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

Brændeovne og små kedler

5 Sammenligning af scenarierne

• 5.1 Udvikling i emissioner for scenarierne
• 5.2 Velfærdsøkonomisk analyse
• 5.3 Følsomhedsanalyse
• 5.4 Sammenfatning

I dette afsnit sammenlignes udviklingen under de forskellige scenarier, først med henblik på udviklingen i emissioner og derefter på de velfærdsøkonomiske betragtninger i tilknytning til emissionsreduktionerne.

5.1 Udvikling i emissioner for scenarierne

I figurerne 5.1 og 5.2 er antallet af forskellige anlægstyper i de fire scenarier vist. Udviklingen er den samme i basis- og filterscenarierne, mens fordelingen på anlægstyper ændres i bekendtgørelsesscenariet.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.1 Udvikling i antallet af anlæg i basis- og filterscenarierne.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.2 Udvikling i antallet af anlæg i bekendtgørelsesscenariet.

For basisscenariet sker der et jævnt fald i antallet af anlæg med høje emissionsfaktorer, og andelen af teknologier med lave emissionsfaktorer stiger fra 18 % i 2005 til 43 % i 2020; for bekendtgørelsesscenariet stiger andelen i samme periode til 74 %. For de to scenarier reduceres emissionerne fra 16,8 kilotons i 2005 til hhv. 14,1 kilotons og 10,6 kilotons i 2020, hvilket svare til reduktioner på 16 % og 37 %. Dette skal ses i forhold til, at der i samme periode forudses en stigning i brænde og træpilleforbruget på 22 %.

Den største reduktion ses for filterscenariet, hvor emissionerne i 2020 forventes at være nede på ca. 705 tons PM_2.5 under forudsætning af at filtrene installeres på samtlige brændefyrede enheder uden særskilt skelen til enhedernes forbrug eller emissionsfaktor før etablering af filter. Dette scenarium og filter-zonescenariet er desuden kendetegnet ved at den fulde effekt af emissionsreduktion indtræffer nogle år tidligere end i bekendtgørelsesscenariet, dvs. i dette tilfælde i 2017. Det er lagt i forudsætningerne at alle enheder, der skal have et filter monteret, vil have fået etableret filtret senest i år 2017. Bemærk at reduktionen af emission i filter-zonescenariet er væsentligt lavere end i filterscenariet, og emissionen af PM_2.5 i år 2020 for filter-zonescenariet er på ca. 10,4 kilotons, dvs. næsten samme mængde som i bekendtgørelsesscenariet. Dog opnås der i filterscenarierne ikke de samme afledte fordele af partikelreduktionen i form af reducerede udledninger af forskellige emissioner på gasform, som ikke er bundet til partiklerne og derfor ikke fanges af filteret, som i bekendtgørelsesscenariet. En procentdel af de gasformige stoffer er dog bundet til partiklerne, og stoppes dermed af filtret.

Figur 5.3 viser de fremskrevne årlige emissioner for de fire scenarier.

Figur 5.3 Årlig partikelemission i de forskellige scenarier.

Den årlige emissionsreduktion for scenarierne ”Bekendtgørelse”, ”Filter” og ”Filter-zone” i forhold til basisscenariet er illustreret i figur 5.4, hvoraf det kan ses, at installation af filtre hurtigt fører til en større partikelreduktion end i bekendtgørelsesscenariet og dermed giver en større akkumuleret emissionsreduktion.

Figur 5.4 Sparet årlig emission for bekendtgørelses- og filterscenarierne i forhold til basisscenarie.

5.2 Velfærdsøkonomisk analyse

I en velfærdsøkonomiskanalyse belyses de ændringer i den samfundsmæssige nytte et projekt måtte afstedkomme, ved hjælp af en indikator. I nærværende analyse er indikatoren dannet af ændringer i forbrugerbårne investeringsomkostninger på omkostningssiden (cost) og reduktion af skadesomkostninger på gevinstsiden (benefit). Skadesomkostningerne ved emission af partikler er fundet ved hjælp af beregningspriser, som afspejler befolkningens betalingsvilje for at slippe for de sundhedsmæssige skader partikelemission medfører. Det er vigtigt at holde sig for øje, at en velfærdsøkonomisk analyse ser på den samlede velfærd og altså ikke tager hensyn til eventuelle fordelingsmæssige forskelle mellem projektets scenarier.

Denne cost-benefit analyse er en sammenligning af tre scenarier med basisscenariet, hvor ændringer i skadesomkostningerne forbundet med emission af PM_2,5 ses i forhold til ændringer i de forbrugerbårne investeringsudgifter.

5.2.1 Velfærdsøkonomiske beregningspriser

Beregningen af skadesomkostningen forbundet med udledning af partikler fra brændeovne og -kedler er foretaget ved hjælp af samfundsøkonomiske beregningspriser, nærmere bestemt, enhedspriser på partikelemission. På denne måde tages der hensyn til den økonomiske gevinst ved nedsat dødelighed/sygdom som følge af reduceret partikelemission i forhold til basisscenariet i beregningerne. Ændringer i emission af dioxin, PAH og NMVOC er dog ikke prissat i nærværende beregninger.

Denne metode skal dog ses som en tilnærmelse til hvad der teoretisk ville have været den mest præcise beregningsmetode. Ideelt set bør beregningen af skadesomkostningerne tage hensyn til og udgangspunkt i den geografiske variation i partikeleksponeringen, passende dosis-respons funktioner, der tager hensyn til hvor mange tabte leveår der er tale om per person, passende værdisætning af de tabte leveår, samt endeligt, sammenhængen mellem dosis og respons, når der tages hensyn til, at der kun fyres i vinterhalvåret. På nuværende tidspunkt findes der ikke tilstrækkelige analyser af disse faktorer, derfor er enhedspriserne på partikelemission anvendt som proxy i stedet.

En mere tilbundsgående analyse kunne omfatte følgende:

1. Udvælgelse af et eller flere nogenlunde repræsentative beboelsesområder
2. Beskrivelse af den forventede udvikling i emissioner og koncentrationer, hvis man ikke foretager sig noget - altså basisscenariet. Bemærk, basisscenariet i denne rapport indeholder beskrivelse af de forventede partikelemissioner, men ikke koncentrationer i luftmassen.
3. Beskrivelse år for år af ændringen i de forventede partikelkoncentrationer for hver af de mulige foranstaltninger.
4. Angivelse af hvilke dosis-respons funktioner der benyttes til at beskrive sundhedskonsekvenser af at ændre partikelkoncentrationerne. Det bør undersøges, hvilken betydning det har, at befolkningen kun opnår en luftkvalitetsforbedring i vinterhalvåret, men at de til gengæld opnår den hvert år og ikke kun i et enkelt år.
5. Beskrivelse af hvorledes dosis-respons funktionerne benyttes til at beregne ændringen i antallet af forskellige sygdomme og i risikoen for at dø.
6. Beregning af den årlige gevinst ved multiplikation af de beskrevne årlige sundhedseffekter med passende beregningspriser herpå.

Da der p.t. ikke forefindes sådanne danske beregningspriser for partikler udledt fra brændeovne og -kedler i boligkvarterer, anvendes beregningspriser for emission fra kulfyrede kraftværker til at bestemme de samfundsmæssige omkostninger ved udledning af røg fra brændeovne og kedler. Det skønnes at være de umiddelbart bedst tilgængelige beregningspriser.

Tabel 5.1 Skadesomkostninger for luftforurening (stationære kilder), kr./kg emission, markedspriser, 2004 priser

Kilde: Andersen, M.S., Frohn, L.M., Jensen, S.S., Nielsen, J.S., Sørensen, P.B., Hertel, O., Brandt, J. & Christensen, J. 2004. Faglig rapport fra DMU nr. 507.

Kraftværker har meget højere skorstene end de almindelige boligskorstene, og da partikler mindre end 2,5 µm er så lette, at de opfører sig som en gas, vil partikler i røgen fra kraftværkerne derfor spredes mere. Partikeleksponeringen ved jorden vil således være større for et gram PM_2,5 udledt fra et hustag end et gram PM_2,5 udledt fra et kraftværks skorsten. De samfundsmæssige omkostninger ved at udlede et gram partikler fra en brændeovn bliver derfor sandsynligvis undervurderet. Det betyder, at de beregnede gevinster ved reduktion af partikelemissionen sandsynligvis også er undervurderede.

Skadesomkostningerne stiger med koncentrationen af brændeovne per km2 i området, derfor kan det være rimeligt at give et tillæg til beregningsprisen for emissioner i byer med over 100.000 indbyggere; det drejer sig om København, Århus, Odense og Aalborg. København har desuden, som den eneste danske by, en befolkning på over 500.000, men under antagelse om, at der er færre, som benytter brændeovne og -kedler i indre København, ses der her bort fra tillæg til byer med over 500.000 indbyggere.

Alle anvendte priser er i faste 2005 priser. Generelt tages der hensyn til den tidsmæssige dimension ved at diskontere de årlige beløb til en nutidsværdi, for på den måde at tage hensyn til at projektets konsekvenser tidsmæssigt falder i forskellige år. I denne beregning er der således beregnet en nutidsværdi af de fire scenarier ved en kalkulationsrente på 3 % som anbefalet ved samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter.

5.2.2 Velfærdsøkonomisk resultat

På baggrund af energifremskrivningen, den dertilhørende fremskrivning af antallet af enheder fordelt på typer og de antagne emissionsfaktorer, fremkommer den samlede emission af partikler for de forskellige typer brændefyrede enheder. Disse emissioner ganges så med de velfærdsøkonomiske beregningspriser for hvert år, for at finde de samfundsmæssige skadesomkostninger.

Da der i beregningspriserne skelnes mellem Jylland og Sjælland + Øerne, er den procentvise fordeling af befolkningen i de to regioner brugt til at fordele de brændefyrede enheder på hhv. Jylland (ca. 46 %) og Sjælland og Øerne (ca. 54 %), inden deres respektive beregningspriser er ganget på. Samme fremgangsmåde er benyttet som tilnærmelse til, at finde ud af hvor mange af enheder, der står i byer med en befolkning på over 100.000 indbyggere (ca. 34 % af den samlede bybefolkning) (DST, Statistisk årbog 2005).

I tabel 5.2 er den akkumulerede emission opgjort for hvert af de fire scenarier, samt ændringen i forhold til basisscenariet. Med ”reduktion af emission i tons”, menes forskellen til basisscenariet. Det er vigtigt at være opmærksom på at det er den samlede akkumulerede emission for hele perioden, dvs. 15 år. Det ses, at specielt filterscenariet giver en meget stor reduktion af emission på næsten 50 %. Grunden til den store forskel i forhold til de andre scenarier skal findes i, at der i bekendtgørelsesscenariet kun ændres på sammensætningen af forskellige typer brændefyrede enheder, hvilket giver meget mindre reduktioner i forhold til basis, og at der i filter-zonescenariet bliver sat væsentlig færre filtre op end i filterscenariet.

Tabel 5.2 Akkumuleret emission af PM_2,5 frem til år 2020, tilbagediskonteret til 2006, tons.

I tabel 5.3 er de akkumulerede skadesomkostninger for de fire scenarier. Tallene er opgjort som nutidsværdi i mio. kr. Endvidere er ændringen i forhold til basisscenariet beregnet. Reduktionen af skadesomkostningerne i bekendtgørelsesscenariet og i filterscenariet er procentvis stort set lig med reduktionen af emissionerne, mens den procentvise reduktion i skadesomkostninger i filter-zonescenariet er større end den procentvise reduktion i emissioner. Det skyldes, at filtrene kun opsættes i tættere befolkede områder, og at byer med over 100.000 indbyggere, hvor der er tillæg i beregningsprisen, kommer til at udgøre en forholdsvis større andel, samt at sammensætningen af brændefyrede enheder, og dermed den gennemsnitlige emissionsfaktor, er anderledes i byområder.

Tabel 5.3 Akkumuleret skadesomkostning ved PM_2,5frem til år 2020, mio. kr. i 2006

Reduktionen i forhold til basisscenariet i skadesomkostningerne af PM_2,5 emission bliver her betragtet som den velfærdsøkonomiske gevinst. De årlige forbrugerbårne investeringsomkostninger anvendes her som den velfærdsøkonomiske omkostning. De forbrugerbårne investeringsomkostninger er omkostningerne forbundet ved køb af nye enheder i forbindelse med udskiftning, samt opsætning og senere udskiftning af filtre.

Disse investeringsomkostninger er beregnet på baggrund af udskiftningsraten af gamle brændeovne, samt ovnes og filtres anslåede levetid. De årlige investeringsomkostninger er annuiseret over de enkelte enheders forventede levetid ved at benytte kapitalindvindingsfaktoren. For brændeovne og -kedler er der anvendt en forventet levealder på 20 år, jf. afsnit 3.1, og for filtre regnes der med en teknisk levealder på 10 år.

I tabel 5.4 er de akkumulerede forbrugerbårne investeringsomkostninger angivet.

Tabel 5.4 Samlede forbrugerbårne investeringsomkostninger frem til år 2020, mio. kr. i 2006

Det ses, for det først, at der er tale om betydelige investeringer. Specielt filerscenariet indebærer en væsentlig meromkostning i forhold til basisscenariet på over det dobbelte. En del at den høje meromkostning for filterscenariet skyldes bl.a. at investeringen i filtre bliver annuiseret over en 10 års periode, mens investeringen brændefyrende enheder bliver annuiseret over 20 år, hvilket betyder, at ingen af investeringsomkostningerne forbundet med køb af ovne og kedler når at slå helt igennem, da der her kun ses på en 15 år lang periode. Dvs. at alle nyinvesterede brændefyrede enheder ved udgangen af perioden har en positiv scrapværdi.

Det velfærdsøkonomiske resultat fås ved at trække meromkostningen forbundet med forbrugerbårne investeringer fra den opnåede gevinst i form af sparede skadesomkostninger.

Tabel 5.5 angiver nutidsværdien af det samlede velfærdsøkonomiske overskud ved de tre scenarier sammenholdt med basisscenariet.

Tabel 5.5 Velfærdsøkonomiskresultat af den akkumulerede reduktion af partikler frem til år 2020

Som det fremgår af tabel 5.5 ovenover giver alle tre initiativer velfærdsøkonomisk overskud ud fra de givne forudsætninger. Det er dog vigtigt at bemærke, at der er forskel på hvem der betaler hvad i de forskellige scenarier. Investeringsomkostninger er udelukkende afholdt af forbrugerne, mens de sparede skadesomkostninger også omfatter sparede statslige udgifter, som er indeholdt i de velfærdsøkonomiske beregningspriser. Hertil kommer, at de der lider skade ved partikelforurening, og hvis nyttetab derfor indgår i beregningsprisen, ikke nødvendigvis også har en brændefyret enhed. Dette forhold er illustreret i tabel 5.6. Af omkostninger og gevinster per ton kan man se hvor det er hhv. dyrest at reducere emissionen med ét ton og hvor reduktionen af ét ton partikler er forbundet med størst gevinst. En anden måde at anskueliggøre forskellen mellem de 3 scenarier og basis, er ved at se på den sparede emission ved hver investeret million kr. og den reducerede skadesomkostning per invester million kr. Den førstnævnte indikerer cost-effectiveness ved de tre scenarier.

Tabel 5.6 Omkostninger og gevinster set i forhold til hhv. sparet emission og investerede millioner kr.

Filterscenariet giver det klart største velfærdsøkonomiske overskud, se tabel 5.5, men indebærer samtidig de klart største forbrugerbårne investeringsomkostninger. Set per ton sparet emission er investeringsomkostningerne i dette scenarium dog lig investeringsomkostningerne ved filter-zonescenariet. Det ses endvidere af den midterste kolonne i tabel 5.6, at filter-zonescenariet giver den største samfundsmæssige gevinst per sparet ton emission af PM_2,5. Dette skyldes primært, at de tons emission der spares er forbundet med relativt store samfundsmæssige skadesomkostninger. Bekendtgørelsesscenariet udmærker sig ved at have de laveste forbrugerbårne investeringsomkostninger per reduceret ton partikler, samtidig er de sparede skadesomkostninger per reduceret ton partikler på niveau med filterscenariet.

Ser man derimod på hvor omkostningseffektive de enkelte scenarier er, sparer man over dobbelt så meget emission ved at investere én million i bekendtgørelsesscenariet, som ved samme investering i de andre scenarier. Også med hensyn til reduktion af skadesomkostningerne per investeret million kr., er bekendtgørelsesscenariet det mest effektive. Disse resultater hviler specielt på udregningen af investeringsomkostningerne og forbrugerpriserne på de brændefyrede enheder. Specielt antagelserne om at de nye brændefyrede kedler DS/EN 303-5 og nye moderne brændeovne prismæssigt ligner hhv. nye brændekedler med akkumuleringstank og moderne brændeovne, gør at basis og bekendtgørelsesscenariet er investeringsmæssigt meget ens.

Andre faktorer med indflydelse på det velfærdsøkonomiske resultat

Ud over reduktion af emission PM_2,5, reduceres emissionen af dioxin, PAH og NMVOC også i de beskrevne scenarier. Denne reduktion er ikke prissat her, men antages at være forbundet med en yderligere reduktion af skadesomkostningerne for samtlige scenarier. Stofferne er i høj grad bundet til partiklernes overflade, men især til de allermindste partikler PM_0,1, hvor et filters rensningseffektivitet vurderes at være lavere. Et partikelfilter vil således kun stoppe en mindre procentdel af emissionen af andre stoffer end af PM_2,5 Bekendtgørelsesscenariet reducerer emission ved hjælp af bedre forbrænding i ovn og kedel bestanden, og det må forventes at emissionen af PAH og NMVOC mindskes derved.

Nye og bedre ovne vil muligvis føre til et ændret ressourceforbrug, dvs. et lavere brændeforbrug, idet de nye ovne udnytter brændværdien af træ bedre end de gamle ovne. Emissionsopgørelserne er imidlertid beregnet på grundlag af et konstant brændeforbrug, og kan derfor overestimere de faktiske emissioner og skadesomkostninger i bekendtgørelsesscenariet.

Der er i denne analyse set bort fra de forskellige administrative omkostninger (f.eks. tilsyn), der er forbundet med bekendtgørelses- og filterscenarierne, da de er svære at kvantificere på nuværende tidspunkt. Det må dog forventes at filterscenarierne er forbundet med højere administrative omkostninger end bekendtgørelsesscenariet, da filterscenariet kræver omfattende tilsyn af monteringen af lovpligtige filtre, mens bekendtgørelsesscenariet kun stiller krav rettet mod installation af brændefyrede enheder, som udføres af autoriserede.

5.3 Følsomhedsanalyse

Det velfærdsøkonomiske resultat afhænger af en række faktorer, bl.a. emissions faktorerne, som har betydning for, hvor stor reduktionen af emission bliver i bekendtgørelsesscenariet, og diskonteringsfaktoren som har indflydelse på samtlige beregninger.

I tabel 5.7 er der set på, hvad en ændring i emissionsfaktoren har af indflydelse på den akkumulerede emission. Bemærk at det kun er emissionsfaktoren for gamle kedler, der varieres. For eksempel. Hvis rapportens anvendte emissionsfaktorerne sænkes med 25 %, svarende til ”Lave emissionsfaktorer”, falder den samlede emission i basisscenariet kun med ca. 5 %. Dette følger naturligvis af, at gamle kedler kun udgør en brøkdel af den samlede brændefyrede ovn og kedel bestand.

Tabel 5.7 Den akkumulerede emission og emissionsfaktoren.

*Akkumuleringstank.

Diskonteringsfaktoren har som nævnt betydning for samtlige beregninger og har stor betydning for det velfærdsøkonomiske resultat. Valget af diskonteringsfaktor bør afspejle befolkningens tidspræferencer, men bør samtidig også afspejle de forbigåede alternative investeringsmuligheder. Sidstnævnte er mest relevant for investeringsomkostningerne i scenarierne, mens befolkningen må forventes at have tidspræferencer både med hensyn til investeringerne og med hensyn til reduktion af skadesomkostningerne og emissionerne. Tabel 5.8 nedenfor angiver det velfærdsøkonomiske resultats følsomhed overfor diskonteringsfaktoren.

Tabel 5.8 Det velfærdøkonomiske resultat og diskonteringsfaktoren, mio.kr. i 2006.

Som det fremgår af ovenstående tabel 5.8, giver en ændring af diskonteringsfaktoren på et par procentpoint eller tre, en ændring i resultatet på flere milliarder for filterscenarierne, mens bekendtgørelsesscenariet er mindre følsomt, med ændringer på en 700-800 millioner over tidsperioden på 15 år.

Beregningerne af skadesomkostningerne er forbundet med store usikkerheder, specielt omkring valget af beregningspriser. I nedenstående tabel 5.9 er sammenhængen mellem valget af beregningspriser og det velfærdsøkonomiske resultat belyst. Først undersøges betydningen af at fjerne tillægget i prisen for byer med over 100.000 indbyggere. Dette kan være relevant, hvis partikelforureningen fra et kraftværk tæt på en stor by, som tillægget i beregningsprisen jo er baseret på, er væsentligt større og berører flere mennesker end den akkumulerede partikelkoncentration fra brændefyrede enheder i store byer. Dernæst undersøges det velfærdsøkonomiske resultat ved hhv. en halvering og en fordobling af beregningsprisen. En halvering af prisen kan afstedkomme, hvis prisen for emission af et kilo partikler fra et kraftværk er stærkt overvurderet i forhold til den sande pris for udledning af et kilo partikler fra et hustag. Dette er dog, som før beskrevet, lidt usandsynligt. Det er mere sandsynligt, at beregningsprisen er undervurderet i forhold til prisen for emission af et kilo partikler fra et hustag og derfor undersøges effekten af en fordobling af beregningspriserne.

Tabel 5.9 Det velfærdsøkonomiske resultat og beregningspriser, mio.kr. i 2006

Som det fremgår af ovenstående tabel 5.9, har det stor betydning for filter-zonescenariet, at der er tillæg i prisen for emission i større byer. Hvis dette fjernes, giver scenariet samfundsmæssigt det mindste overskud af alle scenarierne, men alle scenarier giver stadig overskud. Størrelsen af beregningspriserne har naturligvis også stor betydning. Hvis beregningspriserne halveres, giver filter-zonescenariet underskud. Hvis beregningspriserne derimod fordobles, mange dobles det velfærdsøkonomiske overskud for alle scenarier. Som der tidligere er argumenteret for, er beregningspriserne efter al sandsynlighed undervurderet snarere end overvurderet, hvilket kunne øge det velfærdsøkonomiske overskud.

5.4 Sammenfatning

Alle tre scenarier giver velfærdsøkonomisk overskud, men rangordningen af scenarierne efter størrelsen af overskuddet afhænger af hvordan skadesomkostningerne beregnes. Filterscenariet giver dog det største velfærdsøkonomiske overskud i alle tilfælde. Miljømæssigt giver filterscenariet også den største reduktion af partikelemissionen, mens bekendtgørelsesscenariet giver den største emissionsreduktion per investeret krone.

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

Version 1.0 April 2007, © Miljøstyrelsen.