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

Økonomisk vurdering af forskellige strategier til at imødegå BAM-problemer på vandværker

5 Omkostninger ved bekæmpelse af BAM

5.1 Indledning

I vandværkets overvejelser omkring imødegåelse af BAM-forurening må en grundforudsætning i den valgte strategi være, at værket opretholder en uændret vandforsyning.

Når der vælges et af de afværgetiltag, der er gennemgået i kapitel 3, må det samtidig sikres, at vandforsyningen kan opretholdes. Ved f.eks. afværgepumpning fra en boring eller sløjfning af denne bortfalder noget af indvindingsmængden, som så må erstattes på anden vis, eksempelvis med en ny indvindingsboring.

Hvis der alene er tale om en boringsforurening, der kan afhjælpes ved overboring, bentonit-injektion eller indvending udforing, vil vandforsyningen – efter udbedringen af utætheden - kunne opretholdes uændret. Tilsvarende gælder, hvis BAM-forureningen imødegås ved at rense det indvundne vand med aktiv kul. Alle øvrige afværgestrategier må omfatte dels en afhjælpning af grundvandsforureningen, dels en sikring af en uændret vandforsyning.

5.2 Afværgestrategier mod BAM

De væsentligste strategier til imødegåelse af BAM-problemerne er gengivet i tabel 5.1. Strategierne er grupperet i afværgetiltag ud fra, hvilken komponent der er hovedelementet i den enkelte strategi.

Strategier inden for gruppen boringsrenovering omfatter alene de, der vedrører en boringsforurening, og hvis udførelse ikke påvirker vandforsyningen. Den indvendige udforing vil ud over placering af et nyt forerør også kunne omfatte isætning af et nyt filter.

Lukning af boringer kan ske enten ved "almindelig" sløjfning med opfyldning af sand og bentonit i henholdsvis filter og forerør eller ved overboring efterfulgt af opfyldning med sand og bentonit. Reduktionen i indvindingsmængde kompenseres enten ved (om muligt) at forøge indvindingen på de øvrige boringer på kildepladsen eller ved - ligeledes om muligt - at etablere en ny boring på samme kildeplads.

Afværgepumpning vil ofte kunne ske fra den eksisterende forurenede boring. Om nødvendigt må en ny boring etableres som afværgeboring. Som ved lukning af boringer kan tabet af indvindingsmængde udlignes enten ved at forøge indvindingen på de øvrige boringer eller gennem etablering af en ny boring på kildepladsen.

Hvis BAM-forureningen er så omfattende, at indvindingsmængden ikke kan opretholdes på den eksisterende kildeplads, da kan etablering af ny kildeplads være et alternativ. Omkostningsanalysen i det følgende forudsætter, at den gamle kildeplads lukkes enten delvis eller helt ved sløjfning af boringer.

Inden for rammerne af denne rapport vil rensning af drikkevand alene omfatte filtrering gennem et aktiv kulfilter på vandværket. Som nævnt vil vandrensningen ikke påvirke indvindingsmængden.

Tabel 5.1 Afværgestrategier

Endelig vil tilslutning til andet vandværk forudsættes at ske delvist eller fuldt ud. Ved delvis tilslutning bibeholdes indvindingen på den eksisterende kildeplads på nogle af de eksisterende boringer, eventuelt suppleret med afværgepumpning, mens ikke benyttede boringer sløjfes. Delvis tilslutning kan således være et supplement til andre tiltag for at kompensere for reduktion af indvindingsmængde. Ved fuld tilslutning til andet vandværk ophører indvindingen på kildepladsen helt, og alle boringer sløjfes.

5.3 Definition af strategiomkostninger

Med udgangspunkt i det datagrundlag, der blev præsenteret i det foregående kapitel, beregnes for hver afværgestrategi de nødvendige investeringsomkostninger samt ændringen i driftsomkostninger ved implementering af strategien.

Investeringsomkostningerne omfatter såvel udgifter til forundersøgelser som udgifter tilknyttet selve investeringen. I sidstnævnte indgår ikke blot omkostningerne ved de "fysiske" investeringer såsom rør- og ledningsføring, men også udgifter til indhentning af tilladelser og eventuelle supplerende hydrogeologiske oplysninger samt til udførelse af kontroller.

I beregningen af driftsomkostninger indgår alene de omkostninger, der vedrører den direkte drift, herunder nødvendige kontroller og analyser. Derimod ses der i denne sammenhæng bort fra afskrivninger og eventuelle finansieringsomkostninger jf. i øvrigt afsnit 5.8. Beregningerne omfatter ændringen af omkostningerne i forhold til udgangssituationen, dvs. uden BAM-forurening. Det er ændringerne i omkostninger, både for så vidt angår drift og investeringer, der er relevante ved en vurdering af, hvilken strategi der er den "billigste", såfremt valgmuligheder findes, se afsnit 5.6.

5.4 Beregningsforudsætninger

I tillæg til de tekniske og prismæssige forudsætninger af generel karakter, der er opstillet i det foregående kapitel, har det af beregningsmæssige hensyn været nødvendigt at gøre en række specifikke forudsætninger.

5.4.1 Tekniske beregningsforudsætninger

Dimensioneringen af ledninger, drikkevandsrensnings- og trykforøgeranlæg sker i beregningsmodellen med udgangspunkt i en estimeret spidsbelastning, der for råvandsledninger opgøres pr. boring, for vandrensningsanlæg pr. vandværk og for rentvandsledninger og trykforøgeranlæg ud fra den vandmængde, der skal passere gennem disse anlæg.

Tabel 5.2 Forholdet mellem maksimums- og gennemsnitsbelastning i anlæg

For råvandsledninger og vandrensningsanlæg gælder, at forholdet mellem spidsbelastning og gennemsnitligt døgnforbrug antages at være det samme uanset vandværkets størrelse jf. tabel 5.2. For rentvandsledninger og for trykforøgeranlæg antages forholdet mellem spidsbelastning pr. time og den gennemsnitlige indvindingsmængde pr. time derimod at afhænge af vandværkets størrelse og dermed af den samlede indvindingsmængde.

For dykpumper antages belastningsvariationer at kunne udjævnes ved variation af antallet af driftstimer med undtagelse af vandværk med kun 1 boring, hvor dimensionen af dykpumper sker ud fra spidsbelastningen på tilsvarende vis som for råvandsledninger. En forøgelse af indvindingsmængden fra en boring forudsættes således at kunne ske ved forøgelse af driftstiden.

Stigrørene til dykpumperne antages at have en længde på 25 m. For indvindingsboringerne er rørene af rustfrit stål, mens der benyttes PE-rør ved beregning af pumpeinstallationsomkostninger for afværgepumpninger og -boringer. De mindre robuste PE-rør kan benyttes, idet mængden af afværgevand forudsætningsvis er sat til 5 m³/t jf. afsnit 3.4. Driftstiden for afværgepumpning er sat til 24 t/døgn.

Dykpumpernes løftehøjde har betydning for den krævede pumpekapacitet. En løftehøjde på 25 m er forudsat i beregningerne. Ved etablering af nye boringer skal anlægges en tilkørselsvej, hvis længde er sat til 30m.

Installation af et vandrensningsanlæg på vandværket forudsætter en tilbygning til anlægget, hvis areal afhænger af anlæggets kapacitet, jf. tabel 5.3

Tabel 5.3: Arealforudsætninger – tilbygning vandværk

Ved projektering af et afværgepumpeanlæg er en nøgleforudsætning behovet for vandbehandling før udledning til vandløb. Det forudsættes i beregningerne, at der altid skal ske iltning. Erfaringen viser, at myndighederne kræver iltning, når afværgevandets iltindhold er under 5 mg/l, eller når indholdet af ferrojern overstiger 0,5 mg/l.

I overensstemmelse med gennemgangen i afsnit 3.4 forudsættes, at myndighederne stiller krav om vandrensning gennem sandfilter, når afværgevandets totaljernindhold er over 2 mg/l, eller når indholdet af ammonium overstiger 1 mg/l. Endvidere antages, at myndighederne vil kræve fjernelse af BAM i afværgevandet gennem et aktiv kulfilter, hvis niveauet er højere end 1,0 μg/l. Det betyder, at der samtidig skal ske filtrering gennem et sandfilter, således at jern og mangan i vandet er fjernet inden kulfiltreringen.

For så vidt angår kulfiltret ved drikkevandsrensning antages udskiftning at ske, når BAM-indhold kan detekteres. Dette forhold er afspejlet i de forudsatte levetider jf. den tidligere diskussion.

Ved beregning af besparelsen i vedligeholdelsesomkostninger ved sløjfning af en boring antages, at råvandsledningen går direkte til vandværket, og at der ikke sker sammenslutning med andre ledninger. Det har betydning for besparelsens størrelse, idet de samlede omkostninger er direkte proportionale med ledningslængden.

Endelig er det af beregningsmæssige hensyn nødvendigt at gøre antagelser om levetiden for BAM-forureningen og levetiden for afværgestrategierne.

BAM-forureningen forudsættes i beregningerne at have en varighed på 60 år, hvilket er midtpunktet af den BAM-levetid, der med den nuværende viden er sat til mellem 20 og 100 år. Det betyder, at en varig afværgestrategi skal have samme levetid, hvorfor investeringer, geninvesteringer og driftsomkostninger over en 60-års periode indgår i afværgeomkostningerne. Kun de geninvesteringer, der indebærer en stigning i forhold til udgangssituationen (uden BAM) indgår i beregningsgrundlaget.

Nogle afværgestrategier kan imidlertid kun anses for at give en levetidsforlængelse på eksisterende boringer og/eller kildepladser. Det drejer sig om strategierne inden for hovedgrupperne boringsrenovering og lukning af boringer, se tabel 5-1. Som tidligere diskuteret er det sjældent, at et konstateret BAM-problem alene skyldes en boringsforurening. Den levetidsforlængelse, der opnås gennem disse afværgestrategier, er i beregningerne sat til 10 år. Senest på dette tidspunkt må en varig løsning findes.

Ved beregning af nutidsværdien af fremtidige omkostninger er benyttet en diskonteringsrente på 5 pct.

5.4.2 Prismæssige beregningsforudsætninger

Som det fremgår af bilag A er en række prisoplysninger indhentet fra leverandører af udstyr. For ikke at belaste disse unødigt er antallet af udbedte prisdata på visse områder begrænset. Det gælder priserne på sløjfning af boringer, på UV-anlæg og på aktiv kulfilteranlæg til drikkevandsrensning. For førstnævnte er kun indhentet oplysninger for rørdiametre på 160 og 400 mm. For de to sidstnævnte er kun udbedt oplysninger for henholdsvis et anlæg med en kapacitet på 28,5 m³/t, 91 m³/t og 190 m³/t. Disse anlægsstørrelser svarer til indvindingsmængder på 100.000, 400.000 respektive 1 million m³ om året.

Da priserne på de forskellige forerørsdiametre henholdsvis anlægskapaciteter varierer ganske betragteligt, er et bredere prisgrundlag blevet etableret gennem lineær interpolation, forudsat naturligvis at de oplyste priser er kapacitetsafhængige. Ved sløjfning af boringer er på denne måde fastlagt priser for diametre på 200, 240, 280, 320 og 360 mm. For UV- og aktiv kulfilteranlæg er estimeret priser for anlæg med en kapacitet på 14,5, 49,5, 70,4, 140,8 og 165,5 m³/t . Det helt lille anlæg vil imødekomme investeringsbehovet for et vandværk med en indvindingsmængde på 50.000 m³ om året. Anlæg under denne størrelse er ikke teknisk realistiske. Hvis den samlede indvindingsmængde overstiger 1 million m³, svarende til det største anlæg, hvor prisoplysninger er indhentet, da foretager beregningsmodellen en opskalering af omkostningerne.

5.5 Omkostninger ved afværgestrategier

Omkostningerne ved implementering af de forskellige afværgestrategier må forventes at afhænge af en række vandtekniske forhold såsom indvindingsmængder, boringsdybder og -diameter, afstand mellem vandværk og kildeplads samt råvandskvalitet.

Til belysning af omkostningerne er defineret tre "typiske" vandværker, der kun adskiller sig med hensyn til indvindingsmængde, antal af boringer og driftstid, nemlig i form af et "lille", et "mellemstort" og et "stort" vandværk. Definitionen af disse vandværkstyper er vist i tabel 5.4.

Tabel 5.4: Definition af typiske vandværker

For at kunne foretage omkostningsberegningerne er det derudover nødvendigt at gøre en række specifikke forudsætninger af vandteknisk art vedr. f.eks. nødvendig ledningslængde. Disse forudsætninger, der i beregningerne er de samme for alle tre vandværkstyper, er vist i tabel 5.5.

I den beregningsmodel, der er opstillet i forbindelse med udarbejdelsen af denne rapport, kan den enkelte bruger selv ændre på de karakteristika, der er anført i tabel 5.4 og 5.5. Derved kan der udarbejdes overslag over strategiomkostningerne for et givet vandværk jf. i øvrigt det følgende afsnit. Arbejdet med datagrundlag og model har vist, at det især er disse faktorer, der influerer på afværgeomkostningerne. Betydningen af de forskellige karakteristika vil naturligvis afhænge af, hvilken afværgestrategi der er tale om, jf. gennemgangen i det følgende.

Vandværkets indvindingsmængde er af betydning for omkostningerne ved vandrensning på vandværket, idet hele den indvundne vandmængde skal undergå rensning. Ud fra en teknisk synsvinkel er det ikke realistisk, at kun den (BAM) forurenede vandmængde passerer gennem kulfilter og UV-anlæg.

Indvindingsmængden pr. berørt boring er medbestemmende for pumpestørrelse ved etablering af nye boringer herunder afværgeboringer. I denne dimensionering indgår antallet af driftstimer, således at maksimalbelastningen pr. time foreligger.

Antallet af boringer på vandværket er alene af relevans for vandværker med kun 1 boring, idet beregningsmodellen her indlægger en ekstra spidsbelastningskapacitet ved dimensioneringen af pumpen til en eventuel erstatningsboring.

Antal berørte boringer er, sammen med oplysningen om indvindingsmængde pr. boring, bestemmende for dimensioneringen af råvandsledninger samt for rentvandsledningen ved tilslutning til et andet vandværk. Derudover afgør antallet af boringer selvfølgelig også, hvor store de samlede afværgeomkostninger for alle berørte boringer vil være.

Antallet af driftstimer pr. døgn påvirker pumpe- og ledningssstørrelser samt en række driftsomkostninger, nemlig strømforbrug til dykpumper, mellempumpe til aktiv kulfilter-beholder og brug af UV-anlæg.

Tabel 5.5: Vandtekniske karakteristika

For så vidt angår de tekniske karakteristika for boringer (tabel 5.5), er omkostningen pr. boring direkte proportional med længden af forerør hhv. filter. Derudover vil den afhænge af boringens diameter. I den sammenhæng antages i beregningerne, at nye boringer altid bores med en dimension på 400mm og filtersættes med filter og forerør i dimensionen 225mm.

Omkostningerne ved lægning af ledninger afhænger i høj grad af, hvorvidt ledningerne skal nedlægges i et by- eller et landområde. Derudover er omkostningerne selvfølgelig direkte proportionale med ledningernes længde. En forholdsvis beskeden afstand til vandværket er forudsat for den eksisterende kildeplads, hvilket afspejler de faktiske forhold specielt for de små værker. Den forudsatte afstand til den ny kildeplads vil helt afhænge af det enkelte vandværks situation, men vil erfaringsmæssigt være i overkanten for de små vandværker, der er den primære målgruppe for denne rapport.

Udledningsstedet for en afværgepumpning kan være enten til kloak eller vandløb og indebærer vidt forskellige omkostningstyper og -niveauer. Ved udledning til kloak kræves ingen forudgående vandbehandling på udledningsstedet. Dermed er investeringer i vandbehandling heller ikke nødvendige. Derimod skal betales en afledningsafgift pr. udledt m³ afværgevand, hvilket kan indvirke betragteligt på driftsomkostningerne.

De nærmere forhold og gjorte forudsætninger omkring udledning af afværgevand er omtalt i afsnittene 3.4 og 5.4.1. I regneeksemplerne, der følger, antages, at myndighedernes krav til indhold af BAM, totaljern og ammonium er overholdte, således at der kun skal investeres i et anlæg til iltning. Det skal i den forbindelse understreges, at kravene fastlægges individuelt af amtet ud fra vandløbets klassificering.

5.5.1 Model til beregning af omkostninger

Modellen, der er opbygget til beregning af investerings- og driftsomkostninger for forskellige afværgestrategier, bygger på de elementer, der er gennemgået i dette og de foregående kapitler:

1) det tekniske indhold af afværgestrategier (kapitel 3);

2) det tekniske og prismæssige datagrundlag (kapitel 4); og

3) specifikke forudsætninger af teknisk, prismæssig og beregningsmæssig art (afsnit 5.4).

De væsentligste forudsætninger i beregningsmodellen, og som må anses at adskille sig fra vandværk til vandværk, er gennemgået i afsnittet ovenfor. Netop derfor er modellen opbygget således, at den enkelte bruger/vandværk kan indtaste disse oplysninger og få beregnet investerings- og driftsomkostninger mv. for hver enkelt afværgestrategi målrettet netop deres vandværk.

Indtastningen af oplysninger og præsentationen af beregninger er samlet i en speciel brugerflade i modellen.

Brugerfladen er således opdelt i to dele, en input-del og en output-del jf. bilag B. I input-delens øverste halvdel indtaster brugeren oplysninger om boringer, indvindingsmængde, driftstid, ledninger og råvandskvalitet. I nederste halvdel skal brugeren vælge, hvilke områder ledningerne skal lægges i, udledningsstedet for afværgevand, størrelsen af afgift ved udledning til kloak, hvorledes investeringerne skal finansieres og endelig, hvilken afværgestrategi der ønskes belyst. På finansieringssiden kan vælges mellem fuld egenfinansiering, fuld lånefinansiering og låneandele på 25, 50 og 75 pct. af investeringsomkostningerne.

Output-delen er ligeledes opdelt i to. Øverste halvdel giver et overblik over investerings- og driftsomkostninger, nutidsværdi af omkostninger, finansieringsomkostninger samt indvirkning på vandprisen, alt opgjort i 2003-priser.

Indvirkningen på vandprisen er defineret som summen af ændring af driftsomkostninger, afskrivninger og finansieringsomkostninger.

Afskrivningerne er beregnet ud fra omkostningerne ved nødvendige geninvesteringer og disses levetid.

Finansieringsomkostningerne, der naturligvis afhænger af den valgte låneandel, er defineret til at omfatte lånets samlede ydelse (renter og afdrag) med fradrag for afskrivningerne på de lånefinansierede investeringer. Denne definition indebærer, at stigningen i vandprisen - ud fra et "hvile i sig selv" princip - vil være tilstrækkelig til også at dække tilbagebetalingen på lånet.

I beregningerne forudsættes, at lånets løbetid er 10 år for de afværgestrategier, der blot indebærer en levetidsforlængelse, mens den svarer til investeringens gennemsnitlige levetid for de øvrige strategier, dog højest de 25 år, som er den maksimale løbetid på lån, der ydes af Kommunekredit jf. den tidligere diskussion.

Endelig gælder, at modellen i beregningen af investeringsomkostninger tager højde for, at visse omkostninger i en given strategi afhænger af antallet af boringer, mens andre omkostninger er de samme, uanset hvor mange boringer, der indgår. Et eksempel herpå er etablering af en ny kildeplads, hvor omkostningerne til ombygning af SRO-anlægget på vandværket er uafhængige af antallet af nye boringer.

En nærmere beskrivelse af modellen findes i bilag C.

5.5.2 Afværgekomponenter og -strategier

Som nævnt i indledningen til dette kapitel og vist i tabel 5.1 består de definerede afværgestrategier af enten én eller to komponenter. Alle skal sikre en imødegåelse af BAM-forureningen, mens nogle, og langt de fleste, også skal inddrage tiltag til sikring af en uændret vandforsyning ^[5].

I beregningsmodellen opgøres investerings- og driftsomkostningerne følgelig for hver af komponenterne. Hvis en afværgestrategi består af to komponenter, er strategiomkostningen blot summen af de to komponentomkostninger.

Omkostningsoverslag for de tre vandværksstørrelser for hver af afværgekomponenterne er gengivet i bilag D. Overslagene er, hvis relevant, for 1 boring.

Investeringsomkostningerne for hver afværgekomponent er opdelt i faste og variable omkostninger. De faste omkostninger er de samme for hver boring etc., mens de variable omkostninger afhænger af investeringsspecifikke forhold som f.eks. boringsdybde for nye boringer og ledningslængde for tilslutning til andet vandværk. Forøgelse af indvindingsmængden på eksisterende boringer antages at kunne ske uden at medføre behov for nye investeringer.

Driftsomkostningerne er defineret som den årlige ændring af disse omkostninger. Sløjfning af en boring betyder eksempelvis lavere pumpeudgifter og vedligeholdelsesomkostninger.

Forundersøgelser indgår som en integreret del af afværgestrategierne. Som gennemgået i afsnit 3.1 er alle anbefalede forundersøgelser med i enhver strategi. "Pakken" af forundersøgelser består af to komponenter. Den første omfatter de forundersøgelser, der er begrænset til selve den forurenede boring (tilstandsvurdering, boringsundersøgelse og kildeopsporing), og hvis antal således afhænger af det antal boringer, der skal undersøges. Den anden komponent indeholder de ikke-boringsspecifikke forundersøgelser, nemlig vurdering af arealbelastning og beskrivelse af indvindingsopland. Omkostningerne for pakken af forundersøgelser er opgjort til 119.000 kr.

Gennemgangen af beregningseksemplerne for de tre typer vandværker vil tage udgangspunkt i den gruppering af afværgestrategier i hovedgrupper, der er vist i tabel 5.1 ovenfor. For hver gruppe af afværgestrategier identificeres de faktorer, der i væsentligste grad påvirker afværgeomkostningerne.

Til understregning af den beregningsmæssige usikkerhed, der trods detaljeringsgraden af de beregningsmæssige forudsætninger resterer, er alle viste investeringsomkostninger afrundet til nærmeste titusind kr., mens stigningen i de samlede driftsomkostninger pr. år er afrundet til nærmeste tusind kr. Omkostningerne pr. m³ er beregnet ud fra de faktiske tal og vist i kroner med 1 decimal (investeringer) og i kroner med 2 decimaler (drift).

5.5.3 Boringsrenovering

En boringsrenovering påvirker ikke indvindingsmængde og strategierne omfatter således alene selve renoveringen.

Investeringer: Omkostningerne for hver strategi er stort set uafhængige af vandværksstørrelse jf. tabel 5-6. Den beskedne variation for så vidt angår indvendig udforing af en boring skyldes forskel i nødvendig pumpestørrelse.

Kun for overboringer udgør de variable omkostninger til boringsarbejde, fore- og filterrør en stor del af totalen. Ellers er de faste omkostninger i form af forundersøgelser, optagning og nedsætning af pumpe, analyser, tilsyn mv. forholdsvis tyngende.

Tabel 5-6: Afværgeomkostninger ved boringsrenovering

De variable omkostninger bestemmes af boringsdybden, men da deres andel generelt er forholdsvis begrænset, er indvirkningen på de samlede omkostninger ligeledes begrænset.

Driftsomkostninger: boringsrenoveringer kan ikke forventes at påvirke driftsomkostningerne.

5.5.4 Lukning af boringer

Ved lukning af boringer kompenseres tabet i indvindingsmængde enten ved forøget indvinding på andre boringer eller ved en ny boring på kildepladsen.

Tabel 5.7: Afværgeomkostninger ved lukning af boringer

Investeringer: Heller ikke ved lukning af boringer har indvindingsmængden nogen særlig betydning for afværgeomkostningerne jf. tabel 5.7. Igen er det alene forskel i pumpestørrelse, der ved etablering af en ny boring er af betydning.

Ved kompensering med øget indvinding er der intet investeringsbehov, så hvor denne komponent indgår, omfatter omkostningerne alene udgifterne til sløjfning af boringer, der tilmed er relativt lave.

Hvis en lukningsstrategi indeholder en ny boring, er afværgeomkostningerne langt højere. Langt størstedelen af disse omkostninger er faste i form af forundersøgelser, etablering af råvandsstation, pumpe, SRO-anlæg, kontroller mv.

De væsentligste omkostningspåvirkende faktorer for nye boringer er ledningslængden, og hvorvidt ledningen skal lægges i et by- eller et landområde.

Driftsomkostninger: Sløjfning af en boring modsvaret af øget indvinding vil reducere driftsomkostningerne, idet der vil være mindre behov for vedligeholdelse af pumper og råvandsledninger.

5.5.5 Afværgepumpning

Tab i indvindingsmængde ved afværgepumpning, enten fra eksisterende eller ny boring, imødegås enten ved øget indvinding på andre boringer eller ved at etablere en ny indvindingsboring.

Investeringer: Når strategien indeholder øget indvinding, omfatter investeringsomkostningerne alene omkostningerne ved afværgepumpning henholdsvis afværgeboring. Sidstnævnte er naturligvis langt dyrere, da der også skal en ny boring til, jf. tabel 5.8.

Tabel 5.8: Afværgeomkostninger ved afværgepumpning

Investeringsomkostningerne ved de forskellige afværgepumpningsstrategier ses igen uafhængige af vandværksstørrelse. De faste omkostninger udgør størsteparten af de samlede omkostninger.

For så vidt angår de variable omkostninger, er de særligt omkostningsbestemmende faktorer afstanden til afværgestedet og til vandværket.

Den faktor, der i væsentligste grad bestemmer afværgeomkostningerne, er råvandskvaliteten. Beregningseksemplerne forudsætter som bekendt udledning til vandløb med iltning som eneste vandbehandling.

Modelberegninger viser, at hvis indholdet af totaljern og ammonium er således, at myndighederne kræver forudgående vandrensning i sandfilter, da vil investeringsomkostningerne for alle fire afværgestrategier øges med ca. 0,8 mill. kr. Såfremt det endvidere er således, at BAM-indholdet er over den tilladte tærskelværdi, betyder det, at et aktiv kulfilter også må installeres. Dermed øges investeringsomkostningerne med yderligere 0,1 mill. kr.

Driftsomkostninger: I de valgte beregningseksempler er driftsomkostningerne forholdsvis uafhængige af indvindingsmængden, idet kun pumpeomkostningerne påvirkes. Derimod har ikke blot råvandskvalitet, men også udledningssted for afværgevandet væsentlig indflydelse på driftsomkostningerne.

5.5.6 Etablering af ny kildeplads

Samtidig med etablering af en ny kildeplads med – forudsætningsvis – 1 boring sløjfes en boring på den gamle kildeplads.

Investeringer: De to afværgestrategier, der involverer etablering af en ny kildeplads, omfatter samme typer investeringsomkostninger som den lukningsstrategi, der omfatter sløjfning af en boring og en erstatningsboring (se afsnit 5.5.4).

Hertil skal lægges de omkostninger, der er knyttet til selve etableringen af den ny kildeplads jf. afsnit 3.6. Desuden vil ledningsomkostningerne være højere, da afstanden til vandværket må forventes øget. Som for boringer på den "gamle" kildeplads vil disse omkostninger afhænge stærkt af, hvorvidt ledningerne lægges i et by- eller landområde. Specielt ledningslængde, men også boringsdybde er af betydning.

Tabel 5.9: Afværgeomkostninger ved etablering af ny kildeplads

En stor part af afværgeomkostningerne er faste, hvilket afspejler, at andelen af faste omkostninger for en ny boring er høj.

Driftsomkostninger: Den større afstand til vandværket betyder også højere driftsomkostninger, da pumpeomkostningerne i råvandsledningerne øges med den længere afstand til vandværket. Som det fremgår af tabellen, er stigningen beskeden, idet elforbruget i sig selv er lavt.

5.5.7 Rensning af drikkevand

Investeringer: Som anført i afsnit 5.5 er det ved installering af aktive kulfiltre til rensning af drikkevandet, at vandværksstørrelsen har den største betydning. Da alt drikkevand renses, betyder større indvindingsmængde større filterbeholdere og dermed også højere omkostninger.

Enhedsomkostningerne pr. m³ ses fortsat at være ganske store for de små vandværker, men det er væsentligt at notere, at forskellen i enhedsomkostningerne mellem de forskellige vandværksstørrelser er langt mindre end for de øvrige afværgestrategier. Set i det lys er ulempen for det lille vandværk ved vandrensning som afværgestrategi relativt mindre.

Tabel 5.10: Afværgeomkostninger ved rensning af drikkevand

Driftsomkostninger: Helt analogt er den relative ulempe for de små vandværker også mindre på driftssiden. Generelt bemærkes, at driftsomkostningerne er ganske høje set i forhold til alle øvrige afværgestrategier. Drift af anlæggene betyder øget elforbrug til mellempumpe og UV-lamper såvel som øgede udgifter til udskiftning af det aktive kul, af UV-lamperne og til vedligeholdelse. Hertil kommer de ekstra analyser, som myndighederne kræver foretaget ved vandrensning på vandværket, nemlig 16 bakteriologiske analyser og 6 BAM analyser om året pr. anlæg. Det er værd at notere, at disse omkostninger er særligt belastende for de små anlæg, da de jo er faste (se bilag D).

Endelig gælder, at vandværket ved installation af filterbeholdere og UV-anlæg ikke opnår besparelser på den øvrige drift, idet vandindvindingsprocessen jo fortsætter uændret.

5.5.8 Tilslutning til andet vandværk

Tabel 5.11: Afværgeomkostninger ved tilslutning til andet vandværk

Investeringer: De generelt ganske betragtelige omkostninger ved tilslutning til andet vandværk skyldes især omkostningerne ved ledningsføring mellem de to vandværker. Som anført tidligere antages en afstand på 2.000 m. Vandværksafstanden er således en nøglevariabel.

Dertil kommer udgifter til køb af trykforøgeranlæg, der specielt for små værker kan være forholdsvis betragtelige. Som det er tilfældet for alle de øvrige afværgestrategier med undtagelse af vandrensning er der ikke den store forskel i de samlede omkostninger mellem de forskellige vandværksstørrelser.

I opgørelsen af investeringsomkostninger indgår ikke en eventuel tilslutningsafgift, der pålægges forbrugerne, idet usikkerheden omkring dennes størrelse er for stor til, at et skøn herfor meningsfyldt kan indgå i beregningsmodellen.

Driftsomkostninger: På driftssiden ses ligeledes alene på de direkte omkostninger og ikke den indvirkning, som tilslutningen i sig selv måtte få på de samlede driftsomkostninger og dermed på vandprisen.

De direkte driftsomkostninger ved tilslutningen til andet vandværk omfatter derfor alene pumpeomkostninger i trykforøgeranlægget. Da elforbruget ved pumpning er lavt, er omkostningerne små. Påvirkningen af driftsomkostningerne kommer derfor fra afværgepumpning/-boring (stigning) og fra sløjfning af boringer (fald i omkostninger da mindre vedligeholdelse).

5.6 Omkostningseffektivitet

Valget mellem de forskellige afværgestrategier til imødegåelse af BAM-forurening vil dels afhænge af de tekniske muligheder for anvendelse af hver enkelt metode, dels af hvilken metode, der økonomisk set er den mest fordelagtige. I denne sammenhæng benyttes begrebet omkostningseffektivitet: Når forskellige strategier til at imødegå en BAM-forurening af en given størrelse er teknisk mulige, da vælges - alt andet lige - den strategi, der kan gennemføres til de laveste omkostninger.

I omkostningerne skal naturligvis indgå både investerings- og driftsomkostninger samt eventuelle geninvesteringer over hele planperioden, dvs. levetiden for en BAM-forurening. Valg af en given strategi indebærer jo ikke blot umiddelbare investeringsomkostninger, men også driftsomkostninger og nye investeringer i denne periode.

Omkostninger afholdt i forskellige år har imidlertid ikke samme værdi. F. eks. er en investering foretaget i dag "dyrere" end en investering, der foretages om 5 år. I den mellemliggende periode kunne der jo opnås en forrentning af investeringsmidlerne, således at der er behov for færre penge, når investeringen først skal ske ud i fremtiden.

For at muliggøre en sammenligning af omkostninger over tid benyttes den såkaldte nutidsværdi-metode ^[6]. Investeringen med den laveste nutidsværdi af alle investerings- og driftsomkostninger i planperioden er økonomisk set den mest fordelagtige - eller omkostningseffektive - løsning.

5.6.1 Tekniske løsningsmuligheder

Allerførst skal dog afklares, hvilke afværgestrategier der er teknisk sammenlignelige.

Afværgestrategierne inden for gruppen boringsrenovering opfylder ikke kravet om teknisk sammenlignelighed, hverken indbyrdes eller i forhold til gruppen af alle øvrige strategier. En given strategi vælges for at løse et specifikt problem, hvor et alternativ er en sløjfning af boringen. Tilmed er det således, jf. gennemgangen i kap. 3, at det ikke er særlig sandsynligt, at det alene er en utæt boring, der er kilden til forureningen med BAM.

Ud fra et overordnet synspunkt er det dog af større betydning, at disse strategier alene indebærer en levetidsforlængelse og dermed udskydelse af det tidspunkt, hvor en varig løsning på BAM-problemerne skal findes. Helt analogt gælder strategierne inden for gruppen lukning af boringer.

Alt i alt betyder det, at de teknisk sammenlignelige og ikke mindst varige løsninger skal findes enten ved afværgepumpning, etablering af ny kildeplads, vandrensning på vandværket eller ved tilslutning til et andet vandværk. Særlige forhold kan selvfølgelig betyde, at en (eller flere) af disse løsningsmuligheder ikke er realiserbar. Det kan f.eks. være et vandværks etablering af en ny kildeplads. I det følgende vil dog forudsættes, at alle løsninger også kan gennemføres i praksis.

5.6.2 Økonomiske løsningsmuligheder

Den økonomiske fordelagtighed af de forskellige tekniske løsningsmuligheder kan nu opgøres ud fra beregning af nutidsværdien af de samlede omkostninger over den periode, hvor BAM-forureningen må forudses at være et problem.

Som omtalt i afsnit 5.4.1 antager beregningseksemplerne, at denne periode er på 60 år. Investerings- og driftsomkostninger samt nødvendige geninvesteringer over 60 år er nu opgjort for hver strategi, hvorefter nutidsværdien har kunnet beregnes. Resultatet af disse beregninger for de tre "typer" vandværker defineret tidligere fremgår af tabel 5.12.

Tabel 5-12: Nutidsværdi af afværgestrategier

Det skal indledningsvis understreges, at udfaldet af beregningerne er stærkt afhængige af de beregningsforudsætninger, der blev gjort i afsnit 5.5 herunder bl.a. antal berørte boringer, ledningsafstande og udledningskrav til afværgevand. Med disse som baggrund kan gives en vurdering af, hvilken eller hvilke afværgestrategier der over en 60-årig horisont økonomisk set er de(n) mest fordelagtige.

Det ses af tabellen, at afværgepumpning kombineret med øget indvinding er den mest fordelagtige strategi, idet nutidsværdien af omkostningerne er den laveste for alle tre vandværkstyper. Dette er ikke overraskende, da investeringerne forbundet hermed er forholdsvis begrænsede. Ved en mere omfattende BAM-forurening er denne strategi nok ikke så bæredygtig, da mulighederne for øget indvinding på ikke-forurenede boringer reduceres tilsvarende.

Herefter er etablering af en ny kildeplads den mest omkostningseffektive strategi for alle tre vandværker. Investeringerne er i den lave ende og samtidig er geninvesteringsbehovet mindre, da investeringerne i den ny kildeplads i nogen grad modvejes af bortfald af investeringerne på den gamle kildeplads. Dertil kommer, at levetiden af de nødvendige geninvesteringer er lang. Disse geninvesteringer omfatter især råvandsledninger, der påregnes at have en levetid på 100 år.

Den økonomiske fordelagtighed af de forskellige strategier afhænger også af, hvilken vandværksstørrelse der ses på. For et lille vandværk vil tilslutning til et andet vandværk, specielt ved fortsat afværgepumpning, som helhed være den dyreste løsning. Det skyldes, at omkostninger til ledninger under de givne forudsætninger er de samme uanset vandværksstørrelse. Dermed er de mere tyngende for et lille vandværk.

For et mellemstort og stort vandværk derimod er drikkevandsrensning den dyreste løsning. Igen bidrager forudsætningerne til en forklaring heraf:

For rensning gennem kulfilter gælder, at det er hele værkets indvindingsmængde, der bestemmer filterkapaciteten, da alt drikkevand skal renses. For de øvrige strategier er det alene BAM-forureningens omfang, der bestemmer investeringsbehov. For det mellemstore og det store vandværk udgør den berørte indvindingsmængde forudsætningsvis en langt mindre del af totalen end et for et lille vandværk. Men da alt drikkevand skal renses, bliver rensningsomkostningerne forholdsvis mere tyngende.

Konklusionen synes derfor at være, at drikkevandsrensning er en dyr løsning, når BAM-forureningen – som her antaget - kun berører en forholdsvis begrænset del af værkets vandindvinding. Der købes i så tilfælde investeringskapacitet og afholdes driftsomkostninger til "unødvendig" vandrensning. Såvel privat- som samfundsøkonomisk er det unødigt spild af ressourcer.

Igen må det understreges, at de specifikke vandtekniske forudsætninger er altafgørende, og at der ikke kan generaliseres ud fra ovennævnte. Den udviklede beregningsmodel giver netop mulighed for at inddrage de specifikke forudsætninger for et givet vandværk, hvilket følsomhedsanalysen i det følgende afsnit vil tjene til at vise.

5.7 Følsomhedsanalyse

Med henblik på at illustrere betydningen af de vandtekniske forudsætninger for valget af en omkostningseffektiv afværgestrategi er der foretaget en følsomhedsanalyse af de forskellige investeringsalternativer.

Analysen omfatter det mellemstore vandværk og følgende fire alternative afværgestrategier:

I: Afværgepumpning og ny boring på eksisterende kildeplads
II: Ny boring på ny kildeplads efter almindelig sløjfning af boring på eksisterende kildeplads
III: Rensning af drikkevand i aktiv kulfilteranlæg
IV: Tilslutning til andet vandværk efter almindelig sløjfning af boring

Vandværket har i basissituationen 1 af 4 boringer forurenet med en samlet indvindingsmængde på 400.000 m³/år.

Basissituationen bygger på de samme forudsætninger, som der blev benyttet i beregningseksemplerne i de foregående tabeller. Følsomhedsanalysen omfatter alene betydningen af ændrede forudsætninger på nutidsværdien af de samlede omkostninger over planperioden.

Resultaterne af denne analyse er vist i tabel 5.13.

Tabel 5-13: Følsomhedsanalyse

1. Alle boringer berørte
I basissituationen er 1 ud af 4 boringer berørte af BAM. I stedet forudsættes forureningen at omfatte alle 4 boringer.

Omkostningerne opgjort til nutidsværdi ved afværgepumpning/ny boring (strategi I) og ved etablering af ny kildeplads stiger i takt hermed, men dog ikke proportionalt. Som forklaret tidligere er nogle investeringsomkostninger de samme, uanset hvor mange boringer der er berørt.

Dette forhold gælder specielt for rensning af drikkevand, hvor anlægget jo som nævnt i det foregående afsnit skal kunne rense hele værkets indvindingsmængde (strategi III).

Stigningen i omkostningernes nutidsværdi ved tilslutning til andet vandværk (strategi IV) skyldes især, at omkostningerne til rentvandsledninger i beregningseksemplet øges, når der skal modtages mere vand fra et andet vandværk. Tilslutningsløsningen bliver nu den omkostningseffektive strategi.

2. BAM-indhold i afværgevand>1 μg/l
Basisanalysen forudsætter et BAM-indhold på 0,3 μg/l. Et BAM-indhold på mere end 1 μg betyder i modellen, at myndighederne vil stille krav om rensning af afværgevandet forinden udløb. Det betyder igen installation af sand- og kulfilteranlæg på afværgestedet og dermed langt højere omkostninger opgjort til nutidsværdi for strategi I, der jo indebærer afværgepumpning.

Med et så højt BAM-indhold vil også omkostningerne ved drikkevandsrensning stige, idet levetiden for det aktive kul reduceres ved mere BAM i vandet, således at udskiftningsomkostningerne bliver større. Som nævnt i kapitel 3 er der imidlertid ikke noget teknisk grundlag for at kvantificere sammenhængen mellem BAM-niveau og kullets levetid.

Omkostningerne for strategi II påvirkes ikke af et højere BAM-indhold.

3. Afværgevand skal udledes til kloak
En grundforudsætning i udgangssituationen er, at afværgevand kan udledes til et vandløb. Dette forudsætter dels myndighedernes godkendelse, dels at der findes et vandløb i nærheden af afværgeboringen. Såfremt disse forudsætninger ikke er opfyldt, må der i stedet ske udledning til kloak.

Det betyder ganske vist, at der ikke skal etableres et eventuelt vandrensningsanlæg, men til gengæld skal der betales en afgift for udledning til kloak.

DANVA's vandstatistik for 2002 viser en afgift, der varierer mellem 7,50 og 36 kr./m³ udledt afværgevand. I beregningerne her er afgiften sat til 15 kr./m³, hvilket, som det ses, indebærer en meget betydelig omkostningsforøgelse for den af de viste strategier, der omfatter afværgepumpning.

4. Levetid for kulfilteranlæg 10 år
Fra producentens side er oplyst en anlægslevetid på 10-20 år. I grundanalysen er denne sat til 20 år.

Følsomhedsanalysen viser, at en levetid i den nedre ende af dtte interval forøger nutidsværdien af de samlede omkostninger med knap 1/4. Over den 60-årige planperiode skal der ske 4 i stedet for 2 udskiftninger af anlæg, men da omkostningerne herved jo ligger ud i fremtiden, så er deres nutidsværdi mindre.

5. Afstand ny kildeplads-vandværk fordobles
I basissituationen er afstanden mellem en eventuel ny kildeplads og vandværket sat til 1.000 m.

En fordobling af denne afstand forøger rørlægningsomkostningerne så meget, at afværgepumpning og tilslutning til andet vandværk bliver marginalt mere attraktive løsninger på BAM-problemet.

Det kan nævnes, at hvis afstanden til den nye kildeplads overstiger 6.600 m, da er også drikkevandsrensning en billigere løsning end en ny kildeplads. Afværgepumpning og tilslutning til andet vandværk er dog fortsat de omkostningseffektive alternativer.

6. Afstand til tilslutningsvandværk fordobles
Basisanalysen sætter afstanden til tilslutningsværket til 2.000 m.

En fordobling af denne afstand indebærer en ganske kraftig forøgelse af omkostningerne ved denne strategi (IV), men dog ikke mere end at drikkevandsrensning - under de givne forudsætninger - fortsat er en dyrere løsning.

7. BAM-levetid 100 år
I basisberegningerne er planperioden, dvs. levetiden på BAM-forureningen, sat til 60 år.

En forlængelse af planperioden til 100 år, som er det øvre interval for den periode, hvor BAM forventes at være et problem, øger naturligvis behovet for geninvesteringer.

Som tidligere diskuteret indgår i analysen imidlertid kun de "nye" geninvesteringer i forhold til udgangssituationen, idet f.eks. etablering af en ny boring på en ny kildeplads til dels modsvares af et bortfald af investeringer på den gamle kildeplads. Hertil kommer, at de nye rørledninger, der skal lægges har en levetid på 100 år, dvs. at der ikke skal ske geninvestering i planperioden.

Der er kun ved vandrensning, at der ikke er fremtidige investeringer, der flader bort, idet driften af den eksisterende kildeplads jo forudsætter uændret. Dette faktum er afspejlet i stigningen i omkostningernes nutidsværdi ved en BAM-levetid på 100 år. Stigningen er beskeden, da omkostningerne ligger langt ude i fremtiden.

Rangordningen af de forskellige afværgestrategier er den samme ved en længere BAM-levetid. Hvis planperioden i stedet sættes til blot 20 år er ny kildeplads fortsat mest attraktiv, men fulgt i stedet af afværgepumpning. Drikkevandsrensning er fortsat den dyreste løsning.

I 6 af de 8 analyserede scenarier bemærkes, at etablering af en ny kildeplads (strategi II) er den billigste, dvs. omkostningseffektive løsning. I de to øvrige er tilslutning til andet vandværk billigst. Rangordningen af de øvrige strategier varierer, men drikkevandsrensning må dog som helhed under de givne forudsætninger ses som en ganske dyr løsning på BAM-problemerne, specielt hvis forureningens omfang er forholdsvis begrænset.

5.8 Indvirkning på vandpriser

En vurdering af en valgt afværgestrategis indvirkning på prisen for vand kræver fastlæggelse af en takstpolitik.

I en praktisk sammenhæng synes der ikke at eksistere ensartede principper for bestemmelse af vandpriser og specielt for, hvorledes afskrivninger, renter og afdrag på lån indgår i fastlæggelsen af vandværkets takster.

Miljøstyrelsens vejledning om vandværkstakster ^[7]/13/ anbefaler, at der i vandprisen indgår de direkte driftsomkostninger herunder vedligeholdelse, afskrivninger og renter på lån. Afskrivningsprincipper detaljeres ikke. I hvilket omfang afdrag på lån bør indgå, omtales heller ikke.

En vejledning fra Danske Vandværkers Forening (DVF) og Danmarks Private Vandværker ^[8] /14/ giver retningslinjer for afskrivninger, men ikke for hvordan afdragsbetaling på lån bør indgå.

I den beregning af indvirkning på vandpris og takster, der præsenteres i det følgende, antages, at det generelle "hvile i sig selv" princip overholdes. Mere præcist udmønter det sig i en forudsætning om fuld omkostningsdækning, således at ændringen af vandprisen pr. m³ defineres som summen af følgende:

1) ændring af (direkte) driftsomkostninger
2) årlige afskrivninger beregnet ud fra investeringsomkostninger og afværgestrategiens gennemsnitlige levetid
3) finansieringsomkostninger.

Finansieringsomkostningerne er defineret til at omfatte den fulde årlige ydelse på det optagne lån med fradrag for den del af afskrivningerne, der er modsvaret af en lånefinansiering. Det sker for at undgå dobbeltregning ved både at have afskrivninger og afdrag på lån med for samme investering. Samtidig sikrer denne form for takstfastsættelse likviditetsmæssig balance, således at de kontante indbetalinger mindst dækker de kontante udbetalinger.

Indvirkningen af de forskellige afværgestrategier på vandprisen er herefter vist i tabel 5.14. For at reducere datamængden er valgt kun at vise prisændringerne for de afværgestrategier, der er relevante i en analyse af omkostningseffektivitet.

I opgørelsen af finansieringsomkostningerne er forudsat en låneandel på 50 pct., mens det resterende finansieringsbehov antages dækket af henlæggelser og anlægsbidrag samt eventuelt også kommunale tilskud.

Detailberegninger viser, at finansieringsomkostningerne for flertallet af strategier udgør den største del af stigningen i vandprisen. Låneandelen er derfor af stor betydning. Såfremt investeringerne ved f.eks. afværgepumpning og tilslutning til andet vandværk skal fuldt ud lånefinansieres, da bliver stigningen i vandprisen for et lille vandværk på 2,17 kr./m³ frem for de 1,35 kr./m³ ved en låneandel på 50 pct.

Tabel 5.14: Afværgestrategiomkostninger og vandpriser

Vandprisændringerne bekræfter det generelle billede fra tidligere, nemlig at en bekæmpelse af BAM-forurening vil belaste de små vandværker særligt hårdt. Ud fra de givne forudsætninger er belastningen dog forholdsvis mindre for drikkevandsrensningsanlæg jf. den tidligere diskussion.

Med en nuværende produktionspris på vand på typisk mellem 2 og 5 kr./m³ vil der for de små vandværker kunne være tale om forholdsvis betragtelige stigninger i prisen på vand, såfremt de fulde omkostninger til imødegåelse af forurening med BAM skal dækkes.

Fodnoter

[5] hertil kommer forundersøgelser.

[6] Denne metode sikrer, at værdien af udgifter i dag er sammenlignelig med fremtidige udgifter ved at inddrage en såkaldt diskonteringsrente i opgørelsen af omkostninger i fremtidige perioder. Metoden tager dermed højde for, at der i den mellemliggende periode er alternative placeringsmuligheder for investeringsmidlerne, f.eks. obligationskøb.

[7] Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 1 1986: "Vandværkstakster"

[8] DVF vejledning nr. 12 1996: "Fastsættelse af Vandværkstakster"

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

Version 1.0 April 2004, © Miljøstyrelsen.