæssige omkostninger forbundet med genanvendelse af plastfilm.

Brisson (1997)

I en artikel, der er baseret på resultaterne i Brissons PhD-afhandling, er der ligeledes gennemført en cost-benefit analyse af behandlingen af "kommunalt" affald i de 12 "gamle" EU-medlemslande. Dvs. at både de budgetøkonomiske omkostninger og de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved affaldsbehandling indgår i analysen.

Da formålet med denne rapport er at gennemføre et litteraturstudie af internationale undersøgelser, er det kun de gennemsnitlige estimater for EU, som er præsenteret i notatet. For at nå frem til et EU-gennemsnit er der imidlertid gennemført beregninger for alle landene (inkl. Danmark). I beregningerne er der taget udgangspunkt i 3 forskellige indsamlingssystemer: En bringeordning, en fælles- og en separat indsamlingsordning af restaffald, affald til genanvendelse og organisk affald.

Tabel 10
Samfundsøkonomiske gevinster ved affaldsbehandling (EU-12 gennemsnit) (Kilde: Brisson (1997: 41))

Beregningerne af de samfundsmæssige omkostninger ved en EU-gennemsnitlig affaldsbehandling er for forbrænding gennemført under to forskellige forudsætninger. Under den første forudsætning er det beregnet, at den elektricitet, der produceres i forbindelse med forbrændingen af affaldet, erstatter energiproduktionen på kulfyrede kraftværker ("Forbrænding (alt. kul)"). Under den anden forudsætning, er det beregnet, at elektriciteten ved forbrænding erstatter et gennemsnit for energiproduktionen i EU ("Forbrænding (alt. EU-gen.)"). Beregningerne er foretaget for anlæg, der kun har elproduktion og ikke for anlæg, der har kraftvarmeproduktion, som det er tilfældet for de fleste danske anlæg.

Af tabel 10 fremgår det, at der vil være samfundsøkonomiske gevinster ved at genanvende affaldet i forbindelse med en bringeordning (170 €€ pr. tons) og i forbindelse med en fællesindsamlingsordning af restaffald, affald til genanvendelse og organisk affald (131 €€ pr. tons). Det vil imidlertid være forbundet med samfundsøkonomiske omkostninger at genanvende affaldet i en separat indsamlingsordning (24 €€ pr. tons).

Det bør bemærkes, at rangordningen af de forskellige behandlingsformer ikke ændres i de forskellige indsamlingsordninger. Da hovedformålet med artiklen er at gennemføre en cost-benefit analyse af EU’s affaldsbehandlingshierarki, er det derfor interessant, at deponering udfra en samfundsøkonomisk betragtning bør foretrækkes frem for forbrænding ved de 3 forskellige indsamlingssystemer, og at kompostering synes at være den samfundsøkonomisk dyreste behandlingsform.

Når kompostering klarer sig betydeligt dårligere end genanvendelse, som det traditionelt henregnes til, skyldes det, at en betydelig del af de samfundsmæssige gevinster ved genanvendelse stammer fra undgåede miljøeffekter ved produktionen af primære råmaterialer, hvilket ikke er tilfældet i forbindelse med kompostering (Brisson, 1997: 38). Endvidere forudsættes det i beregningerne, at der er forbundet nogle ikke ubetydelige samfundsøkonomiske skadesomkostninger med transporten af det organiske affald til fælleskomposteringsanlæg.

I Brisson (1997: 37) gøres der opmærksom på, at de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved deponering, forbrænding og kompostering er små i forhold til de budgetøkonomiske omkostninger, der udgør størstedelen af de samlede samfundsøkonomiske omkostninger. Derimod er de samfundsøkonomiske gevinster ved genanvendelse betydeligt større end omkostningerne til at finansiere de forskellige indsamlingsordninger.

Tabel 11
Miljøgevinster og de samlede samfundsøkonomiske gevinster ved genanvendelse af forskellige affaldsfraktioner i England (UK) (Kilde: Brisson (1997: 30 og 42))

Af en mere detaljeret opgørelse af gevinsterne ved genanvendelse på forskellige fraktioner i England (UK) fremgår det, at der er betydelige samfundsøkonomisk gevinster forbundet med genanvendelse af fraktionerne aluminium, glas og jern i forbindelse med bringeordninger. På grund af den usikkerhed, som er forbundet med beregningerne som følge af udsving i priserne på sekundære materialer og usikkerheden om de samfundsmæssige skadesomkostninger, vurderes det, at genanvendelse kun bør omfatte bestemte fraktioner (aluminium, glas og jern), hvorimod det er mere tvivlsomt, hvorvidt papir og pap og hård plast bør genanvendes, mens genanvendelsen af plastfilm helt bør undgås (Brisson, 1997: 41 og 44).

I artiklen er der gennemført en økonomisk værdisætning af de udledninger og restprodukter, der er fremkommet i forbindelse med en livscyklusundersøgelse af affaldsbehandlingen i de pågældende lande, ved hjælp af overførsler af eksisterende beregningspriser (’benefit transfer’).¹³

Tabel 12
De ukorrigerede beregningspriser for udledningen af skadelige stoffer og de korrigerede beregningspriser for Danmark (Kilde: Brisson (1997: 25))

De ukorrigerede beregningspriser for udledningen af drivhusgasser stammer fra Fankhauser og Pearce (1993), mens beregningspriserne for udledningen af skadelige stoffer stammer fra ETSU og IER (1994). For hvert enkelt af de 12 EU-lande er beregningspriserne bl.a. blevet korrigeret for forskelle i købekraft mellem landene (købekraftpariteter, PPP), ligesom der er korrigeret for forskelle i befolkningernes præferencer for miljøforbedringer ved at antage, at der er en indkomstefterspørgselselasticitet på 0,3 (Brisson, 1997: 24).

På grund af manglende beregningspriser omfatter tabellen ikke udledninger og restprodukter til vand og heller ikke enkelte udledninger til luft som f.eks. dioxiner (Brisson, 1997: 23-24). De senere år undersøgelser af de samfundsøkonomiske skadesomkostninger i forbindelse med udledningen af miljø- og sundhedsskadelige kemikalier ved affaldsbehandling viser, at kemikalierne tegner sig for en betydelig del af de samlede skadesomkostninger. F.eks. gælder det for stort set alle de undersøgte affaldsfraktioner i ECONs undersøgelse af miljøomkostningerne ved affaldsbehandling i Norge, at de miljø- og sundhedsskadelige kemikalier tegner sig for 85-95 pct. af effekterne (jf. ECON (2000) gengivet i tabel 15).

ETSU, AEA Technology plc (1997)

ETSU, AEA Technology plc m.fl. gennemførte en cost-benefit analyse af forslaget til et nyt direktiv for affaldsforbrænding for EU-kommissionens Miljø-Direktorat. Benefit-delen af analysen var afgrænset til en undersøgelse af de direkte eksternaliteter ved forbrænding af affald, og der blev således ikke gennemført en livscyklusundersøgelse af de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved affaldsforbrænding.

Tabel 13
Beregningspriser for udledningen af skadelige stoffer (Kilde: ETSU, AEA Technology (1997: 7-8))

I rapporten blev de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved forbrænding af affald beregnet for tre forskellige affaldsforbrændingsanlæg i Frankrig, Tyskland og England (UK). Eksternaliteterne ved forbrænding af affald blev ved hjælp af ovenstående beregningspriser beregnet til mellem 30 og 180 € pr. ton affald forbrændt (ETSU, AEA Technology, 1997: xi). Forskellen i de beregnede samfundsøkonomiske skadesomkostninger skyldes forskelle i anlæggenes beliggenhed, skorstens højde m.v.

I forhold til det sæt af beregningspriser, som anvendes i de tidligere omtalte undersøgelser, findes der i denne undersøgelse også beregningspriser for en række miljø- og sundhedsskadelige kemikalier. Som det fremgår af tabel 13 er der imidlertid stor forskel på de beregningspriser, der anvendes på forbrændingsanlæggene i de forskellige lande. Det skyldes, at beregningspriserne er stedsspecifikke dvs. at effekterne af de samme udledninger af skadelige stoffer afhænger af de befolkninger, der udsættes for påvirkningerne fra forbrændingen (dose-response).

ECON (2000)

Når ECONs undersøgelse af miljøkostningerne ved forbrænding og deponering af affald i Norge indgår i denne rapport om gevinsterne ved genanvendelse, skyldes det, at rapporten, der tidligere er blevet beskrevet i en vurdering af de nordiske slutbehandlingsafgifter på affald for Nordisk Ministerråd (Dengsøe, 2001), indeholder de mest opdaterede, omfattende og detaljerede beregninger af miljøomkostningerne ved forbrænding og deponering, som der findes.

ECON-rapporten adskiller sig dog fra de ovenfor gennemgåede undersøgelser ved, at der er anlagt et affaldsbehandlingsperspektiv, dvs. at undersøgelsen ikke er baseret på en livscyklusvurdering af affaldsbehandlingsalternativerne.

Tabel 14
Samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved udledning af miljø- og sundhedsskadelige kemikalier til luft fra affaldsforbrænding (Kilde: ECON (2000: 69))

Tabel 14 viser de beregnede eksternaliteter for de enkelte udledninger og affaldsfraktioner. Rapporten kommer frem til disse ved at anvende data for udledningerne fra forskellige kilder og ved at værdisætte disse på basis af forskellige fortrinsvis omkostningsbaserede opgørelser. Specifikt vedrørende miljøfarlige stoffer er anvendt et LCA-indeks. Dette indeks er baseret på en kombination af det hollandske Øko-indikator 99 og RIVM’s CML-index. Referencestoffet er bly, og værdien af statistisk liv er sat til 12 mio. NOK (lavt skøn).

Tabel 15
De samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved udledning af drivhusgasser, andre gasser og partikler og miljø- og sundhedsskadelige kemikalier ved den eksisterende affaldsforbrændingsteknologi (Kilde: ECON (2000: 82))

Række 4 i tabel 15 er summen af de samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved udledning af miljø- og sundhedsskadelige kemikalier til luft fra affaldsforbrænding i tabel 14. Af tabellen fremgår det, at det for alle affaldsfraktionerne undtagen plast gælder, at de miljø- og sundhedsskadelige kemikalier tegner sig for 85-95 pct. af effekterne (ECON, 2000: 81). Specielt udslip af mangan vægter meget i analysen, og svagt datagrundlag for udledningerne kan betyde, at det overvurderes.

COWI (2000)

I COWI (2000) er der gennemført en cost-benefit analyse af effekterne ved deponering eller forbrænding af affald for EU-kommissionen. I undersøgelsen er der ikke gennemført en livscyklusundersøgelse af effekterne. Når undersøgelse alligevel indgår i denne rapport om gevinsterne ved genanvendelse af affald skyldes det, at de undgåede effekter ved deponering og forbrænding udgør en ikke uvæsentlig del af gevinsterne ved genanvendelse af affald. I indledningen til rapporten understreges det kraftigt, at der er tale om en rent metodologisk undersøgelse, som ikke kan anvendes til at sammenligne effekterne ved deponering eller forbrænding af affald:

"This report is a purely methodological study based on existing information from literature. It is not intended to compare and evaluate various waste management options. Therefore, this study was neither conceived to compare landfill disposal to incineration nor can any of the results of this study be used to make a generalised statement on which method is to be preferred" (COWI, 2000: Important introductory remark).

Tabel 16
Beregningspriser for udledninger til luft (Kilde: COWI (2000a: 36))

Endvidere er der, som det fremgår af tabel 16, store forskelle i de beregningspriser, som anvendes i forskellige økonomiske værdisætningsundersøgelser.

I tabel 17 er der vist nogle eksempler på beregninger af de samfundsøkonomiske eksternaliteter ved forskellige former for affaldsbehandling under forskellige forudsætninger om den alternative energikilde. Som nævnt indledningsvist mener forfatterne til rapporten ikke, at de beregnede estimater kan anvendes til at sammenligne effekterne ved forbrænding eller deponering, Det fremgår dog af tabellen, at det har stor betydning for de beregnede estimater af effekterne ved forbrænding af affald om de samfundsøkonomiske gevinster i form af undgået forurening fra andre energikilder inddrages i beregningerne.

Tabel 17
Samfundsøkonomiske skadesomkostninger ved forskellige former for forbrænding eller deponering af fast ikke-farligt affald i EU (Kilde: COWI (2000: 53-60))

F1: Forbrændingsanlæg, som opfylder kravene i forslaget til EU-direktivet om forbrænding af affald (Common Position (2000/C 25/02))

F2: Forbrændingsanlæg, som opfylder kravene i det eksisterende EU-direktiv om forbrænding af affald (89/369/EEC)

F3: Forbrændingsanlæg, som ikke opfylder kravene i det eksisterende EU-direktiv

D1: Deponeringsanlæg. som opfylder kravene i det nyeste EU-direktiv om deponering af affald (EC/31/1999)

D2: Gamle deponeringsanlæg uden membran eller indsamling af deponigas

I rapporten er der en opgørelse over den eksisterende viden om de forskellige effekter ved udledningerne fra forbrænding eller deponering af affald (COWI, 2000: 25 og 32). Af tabellerne (ikke vist, red.) fremgår det, at der for en lang række af de skadelige stoffer ved affaldsbehandling ikke eksisterer en målelig dose-response sammenhæng for udledningerne, som er nødvendig for gennemførelsen af en økonomisk værdisætning af udledningerne ved affaldsbehandling.

Pearce og Howarth (2000)

Pearce og Howart beregnede i et fremtidsstudie for EU-kommissionen de samfundsøkonomiske gevinster og omkostninger ved 5 forskellige former for affaldsbehandling i 2010 i de 12 oprindelige EU-medlemslande og Finland, Sverige og Østrig ("EU15"). Data for udviklingen i affaldsmængder stammer fra Det Europæiske Temacenter for Affald og Materialestrømme, og skadesomkostningerne ved de forskellige former for affaldsbehandling er beregnet som et gennemsnit af data fra Danmark, Frankrig, Spanien og England (UK). I beregningerne anvendes de omkostningsdata fra 1993, der også anvendes i Coopers og Lybrand og CSERGE (1997).¹⁷

Tabel 18
Samfundsøkonomiske netto-gevinster ved affaldsbehandling for et gennemsnit af 15 EU-medlemslande i 2010 (1997-priser) (Kilde: Pearce og Howarth (2000: 47))

Pearce og Howarth når i deres beregninger frem til, at der i 2010 vil være en gevinst på 185 €€ at genanvende 1 ton af det "kommunale" affald, der produceres. Den beregnede samfundsøkonomiske gevinst ved genanvendelse svarer til 1.376 kr. pr. tons.¹⁸ Den store gevinst for samfundet ved genanvendelse er overraskende, eftersom det kun er værdien af udledninger til luften og sundhedsrisikoen, der er med i beregningerne. På grund af utilstrækkelige data er værdien af udledninger til vand og jord ikke med i vurderingen.¹⁹ Endvidere antages det, at forbrændingsanlæggene opfylder det gældende EU forbrændings-direktiv, hvilket medfører, at de faktiske effekter ved forbrænding på miljø undervurderes.²⁰ Endelig vurderes det at være af mindre betydning, at forringelser i herlighedsværdier ved placeringen af affaldsbehandlingsanlæg (’disamenity’) ikke indgår i beregningerne på grund af utilstrækkelige data.²¹

Hvis det forudsættes, at energien fra affaldsforbrænding erstatter energi fra gamle kulfyrede kraftværker, medfører den fortrængte forurening fra disse værker, at det er forbundet med en samfundsøkonomisk gevinst på 21,5 €€ at forbrænde 1 tons "kommunalt" affald. Hvis det derimod forudsættes, at energien fra affaldsforbrænding erstatter energi, der er produceret som et EU-gennemsnit, eller hvis der ikke produceres energi i forbindelse med affaldsforbrændingen, er det i følge beregningerne forbundet med samfundsøkonomiske omkostninger på hhv. 18 og 30 €€ at forbrænde 1 tons "kommunalt" affald. Det bør endvidere bemærkes, at de samfundsøkonomiske omkostninger ved disse typer af affaldsforbrænding er højere end de beregnede omkostninger ved at deponere 1 ton "kommunalt" affald på 9,5 €.

Konklusionen i rapporten er, at høje genanvendelsesandele for glas, metal og papir er optimale ud fra et samfundsøkonomisk synspunkt (Seede et al., 2000: 7). Den væsentligste årsag til de store miljømæssige gevinster ved genanvendelse er den undgåede miljøpåvirkning ved forarbejdningen af jomfruelige materialer (Pearce og Howarth, 2000: 43). Rapporten peger derfor på betydningen af at inddrage de jomfruelige materialer i vurderingen af miljøpåvirkningen.

2.3 Metoder og resultater

Analyserne i de identificerede undersøgelser er forsøgt gennemført baseret på en livscyklusundersøgelse af udledninger og restprodukter ved de forskelle former for affaldsbehandling og en efterfølgende økonomisk værdisætning af livscyklusundersøgelsens parametre. Et fælles problem for de fleste af de identificerede undersøgelser er , at de i mangel af opdaterede data bygger på de samme ofte temmeligt, forældede datasæt om de affaldsmængder og samfundsøkonomiske skadesomkostninger, der er forbundet med de forskellige former for affaldsbehandling.

Figur 1
’The Multiple Pathway Method’ (Kilde: van Beukering et al. (1999: iv)).

Kombinationen af en livscyklusundersøgelse af effekterne ved genanvendelse af affald og en efterfølgende økonomisk værdisætning af livscyklusvurderingens resultater betegnes i en konsulentrapport til EU-kommissionen som ’The Multiple Pathway Method’ (van Beukering et al., 1999). Det første trin i metoden består i at vælge en passende afgrænsning af undersøgelsen. Som det fremgår af et litteraturstudie af amerikanske livscyklusundersøgelser af affaldsbehandling, er det helt afgørende for en sammenligning af effekterne ved genanvendelse, deponering og forbrænding, om man som udgangspunkt vælger et affaldsbehandlingsperspektiv eller et system-/livscyklusperspektiv:

"The review finds that all of the studies support the following conclusions: Systems based on recycled production plus recycling offer substantial system-wide or ""life-cycle" environmental advantages over systems based on virgin production plus either incineration or landfilling, across all four parameters examined. Only when the material recovery or waste management are analyzed in isolation – which does not account for the system-wide consequences of choosing one system option over another – do the virgin material-based system appear to offer advantages over recycled production plus recycling" (Denison, 1996: 191).

Det andet trin består i indsamlingen af miljømæssige og økonomiske data. I det tredje trin foretages der en miljøkonsekvensvurdering , og der gennemføres eventuelt en økonomisk værdisætning af effekterne fra livscyklusundersøgelsen. Endelig kan der gennemføres en følsomhedsanalyse for at vurdere de usikkerheder, der er forbundet med gennemførelsen af trinene 1 til 3.

2.4 Sammenfatning

Miljøøkonomiske analyser af affaldssektoren kan principielt være en god støtte til at sikre en systematisk sammenligning af forskellige alternativer. Men sådanne analyser er først for alvor blevet gennemført siden midten af 1990'erne, og da de er meget datakrævende, præges de fleste af de gennemførte analyser af pragmatiske tilpasninger af datagrundlaget til analysens krav. Man må være opmærksom på, at analysernes konklusioner er et resultat af valgte forudsætninger. Det gælder ikke mindst for de egentlige cost-benefit analyser, idet opgørelserne på benefitsiden kræver at eksternaliteterne specificeres for såvel affaldssektorens egne emissioner, som for den alternative udvinding eller fremstilling af jomfruelige materialer.

Craighill og Powells undersøgelse (1996), som var den første, der baserede sig på en livscyklusanalyse, viste, at der sammenlignet med deponering kan være samfundsøkonomiske gevinster ved at genanvende aluminium, glas, papir og stål, og at genanvendelse af aluminium klart vil medføre den største gevinst. Desuden vurderes det i undersøgelsen, at det vil være en fordel at deponere forskellige fraktioner af plastikaffald i husholdningsaffaldet fremfor at genanvende det. I Craighill og Powell er nettogevinsten ved at genanvende forskellige affaldsfraktioner imidlertid beregnet som forskellen i de samfundsøkonomiske omkostninger ved at genanvende frem for at deponere affaldet, og den manglende inddragelse af omkostningssiden betyder, at resultaterne ikke er udtryk for en egentlig cost-benefit analyse. Endvidere er forbrænding ikke inddraget i analysen, og den er derfor først og fremmest interessant ud fra en metodologisk synsvinkel, nemlig koblingen af LCA og værdisætning.

Undersøgelserne af Coopers&Lybrand/CSERGE samt af Brisson er lagt op som egentlige cost-benefit analyser, hvor der er arbejdet mere omhyggeligt med omkostningssiden. Undersøgelserne tyder på, at de direkte omkostninger vægter mere end de ikke prissatte miljøomkostninger. Opgørelserne på benefitsiden er som ved Craighill og Powell baseret på LCA-analyser, som inkluderer eksternaliteterne ved udvinding af jomfruelige materialer. Disse analyser peger dels på, at forbrænding i mange tilfælde vurderes som et samfundsøkonomisk ringere alternativ end deponering, mens genanvendelse for en række fraktioner kommer ud med det bedste samfundsøkonomiske resultat. Begge undersøgelser forekommer at være temmelig aggregerede i behandlingen af genanvendelse, men Brisson angiver dog nogle mere specifikke resultater for de enkelte fraktioner med gyldighed for England. Disse peger på, at særligt genanvendelse af aluminium, jern og glas giver et samfundsøkonomisk overskud, mens det er mere tvivlsomt om det kan svare sig at genanvende f.eks. papir/pap og hård plast. For så vidt angår forbrænding, varierer vurderingen ganske meget med de antagelser, der gøres om den fortrængte energiproduktions karakter.

ECON (2000) har gennemført den mest detaljerede opgørelse af affaldssektorens egne eksternaliteter, og er specielt bemærkelsesværdig for opgørelsen af eksternaliteterne fra de miljøfarlige stoffer. Disse er prissat ud fra anvendelse af etablerede modelværktøjer til rangordning af kemiske stoffer. ECONs analyse viser, at eksternaliteterne fra de miljøfarlige stoffer udgør 85-90 procent af de samlede eksternaliteter fra affaldsforbrænding. Der er usikkerhed om de enkelte stoffer, så der synes at være behov for at arbejde videre med rangordningen og med udredning af vidensgrundlaget, men ECONs studie understreger betydningen af at inddrage de miljøfarlige stoffer i eksternalitetsopgørelsen, hvad de ikke er blevet i hidtidige danske studier. ECONs studie er anvendt til at vurdere satsen for den norske affaldsafgift (jf. tabel 19 nedenfor).

Pearce og Howarths fremtidsstudie viser, at det i 2010 vil være forbundet med en gevinst på 185 euro/ton at genanvende, hvilket er en smule overraskende, da en række eksternaliteter ikke er inkluderet. Studiet hviler på samme datasæt som tidligere CSERGE studier (Coopers/Lybrand og CSERGE) og udemærker sig især ved at have vurderet forskellige forbrændingsalternativer overfor hinanden. Deponering klarer sig i flere alternativer bedre end forbrænding. Dette hænger sammen med at ulemperne ved forbrænding for en stor dels vedkommende viser sig straks, hvorimod ulemperne ved deponering først viser sig efter en længere periode, og derfor tilbagediskonteres til nutidsværdi.

Tabel 19:
Udslipskoefficienter samt beregningspriser for udledninger fra affaldsforbrænding i Norge, anvendt til at opgøre eksternaliteter pr. tons affald. (Udslipskoefficienterne er for nye anlæg, der overholder EU's nye forbrændings/direktiv. For eksisterende anlæg er eksternaliteterne ca. 1.000 NOK pr. tons affald) (Kilde: ECON, 2001: 23).