| Forside | | Indhold | | Forrige |

Økonomiske virkemidler på natur- og miljøområdet

6 Økonomiske virkemidler i andre lande –udvalgte eksempler

Parallelt med den øgede brug af økonomiske virkemidler i Danmark over de seneste årtier, har der været en tilsvarende udvikling i andre OECD lande. I forhold til de danske erfaringer er der i udlandet en række eksempler på, at økonomiske virkemidler har været rettet mod andre miljøproblemer, ligesom andre typer af virkemidler har været taget i brug.

Specielt i USA er en række miljøproblemer blevet reguleret med forskellige systemer baseret på omsættelige kvoter - et instrument som kun for nylig har vundet indpas i enkelte europæiske lande. Modsvarende er der i højere grad anvendt miljøskatter og afgifter i Europa.

I kapitlet beskrives en række udenlandske eksempler på brug af økonomiske virkemidler. De valgte afgiftseksempler er alle eksempler på direkte miljøafgifter. Eksemplerne er valgt, fordi de enten illustrerer miljøproblemer, hvor Danmark i dag ikke anvender afgifter f.eks. den svenske NO_x-afgift, eller illustrerer andre måder at designe afgifter på end vi p.t. gør i Danmark f.eks. den schweiziske kørselsafgift. De valgte eksempler på omsættelige kvotesystemer viser, hvor forskelligt ordningerne kan laves og breden i anvendelsesområdet.

Eksemplerne kan inspirere, men er ikke tænkt som design af virkemidler, der direkte kan eller skal overføres til danske forhold. Forskelle mellem lande gør, at en grundig samfundsøkonomisk analyse altid bør foretages, før der lægges op til en politisk beslutning om at indføre ny regulering eller udskifte administrative virkemidler med økonomiske. Så den danske miljøpolitik altid tilstræber at opnå mest miljø for pengene.

De udvalgte eksempler er fra en rapport udarbejdet af COWI for Miljøstyrelsen ^[43] kan inddeles i to hovedgrupper:

• Eksempler på brugen af miljøafgifter og andre miljørelaterede betalinger. Det drejer sig her om afgift på tab af næringsstoffer fra landbruget i Holland, afgift på NO_x-udledninger i Sverige, samt kørselsafgifter for lastbiler i Schweiz.
• Eksempler på brugen af omsættelige kvoter. De medtagne eksempler omfatter omsættelige kvoter for SO₂ i USA, omsættelige kvoter for emballage i UK samt omsættelige fiskekvoter i Island.

6.1 Eksempler på brug af afgifter i andre lande

6.1.1 Den hollandske afgift på tab af næringsstoffer fra landbruget

Holland indførte i 1998 en afgift på landbrugets tab af kvælstof ^[44] og fosfor, som sigter mod at reducere udledningen af næringsstoffer (kvælstof og fosfor) fra landbruget.

Øget tilførsel af kvælstof og fosfor kan give anledning til eutrofiering, som er en betegnelse for tilførsel af store mængder af næringsstoffer, først og fremmest kvælstof- og fosforforbindelser. Eutrofiering kan resultere i iltsvind i vandmiljøet. I forhold til bevarelsen af en række naturtyper såsom heder og moser giver eutrofiering i form af ammoniakaflejring anledning til en ændret sammensætning af både dyre- og plantearter. Planter, som er kendetegnende for disse naturområder ved at være tilpasset særligt lave næringsstofkoncentrationer, udkonkurreres af planter, som er tilpasset høje koncentrationer af næringsstoffer, dvs. at f.eks. lyng bliver erstattet af græsser. Dette gælder også for dyrelivet, da de ændrede livsbetingelser betyder, at f.eks. sommerfugle- og insektarter forsvinder.

Tabet af kvælstof og fosfor fra landbruget er et problematisk område for Holland, fordi landet har et meget intensivt landbrug med det højeste antal dyreenheder pr. hektar i EU. EU's Nitratdirektiv, efter hvilket hele Holland er udlagt som sårbart område, har også været en motiverende faktor bag det hollandske system.

Afgifterne på næringsstoftab fra landbruget er et element i en længere række af virkemidler, som sigter mod at skabe balance mellem produktion og forbrug af næringsstoffer i landbruget. Det specielle ved afgiften er, at den ikke lægges som en indirekte afgift på forbruget af næringsstoffer, men at afgiften forsøger at simulere en direkte afgift lagt på de aktuelle emissioner. Da emissionerne ikke kan måles, estimeres de ud fra den beregnede forskel på input og output af næringsstoffer for hvert enkelt landbrug.

I Danmark reguleres landbrugsområdet primært ved hjælp af administrativ regulering ^[45]. Den hidtidige regulering af næringsstoftabet fra landbruget i Danmark har igennem de seneste 10-15 år særligt været rettet mod nedbringelse af kvælstofudvaskningen, mens fosforudledningen ikke er reguleret. En række af de virkemidler, som anvendes herhjemme, bidrager dog indirekte til at nedbringe landbrugets fosforoverskud, ligesom de bidrager til at reducere ammoniakemissionen fra husdyrbrug.

Afgiftens indretning
Den hollandske afgift lægges på tabet af næringsstoffer fra det enkelte landbrug ud over et vist afgiftsfrit minimumsniveau. Det giver den hollandske landmand et mere direkte incitament til at reducere tabet af næringsstoffer end en traditionel afgift på kunstgødning, da landmanden kan nedbringe sin afgiftsbetaling ved at gribe ind i forhold til alle led i tabskæden fra fordampning i stalden til udvaskning fra markerne.

Systemet skulle derfor bl.a. give incitamenter til bedre udnyttelse af husdyrgødningen og optimering af næringsstoffer i foder. Samtidig berører reguleringen alle typer af gødning, så skæve incitamenter i forhold til forskellige typer af gødning undgås.

Kernen i administrationen af ordningen er et system, der kaldes MINAS (Mineral Accounting System), som blev implementeret i 1998. Den enkelte landmand skal via MINAS holde regnskab med, hvor meget kvælstof og fosfor der tilføres bedriften (hovedsageligt i form af gødning og foder), og hvor meget der forlader bedriften indeholdt i landbrugsprodukter eller i salg af gødning. Næringsstoftabet, som afgiften rettes imod, fastsættes som forskellen mellem det samlede input og output.

Der er betydelige tekniske problemer i relation til opgørelsen af det reelle tab af næringsstoffer, da en række tilførsler og tab af kvælstof er svære at kvantificere. F.eks. kan bælgplanter optage kvælstof fra luften, men den faktiske tilførsel er vanskeligt at bestemme. Da kvælstoffikseringens størrelse afhænger af en række faktorer såsom sædskifte, gødskning og jordtype vil der fortsat være stor usikkerhed knyttet til opgørelsen af denne. Kvælstoftilførsel fra sur regn samt tab af kvælstof ved denitrifikation ^[46] medtages derimod ikke i opgørelsen af kvælstofbalancen.

Afgiften lægges på tab, som overstiger definerede normer for det tilladte tab af næringsstofferne kvælstof og fosfor. Størrelsen på tabsnormerne afhænger af typen af afgrøde (græs, fodermajs og øvrige afgrøder) og afhænger for kvælstof også af jordbundstypen. De afgiftsfrie tabsnormer er gradvist blevet sænket. I 2003 udgør de afgiftsfrie tabsnormer for eksempel mellem 60 og 180 kg N per hektar afhængig af afgrøde og jordbundstype. Afgiftssatserne for næringsstoftab udover den afgiftsfrie mængde er løbende blevet hævet, jf. tabel 6.1.

Tabel 6.1: Afgiftssatser for næringsstoftab i Holland

Kilde: Minas, the mineral accounting system 1997, DA s.11

Ved introduktionen i 1998 blev MINAS systemet obligatorisk for alle bedrifter med mere end 2,5 dyreenheder pr. hektar. I 2001 blev MINAS obligatorisk for alle typer af landbrug.

Administrative aspekter
Der er ikke fundet specifikke opgørelser af de administrative aspekter af afgiften, men systemet indebærer, at alle landbrug skal udarbejde et årligt næringsstofregnskab. De administrative byrder for hollandske landmænd ved den hollandske afgiftsmodel er dog næppe mindre end de administrative byrder i dansk landbrug ved anvendelsen af gødningsregnskaber.

Evaluering
For perioden 1998-2000 var der et fald i landbrugets overskud af kvælstof på 20 pct. og et tilsvarende fald for fosfor. Reduktionen tilskrives delvist effekten af MINAS systemet.

Det er endnu for tidligt at vurdere effekterne af det hollandske system, og det er vanskeligt at bestemme den præcise effekt af afgiften. Det skyldes bl.a., at der er en række virkemidler og reguleringer rettet mod tabet af næringsstoffer, så det kan være svært at isolere effekten af afgiften. Desuden kan de målte påvirkninger af miljøet svinge fra år til år, bl.a. på grund af forskelle i afgrødernes optag af næringsstoffer.

Effekten har dog ikke været stor nok til, at målsætningerne for reduktion af landbrugets udledning af næringsstoffer er blevet nået, hvilket har betydet, at systemet løbende er blevet strammet op, jf. bl.a. forhøjelsen af afgifterne.

6.1.2 NO_x-afgift i Sverige

Den svenske NO_x -afgift blev introduceret 1. januar 1992 med det formål at bekæmpe forsuring af bl.a. søer og vandløb. NO_x opstår ved alle typer af forbrænding af fossile brændsler, men mængden af NO_x er i højere grad bestemt af de betingelser, som forbrændingen foregår under, end af typen af brændsel. Det står i modsætning til f.eks. CO₂ -udslip, hvor mængden primært afhænger af brændslet. Hvor afgiften på CO₂ derfor kan lægges på brændslet, må afgiften på NO_x rettes mod den faktiske emission baseret på aktuelle målinger.

I Danmark reguleres NO_x-udledningen fra kraftværker ved hjælp af administrative kvoter.

Afgiftens indretning
Afgiften lægges på udledninger af NO_x fra energiproduktionsanlæg med en produktion på mere end 25 GWh per år. Industrielle energianlæg er også omfattet - dog ikke procesanlæg ^[47]. I 1998, det vil sige 8 år efter afgiftens vedtagelse, udgjorde NO_x -udledningerne fra de omfattede anlæg 5 pct. af Sveriges samlede NO_x -udledninger.

Afgiftsniveauet blev fra start sat til 40 SEK pr kg. udledt NO_x. Den svenske afgiftssats blev fastsat på baggrund af de forventede omkostninger ved at reducere udledningerne af NO_x. Disse omkostninger blev vurderet til at ligge mellem 3 og 84 SEK pr. kg. reduceret NO_x for forskellige anlæg. Afgiftssatsen er ikke blevet reguleret siden indførslen i 1992.

Det høje afgiftsniveau giver potentielt store økonomiske effekter for de berørte anlæg. For at mindske denne effekt samt undgå konkurrenceforvridningen mellem de store enheder, som skal betale afgiften, og de små anlæg, der ikke pålægges afgift, tilbageføres hele provenuet til sektoren - bortset fra 0,6 pct. der går til administration. For at bibeholde den fulde incitamentsvirkning sker tilbageføringen til de berørte enheder i forhold til deres energiproduktion. Det betyder, at de enheder, der udleder relativt lidt NO_x, per produceret energienhed tjener penge på ordningen, fordi de får mere tilbage, end de betaler. De, der udleder meget NO_x, per energienhed, betaler derimod til de andre.

Administrative aspekter
En emissionsafgift på NO_x kræver målinger af de aktuelle emissioner, hvilket er forholdsvist omkostningskrævende. I forhold til da afgiften blev indført er moniteringsomkostningerne faldet noget. Investeringsomkostningerne for måleudstyret udgør i dag omkring 250.000-300.000 SEK per anlæg med årlige driftsomkostninger på omkring 100.000 SEK i gennemsnit. De betydelige moniteringsomkostninger gjorde, at afgiften i første omgang kun blev pålagt store energiproducerende enheder ^[48]. I takt med de reducerede moniteringsomkostninger er den nedre grænse for størrelsen af anlæg, der er omfattet af afgiften, blevet sænket; senest i 1997. I dag er 250 anlæg afgiftspligtige.

Afgiftspligtige energianlæg kan alternativt vælge at betale en afgift baseret på standardnormer for NO_x -udledning. Standardnormerne er dog sat så højt, at det for det meste vil være fordelagtigt at foretage målinger af de faktiske udledninger i stedet.

Evaluering
De berørte enheder var ansvarlige for 3,8 pct. af den samlede NO_x emission i Sverige i 1992. De store energiproducerende enheder, som afgiften oprindelig var rettet mod, har siden afgiftens vedtagelse i 1990 reduceret emissionen af NO_x med omkring 60 pct.; fra 160 mg NO_x/MJ energiinput til 60 mg/MJ.

Hele reduktionen kan dog ikke tilskrives afgiften, da en række af anlæggene har været underlagt andre reguleringer. En stor del af reduktionen i NO_x -udledninger fandt sted mellem afgiftens vedtagelse i 1990 og dens introduktion i 1992, delvist som følge af at anlæggene allerede før afgiftens ikrafttræden tog hensyn til den. De mindre anlæg, som er medtaget i systemet senere, har i gennemsnit reduceret deres specifikke NO_x -udledninger med 20 pct.

Selvom det ikke er alle reduktioner, der kan tilskrives afgiften, så er den svenske NO_x -afgift et eksempel på en afgift med en høj effektivitet. Afgiften er på et relativt højt niveau og pålægges de faktiske udledninger. Samtidig sker der en tilbageføring af provenuet, hvilket har medvirket til en høj grad af accept hos parterne. Endelig er afgiften introduceret trinvist. Den blev først annonceret, så introduceret for store anlæg og senere er de mindre anlæg kommet med. Alle trinnene har hver især haft effekt.

6.1.3 Kørselsafgifter i Schweiz

Kørselsafgifter (roadpricing) kan have flere formål. Kørselsafgifter kan bruges til at finansiere et stykke infrastruktur (f.eks. Storebæltsbroen) og/eller kan give incitament til at ændre transportmønstre for derigennem at mindske trængsel og/eller miljøbelastningen. Fælles er, at betalingen på en eller anden måde knytter sig til brugen af transportinfrastruktur dvs. veje, broer mm. i modsætning til en benzinafgift, der selvsagt knytter sig til forbruget af benzin. Det er altså ikke kun antallet af kørte kilometer, der beskattes. Bilisten kan via sit rutevalg påvirke, hvor meget der skal betales.

Kørselsafgifter kan f.eks. opkræves som bompenge, hvor man betaler for at køre på en bestemt strækning, eller der kan anvendes mere sofistikerede metoder, hvor afgiften afhænger af den strækning, der tilbagelægges og tidspunktet herfor. De mere detaljerede systemer kræver avancerede moniteringssystemer. Der foregår mange forsøg, som skal belyse, hvordan den aktuelle transport og den belastning den afstedkommer, kan måles uden for mange uheldige bivirkninger.

I Schweiz er der indført et system med kørselsafgifter for lastbiler. Systemet er langt fremme med at forsøge at inkludere de eksterne transportomkostninger f.eks. trængsel og forurening i de faktiske omkostninger, der er ved at køre i lastbil. Desuden er priserne relativt høje i forhold til andre systemer, så man kan forvente en effekt på transportmængden. Det schweiziske system er et eksempel på, hvordan økonomiske virkemidler kan bruges til at påvirke transportomfang og -mønstre, hvilket er et område, der også har været diskuteret gennem de seneste år i Danmark.

Afgiftens indretning
Det schweiziske system med kørselsafgifter blev etableret den 1. januar 2001. Systemet retter sig mod køretøjer med en totalvægt over 3,5 t. Systemet blev vedtaget af befolkningen ved en folkeafstemning, hvor 57 pct. af befolkningen stemte for. Foran var gået en 20 år lang proces, hvor opbakningen ikke havde været til stede.

Netop accepten i befolkningen af kørselsafgifter kan være problematisk. Ikke overraskende viser erfaringerne, at der er stor modvilje mod kørselsafgifter - specielt fra dem der skal betale. Undersøgelser fra Holland og England viser, at kørselsafgifter bliver væsentligt mere acceptable for befolkningen, hvis provenuet øremærkes til transport- eller miljøformål. Det gør sig gældende i den schweiziske situation, hvor indførelsen af systemet var kædet sammen med, at en stor del af provenuet blev øremærket til finansieringen af et populært tunnelprojekt, hvor togkapaciteten gennem de schweiziske alper til Italien skal fordobles.

Det overordnede formål med den schweiziske kørselsafgift er at fremme en hensigtsmæssig godstransport. Afgiften udregnes på baggrund af antal tilbagelagte kilometer, lastbilens maksimale vægt samt køretøjets emissionskategori. Køretøjerne er opdelt i 3 emissionskategorier, og det er billigst at bruge de mindst forurenende køretøjer. Afgiftssystemet giver altså incitamenter til:

• at omlægge godstransport fra lastvogne til f.eks. tog;
• at skifte til mere miljøvenlige lastbiler; samt
• at øge effektiviteten i godstransporten, dvs. øge kapacitetsudnyttelsen ved f.eks. at undgå at køre retur uden last.

Lastbilerne er udstyret med en måler, der registrerer, hvor mange kilometer bilen kører indenlands. Måleren bliver automatisk deaktiveret, hvis køretøjet krydser grænsen og reaktiveret, når lastbilen vender tilbage. Vognmanden registrerer data fra måleren hver måned. Udenlandske køretøjer kan vælge at få en måler. Alternativt skal de anmelde de kørte kilometer.

Evaluering
Systemet har kun fungeret i en kort periode, så det er endnu begrænset, hvad der kan siges om effekterne. Ved trafiktællinger kunne man dog efter 7 måneder se en tendens til et fald i godstrafikmængden. Faldet har delvist kunnet forklares med ændringer i rutevalg, så lastbilerne evt. har kørt på mindre veje for at tilbagelægge den korteste distance , og derfor ikke er blevet talt med i trafiktællingerne. En anden forklaringsfaktor er, at lastbilerne har kørt i udlandet i grænseregionerne. Det kan dog ikke forklare hele reduktionen.

Faldet i gods-vejtrafikken kan derfor enten skyldes større effektivitet i transporten, skift til jernbane, eller at mere gods køres i små biler, som ikke betaler afgiften. Det antages, at det er den øgede effektivitet, der har haft den største effekt ^[49]. Det tyder på, at afgiften har understøttet en igangværende koncentration i transportbranchen, hvor små virksomheder forsvinder til fordel for store og mere produktive virksomheder, som f.eks. i højere grad kan undgå at køre tomme ture tilbage. Systemet har også opmuntret til anvendelsen af mindre forurenende lastbiler.

6.2 Eksempler på brug af omsættelige kvoter i andre lande

6.2.1 Omsættelige kvoter for SO₂ i USA

Formålet med reguleringen af SO₂-udledningerne er at begrænse syreregn. Den amerikanske regulering af området repræsenterer det første større forsøg på at regulere miljøproblemer med omsættelige forureningskvoter.

I Danmark reguleres SO₂-udledning ved hjælp af en afgift rettet mod elværkerne.

Kvotesystemets indretning
Det amerikanske system med omsættelige forureningskvoter blev etableret i 1990 gennem Clean Air Act Amendments. Systemet blev gjort bindende i 1995. Formålet med programmet var at mindske emissionerne af SO₂ fra elværker til halvdelen af 1980 niveauet.

Den første fase af programmet, som løb fra 1995 til 1999, omfattede i starten de 263 mest forurenende enheder, fordelt på 110 elværker, ejet af 61 eludbydere. Det blev udvidet til ca. 400 i løbet af første fase.

Fase 2 (fra 2000) begrænsede antallet af kvoter for de værker, der var med fra begyndelsen, og indførte også kvoter for de mindre værker. Fase 2 inkluderer således alle elværker på mere end 25 MW, der benytter fossile brændstoffer. Der er over 2000 enheder med i ordningen i alt.

Kvoterne til udledning af SO₂ gives hvert år til de anlæg, som er omfattet af systemet, baseret på anlæggenes udledning af SO₂ i perioden 1985-87. Derudover bortauktioneres et mindre antal kvoter bl.a. for at fremme, at en markedspris på de omsættelige kvoter bliver dannet. Nye anlæg må købe de nødvendige kvoter fra de eksisterende værker eller på ovennævnte auktion.

Hver kvote giver ret til at udlede et ton SO₂. Efter hvert års udløb har værkerne en periode på 60 dage til at sikre, at de har et antal kvoter svarende til årets aktuelle udledninger. Udleder et elværk mere SO₂ end de har kvoter til, straffes de med 2600 USD pr. ton ekstra forurening. De hårde sanktioner betyder, at alle værkerne har overholdt reglerne.

Hvis et elværk har mindsket sine udledninger, og det derfor har kvoter i overskud, kan det vælge at spare dem op. Dvs., at værket gemmer retten til udledning til et senere tidspunkt. Muligheden for opsparing af kvoterne har været flittigt brugt. I 1999 blev der f.eks. forurenet 30 pct. mindre, end der var udstedt kvoter til. Opsparingen af kvoter hang sandsynligvis sammen med, at anlæggene ønskede at lette overgangen til Fase 2, hvor emissionskravene, som nævnt ovenfor, blev strammet.

Virksomhederne kan alternativt vælge at sælge overskydende kvoter. I begyndelsen var langt hovedparten af handlerne med kvoterne interne. Dvs., at en udbyder flyttede rundt på kvoterne mellem forskellige enheder med samme ejer for på den måde at reducere udledningen, hvor det var billigst. Efterhånden er der flere eksterne handler, og i 1999 var 38 pct. af handlerne mellem organisationer.

Priserne på kvoterne har været svingende, men har typisk ligget mellem 100 og 200 USD pr. ton udledt SO₂. Til sammenligning udgør den danske SO₂-afgift 10 kr. pr kg udledt SO₂, hvilket svarer til 10.000 kr. pr. ton - altså væsentligt mere end prisen i USA.

At der blev valgt en løsning med omsættelige kvoter var bl.a. baseret på omfattende studier, der havde identificeret omkostningsbesparelser på op til 1 mia. USD per år sammenlignet med direkte regulering. De store besparelser hang sammen med, at der ville være meget store variationer i omkostningerne ved at reducere SO₂ -udledningerne mellem de enkelte værker. Der var derfor behov for et fleksibelt system, der kunne tage højde for forskellene. Det forhold, at de omsættelige kvoter bliver givet frit til de eksisterende anlæg i stedet for auktioneret, var politisk dikteret.

Administrative aspekter
De omfattede anlæg skal installere såkaldte kontinuerte emissionsmålingssystemer for at kunne dokumentere deres aktuelle udledning af SO₂. De samlede årlige omkostninger til måleudstyr og drift heraf er angivet til at være omkring 125.000 USD per elværk. Omkostningerne til emissionsmålingerne vurderes at være ca. 7 pct. af de totale omkostninger ved at mindske forureningen.

Da det er de aktuelle emissioner, der måles, stilles de forskellige metoder til at reducere udledninger lige. Værkerne kan f.eks. vælge at bruge mindre svovlholdigt kul, de kan skifte til gas, de kan vælge at installere røgrensningsanlæg, anvende renere brændselsteknikker m.v.

Evaluering
Den overordnede målsætning for programmet er, at SO₂-emissionerne fra elektricitetsproduktion i 2010 skal være reduceret med ca. 50 pct. i forhold til niveauet i 1980. På nuværende tidspunkt er fase 1 afsluttet, og fase 2 iværksat.

I fase 1, som kun omfatter de største værker, blev emissionerne fra de inkluderede værker halveret i forhold til emissionsniveauet i 1990, hvilket var mere end forventet for denne fase. Den overordnede målsætning forventes opnået ved slutningen af anden fase, som inkluderer flere værker og stiller strammere krav til reduktioner. Systemet har altså indtil videre mere end opfyldt forventningerne til miljøeffekterne.

Også på omkostningssiden har systemet været overraskende positivt. Alt i alt tyder estimater på, at prisen i Fase 1 var 1,2 mia. USD årligt, og Fase 2 estimeres til at koste mellem 1 og 1,4 mia. USD årligt. Det er væsentligt under de oprindelige forventninger til programmets pris, som var omkring 5 mia. USD årligt, og også lavere end de estimerede omkostninger ved brug af administrativ regulering. EPA estimerede i slutningen af 80'erne, at en regulering med traditionelle reguleringsmekanismer kunne overskride 6 mia. USD årligt.

Der er flere forklaringer på, at omkostningerne har været lavere end forventet. Priserne på kul med lavt svovlindhold blev overvurderet på designtidspunktet, men programmet har også bidraget til introduktion af nye og forbedrede metoder til at reducere SO₂ udledningerne. Da de omsættelige kvoter ikke regulerer, hvordan udledningerne skal begrænses, får forurenerne incitament til at finde den billigste måde at reducere forureningen på. Det ses f.eks. ved, at der er udviklet metoder, så kul med lavt svovlindhold kan blandes med mere svovlholdigt kul og brændes i enheder, som har været designet til svovlholdigt kul. Også indenfor røgrensning vurderes systemet at have givet anledning til teknologiske forbedringer. Alt i alt har kvotemarkedet betydet, at SO₂ reduktionerne er blevet nået til tiden, og omkostningerne har været væsentligt lavere end forventet.

6.2.2 Omsættelige genanvendelsesbeviser i Storbritannien

Storbritannien vedtog i marts 1997 en lov, som indførte omsættelige genanvendelsesbeviser for emballageaffald. Lovgivningen var implementeringen af EU's emballagedirektiv fra 1994. Systemet med genanvendelsesbeviser trådte i kraft 1. januar 1998 efter at være blevet drøftet fire år med de relevante aktører. Reguleringen gjaldt ved vedtagelsen alle virksomheder, som havde en omsætning på mere end 5 mio. £ og håndterede mere end 50 tons emballage om året. Omsætningskravet blev i 2000 sat ned til 2 mio. £. Med det nye omsætningskrav er ca. 90 pct. af den samlede mængde emballageaffald inkluderet.

Loven opstiller mål for, hvor stor en andel af den samlede mængde emballage der skal indsamles og nyttiggøres, jf. tabel 6.2. Målene er blevet revideret to gange siden vedtagelsen, senest i november 2000.

Tabel 6.2: Nyttiggørelsesmål for emballage i Storbritannien

Kilde: OECD 2001 og DEFRA

Ligesom for andre omsættelige kvoter er hensigten at nedbringe omkostningerne, ved at nyttiggørelsen sker, der hvor det er billigst. I modsætning til det traditionelle system med omsættelige kvoter får virksomhederne ikke kvoterne, men et genanvendelsesmål som de skal leve op til. Virksomhederne skal så derefter ud og erhverve kvoterne ved at sørge for, at der sker nyttiggørelse.

Systemets opbygning
Loven henvender sig til alle virksomheder, som håndterer emballage lige fra producenter af emballage, producenter af andre varer til detailleddet. Nyttiggørelsesansvaret er fordelt på alle led i emballagekæden, så hvert led er ansvarlig for en nærmere fastsat andel af nyttiggørelsesmålet, jf. tabel 6.3. Detailhandlen er f.eks. ansvarlig for 48 pct. af den samlede mængde emballageaffald, som skal nyttiggøres i 2002.

Tabel 6.3: Fordeling af nyttiggørelsesansvaret i emballagekæden

Kilde: OM Environment Exchange 2001 og DEFRA

Systemet virker således, at hvis eksempelvis et supermarked håndterer 100 tons emballageaffald i 2002, så skal 59 pct. nyttiggøres, jf. tabel 6.2, dvs. 59 tons. Af de 59 tons er supermarkedet ansvarlig for 48 pct. af nyttiggørelsen, jf. tabel 6.3. Når supermarkedet skal beregne sin samlede nyttiggørelsesforpligtelse er resultatet altså 100 tons * 59 pct.*48 pct.= 28 tons.

Af de 28 tons skal en vis andel genanvendes. Det gælder således for 19 pct. af hver emballagemateriale, jf. tabel 6.2. Hvis de 100 tons emballage, som det pågældende supermarked håndterer i 2002, er fordelt på 50 tons papir og 50 tons glas, skal henholdsvis 50 tons *19 pct.*48 pct.=4,6 tons papir og 4,6 tons glas ud af den samlede nyttiggørelsesforpligtelse på 28 tons genanvendes. De resterende 18,8 tons af nyttiggørelsesforpligtelsen kan i princippet nyttiggøres på en hvilken som helst måde, men da Storbritannien ikke har så stor kapacitet til forbrænding med energiudnyttelse, genanvendes størstedelen af emballagen i praksis.

Virksomheder, som er omfattet af loven, skal registrere hos myndighederne og oplyse, hvor meget emballage de håndterer på årsbasis. Ved årets udgang skal de dokumentere, at de har levet op til deres nyttiggørelsesforpligtelse. Det dokumenteres ved hjælp af omsættelige genanvendelsesbeviser, som er beviser, der udstedes af en oparbejdningsvirksomhed, når genanvendelse eller nyttiggørelse har fundet sted.

Oparbejdningsvirksomheder køber emballage fra emballageindsamlere, som kan være professionelle emballageindsamlere, lokale myndigheder, foreninger o.l. For hvert tons emballage, oparbejdningsvirksomheden nyttiggør, udstedes et omsætteligt genanvendelsesbevis. Beviserne kan udstedes til en virksomhed eller en professionel emballageindsamler. Genanvendelsesbeviserne for emballage indsamlet af andre f.eks. lokale myndigheder udstedes til oparbejdningsvirksomheden selv. Oparbejdningsvirksomheden kan sælge de beviser, der er udstedt til oparbejderen selv, ligesom beviserne kan handles mellem virksomheder. For at købe beviserne kræves det dog, at man har nyttiggørelsesansvar. Organisationer og privatpersoner kan derfor ikke købe beviserne og dermed påvirke prisen eller den oparbejdede mængde.

I stedet for at registrere direkte hos myndighederne kan virksomhederne vælge at entrere med en affaldsformidler ^[51]. En affaldsformidler er en virksomhed, som for et årligt gebyr varetager virksomheders nyttiggørelsesansvar. Affaldsformidleren tegner så en kontrakt med en eller flere oparbejdningsvirksomheder om køb af et antal genanvendelsesbeviser, svarende til den samlede nyttiggørelsesforpligtelse, som affaldsformidleren har påtaget sig for virksomheder, den har kontrakt med. Nogle affaldsformidlere har egen professionel indsamlingsvirksomhed, som overtager affaldsformidlerens genanvendelsesforpligtelse, og dermed kan få udstedt genanvendelsesbeviser direkte fra oparbejdningsvirksomheden for de tons emballage, de indleverer.

Det vil sige, hvis supermarkedet fra før ikke selv ønsker at varetage det praktiske arbejde med indsamling af emballageaffald, kan det tegne en kontrakt med en affaldsformidler om at sørge for nyttiggørelse af de 28 tons emballage, heraf 4,6 tons glas og 4,6 tons papir, som skal genanvendes. Affaldsformidleren summer derefter alle de kontrakter, det har indgået med forskellige virksomheder om nyttiggørelse af emballage, og opgør det samlede antal tons emballage, som det skal sørge for nyttiggørelse af fordelt på genanvendelse af materialetyper og nyttiggørelse. Herefter kontakter affaldsformidleren et antal oparbejdningsvirksomheder af forskellige materialer og indgår købsaftale om et antal omsættelige genanvendelsesbeviser svarende til den samlede nyttiggørelsesforpligtelse, som affaldsformidleren har indgået kontrakt med andre virksomheder om. Oparbejdningsvirksomhederne skal således sørge for at kunne udstede beviser svarende til den mængde, der er indgået købsaftaler for med affaldsformidlere. Hvis oparbejdningsvirksomheden nyttiggør mere emballage end der er indgået kontrakter for med affaldsformidlere eller direkte med registrede virksomheder, kan de resterende genanvendelsesbeviser sælges.

Ud over de handler, der foregår direkte mellem virksomheder, affaldsformidlere og oparbejdningsvirksomheder, handles en stigende del af genanvendelsesbeviserne som spothandler. Genanvendelsesbeviserne kan handles på en engelsk internetbaseret miljøbørs ^[52]. Det er primært de virksomheder, som ikke har indgået aftale med en affaldsformidler, der benytter miljøbørsen.

Administrative aspekter
Virksomhederne er selv ansvarlige for at registrere sig hos myndighederne eller indgå kontrakt med en affaldsformidler. Ved årets udgang skal den enkelte virksomhed sende dokumentation i form af genanvendelsesbeviser til myndighederne, for at virksomheden lever op til sin nyttiggørelsesforpligtelse. Myndighederne gennemførte kontrolbesøg hos 1172 registrede virksomheder i 2000, og hos 867 virksomheder, som ikke havde taget initiativ til at nyttiggøre. Af de 867 virksomheder viste ca. 200 sig at være virksomheder, som skulle have registreret. Hvis en virksomhed ikke lever op til sin forpligtelse, bliver det opfattet som en overtrædelse af loven, men da loven er meget blødt formuleret mht. virksomhedernes forpligtelser, har bødeniveauet været lavt i de sager, der har været kørt. Der er således blevet kørt 44 sager i 2000, som har resulteret i en gennemsnitlig bødestørrelse på 3250 £. Hvis en affaldsformidler ikke lever op til sin kontraktmæssige nyttiggørelsesforpligtelse, inddrager myndighederne dens autorisation.

Da loven blev vedtaget, blev der forventet en årlige omkostning på 200 mio. £ for at opfylde målene. Det har vist sig at være overvurderet. Omkostningerne i 2000 var 45 mio. £ ekskl. administration. Med udgangspunkt i prisen på genanvendelsesbeviser i fjerde kvartal 2000 var den gennemsnitlige årlige udgift 700 £ for små virksomheder med en årlig omsætning på 2-5 mio. £, mens de større virksomheder med en årlig omsætning på over 5 mio. £ havde gennemsnitlige årlige udgifter på 4000 £.

Evaluering
Ind til nu har ordningen været en succes. Det er i alle år bortset fra 2001 lykkedes at opfylde de samlede årlige mål for genanvendelse og nyttiggørelse, og omkostningerne forbundet hermed har været lavere end forventet. Nyttiggørelsesmålene har imidlertid været sat relativt lavt. I 2001 blev målene strammet markant, jf. tabel 6.3. Det var i løbet af året forventet, at målene alligevel ville blive nået i 2001, men en af de store affaldsformidlere levede ikke op til de kontraktmæssige forpligtelser. Resultatet blev, at den nyttiggjorte mængde endte 240.000 tons under målet ^[53].

Samlet set må ordningen siges at være relativt kompliceret på grund af det delte nyttiggørelsesansvar i emballagekæden, men den har ikke desto mindre vist sig at være omkostningseffektiv ^[54].

6.2.3 Individuelle omsættelige fiskekvoter i Island

Fiskeri i åbent hav er et typisk eksempel på en fælles ressource, der vil blive overudnyttet, hvis ikke en form for central regulering etableres ^[55]. En række forskellige former for regulering af fiskeriet har været anvendt, men i dag er det typiske instrument en eller anden form for kvoteordning, hvor der sættes maksimale grænser for den årlige fangst. Ud fra en opgørelse af den totale tilladelige fangst bestemmes kvoter for de enkelte fiskere/fartøjer. I visse lande er disse individuelle kvoter gjort omsættelige (IOK).

Det forhold, at kvoterne gøres omsættelige, sikrer ikke umiddelbart en bedre beskyttelse af fiskebestanden, men bidrager snarere til at forbedre den økonomiske efficiens i fiskerisektoren, da det medvirker til, at fiskene bliver fanget af de både, der kan gøre det billigst pr. ton. Analyser viser da også, at forskellen mellem det almindelige kvotesystem og systemet med de omsættelige kvoter ligger i, at fiskeriflåden bliver udnyttet mere omkostningseffektivt, eksempelvis fordi den bliver reduceret. Det vil således kunne betale sig for ejere af ældre både at sælge deres kvoter til mere effektive både og selv ophøre med at fiske.

I dag bruges IOK-systemet i OECD landene Australien, Canada, Island, New Zealand og USA. Antallet af fiskearter, som indgår i IOK-systemet varierer mellem landene. Island og New Zealand har begge introduceret systemer, der omfatter hovedparten af det kommercielle fiskeri.

Kvotesystemets indretning
Det islandske system med omsættelige fiskekvoter er blevet indført gradvist startende med indførslen af kvoter for sildefiskeri i slutningen af halvfjerdserne. En forudsætning for etableringen af en national regulering af fiskeriet var den internationale anerkendelse af Islands 200 sømilegrænse. Derudover var det islandske sildefiskeri kollapset og et stop for sildefiskeri var indført i perioden 1972-75. Ved genoptagelsen af sildefiskeriet fik de eksisterende fartøjer tildelt kvoter, som fiskerne ønskede blev gjort omsættelige. Siden 1990 har alle større fiskebestande inden for 200 sømil fra Island været reguleret gennem omsættelige kvoter.

Kvoterne giver retten til at fange en given procentdel af den til enhver tid gældende maksimale årlige fangst. Selvom der er en vis juridisk usikkerhed, er kvoterne i princippet gældende for al fremtid. Dvs. fiskerne har fået, hvad der kunne sammenlignes med ejendomsret over en del af fiskebestanden, og har dermed større egeninteresse i en samlet rationel regulering og styring af fiskebestanden.

Kvoterne blev givet uden vederlag til de eksisterende fartøjer efter lidt forskellige principper afhængig af typen af fiskeri. For torsk blev den oprindelige fordeling af kvoter baseret på de historiske fangstdata i perioden 3 år før tildelingen. I vurderingen af fangstdata blev der taget højde for særlige grunde til eventuelle lave fangster - f.eks. renovation af fartøjet.

Tildelingen af fiskerettigheder - i forhold til salg via auktion - er en fordel for de eksisterende fiskere, hvorimod nye fiskere vil blive nødt til at opkøbe fiskerettigheder. På Island har dette forhold dog ikke været et problem, da man netop har forsøgt at begrænse antallet af fiskere. Indtil 1999 kunne de fiskelicenser, der er obligatoriske for at kunne købe kvoter, kun gives til skibe, der var aktive i fiskeriet i 1990. Nu kan alle registrerede fartøjer ansøge om fiskelicenser.

Fastlæggelsen af den årlige totale tilladelige fangst er underlagt den politiske proces. Generelt er anbefalingerne fra fiskeriforskerne blevet fulgt tæt, men i perioder har regeringen været modvillige til at begrænse torskefiskeriet fuldt ud til det anbefalede niveau. I dag fastsættes de maksimale fangster som en fast procentdel af den estimerede totale fiskebestand.

Siden 1. september 1998 har der på Island været en kvotebørs. For at købe kvoter kræves det, at man ejer et fartøj med en legal fiskelicens. Lystfiskere, miljøgrupper og andre, der kunne ønske at reducere fangstmængden, kan derfor ikke påvirke fangsterne ad den vej. Udenlandske fiskere kan heller ikke købe kvoter.

Udover at sælge overskydende kvoter kan fiskerne gemme 20 pct. af kvoten til det følgende år. De har også mulighed for at fange 5 pct. mere, end de har kvote til, hvis en tilsvarende mængde modregnes i kvoten for en anden art. Begge dele øger systemets fleksibilitet, men øger samtidig usikkerheden i forhold til de årlige fangstmængder.

Evaluering
Meget tyder på, at systemet har været en succes. Inden etableringen af systemet var det islandske fiskeri i betydelige problemer; både med hensyn til indtjening og beskyttelse af fiskebestanden. På trods af store investeringer steg værdien af fangsterne kun begrænset. Investeringerne steg således med 1200 pct. i perioden 1945-83, og i samme periode steg den reale værdi af fangsterne kun med 300 pct.

Den totale værdi af torskekvoterne er steget fra ca 36-57 millioner USD i 1984 til 235-275 millioner USD i 1995 ^[56]. Stigningen indikerer en markant stigning i den økonomiske indtjening, som torskefiskeriet giver anledning til.

Det har været en længere proces at nå til det nuværende system for regulering på området, da der var betydelig modstand fra fiskerisektoren. Modstand har dels været rettet mod, at fiskeriet overhovedet blev reguleret, og dels har der været stridende interesser mellem forskellige grupper af fiskere, som ville blive uens påvirket af de forskellige former for indgreb. De dårlige resultater i sektoren med betydeligt faldende indkomster til følge var sandsynligvis en nødvendig motivation for at acceptere en højere grad af regulering. Det forhold, at fiskerne fik tildelt ejendomsret til en del af fiskebestanden, er også blevet fremført som et afgørende forhold i forbindelse med accepten af de regulative indgreb.

Systemet har da også vist sig at være positivt for fiskerisektoren. Det tyder på, at sektoren er blevet betydelig mere effektiv. Fiskeflåden er blevet væsentligt reduceret, men til gengæld er fangsterne blevet bedre. Samtidig øges fiskebestandene. Alt i alt er sektoren blevet væsentligt mere profitabel.

6.3 Sammenfatning af erfaringer fra de udvalgte eksempler

De udvalgte eksempler repræsenter en række forskellige anvendelser af økonomiske virkemidler, som adskiller sig fra brugen af virkemidler i Danmark.

Erfaringerne fra eksemplet med næringsstofbalancer i det hollandske landbrug er interessante, fordi det er et forsøg på at erstatte administrativ regulering med økonomiske virkemidler på et traditionelt svært regulerbart område. Afgiften er yderligere et eksempel på anvendelse af direkte regulering på et område, hvor der oftest har været anvendt indirekte regulering. Afgiften lægges således på en estimation af det faktiske tab i stedet for på f.eks. gødning.

Den hollandske afgift er et eksempel på et sammenhængende system til regulering af landbruget, der i en tilpasset form vil kunne erstatte en række administrative reguleringer, som anvendes over for det danske landbrug i dag. Systemet må dog forventes at være mindst lige så administrativt tungt, som den danske regulering af landbruget, hvilket taler for også at undersøge effekten af alternative tiltag, inden der sker en eventuel ændring af landbrugsreguleringen i Danmark.

Den svenske afgift på NO_x er et eksempel på, hvordan en høj afgift til at sikre det nødvendige incitament til adfærdsændringer er blevet kombineret med en refusionsordning for at reducere de indkomstmæssige effekter af et højt afgiftsniveau, hvorved effekten på anlæggenes konkurrenceevne er søgt minimeret. I modsætning til modellen for tilbageførsel af provenuet af den danske CO₂-afgift er der tale om en meget enkel tilbageførselsmetode. Stort set hele provenuet føres direkte tilbage til det enkelte energiproducerende anlæg baseret på en miljømæssig set intelligent fordelingsnøgle nemlig anlæggets samlede energiproduktion.

Der kan være begrænsninger i form af konkurrencebestemmelser, for hvordan tilbageførsler kan udformes, og det kan begrænse den generelle relevans af denne erfaring. Ikke desto mindre er det givet, at netop den egenskab har medvirket til den generelle accept af afgiftssystemet.

Kørselsafgiften for lastbiler i Schweiz er ét eksempel på, hvordan man kan designe en transportafgift, så den retter sig mod et bestemt trafikproblem, her godstransport, i modsætning til f.eks. en brændstofafgift, som retter sig mod alle typer af køretøjer, der bruger den pågældende brændstoftype f.eks. diesel.

De foreløbige erfaringer fra Schweiz viser, at afgiften har påvirket godstransporten, så den er blevet mere effektiv. Afgiften ser altså ud til at virke efter hensigten. Det schweiziske eksempel viser imidlertid også, at det er vigtigt at være meget omhyggelig med design af sådanne ordninger, hvis man skal undgå uhensigtsmæssige bivirkninger. I eksemplet har lastbilerne således i et vist omfang bare flyttet de kørte kilometer til udlandet eller kørt ad mindre veje, hvilket ikke nødvendigvis er hensigtsmæssigt.

Eksemplet med SO₂-begrænsning i USA viser, at omsættelige kvoter er et omkostningseffektivt virkemiddel til at opnå en ønsket forureningsbegrænsning. Fordelen ved de omsættelige kvoter er, at den regulerende myndighed ikke behøver at kende teknologien i den sektor, der skal reguleres, i detaljer. Myndigheden skal kun fastsætte, hvor stor en reduktion der ønskes opnået og derefter overlade fordelingen af reduktionen til erhvervet. Ved at overlade det til sektoren selv at beslutte, hvor stor en reduktion den enkelte virksomhed skal foretage, opnås det, at reduktionerne samlet set foretages så billigt som muligt til gavn for erhvervet.

Systemet med omsættelige genanvendelsesbeviser i Storbritannien viser ligesom eksemplet fra USA, at omsættelige kvoter fører til omkostningseffektiv regulering. Det er desuden et eksempel på et område, der er underlagt et EU-direktiv, men som reguleres helt anderledes, end det er tilfældet i Danmark.

Eksemplet med individuelle omsættelige fiskekvoter i Island er et eksempel på regulering af en begrænset naturressource. Eksemplet adskiller sig fra de to andre eksempler med omsættelige kvoter ved, at der ikke er tale om begrænsning af en uønsket forurening, men om beskyttelse af en naturressource.

Erfaringerne fra Island viser, at fiskerierhvervet er blevet mere omkostningseffektivt, efter at de omsættelige kvoter er blevet indført. Det skyldes, at systemet giver incitament til, at kvoterne udnyttes af de fiskere, der kan fange fiskene billigst, idet muligheden for at sælge kvoterne kan gøre det attraktivt at vælge at lade være med at fiske. Desuden må det antages, at det, at den enkelte fisker har ejerskab til en andel af den samlede fiskebestand, også i fremtiden fremmer en ansvarlig omgang med naturressourcen. Det islandske eksempel kan således inspirere af flere grunde.

Danmark har indført individuelle omsættelige kvoter for sildefiskeriet fra 1. januar 2003. Ordningen gælder for en 5-årig periode. Erfaringerne fra perioden vil efterfølgende sammen med erfaringer fra andre lande danne baggrund for en eventuel forlængelse af ordningen og en eventuel udbredelse til andre arter.

Gennemgangen af erfaringerne fra de valgte eksempler viser, at der er gode muligheder for at kunne lade sig inspirere af andre lande ved udformningen af fremtidig regulering af miljø- og naturområdet i Danmark. Der kan både findes inspiration til at udforme reguleringen på andre måder, end vi gør i dag f.eks. de omsættelige kvoter og til at indføre ny regulering.

Fodnoter

[43] COWI, Udvalgte eksempler på brug af økonomiske styringsmidler i andre lande. Rapporten offentliggøres primo 2004

[44] Tab af kvælstof i forbindelse med landbrugsproduktion forekommer i fire former – ammoniakfordampning fra husdyrgødning, denitrifikation, opbygning af jordens organiske pulje og udvaskning af kvælstof (nitrat) fra planternes rodzone

[45] Der anvendes afgifter i regulering af landbrugsområdet i Danmark, men det er primært i forhold til pesticider.

[46] Ved denitrifikation omdannes nitrat til frit kvælstof, hvilket er uskadeligt i miljømæssig sammenhæng

[47] I et procesanlæg gennemgår råmaterialer en fysisk/kemisk proces, som resulterer i et flydende eller fast produkt (Procesindustrien, 2002). Eksempler herpå er Dyrups, Ålborg Portland og Lundbeck.

[48] Anlæg med en årlig energiproduktion på over 50 GWh og en indfyringskapacitet på mindst 10 MW.

[49] Balmer 2001

[50] Nyttiggørelse dækker samlet genanvendelse og forbrændig med energiudnyttelse. Genanvendelse dækker, at materialet bliver anvendt igen i en eller anden form, i modsætning til genbrug, hvor en flakse genanvendes som en flaske.

[51] På engelsk hedder det et ”compliance scheme”. Da der ikke findes tilsvarende virksomheder i Danmark, er det valgt oversat med ”affaldsformidler”. Et eksempel på et ”compliance scheme” er Valpack.

[52] Informationer om den engelske miljøbørs kan findes på dens hjemmeside: www.t2e.co.uk

[53] Det konkrete tilfælde har fået myndighederne til at overveje at indføre mulighed for at give ejerne af compliance schemes bøder. Denne ændring forventes i 2003.

[54] Report of the PRN Task Force 2002 (kommende) + information fra DEFRA.

[55] Det såkaldte "tragedy of the commons" problem.

[56] Dette svarer til en stigning på mere end 400 pct. I den samme periode steg GDP-deflatoren for USA med ca. 40 pct.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Top |

Version 1.0 November 2003, © Miljøstyrelsen.