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

Samfundsøkonomisk analyse af spildevandsafgiften

9 Velfærdsøkonomiske gevinster

9.1 Indledning
9.2 Spildevandsafgiftens miljøeffekter
9.3 Samlet miljøeffekt af spildevandsafgiften
9.4 Anvendte priser
   9.4.1 Litteraturstudie værdisætning af spildevandsemissioner
   9.4.2 Spildevandsafgiftens satser
   9.4.3 Priser fra Vandmiljøplan III
   9.4.4 Priser fra naturgenopretningsprojekter
9.5 Oversigt over priser på miljøeffekter
9.6 Værdi af miljøeffekter

9.1 Indledning

Det er forbundet med en del problemer at sætte en pris på den miljøforbedring, som opnås, da der ikke eksisterer noget traditionelt marked for miljøforbedringer/-forværringer. Normalt forsøger man derfor hypotetisk at sætte en pris på miljøeffekten via en værdisætningsanalyse.

Værdisætning af ikke-markedsomsatte effekter er en stor faglig udfordring. Det kan være særdeles vanskeligt at kvantificere og værdisætte miljø- og sundhedseffekterne – det vi kalder ”at sætte pris på miljøet”. Værdisætning er en måde at få inddraget befolkningens prioritering af ændringer af miljø- og sundhedseffekterne. En værdisætning afspejler, hvor meget et endnu renere miljø værdisættes i forhold til andre ting - med en given indkomst til rådighed. Men det er svært at afsløre befolkningens betalingsvillighed for miljøgoder (såsom mere ren luft og flere snoede vandløb), dels fordi der ikke eksisterer et marked for goderne, og dermed ikke en markedspris, dels fordi det i sig selv kan være svært at opgøre miljø- og sundhedseffekterne.

Der er dog ingen tvivl om, at miljøeffekterne har en velfærdsmæssig værdi for os, og denne værdi er det mest hensigtsmæsigt at udtrykke i kroner og øre, hvis den skal sammenlignes direkte med andre (markedsomsatte) konsekvenser.

Det, der ideelt set ønskes afdækket i en værdisætningsundersøgelse, er den (maksimale) marginale betalingsvilje befolkningen har for at få et bedre eller hindre et dårligere miljø og/eller sundhed.

9.2 Spildevandsafgiftens miljøeffekter

Spildevandsafgiftens miljøeffekt stammer fra reaktioner fra en række parter. Afgiften pålægges renseanlæg og industrielle egenudlederes udledninger af kvælstof, fosfor og organisk stof. Disse to parter kan reagere for at spare afgift, hvorved der opnås en miljøeffekt i form af mindsket udledning. Miljøgevinsten, der stammer fra renseanlægs reaktion på afgiften, blev præsenteret i afsnit 3.4. Tilsvarende blev i afsnit 4.5 omtalt miljøgevinsten forårsaget af industrielle egenudlederes reaktion på afgiften.

Renseanlæg overvælter deres meromkostninger pga. afgiften på husholdninger og industrier tilsluttet renseanlæg ifølge hvile-i-sig-selv princippet, jf. omtalen af forvridningstabet i afsnit 8.3. Husholdninger og industrier oplever derfor en stigning i vandprisen pga. afgiften. Der vil derfor også være en miljøeffekt, der fremkommer ved, at husholdninger og industrier nedsætter deres vandforbrug og dermed deres spildevandsudledning, jf. afsnit 8.3.

Spildevandsafgiftens miljøeffekt består af fire dele

• Renseanlægs reduktioner af udledninger af kvælstof, fosfor og organisk stof for at spare afgift
• Industrielle egenudlederes reduktioner af udledninger af kvælstof, fosfor og organisk stof for at spare afgift
• Husholdningers nedsatte vandforbrug (sfa. stigning i vandprisen) og dermed spildevandsudledning
• Industrier tilknyttet renseanlægs nedsatte vandforbrug (pga. stigning i vandprisen) og dermed spildevandsudledning (ikke kvantificeret pga. manglende data)

9.3 Samlet miljøeffekt af spildevandsafgiften

Spildevandsafgiftens miljøeffekt er sammenfattet i Tabel 9–1. Afgiften har i 2000 (hvor afgiften mere eller mindre er nået op på sin fulde effekt efter en tilpasningsperiode) fjernet 298 tons kvælstof, 120 tons fosfor og 382 tons organisk stof. Der er tale om et konservativt skøn. Størstedelen af afgiftens effekt stammer fra renseanlæggene, der tegner sig for ca. 90 pct. af reduktionen af kvælstof og fosfor og halvdelen af reduktionen af organisk stof.

Afgiften har reduceret de samlede udledninger med 5 pct. for kvælstof, med 17 pct. for fosfor og med 3 pct. for organisk stof, jf. Tabel 9–1.

Tabel 9-1 Spildevandsafgiftens miljøeffekt

Kilde: Miljøstyrelsen (1998), Miljøstyrelsen (1999), Miljøstyrelsen(2000) og egne beregninger

I de følgende afsnit vil vi forsøge at værdisætte afgiftens miljøeffekter. Først præsenteres i afsnit 9.5 og 9.6 priserne for miljøeffekterne og dernæst udregnes værdien.

9.4 Anvendte priser

9.4.1 Litteraturstudie værdisætning af spildevandsemissioner

I forbindelse med analysen af spildevandsafgiften har Danmarks Miljøundersøgelser gennemført en gennemgang af case-studies i den internationale litteratur vedrørende økonomisk værdisætning af spildevandsemissioner af kvælstof, fosfor og organisk stof for, om muligt, at kunne anvende resultaterne af de internationale analyser på den danske case via såkaldt benefit transfer ^[100]. Dette træk har været nødvendigt, da der ikke findes danske opgørelser af den samfundsøkonomiske værdi af den reducerede forurening på vandmiljøområdet ^[101].

Rapporten ”Økonomisk værdisætning af spildevandsemissioner af nitrogen, fosfor og organisk stof – et litteraturstudie” ^[102] beskriver 14 internationale adfærdsbaserede, direkte og indirekte, værdisætningsstudier af forurening af overfladevand.

Konklusionen på benefit-transfer-studiet er, at der kræves meget stor varsomhed med hensyn til direkte at anvende resultaterne fra de forskellige internationale case-studies på den danske case.

For det første er der aldrig to cases som er ens; en dansk og en amerikansk sø vil fx typisk kunne tilbyde varierende rekreative muligheder og der vil være forskellige alternativmuligheder. Desuden vil skadevirkningerne af netop næringssalte og organisk stof, i højere grad end for andre forurenende stoffer, afhænge af forholdene i den enkelte recipient, hvor udslippet sker ^[103]. Derfor anbefales det at udføre en recipientorienteret værdisætning af skadevirkningerne på vandmiljøområdet. ^[104]

For det andet er der en del usikkerheder forbundet med selve værdisætningsmetoderne. De tre mest udbredte metoder er den hedoniske metode, rejseomkostningsmetoden og den betingede værdisætningsmetode, og de har hver især en række svagheder ^[105].

Det påpeges i litteraturstudiet, at det vil være uhensigtsmæssigt at lægge sig fast på én bestemt værdi for miljøforbedringen, da det, grundet de store usikkerheder, kan gøre mere skade end gavn. I stedet anbefales det vedrørende den velfærdsøkonomiske analyse at beregne, hvor stor en gennemsnitlig betalingsvillighed, der skal til for, at tiltaget kan siges at have forøget velfærden i samfundet (en såkaldt break-even-pris). En sådan beregning vil kunne bruges som udgangspunkt for en diskussion af, om projektet har givet et samfundsøkonomisk overskud.

Et enkelt af de gennemgåede case-studies – Turner et al., (1999) – har dog et benefit-estimat for reduktioner af kvælstof og fosfor i Danmark. Denne værdisætnings-analyse er baseret på den betingede værdisætningsmetode; dvs. at forfatterne har interviewet en lang række respondenter om, hvor meget de hypotetisk er villige til at betale for at mindske udledningerne af de to næringssalte. Forfatterne interviewede (i 1995) svenske og polske respondenter om deres betalingsvillighed i forhold til en 50 pct. reduktion af fosfor- og kvælstof-udledningerne til Østersøen og har, på baggrund af de svenske interviews, estimeret en samlet dansk betalingsvillighed.

Dette estimat kan omregnes til en dansk betalingsvillighed i år 2001 i størrelsesordenen 190-339 kr. pr. kg næringssalt (kvælstof og fosfor) ^[106]. Prisen på 190 kr. pr. kg er et konservativt skøn, hvor respondenter, som ikke har ønsket at deltage i undersøgelsen, antages at have en betalings-villighed på nul, mens prisen på 339 kr. pr. kg er gældende, hvis disse respondenter helt udelades af beregningerne. Betalingsvilligheden er gældende under forudsætning af, at Østersølandenes udledninger til Østersøen reduceres med 50 pct. ^[107].

Imidlertid kan der vedrørende overvejelserne om at overføre de svenske resultater til en dansk kontekst sættes et stort spørgsmålstegn ved, om den gennemsnitlige dansker værdsætter Østersøen lige så højt, som den gennemsnitlige svensker.

Den svenske del af Østersøen udgør en meget stor procentdel af de samlede svenske havområder, mens den danske del af Østersøen kun udgør en mindre del af de danske havområder. Derfor taler meget for, at hvis Turner et al.s estimerede danske betalingsvillighed (12.376.000.000 SEK) skal tages i anvendelse, skal den tages som udtryk for en betalingsvillighed for en 50 pct. reduktion af næringsstofferne i samtlige danske havområder, og altså ikke kun i Østersøen. På denne baggrund sættes den danske betalingsvillighed til 141 kr. pr. kg næringsstof ^[108].

Det skal understreges, at der er store usikkerheder forbundet med estimatet ^[109]. For det første tyder noget på, at nogle af respondenterne i betalingsvilligheds-undersøgelsen har svaret urealistisk højt. For det andet er danskernes betalingsvillighed estimeret på basis af svenske respondenters betalingsvillighed. For det tredje vedrører betalingsvilligheden kun en begrænset del af de danske farvande (Østersøen). For det fjerde er betalingsvilligheden betinget af, at alle landene omkring Østersøen begrænser forureningen væsentligt, da det var stillet respondenterne i udsigt, at de samlede udledninger skulle halveres. Endelig er der som nævnt nogle generelle problemer forbundet med benefit transfer på vandmiljøområdet.

Derfor kan estimatet ikke anvendes som andet end et regneeksempel. Alene det faktum, at respondenterne nævner deres betalingsvillighed under forudsætning af, at udledningerne til Østersøen mindskes med hele 50 pct., gør estimatet svært at anvende konkret. Som en forsigtig kommentar til regneeksemplet kan det dog påpeges, at der er tale om en meget stor velfærdsmæssig gevinst, og det på trods af, at det mest konservative estimat anvendes (den laveste pris). Hertil kommer, at værdien af organisk stof ikke indgår i beregningen.

9.4.2 Spildevandsafgiftens satser

Afgiftssatserne fra spildevandsafgiften kan også bruges som priser på de tre stoffer. Dette kræver dog, at satserne er optimalt fastsat.

Spildevandsafgiftens satser er fastsat, dels så der opnås et vist provenu ^[110], og dels så forholdet mellem satserne for de tre stoffer svarer til forholdet mellem kravene til maksimal udledning for de tre stoffer i Vandmiljøplan I ^[111]. Derfor afspejler satserne formentlig ikke fuldt ud værdien af miljøskaderne. Yderligere kan indvendes, at en værdisætning af afgiftens miljøeffekter med afgiftssatserne i sidste ende bliver en cirkelslutning.

9.4.3 Priser fra Vandmiljøplan III

Hvis det ikke er muligt at afdække befolkningens betalingsvilje, kan det i stedet være nødvendigt at prissætte miljø- og sundhedskonsekvenser fra omkostningssiden.

Disse metoder betegnes ikke som ”rigtige” værdisætningsmetoder, da de ikke baserer sig på befolkningens betalingsvilje for et givet miljøgode og dermed ikke nødvendigvis er et udtryk for de samlede gevinster ved det pågældende miljøgode.

De omkostningsbaserede metoder er udtryk for det marginale velfærdsmæssige tab (altså indirekte præferencebaseret) ved at opfylde en given miljømålsætning.

Alternativomkostningsmetoden kan bruges, hvis det politisk er besluttet at nå et bestemt miljømål. Hvilket netop er tilfældet for udledningen af næringsstoffer.

Som pris på kvælstof i denne analyse kan derfor anvendes, hvad det alternativt ville koste at fjerne et kg kvælstof på anden vis.

I Vandmiljøplan III er opgjort, hvad det koster at fjerne et kg kvælstof ved en række forskellige initiativer. Disse alternativomkostninger kan bruges som pris på kvælstof i denne analyse. Omkostningerne udgør 8 kr. pr. kg kvælstof for efterafgrøder og 29-192 kr. pr. kg kvælstof for arealrelaterede tiltag (vådområder, skov og ekstensivt græs) ^[112].

Der er udført en beregning med en pris på 29 kr. pr. kg kvælstof. Dette er for tiltaget vådområder, som er det billigste blandt de arealrelaterede tiltag. Som en følsomhedsberegning er anvendt prisen på 8 kr. pr. kg kvælstof for tiltaget efterafgrøder.

I VMPII var omkostningerne for vådområder en del lavere, nemlig 5 kr. pr. kg. Denne pris er tidligere anvendt som pris på kvælstof. Stigningen fra 5 kr. pr. kg til 29 kr. pr. kg skyldes primært, at der i VMPIII antages en mindre kvælstof reducerende effekt fra de nye vådområde. Således er reduktionspotentialet reduceret fra 400 kg kvælstof pr. ha i VMPII til 100 kg kvælstof pr. ha i VMPIII. Hertil kommer, at prisen på 5 kr. pr. kg er budgetøkonomiske omkostninger og ikke velfærdsøkonomiske omkostninger (der sædvanligvis er højere).

For fosfor er der i VMPIII-arbejdet opgjort omkostninger for tiltag ^[113]. Der er imidlertid tale om beregninger behæftet med meget stor usikkerhed. Derfor er der valgt priser på fosfor som en følsomhedsberegning. I VMPIII er anført, at en reduktion af kvælstofafstrømningen på ca. 20-25 tons svarer til en reduktion i fosforafstrømningen på ca. 1 tons fosfor ^[114]. Dette forhold mellem skadesvirkning for kvælstof og fosfor er bl.a. opgjort på baggrund af analyserne af Odense Fjord (fase II) i VMPIII-miljøgruppens analyser ^[115]. Det betyder, at et kg kvælstof udledt til vandmiljøet fra et renseanlæg skader vandmiljøet ligeså meget som 20 kg fosfor. Hvis reduktionen af kvælstofafstrømningen koster 29 kr. pr. tons for vådområder, vil et forhold på 1:20 svarer til, at omkostningerne er 580 kr. pr. tons for fosfor. Heroverfor kan indvendes, at man ikke kan slutte, at fordi skadesvirkningen er 20 gange højere, så koster det også 20 gange mere. Denne pris på fosfor er også udelukkende medtaget af illustrative grunde.

Endvidere skal anføres, at dette skadesforhold på 1:20 ikke nødvendigvis gælder på landsplan, men kan variere meget fra område til område efter miljøtilstanden og efter type af vandområde (sø, fjord eller vandløb). Yderligere skal bemærkes, at prisen for kvælstof er baseret på alternativomkostninger og ikke skadesomkostninger. Men den beregnede pris på fosfor medtages som nævnt udelukkende som en følsomhed af illustrative grunde.

I kap. 10 er beregnet, hvor meget prisen på fosfor skal være for at de velfærdsøkonomiske omkostninger og miljøeffekter balancerer (break-evenpris for fosfor).

9.4.4 Priser fra naturgenopretningsprojekter

I danske samfundsøkonomiske analyser af naturgenopretningsprojekter er ofte anvendt renseomkostningerne på et renseanlæg som pris på fosfor. For kvælstof er typisk anvendt pris fra Midtvejsevalueringen af VMPII på 5 kr. pr. kg.

I den samfundsøkonomiske analyse af naturgenopretningen af Skjern Å er anvendt en renseomkostning på 80 kr. pr. kg som prisen for fosfor ^[116]. Tilsvarende er i analysen af Gudenåens passage ved Tangeværket anvendt en renseomkostning på 65,02 kr. pr. kg for fosfor. ^[117]

Disse priser kan vi selvsagt ikke anvende i denne analyse, der netop beskriver renseomkostningerne. I stedet kunne vi som pris på fosfor anvende, hvad det ville koste at fjerne et kg fosfor ved et naturgenopretningsprojekt, forudsat at dette var et realistisk alternativ til rensningen.

Det har imidlertid ikke været muligt at beregne en sådan pris. Det skyldes, at det ikke meningsfuldt har ladet sig gøre at fordele omkostningerne ved naturgenopretningsprojekterne ud på de enkelte miljøeffekter. Dvs. hvor stor en andel af omkostningerne, der kan henregnes til fosforfjernelse.

9.5 Oversigt over priser på miljøeffekter

Tabel 9–2 giver en samlet oversigt over de priser på udledninger af spildevand, som det har været muligt at finde frem til. Priserne fra litteraturstudiet er baseret på betalingsviljeundersøgelser, mens priserne fra VMPII er baseret på omkostninger. Det skal understreges, at der er stor usikkerhed forbundet med disse priser.

Tabel 9-2 Priser på miljøeffekt, kr. pr. kg

9.6 Værdi af miljøeffekter

I dette afsnit anvender vi priserne på fosforkvælstof, fosfor og organisk stof til at beregne værdien af spildevandsafgiftens miljøeffekter. Der er tale om regneeksempler til at illustrere spændvidden af værdien af miljøeffekterne

De to priser på kvælstof og fosfor fra det internationale litteraturstudie giver en samlet værdi af afgiftens miljøeffekter på ca. 60 mill.kr. i 2000, jf. Tabel 9–3.

Tabel 9-3 Værdi af miljøeffekter, mill.kr.

Kilde: Egne beregninger

Priserne på de tre stoffer svarende til spildevandsafgiftens satser giver en samlet værdi af afgiftens miljøeffekter på ca. 24 mill.kr. i 2000.

Anvendes i stedet prisen på kvælstof fra VMPIII for vådområder og prisen på organisk stof samt fosfor svarende til spildevandsafgiftens satser, bliver værdien af miljøeffekterne ca. 26 mill.kr. Hvis prisen på fosfor sættes udfra skadesforholdet mellem kvælstof og fosfor (580 kr. pr. kg), bliver værdien forhøjet til ca. 83 mill.kr.

Priserne på kvælstof baseret på tiltaget efterafgrøder fra VMPIII kombineret med priser på fosfor og organisk stof svarende til spildevandsafgiftens satser giver en værdi af miljøeffekter på ca. 20 mill.kr. Anvendes prisen på fosfor fra VMPIII (efterafgrøder) baseret på skadesforholdet bliver værdien af miljøeffekter ca. 26 mill.kr.

De udførte beregninger af værdien af spildevandsafgiftens miljøeffekter ved diverse priser for kvælstof, fosfor og organisk stof og diverse kombinationer af disse priser indikerer, at værdien ligger i intervallet 20-83 mill.kr. Dog er især priserne på kvælstof og fosfor fra litteraturstudiet, fosforpriserne fra VMPIII behæftet med overordentlig stor usikkerhed. Derfor må værdierne beregnet med disse priser betegnes som optimistiske overkantskøn. Priserne baseret på tiltaget efterafgrøder fra VMPIII er omvendt i den lave ende. På denne baggrund vurderes det, at værdien af spildevandsafgiftens miljøeffekter er i den nedre del af intervallet, dvs. ca. 25 mill.kr. årligt.

Det er kun de direkte miljøeffekter af spildevandsrensning, dvs. udledninger af kvælstof, fosfor og organisk stof, som er søgt værdisat i denne analyse. Øvrige miljøeffekter (som f.eks. emissioner af CO2 og NOx) fra energiforbrug fra renseprocessen er ikke opgjort kvantitativt og dermed heller ikke værdisat. Det vurderes dog, at disse øvrige miljøeffekter kun vil have marginal betydning i sammenligning med udledningerne til vandmiljøet.

Vi vil i kapitel 10 diskutere disse værdier af miljøeffekterne og sammenholde dem med de velfærdsøkonomiske omkostninger fra kapitel 8.

Fodnoter

[100] jf. Pedersen, A. Branth (2003).

[101] jf. Det Økonomiske Råd (2002) side 219.

[102] Jf. Pedersen, A. Branth (2003).

[103] Jf. ECON (2000), side 64, og Møller, F. (1996).

[104] Ibid og Møller, F. (1996).

[105] jf. Pedersen, A. Branth (2003: 13ff).

[106] Se Pedersen, A. Branth (2003: note 17) for en gennemgang af, hvordan den danske betalingsvillighed er beregnet.

[107] Dette mål er som tidligere nævnt allerede opnået for de danske virksomheders vedkommende, men de samlede danske udledningsreduktioner kan ikke leve op til målet. En nylig evaluering viser dog, omend med ret stor usikkerhed, at det generelt går rimeligt godt med at opfylde målet om 50 pct. reduktion af næringssalt-udledningerne blandt landene omkring Østersøen. Evalueringen estimerer, at både kvælstof- og fosforudledningerne til hele Østersøen er reduceret med 35 pct. fra slutningen af 1980'erne og frem til 1995 (Lääne et al. 2002:49).

[108] jf. Pedersen, A. Branth (2003: note 17+18)

[109] jf. Pedersen, A. Branth (2003: 30ff).

[110] Afgiften var et led i skattereformen fra 1994, og provenuet var en del af finansieringen heraf.

[111] Kravværdierne indebærer, at der højst må udledes 15 mg organisk stof, 8 mg kvælstof og 1,5 mg fosfor med hver liter spildevand.

[112] Jf. Fødevareøkonomisk Institut (2004), kap. 12. Tallene dækker velfærdsøkonomiske omkostninger uden sideeffekter og ved lav jordrente.

[113] Jf. kap. 7 i Fødevareøkonomisk Institut (2004).

[114] Fødevareøkonomisk Institut (2004), afsnit 7.5 og DMU (2004). Jacobsen, B. (2004) og Schou, S. I. (2004).

[115] Danmarks Miljøundersøgelser (2004), afsnit 6.3.2 og bilag 6.1.

[116] Jf. Dubgaard et al. (2002).

[117] Jf. Miljøministeriet og Fødevareministeriet(2002).

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

Version 1.0 November 2004, © Miljøstyrelsen.