Miljøprojekt, 956 – Samfundsøkonomisk analyse af spildevandsafgiften

Hensigten med den velfærdsøkonomiske analyse er at vurdere, om den øgede rensning som følge af spildevandsafgiften kan siges at have forøget velfærden i samfundet. Den velfærdsøkonomiske analyse søger at opgøre påvirkningen af hele samfundet, mens den budgetøkonomiske i kapitel 5, 6 og 7 illustrerer de økonomiske konsekvenser for hver af de berørte sektorer.

Teknisk adskiller den velfærdsøkonomiske analyse sig i store træk fra den budgetøkonomiske analyse ved, at der anvendes et andet sæt priser, en anden kalkulationsrente, investeringerne opgøres anderledes og endelig indgår miljøkonsekvenserne.

Boks 8–1 forklarer, hvorledes de velfærdsøkonomiske omkostninger er beregnet.

Opgørelse af beregningspriser:
I den budgetøkonomiske analyse anvendes for producenternes vedkommende markedspriser opgjort ekskl. afgifter, som refunderes, idet disse reelt ikke belaster sektorens økonomi. Afgifter, der refunderes, er typisk moms. Derved fås et udtryk for, hvor meget sektoren skal betale for miljøtiltaget, jf. kapitel 5, 6 og 7. Disse priser vil altså være ekskl. moms og andre afgifter, der refunderes, men inkl. f.eks. grønne afgifter. Når der er tale om forbrugsgoder (dvs. for forbrugernes vedkommende) anvendes prisen inkl. alle afgifter og subsidier.

I den velfærdsøkonomiske analyse skal priserne afspejle befolkningens marginale betalingsvillighed for goderne. Priserne, som producenterne (her renseanlæg og industrielle egenudledere) betaler for et produktionsgode, er yderst sjældent de samme som dette godes værdiproduktivitet set fra befolkningens synspunkt, og som befolkningen er villig til at betale for de produkter, som produktionsgoderne bruges til at producere. Befolkningen betaler også en række afgifter, der lægges oven i producenternes priser.

Derfor skal producenternes priser bringes op på niveauet for befolkningens betalingsvillighed til såkaldte beregningspriser. Beregningspriserne er dermed et udtryk for de endelige anvendte ressourcers værdi for forbrugerne. Dette svarer til køberpriser for de goder, som ressourcerne alternativt kunne være anvendt til at producere, der igen er lig med den velfærdsmæssige værdi af de mistede forbrugsgoder.

Hvis man har kendskab til de endelige markeds- eller køberpriser for de mistede forbrugsgoder, bør disse selvfølgelig benyttes. Dette vil derimod langt fra i praksis være tilfældet. Derfor benyttes en ”genvejs”–løsning. Der benyttes en faktor, der udtrykker det generelle afgiftsniveau i samfundet. Denne faktor kaldes den generelle nettoafgiftsfaktor og er teknisk beregnet som forholdet mellem BNP og BFI, dvs. bruttonationalproduktet opgjort i køberpriser og bruttonationalproduktet opgjort i faktorpriser (priser uden afgifter og subsidier). Dette forhold har i de senere år ligget på 1,17.

Ved at multiplicere produktionsgodernes producentpriser med den generelle nettoafgiftsfaktor fås de velfærdsøkonomiske priser (også kaldet beregningspriser), der er et udtryk for den endelige markedspris for de mistede alternative forbrugsgoder.

Importerede og eksporterede goder (dvs. varer der handles internationalt) har et andet afgiftstryk end nationalt producerede goder på grund af told, eksportsubsidier og subsidier til indenlandsk producerede varer (subsidier kan opfattes som negative skatter). Derfor anvendes en særlig nettoafgiftsfaktor for internationalt handlede goder. Der anvendes således to afgiftsfaktorer: den generelle nettoafgiftsfaktor på 1,17 for nationalt handlede goder og nettoafgiftsfaktor på 1,25 for internationalt handlede goder, jf. Flemming Møller m.fl. (2000), afsnit 3.3.9 og 3.3.10.

Virksomhedernes (producenternes) grønne afgifter er medregnet i de priser, som ganges med nettoafgiftsfaktoren. Der skal nemlig bruges de priser, der er aktuelle for virksomhederne, og som de reagerer på. Nettoafgiftsfaktoren burde derfor i virkeligheden opgøres ekskl. grønne afgifter (for virksomheder), således at de ikke blev regnet med dobbelt. Denne korrektion er imidlertid uden praktisk betydning for nettoafgiftsfaktorens størrelse.

Kalkulationsrente:
I den budgetøkonomiske analyse anvendes en kalkulationsrente på 6 pct., der udtrykker den aktuelle reale rentesats før skat og dermed den alternative afkastrate. I den velfærdsøkonomiske analyse bruges den tidspræferencebaserede kalkulationsrente på 3 pct. kombineret med en forrentningsfaktor på kapital, der udtrykker det mistede alternative afkast, jf. afsnit 4.3 i Flemming Møller m.fl. (2000).

Opgørelse af investeringer:
I den budgetøkonomiske analyse opgøres udgifterne til investeringer som de faktiske omkostninger. Nutidsværdiberegningen og en evt. annuisering sker ved anvendelse af den aktuelle reale rentesats før skat, som afspejler den alternative afkastrate. I den velfærdsøkonomiske analyse indarbejdes de alternative afkastmuligheder ved at beregne nutidsværdien af de forbrugsmuligheder, som miljøtiltagets investeringsbeløb alternativt afkaster. Nutidsværdien af de alternative afkastmuligheder udtrykkes ved en såkaldt forrentningsfaktor på kapital.

Teknisk gøres dette ved at multiplicere investeringen med denne forrentningsfaktor, som afspejler nutidsværdien af de alternative afkastningsmuligheder. Som forrentningsfaktor er anvendt:

(q/r) * (1-(1/(1+r)^T)) + (1/(1+r)^T) ; hvor q er den alternative afkastrate, r er den samfundsøkonomiske kalkulationsrente og T er tidshorisonten, jf. side 89 i Flemming Møller (1989), Flemming Møller m.fl. (2000) samt supplement hertil af 15. august 2001 om forrentningsfaktor og diskontering.

Investeringerne er derfor multipliceret med en forrentningsfaktor udregnet med en velfærdsøkonomisk kalkulationsrente på 3 pct. og en alternativ afkastrate på 6 pct. Investeringerne spredes ud over den forventede levetid (annuiseres) med en kapitalindvindingsfaktor udregnet med en velfærdsøkonomisk kalkulationsrente på 3 pct.

8.1 Velfærdsøkonomiske omkostninger for renseanlæg

For de 22 renseanlæg, der har reageret på spildevandsafgiften, udgør de velfærdsøkonomiske marginale omkostninger, dvs. omkostninger til tiltag for at spare afgift, ca. 2,5 mill.kr. i 1997, jf. Tabel 8–1. Omkostningerne næsten fordobles i løbet af 1997-2000 og udgør i 2000 ca. 4,9 mill.kr.

Tabel 8-1 Renseanlægs marginale velfærdsøkonomiske omkostninger fordelt på kvælstof, fosfor og organisk stof

Opskaleret til landsplan, dvs. for alle renseanlæg, udgør de marginale velfærdsøkonomiske omkostninger 7,7 mill.kr. i 2000, jf. Tabel 8–1.

De marginale velfærdsøkonomiske omkostninger er søgt fordelt ud på de tre stoffer kvælstof, fosfor og organisk stof i lighed med de budgetøkonomiske omkostninger, jf. afsnit 5.4. Uanset hvilken af de to fordelingsnøgler, der anvendes, kan langt hovedparten af de velfærdsøkonomiske omkostninger henføres til fosfor (43-78 pct.), dernæst følger kvælstof (19-38 pct.), mens organisk stof tegner sig for den mindste andel (3-19 pct.). Gennemsnittet af de to fordelingsnøgler giver en fordeling på ca. 60 pct. til fosfor, ca. 30 pct. til kvælstof og ca. 10 pct. til organisk stof. Denne fordeling svarer stort set til fordelingen af de budgetøkonomiske omkostninger, jf. afsnit 5.4.

I bilag 9 er vist de velfærdsøkonomiske omkostninger til tiltag for at spare afgift for de enkelte anlæg. Udgifterne er dels fordelt efter den generelle nøgle og dels efter afgiftsnøglen.

8.2 Velfærdsøkonomiske omkostninger for industrielle egenudledere

Den velfærdsøkonomiske beregning resulterer i, at tiltagsudgifterne for perioden 1996 til 2000 udgør 2,8 mill.kr., jf. bilag 10. De årlige velfærdsøkonomiske udgifter udgør i 2000 0,8 mill.kr.

En følsomhedsanalyse ^[90] viser ikke ret store udsving, da udgifterne ifølge denne ligger indenfor intervallet 2,7 til 3,1 mill.kr.

Det skal endnu en gang understreges, at opgørelsen af omkostningerne er forbundet med en vis usikkerhed, jf. kapitel 4 og 6.

Det har ikke været muligt at fordele industrielle egenudlederes marginale velfærdsøkonomiske udgifter ud på de tre stoffer, kvælstof, fosfor og organisk stof.

8.3 Forvridningstabet

Spildevandsrensning er et fuldt brugerbetalt område underlagt hvile-i-sig-selv princippet. Forbrugerne (husholdninger) og industrier tilsluttet renseanlæg får dermed overvæltet renseanlæggenes samlede omkostninger som følge af spildevandsafgiften.

Renseanlæggenes meromkostninger til tiltag for at spare afgift udgør 6,7 mill.kr., jf. tabel 7-1. Hertil kommer administrationsudgifter på 1,0 mill.kr. samt deres faktiske afgiftsbetaling på 266,5 mill.kr. I alt udgør renseanlæggenes merudgifter som følge af afgiften 274,2 mill.kr. Disse merudgifter overvæltes på husholdninger og industrier tilsluttet renseanlæggene (overvæltes på vandprisen via vandafledningsbidraget).

Til opgørelse af forvridningstabet tages udgangspunkt i de budgetøkonomiske omkostninger, da det er den direkte økonomiske påvirkning af renseanlæg, der overvæltes på husholdninger og industrier.

Som udgangpunkt kan det antages, at husholdninger har sammensat deres forbrug, så de med det givne budget maksimerer deres velfærd. Tilsvarende kan det antages, at virksomheder har sammensat deres forbrug af forskellige produktionsfaktorer såsom kapital, arbejdskraft og råstoffer mv., således at de minimerer deres omkostninger og maksimerer deres fortjeneste. I markedsligevægt uden indblanding opnår man et optimalt resultat i form at, at man ikke ved en anden sammensætning af forbrug eller produktion kan øge velfærden for en eneste, uden at det går ud over de andre.

Ved indførelse af en afgift forrykkes denne balance. Der bliver forskel på den pris, køberen skal betale (prisen inklusive skat), og den pris sælgeren opnår (prisen eksklusive skat) ^[91].

Forbrugerne og industrierne får herved et velfærdstab. Dette kaldes et skatteforvridningstab (”trekantstabet”) og opstår, idet forbrugerne og industrierne ændrer adfærd i forhold til deres oprindelige valg af adfærd

Vi ønsker at finde ud af, hvor meget forbruget af vand har ændret sig pga. spildevandsafgiften. Det vil sige, vi går fra en situation uden spildevandsafgift til en situation med spildevandsafgift.

For husholdninger udgør priselasticiteten for vand -0,2 ^[92]. Dette er beregnet for perioden 1988-98 i en rapport udarbejdet for EU-kommissionen, der viser elasticiteter mellem -0,1 og -0,3. Dette passer meget fint overens med et dansk estimat fra 1991 fra AKF, der fandt en priselasticitet på mellem –0,1 og -0,2 baseret på en undersøgelse af husholdninger i København ^[93]. Dette estimat gælder imidlertid kun på kort sigt, og den langsigtede elasticitet er formentlig større. Derfor er skønnet over husholdningernes reaktion på afgiften sandsynligvis et underkantskøn.

Vandprisen inkl. spildevandsafgift, øvrige afgifter og moms for husholdninger er ca. 35 kr. pr. m³ i gennemsnit i 2000 ^[94]. Spildevandsafgiften svarer til ca. 0,63 kr./m³ ^[95]. Vandprisen ekskl. spildevandsafgift, men inkl. moms og øvrige afgifter er dermed 34,38 kr. pr. m³. Spildevandsafgiften betyder dermed en prisstigning på vand på 1,8 pct. Dette giver da et fald i vandforbruget på 0,36 pct. (med en priselasticitet på -0,2).

Husholdningerne bruger ca. 265 mill. m³ vand årligt ^[96]. Faldet i vandforbruget bliver dermed 0,36 pct. af 265 mill. m³ svarende til 954.000 m³.

Mængden af resturenheder i det rensede spildevand går ned proportionalt med det mindre vandforbrug, idet renseanlæggene renser ned til en given koncentration. Det vil sige, at udledningen af resturenheder fra renseanlæggene (miljøeffekten) bliver proportionelt mindre.

Tabel 1–1. Et årligt mindsket vandforbrug på 954.000 m³ svarer til en reduktion på 0,13 pct. af den behandlede spildevandsmængde. Udledningen fra renseanlæg af kvælstof, fosfor og organisk stof går dermed ned med 0,13 pct. pr. år.

Udledningen fra renseanlæg udgjorde i 2000 4.672 tons kvælstof, 545 tons fosfor og 5.808 tons organisk stof, jf. Tabel 1–1. En reduktion på 0,13 pct. svarer dermed til 5,9 tons kvælstof, 0,7 tons fosfor og 7,3 tons organisk stof.

Forvridningstabet udregnes som
½*(afgiftssats * miljøeffekten)
hvor miljøeffekten er reduktion af udledningen som følge af husholdningernes mindre vandforbrug ^[97].

Forvridningstabet beregnes for hvert stof for sig og adderes. Beregningen er under den forenklede antagelse, at udbudskurven er vandret.

Forvridningstabet bliver da
For kvælstof: ½*(20 kr. pr. kg * 5.910 kg) = 59.000 kr.
For fosfor: ½*(110 kr. pr. kg * 689 kg)= 38.000 kr.
For organisk stof: ½*(11 kr. pr. kg * 7.347 kg) = 40.000 kr.

Dette giver et samlet forvridningstab for husholdninger på ca. 137.000 kr. pr. år. Dette skal yderligere forhøjes med nettoafgiftsfaktoren, da der også betales afgifter (moms) af spildevandsafgiften. Derved bliver forvridningstabet for husholdninger 160.000 kr. pr. år

Spildevandafgiften får husholdningerne til at reducere deres vandforbrug, jf. ovenfor. Husholdningernes vandforbrug er i forvejen belagt med en statslig vandafgift på 5 kr. pr. m³. Derfor vil staten opleve et mistet provenu, når husholdningerne nedsætter deres vandforbrug. Provenutabet udgør 4,8 mill.kr. Dette provenutab skal hentes ind igen for at statens forbrugsmuligheder er uændret. Staten skal forhøje andre skatter og afgifter med 4,8*1,2=5,8 mill.kr. for at få dækket provenutabet ^[98].

Borgerne bliver dermed belastet med 1,2 * provenutabet = 1,2 * 4,8 mill.kr. = 5,8 mill.kr. Men borgerne er i forvejen blevet belastet med 160.000 kr. som følge af spildevandsafgiften (”trekantstabet”), jf. ovenfor. Det samlede tab for borgerne bliver summen af trekantstabet og det tabte provenu forhøjet med skatteforvridningsfaktoren, dvs. 1,2 * (160.000 + 4,8 mill.kr.) = 6,0 mill.kr.

Det samlede forvridningstab der skal indgå som en velfærdsøkonomisk omkostning er dermed 6,0 mill.kr. pr. år ^[99].

Det mistede provenutab på 4,8 mill.kr. optræder også som en mistet indtægt for staten og som en besparelse for husholdningerne i opgørelsen af de budgetøkonomiske omkostninger, jf. Tabel 7–1.

Priselasticiteten på -0,2 gælder kun for husholdninger. Det har ikke været muligt at finde oplysninger om priselasticiteter for industrier. Der er derfor ikke beregnet nogen reaktion for industrier tilknyttet renseanlæg.

Vi har ingen oplysninger om, hvorvidt de industrielle egenudledere overvælter disse meromkostninger på priserne for deres produkter og dermed på forbrugerne. Der er tale om meget forskellige industrier og produkter. Der vil sandsynligvis være tale om et mindre forvridningstab, idet udgiften til vand formentlig i de fleste tilfælde kun udgør en relativ lille andel af de samlede produktionsomkostninger. Derfor indebærer dette formentlig også kun en mindre prisstigning på produkterne og dermed et mindre forvridningstab. Dette understøttes yderligere af den beskedne reaktion på afgiften fra de industrielle egenudledere, jf. kapitel 4.

8.4 Samlede velfærdsøkonomiske omkostninger

I dette afsnit opgøres de samlede velfærdsøkonomiske omkostninger forbundet med spildevandsafgiften. De består af fire dele

I afsnit 8.1 blev renseanlæggenes marginale velfærdsøkonomiske omkostninger opgjort til 7,7 mill.kr. årligt, jf. Tabel 8–2. Dette baserer sig på tallet for året 2000, hvor afgiftens effekt må formodes at være slået igennem efter en tilpasningsperiode. De industrielle egenudlederes velfærdsøkonomiske omkostninger i 2000 udgør 0,8 mill.kr., jf. afsnit 8.2 og jf. Tabel 8–2

Kilde: Besvarelser af spørgeskema til renseanlæg og industrielle egenudledere samt egne beregninger.

Samfundet har omkostninger til administrationen af afgiften. De velfærdsøkonomiske administrationsudgifter er beregnet som de budgetøkonomiske administrationsudgifter fra afsnit 7.8 forhøjet med nettoafgiftsfaktoren på 1,17. De samlede velfærdsøkonomiske administrationsudgifter for spildevandsafgiften bliver dermed 4,8 mill.kr. pr. år, jf. Tabel 8–2.

Hertil kommer velfærdstabet som følge af, at renseanlæg overvælter deres meromkostninger på vandprisen gennem vandafledningsbidraget samt at staten får et provenutab. Dette velfærdstab (forvridningstabet) er opgjort til 6,0 mill.kr., jf. afsnit 8.3.

Det er kun renseanlæggenes udgifter, som det har været muligt at fordele på de tre stoffer. Derfor er fordelingen ikke taget med i tabellen.

De totale velfærdsøkonomiske udgifter som følge af spildevandsafgiften bliver 19,4 mill.kr. årligt, jf. Tabel 8–2.

Disse udgifter vil i kapitel 10 blive sammenholdt med værdien af afgiftens miljøeffekter.

Fodnoter

[90] I følsomhedsanalysen er det ene yderpunkt en samfundsøkonomisk kalkulationsrente på 1 pct. Kombineret med en nettoafgiftsfaktor på 1,25 (dvs. faktoren for udenlandsk handlet teknologi), hvilket giver resultatet 3,1 mill. Kr.. Det andet yderpunkt er en samfundsøkonomisk kalkulationsrente på 6 pct. kombineret med den laveste nettoafgiftsfaktor på 1,17, hvilket giver resultatet 2,7 mill. kr..

[95] Spildevandsafgiften er 0,50 kr. pr. m³ , hvilket inkl. moms bliver 0,63 kr. pr. m³. I Konkurrencestyrelsen (2003) står mellem 0,15 til 1,3 kr./m³.

[98] Skatterne skal forhøjes med 5,8 mill.kr. for at få 4,8 mill.kr. i statskassen pga. påvirkningen af arbejdsudbuddet. Vi anvender den generelle skatteforvridningsfaktor på 1,2, der forudsætter, at provenutabet dækkes ved en forhøjelse af momsen og/eller bundskatten.

[99] Jens Holger Helbo Hansen, Skatteministeriet, har ydet værdifuld bistand ved beregningen af forvridningstabet.

8 Velfærdsøkonomiske omkostninger

8.1 Velfærdsøkonomiske omkostninger for renseanlæg

8.2 Velfærdsøkonomiske omkostninger for industrielle egenudledere

8.3 Forvridningstabet

8.4 Samlede velfærdsøkonomiske omkostninger

Fodnoter