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

Afgift på farligt affald

2. Miljøøkonomisk teori om en afgift på farligt affald

2.1 Indledning
2.2 Miljøøkonomisk teori om en afgift på farligt affald
2.3 Effekterne af en afgift på farligt affald på virksomhedernes reaktionsmuligheder
2.4 Effekterne af en afgift på farligt affald for anvendelse af renere teknologi
2.5 Sammenfatning

2.1 Indledning

I dette kapitel er der foretaget nogle teoretiske overvejelser om en afgift på farligt affald. Selvom afgifter generelt vurderes positivt i den miljøøkonomiske teori, er vurderingen i en række analyser af reguleringen af farligt affald, som er omtalt i afsnit 2.2, at andre virkemidler ofte bør foretrækkes fremfor en afgift. I afsnit 2.3 omtales nogle af de reaktionsmuligheder, som en virksomhed har i forbindelse med indførelsen af en afgift på farligt affald. I afsnit 2.4 omtales nogle af vanskelighederne ved at analysere udviklingen og spredningen af renere teknologi i en traditionel miljøøkonomisk analyseramme, hvor der ofte er fokuseret på en enkelt virksomhed.

2.2 Miljøøkonomisk teori om en afgift på farligt affald

I dette afsnit omtales nogle af de væsentligste resultater fra et studie af en afgift på farligt affald i den miljøøkonomiske litteratur.

Figur 2.1
Den optimale afgift på farligt affald

I en traditionel miljøøkonomisk analyse af farligt affald forudsættes det ofte, at de marginale rense- og skadesomkostninger er henholdsvis "pænt" faldende og stigende med udledningen af farligt affald. En regulering, hvis formål er at opnå den størst mulige økonomiske efficiens, vil som udgangspunkt være begrundet med, at markedet for farligt affald ikke af sig selv er i stand til at internalisere de negative eksterne effekter (eksternaliteter) ved produktionen og behandlingen af farligt affald. Det optimale forureningsomfang, der er identisk med fastlæggelsen af den optimale reduktion i forureningen ved behandlingen af farligt affald5, findes derfor i teorien, hvor de marginale renseomkostninger er lig med de marginale skadesomkostninger. Ved at indføre en afgift t* pr. udledt enhed (tons) vil udledningen af farligt affald blive reduceret som følge af, at virksomhederne vil reducere produktionen af farligt affald, eller øge genanvendelsen af det farlige affald, der produceres.

I praksis er der imidlertid forbundet en række problemer med at fastlægge den teoretisk korrekte afgift på farligt affald. For det første består farligt affald af mange forskellige fraktioner, som adskiller sig fra hinanden med hensyn til affaldets miljø- og sundhedsbelastning. For det andet er det forbundet med stor usikkerhed at vurdere miljøbelastningen ved produktionen og bortskaffelsen af farligt affald6, og endelig er metoderne til at værdisætte gevinsterne ved at reducere udledningen af farligt affald (dvs. kurven over de marginale skadesomkostninger) stadig ikke særligt udviklede.

Selvom det ikke umiddelbart er muligt at fastlægge den optimale afgift på farligt affald, er det således ikke ensbetydende med, at man derfor ikke bør overveje at anvende en afgift i reguleringen af farligt affald. Når der tages højde for de nævnte kritikpunkter for mulighederne for at fastlægge den optimale afgift, ændres målsætningen fra økonomisk efficiens til, at man - under bestemte forudsætninger om affaldsproducenterne7- ved hjælp af en politisk fastlagt afgift vil kunne opnå en omkostningseffektiv reduktion i de frembragte mængder af farligt affald, dvs. at reduktionerne i de udledte mængder sker ved de laveste samfundsøkonomiske omkostninger (Baumol og Oates, 1988: 164).

Selvom afgifter generelt vurderes positivt i den miljøøkonomiske teori, er vurderingen i en række analyser af reguleringen af farligt affald imidlertid, at andre virkemidler ofte bør foretrækkes fremfor en afgift. Ifølge Sigman (1996: 216-217) er der flere grunde til, at en afgift på farligt affald ikke er et ideelt virkemiddel:

  1. En afgift på farligt affald kan tilskynde til ulovlig bortskaffelse af affaldet.
  2. En afgift på farligt affald afspejler kun tilnærmelsesvis de miljømæssige omkostninger, som er forbundet med de forskellige bortskaffelsesmuligheder.
  3. Den eksisterende regulering af farligt affald pålægger i forvejen de anlæg, der behandler farligt affald, høje omkostninger.

I Baumol og Oates (1979: 312) argumenteres der for direkte regulering i form af f.eks. forbud fremfor afgifter på grund af de store skadesomkostninger, der kan være forbundet med selv små udledninger af bestemte typer af farligt affald8. Endvidere vurderes det i Turner og Pearce (1994: 272) og Sigman (1996: 216), at et pantsystem ('deposit-refund system') er det mest hensigtsmæssige virkemiddel, hvis man ønsker at øge genanvendelsen af de frembragte mængder af farligt affald, samtidig med at man sikrer en miljømæssig forsvarlig bortskaffelse af affaldet9.

Selvom et pantsystem umiddelbart synes at kunne løse de tilsyneladende modsatrettede ønsker om en øget genanvendelse og en sikker bortskaffelse af farligt affald, påpeger Russell (1988: 267) i en analyse af økonomiske incitamenter i håndteringen af farligt affald, at systemet er forbundet med en række potentielle ulemper. Dette gælder især i forbindelse med reguleringen af flydende, farligt affald, da pantsystemet bl.a. kan give affaldsproducenterne et incitament til at frembringe en efterligning af farligt affald for at indkassere godtgørelsen, eller til at fortynde det farlige affald, således at der tilbagebetales for meget i forhold til de mængder af farligt affald, der rent faktisk bortskaffes10. Ifølge Russell (1988: 270-271) er det afgørende for en vellykket implementering af et pantsystem derfor, at det farlige affald udviser en række karakteristika: (1) affaldet skal være let at identificere, (2) affaldet skal være vanskeligt at efterligne og (3) affaldet skal være vanskeligt at destruere.

2.3 Effekterne af en afgift på farligt affald på virksomhedernes reaktionsmuligheder

Virksomhedernes reaktion på en afgift fremstilles ofte i den traditionelle miljøøkonomiske litteratur som et spørgsmål om, hvor meget det er profitabelt for den enkelte virksomhed at reducere udledningerne med. Som det fremgår af figur 2.1, vil det være profitabelt for virksomheden at reducere udledningen indtil B*, hvor de marginale renseomkostninger netop svarer til afgiften t*. I dette afsnit er det derfor forsøgt at beskrive de mange forskellige muligheder, som en virksomhed har i forbindelse med indførelsen af en afgift på farligt affald, udover at reducere udledningen af farligt affald ved at reducere produktionen af farligt affald, eller ved at øge genanvendelse af det farlige affald, der produceres.

Ifølge Goldstone (1982: 185) fremhæves virksomhedernes mulighed for selv at vælge, hvordan de vil reagere på en afgift, ofte som en af fordelene ved afgifter sammenlignet med f.eks. direkte virkemidler ('command and control'). Ud fra et reguleringsmæssigt synspunkt er virksomhedernes valgfrihed imidlertid et tveægget sværd, da en afgift vil kunne medføre utilsigtede effekter, hvis ikke alle virksomhedernes reaktionsmuligheder er overvejet nøje. Goldstones analyseramme kan imidlertid kritiseres for ikke at omfatte muligheden for, at virksomhederne bortskaffer affald ulovligt.

Figur 2.2:
Reaktionsmuligheder i forbindelse med en evaluering af effekterne af afgifter på virksomhedernes forurening (Kilde: Goldstone (1982: 187))

Ifølge Goldstone (1982: 186-188) vil en virksomhed vælge at reagere på en afgift på farligt affald på forskellige måder, som er afhængige af virksomhedens mål og dens økonomiske og konkurrencemæssige situation. Virksomheden kan således vælge at overvælte afgiften på sine kunder på forskellige måder, at absorbere afgiften eller at investere i forureningsbekæmpelse. Virksomhedens reaktion på afgiften kan herefter have indflydelse på de markeder, som virksomheden opererer på, og på virksomhedens kunder, og reaktionerne herfra vil efterfølgende kunne have en effekt på virksomheden selv.

Ifølge Goldstone (1982: 190) er formålet med figuren ikke at kritisere anvendelsen af afgifter, men snarere at illustrere, at effekterne af en afgift afhænger af et kompleks samspil mellem kunder og virksomheder, og at pege på de problemer, som er forbundet med overvæltningen af afgiften, og betydningen af markedsstrukturer for en vurdering af effekterne af en afgift. Netop disse forhold gør, at den mere virkelighedsnære analyseramme er anvendt i afsnit 5.3 til at beskrive de mulige reaktioner på en afgift på farligt affald på Kommunekemi, der er markedsledende med hensyn til bortskaffelse af farligt affald i Danmark11.

2.4 Effekterne af en afgift på farligt affald for anvendelse af renere teknologi

I Miljøstyrelsen (1997b: 21) rejses spørgsmålet, om en afgift på farligt affald vil kunne tilskynde til yderligere anvendelse af renere teknologi. Selvom afgifter på virksomhedernes udledninger i de fleste traditionelle miljøøkonomiske analyser vurderes at være et af de bedste virkemidler til at fremme den teknologiske udvikling i forureningsbekæmpelse, er det imidlertid sjældent, at der er foretaget en systematisk undersøgelse af spørgsmålet (Downing og White, 1986: 18). Der findes dog eksempler på mere tilbundsgående analyser af effekterne af forskellige virkemidler på den teknologiske udvikling, hvor påstanden underbygges (f.eks. Downing og White (1986: 28) og Milliman og Prince (1989: 260))12.

Figur 2.3
Effekterne af teknologisk udvikling for den enkelte virksomhed

Det er forholdsvist simpelt at illustrere de positive effekter af en teknologisk udvikling for den enkelte virksomhed ved en forskydning af kurven over de marginale renseomkostninger13, hvorved den optimale forurening reduceres fra B1* til B2*. Det er derimod betydeligt mere kompliceret at analysere effekterne af forskellige virkemidler på udviklingen eller spredningen af teknologien, hvis den forurenende virksomhed ikke er identisk med den virksomhed, der udvikler teknologien, hvilket ofte vil være tilfældet i den danske virksomhedsstruktur med mange små og mellemstore virksomheder.

De mere tilbundsgående analyser af effekterne af forskellige virkemidler for den teknologiske udvikling kan således selv kritiseres for at bygge på forenklede forudsætninger. F.eks. undersøger Downing og White (1986: 19) kun effekterne af forskellige virkemidler på en teknologiudviklende forurener ('the innovating polluter') for at gøre analysen mere enkel, og overlader det til andre at analysere, hvordan den teknologiske udvikling kan spredes til forskellige forurenende virksomheder14. Konklusionerne i bl.a. Downing og White (1986) og Milliman og Prince (1989) kritiseres i Kemp et al. (1994: 275) og Kemp (1997: 49) for kun at gælde indenfor en snæver teoretisk analyseramme, og det vurderes, at det er begrænset, hvad modellerne kan bruges til i praksis15.

I en evaluering af erfaringerne med danske udviklingsprojekter af renere teknologi i slutningen af 1980'erne blev det vurderet, at den faktiske udvikling, anvendelse og spredning af renere teknologi var afhængig af et samspil mellem forskellige aktører, som det er vanskeligt at analysere indenfor rammerne af den traditionelle miljøøkonomiske teori, hvor der overvejende fokuseres på en enkelt virksomhed (Georg, Røpke og Jørgensen, 1992: 540-541).

2.5 Sammenfatning

Selvom afgifter generelt vurderes positivt i den miljøøkonomiske litteratur, er vurderingen af en afgift på farligt affald ikke entydig positiv. På baggrund af det gennemførte litteraturstudie er det imidlertid ikke muligt a priori at argumentere for, at et pantsystem eller direkte regulering i form af påbud eller forbud bør foretrækkes fremfor en afgift i reguleringen af farligt affald, da svaret afhænger af en række egenskaber ved affaldet og af affaldsproducenternes reaktioner på de forskellige virkemidler.

Det har endvidere ikke været muligt at finde en tilfredsstillende teoretisk analyseramme for effekterne af en afgift på farligt affald på udviklingen, anvendelsen og spredningen af renere teknologi i forbindelse med udarbejdelsen af denne rapport. Ifølge Kemp (1997: 1-2 og 327), som er en undersøgelse af, hvordan forskellige virkemidler påvirker udviklingen, anvendelse og spredningen af mindre miljøbelastende teknologier, er der behov for mere forskning på området, og på grund af de forskellige teoretiske tilganges styrker og svagheder vurderes det, at det er nødvendigt at anvende en kombination af forskellige tilgange16.

5 Det optimale forurening fremkommer ved, at man på figuren læser fra venstre mod højre på første-aksen ("udledning") (AB*), mens den optimale reduktion fremkommer ved, at man læser fra højre mod venstre (CB*).  [Tilbage]

6 Miljøbelastningen fra galvanobranchen vurderes på det nuværende grundlag i bedste fald at kunne estimeres med en nøjagtighed på faktor 10 (Behrndt, 1995: 136).   [Tilbage]

7 De væsentligste forudsætninger er, at affaldsproducenterne forsøger at minimere deres omkostninger til bortskaffelse af farligt affald, og at de har fuld information om omkostningerne.  [Tilbage]

8 "A third use for direct controls is the regulation of emissions of particularly hazardous pollutants. Where there is reason to believe that the discharge of even small quantities of a certain substance into the environment can have very serious consequences for human health, environmental officials should be able to prohibit them altogether, or at least to control them with great care. In such instances, the risk to human well-being may indicate that it is better not to rely on polluters' responses to a set of fees" (Baumol og Oates, 1979: 312).  [Tilbage]

9 "Deposit-refund systems are best directed at waste management contexts which involve hazardous substances in which 'safe disposal' is a priority requirement" (Turner og Pearce, 1994: 272). "In the presence of illegal disposal, a deposit/refund program may be substantially less costly than a waste-end tax" (Sigman, 1996: 216).  [Tilbage]

10 "… it may be difficult to arrive at an incentive level that is high enough to encourage the desired actions but not so high as to encourage what might be called counterfeiting of wastes. The latter problem in its starkest form would involve a firm manufacturing a compound simply in order to claim the reward for turning it into an approved disposal site. But less drastic possibilities exist, such as diluting a mix that contains the waste so that, without measurement, the agency may be duped into paying for an amount larger than actually disposed of" (Russell, 1988: 267).  [Tilbage]

11 "The net impact of pollution charges thus will depend on a complex interplay between consumers and firms. The preceding points have been made not to disparage the application of pollution charges but to point out some of their complexities. Most important, the problem of pass-ons, and their interaction with market structures, must be seriously considered (…) These complexities are not reasons for rejecting pollution charges (…) With proper attention to the problems of market structure and the possibilities for pass-ons, policymakers can frame charge proposals that will make a useful contribution to strategies for pollution control. In most cases, a firm-by-firm analysis of industries liable to be affected by a pollution charge, as may appear necessary for prediction of its consequences, would be wasteful. However, the points made do imply that market structure, investment and pass-on opportunities, and surveys of consumer responses should receive preliminary attention in the development of any pollution-charges system if that system is to achieve its design goals" (Goldstone, 1982: 190).  [Tilbage]

12 "It is worth noting, however, that an effluent fee system never provides inadequate incentives. If one believes that innovation is inadequate in our economy (…) this last point argues in favour of effluent fees over the other control methods" (Downing og White, 1986: 28). "Our analysis suggests that, once implementation has occured, emission taxes and auctioned permits are better facilitators of technological change" (Milliman og Prince, 1989: 260).  [Tilbage]

13 "An innovation is a discovery that will reduce the costs of controlling emmisions" (Downing og White, 1986: 19).   [Tilbage]

14 "In all cases, for purposes of simplicity, we will assume that the innovation is specific to the innovating polluter and cannot be transferred to any other polluter (…) We leave the cases of an innovation by one polluter that can be sold or licensed to other polluters, or innovations by supplier firms, to others to analyze" (Downing og White, 1986: 19).  [Tilbage]

15 "Up to now, the relation between policy instruments and innovation in pollution control has primarily been analysed in theoretical models, as for instance in Wenders (1975), Magat (1978), Downing and White (1986), and Milliman and Prince (1989). Although these models are useful attempts to provide clarity in the above-mentioned relation, their conclusions are only valid in the narrow theoretical framework (…) As a result, these models are of little practical use for policy purposes" (Kemp et al., 1994: 275). "The practical usefulness of the models as a tool for public policy is believed to be limited" (Kemp, 1997: 49).   [Tilbage]

16 "This raises the question of how public policy may be used to redirect technical change towards more environmental benign directions. For example, are environmental regulations a good way to promote technological innovation and diffusion of environmentally preferable technologies? Or are incentive-based policies, such as pollution taxes, subsidies and tradeable quota, a better way to foster environmentally benign technical change? These issues will be examined in this book. How will this be done? This is an important question, because the research method chosen may have an important bearing on the results. Within the economics of technical change there are two relatively well-developed approaches: the neoclassical approach in which the decision to develop and adopt a new technology is seen as an economic cost-benefit decision under uncertainty, and the evolutionary or neo-Schumpeterian approach, which builds on the work of Joseph Schumpeter. Each approach has its own virtues and weak points" (Kemp, 1997: 2). [Tilbage]

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