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

Samfundsøkonomisk analyse af NOx reduktion

2 Den anvendte metode og forudsætninger

• 2.1 Budgetøkonomisk og velfærdsøkonomisk analyse
• 2.2 Analyse af omkostningseffektivitet og cost-benefit analyse
• 2.3 Fremrykning af investeringer
• 2.4 Prisniveau, basisår og tidsperiode
• 2.5 Diskontering
• 2.6 Opgørelse af beregningspriser og nettoafgiftsfaktoren
• 2.7 Skatteforvridningstab
• 2.8 Priser på miljøeffekter
• 2.9 Priser på brændsler og el
• 2.10 Emissionskoefficienter for el
• 2.11 Erstatningsel og fortrængning af el

2.1 Budgetøkonomisk og velfærdsøkonomisk analyse

En samfundsøkonomisk analyse vil ofte bestå i sammenligninger af flere alternativer. Typisk sammenlignes den nuværende indsats - referencesituationen – med flere forskellige alternative måder at gennemføre et miljøtiltag på.

I en budgetøkonomisk analyse beregnes de direkte økonomiske effekter af et konkret tiltag, dvs. omkostninger og indtægter opgøres for hver enkelt af de berørte parter, fx for stat, kommuner, virksomheder og husholdninger. Herved belyses fordelingseffekterne. Budgetøkonomiske analyser skal altid gennemføres ved fremsættelse af lovforslag, bekendtgørelser m.v.

I den velfærdsøkonomiske analyse opgøres nettofordelen for samfundet ved et givet tiltag. De samlede velfærdsmæsige gevinster og tab opgøres for samfundet under ét, og i det omfang, det er muligt, opgøres værdien af miljøeffekterne i kroner og ører også.

2.2 Analyse af omkostningseffektivitet og cost-benefit analyse

Indenfor den velfærdsøkonomiske analyse findes der to hovedformer.

Ved en analyse af omkostningeffektivitet (costeffectiveness-analyse,CEA) opgøres omkostningerne ved et konkret miljøtiltag (i kroner og ører), mens den betragtede  miljøeffekt (her NO_x) opgøres i fysiske enheder (fx tons). Øvrige miljømæssige sideeffekter (her andre udledninger end NO_x) forsøges prissat. Opgørelsen af de velfærdsøkonomiske omkostninger kræver altså prissætning af alle andre miljøkonsekvenser end den betragtede.

En analyse af omkostningseffektivitet  kan fx opgøre omkostninger pr. kg fjernet kvælstof eller CO₂ for forskellige miljøtiltag. Disse omkostninger kaldes for skyggepriser. Denne form for analyse er især velegnet, hvis man skal nå en given miljømålsætning (fx reducere udledning af kvælstof med et bestemt antal tons) og gerne vil sammenligne omkostningerne ved forskellige måder at nå målsætningen.

Man kan også gå skridtet videre og værdisætte alle miljøeffekterne. Det vil sige, at alle omkostninger og alle miljøeffekter opgøres i kroner og ører. Herved kan man direkte sammenligne omkostninger ved et miljøtiltag med de miljøeffekter, som det medfører. Dette betegnes en cost-benefit analyse (CBA). Ved denne form for analyse fås et udtryk for, hvad samfundet får for pengene. Cost-benefit analyser er velegnede til prioritering mellem alternative målsætninger og på tværs af forskellige tiltag – indenfor miljøområdet såvel som mellem sektorområder.

Denne rapport består af en CEA og en CBA. I analysen af omkostningseffektivitet, dvs. CEA, beregnes for hver af de enkelte tiltag de velfærdsøkonomiske omkostninger opgjort som kr. pr. kg NO_x. Der fås en liste med tiltagenes omkostninger pr. kg NO_x (inkl. de positive og negative omkostninger ved at andre emissioner ændres, f.eks_. CO₂). Denne liste kan bruges til en rangordning af tiltagene efter omkostningseffektivitet.

I cost benefit analysen (CBA) sammenholdes tiltagets omkostninger med værdien af dets miljøeffekter. Her er det værdien af samtlige miljøeffekter, der indgår, dvs.  både værdien af NO_x-udledningen og af tiltagets øvrige miljøeffekter, fx påvirkning af udledning af CO₂ og SO₂. Det bliver således for det enkelte tiltag muligt at vurdere, om det i sig selv er samfundsøkonomisk fordelagtigt, eller om det medfører et velfærdsmæssigt underskud. Det vil også være muligt at sammenligne tiltagenes velfærdsøkonomiske resultat.

2.3 Fremrykning af investeringer

Flere af tiltagene drejer sig om at foretage et tiltag tidligere, end man ellers ville have gjort. Alt sammen med henblik på at overholde målsætningen om en NO_x udledning på 127.000 tons NO_x i 2010.

Det kunne fx være udskifte en brænder på en industrikeddel til lavNO_x-modellen før den gamle brænder er udtjent. Eller installere en teknologi på kraftværkerne før den ved lov er påkrævet i 2016, dvs. efter 2010.

I disse tilfælde beregnes omkostningerne ved tiltaget som de ekstraomkostninger, der er forbundet med at fremrykke investeringen.  Der tages således hensyn til at teknologien alligevel skulle have været indført/udskiftet på et senere tidspunkt.

Det bemærkes, at det koster det samme at fjerne et kg NO_x, uanset hvornår investeringen finder sted. Omkostningerne pr. reduceret NO_x reduktion er altså konstant og uafhængig af tiden. Der sker nemlig en parallel fremrykning af omkostninger og miljøeffekt. Det betyder, at skyggeprisen ikke afspejler den ekstra miljømæssige ”bonus”, der er ved fremrykningen, og de ekstra omkostninger, der er forbundet med at investere tidligere. Sidstnævnte fremgår dog af nutidsværdien af omkostningerne, der er forskellig alt efter, hvornår investeringen finder sted (fx i 2009 eller i 2019. Omkostningen pr. kg fjernet NO_x (skyggeprisen) er således uafhængig af, hvornår investeringen foretages. Dette viser en af svaghederne ved at anvende skyggepris (analyse af omkostningseffektivitet) som prioriteringsværktøj. Det skal dog præciseres, at fremrykningen er hele forudsætningen for, at tiltaget kan bidrage til NO_x-målsætningens opfyldelse i 2010.

Dette er illustreret ved et eksempel i tabel 2-1, der viser beregningen af skyggeprisen ved en investering på 202,5 mill.kr. og årlige driftsomkostninger på 9 mill.kr. Dette tiltag fjerner 1422 tons NO_x om året. Investeringen foretages enten i 2016 eller i 2008. Skyggeprisen bliver uanset hvornår investeringen foretages 16,49 kr. pr. kg NO_x.

Tabel 2-1  Eksempel på beregning af skyggepris ved fremrylning af investering

2.4 Prisniveau, basisår og tidsperiode

Der regnes i 2004-priser. Omkostninger og miljøeffekter opgøres for den 30-årige periode 2005-2034.  Der regnes nutidsværdier i 2004 (basisåret). Der benyttes forbrugerprisindekset til at fremskrive til 2004-prisniveau.

2.5 Diskontering

Alle miljøtiltag har normalt en tidsmæssig dimension - dvs. at miljøtiltagets konsekvenser, såvel de økonomiske som de miljømæssige, normalt strækker sig over en længere årrække. Dette forhold giver anledning til et specifikt prissætningsproblem - nemlig hvorledes konsekvenser, der indtræffer på forskellige tidspunkter, skal afvejes mod hinanden.

Diskontering bruges til at omdanne fremtidige omkostninger og benefits til nutidige værdier. Diskontering bygger på den forudsætning, at den nutidige værdi af omkostninger og benefits er større end den fremtidige værdi, således at befolkningen generelt foretrækker forbrug nu fremfor senere.

Normalt foretages afvejningen - den såkaldte diskontering - ved brug af en kalkulationsrente, som er udtryk for den rate, hvormed værdien af konsekvenserne reduceres jo længere ude i fremtiden, de forventes at indtræffe. Den velfærdsøkonomiske kalkulationsrente afspejler, hvor meget større vægt befolkningen tillægger forbrug i år i forhold til samme forbrug næste år. Effekter ude i fremtiden tillægges stadig mindre vægt med en voksende kalkulationsrente.

I den budgetøkonomiske og i den velfærdsøkonomiske beregning anvendes en kalkulationsrente på 6 pct., som anbefalet af Finansministeriet^[2].

Der udføres en følsomhedsberegning med en velfærdsøkonomisk kalkulationsrente på 3 pct. baseret på befolkningens tidspræferencer, som anbefalet af Miljøministeriet^[3]. Denne rente kombineres i diskonteringen med brugen af en forrentningsfaktor på kapital, hvor den alternative afkastrate sættes til 6 pct.

2.6 Opgørelse af beregningspriser og nettoafgiftsfaktoren

I de velfærdsøkonomiske beregninger anvedes en nettoafgiftsfaktor (NAF) på 1,17.

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. 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 f.eks. kraftvarmeværker eller industrier) 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. værditilvæksten i samfundet opgjort i hhv. køberpriser (BNP; bruttonationalproduktet) og faktorpriser (bruttofaktorindkomsten; BFI). 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.

2.7 Skatteforvridningstab

Skatteforvridningstabet er udtryk for det velfærdstab, som samfundet lider ved at skulle finansiere offentlige udgifter gennem skatteopkrævning.

Hvis det antages, at den offentlige sektor finansierer de offentlige udgifter forbundet med hvert alternativ ved at opkræve skatter, bør skatteforvridningstabet indgå. Inddragelse af skatteforvridningstabet er begrundet i, at det ikke er omkostningsfrit for samfundet at foretage en sådan omfordeling via skattesystemet, idet skatterne sædvanligvis medfører en forvridning af aktiviteten i økonomien (ændring af arbejdsudbud^[4] etc.). Flere empiriske undersøgelser for Danmark har vedholdende estimeret en positiv, men meget lille løn/pris-følsomhed i arbejdsudbuddet. Det vil sige, at arbejdsudbuddet reagerer negativt (formindskes), når den disponible løn reduceres som følge af en  skattestigning.

Den marginale omkostning for samfundet i forbindelse med anvendelsen af de forvridende skatter er af Finansministeriet vurderet til 20 øre pr. krone opkrævet i skat.

Der anvendes i de velfærdsøkonomiske beregninger et skatteforvridningstab på 20 pct.

2.8 Priser på miljøeffekter

I Miljøministeriets samfundsøkonomiske analyser er der i de seneste år anvendt priser på miljøefekter fra EU-Kommissionens BeTa-database. Der er for nylig fremkommet nye priser fra DMU for luftemissioner af NO_x, SO₂, og PM2,5 for stationære anlæg. Samtidig har Trafikministeriet offentliggjort deres nøgletalskatalog for transport med et andet sæt priser.

Disse to sæt nye priser er ikke konsistente og kan ikke anvendes samtidig. I en analyse kan der således ikke bruges DMUs priser for de stationære anlæg og Trafikministeriets priser for trafik. Tabel 2-2 viser priserne fra hhv. DMU og Trafikministeriet.

Tabel 2-2  Priser på miljøeffekter fra hhv. DMU og Trafikministeriet. Emissioner til luft af NO_x, SO₂ of PM2,5. kr. pr. kg  (2004-priser).

Kilden for DMU: Mikael Skou Andersen m.fl. (2004), Sundhedseffekter af luftforurening – beregningspriser, Faglig rapport fra DMU, nr. 507 2004. Der er anvendt simpelt gennemsnit for Sjælland og Jylland.

Kilde for TRM: Trafikministeriet (2004). Nøgletalskatalog – til brug for samfundsøkonomiske analyser på transportområdet, December 2004.

DMUs priser ligger generelt på et højere niveau end Trafikministeriets priser. Normalt ville man for disse emissioner (NO_x, SO₂ og partikler) forvente, at det modsatte var tilfældet^[5]. Trafik (især i tæt bebyggelse) medfører større sundhedsskader, da der emitteres i lav højde. Stationære anlæg på land udsender i større skorstenshøjde og er dermed ikke så sundhedsskadeligt som trafik i lavere højde.

DMUs priser er en justering af BeTa-priserne til danske forhold. Samtidig er beregningerne opdateret med nyere data og viden. DMUs priser bygger på værdisætning af statistisk liv (VSL) og bruger dermed skadesværdi.

DMUs priser er hævet markant i forhold til de hidtidige priser fra BaTa-databasen. DMU skriver ”Den vigtigste forklaring herpå er, at der i BetA var foretaget en nedjustering af den sundhedsmæssige dosis-respons-funktion for kronisk mortalitet. Denne nedjustering var begrundet i en vis tvivl om resultaterne i de store kohorteundersøgelser vedr. partiklers sundhedsmæssige effekter, men efter offentliggørelsen af Pope et al. (2002) er der ikke længere grundlag for at rejse tvivl om de fundne sammenhænge, jf. EU’s NewExt-projekt, som rapporteres om kort tid.”

Det har altså vist sig, at effekterne for kronisk dødelighed i BeTa-priserne var nedskaleret med en faktor 3 af forsigtighedsgrunde. Men der er nu fremkommet ny international forskning, der viser, at denne nedskalering var ubegrundet. DMU’s priser anvender derfor ikke denne nedskalering, men baserer sig på det reelle niveau for sundhedsskaderne (det niveau som også BeTa-priserne burde have ligget på).

Trafikministeriet bygger på TRIP-projektet, som er et dansk forskningsprojekt om værdisætning af transportens eksternaliteter udført af COWI for Trafikministeriet. TRIP baserer sig primært på Friedlich og Bickel (2001), dvs. ExternE der er forløberen for BeTa-databasen. TRIP baserer sine priser på værdi af tabte leveår (VLYL), dvs. tabt produktionsværdi. Også ExternE anvendte en nedskalering med faktor 3 af dose-response-funktionen for kronisk dødelighed. I dag er der som nævnt enighed blandt eksperter om, at denne nedskalering ikke er korrekt. TRIP bruger derfor heller ikke denne nedskalering.

Grunden til, at DMUs priser er signifikant højere end de tidligere priser fra BeTa, er altså primært, at der ikke længere foretages en nedskalering af effekterne af kronisk dødelighed. Men heller ikke Trafikministeriet bruger denne nedskalering. Derfor må der være en anden forklaring til Trafikministeriets lavere priser sammenlignet med DMUs.

Dødelighedsomkostningerne udgør typisk ca. 75-80 pct. af de samlede eksternaliteter. Derfor har værdisætningen af kronisk og akut dødelighed stor indflydelse på priserne. Forklaringen på forskellen mellem priserne ligger især i værdisætningen af akut dødelighed. Der er også en forskel i prissætningen af kronisk død, men den er ikke så udtalt som for akut dødelighed.

BeTA - og dermed DMU  - baserer sine priser på værdi af statisktisk liv (VSL), mens Trafikministeriet (TRIP) bruger leveårstilgangen (VLYL). Der er en beregningsteknisk sammenhæng mellem VSL og VLYL. VLYL kan derfor beregnes på basis af VSL og tager udgangspunkt i VSL. Trafikministeriet bruger samme værdi af VSL som DMU (fra BeTa) som udgangspunkt til at omregne til tabte leveår (VLYL).

Akut dødelighed værdisættes i BeTa og hos DMU til den fulde værdi af VSL (ca. 9 mill.kr.). I Trafikministeriets tal (TRIP) antages et akut dødsfald derimod kun at forkorte levetiden med 0,75 år. Det er begrundet i, at akutte dødsfald kun sker for personer, der alligevel ville have døet inden for relativt kort tid, da det drejer sig om ældre og svagelige personer. Derfor bliver værdien for akut død kun 0,75 gange VLYL. Dette svarer til ca. 700.000 kr. Denne store forskel i værdisætningen af akut død tæller meget tungt i priserne for emissionerne.

Der  er således ikke konsistens mellem de to sæt priser. Dette bør afklares, men er uden for denne analyses rammer. Vi er nødt til at vælge et sæt priser for at kunne sammenligne tiltagene til NO_x-reduktion på tværs af sektorer (energi og tranport).

Det er valgt indtil videre at anvende DMUs priser og i en følsomhedsberegning vise resultatet med Transport- og Energiministeriets priser^[6].

Det er således valgt at anvende DMUs tal for både stationære anlæg og for trafik for at sikre konsistens. Dette er begrundet i, at leveårstilgangen ikke synes så godt funderet i empirien og teorien om prissætning af statistisk liv. VSL er mere metodisk korrekt at anvende end tabte leveår.

Det bemærkes, at denne analyse er en omkostningseffektivitetsanalyse med hensyn til reduktion af NO_x-udledning. Prioriteringsredskabet er kr. pr. kg fjernet NO_x, dvs. skyggeprisen på NO_x, som er omkostninger inkl. værdi af øvrige miljøeffekter (udover NO_x) divideret med mængden af fjernet NO_x. Det betyder, at selve prisen på NO_x ikke er det essentielle i denne analyse, men den indgår selvfølgelig i cost-benefit analysen for det enkelte tiltag.

Tungmetaller er ikke prissat i denne analyse. I Miljøministeriets analyser er senest anvent priser fra ECON (fx i analysen af org. affald). Der er imidlertid efterfølgende fremkommet en del kritik af disse priser (DMU, Appendiks 2). Priserne er kritiseret for at være inkonsistente og blande tal fra to forskellige kilder og derved blande to forskellige reference niveauer. Det er også blevet kritiseret, at mangan har for stor indflydelse på den endelige fastlæggelse af priser. Der er endnu ikke fremkommet et revideret prissæt i stedet. Derfor er det valgt ikke at prissætte tungmetaller i denne analyse. Det kan oplyses, at udledningen af tungmetaller i denne analyse kun vil have meget marginal værdi med ECONs priser. De vil dermed reelt ikke få nogen betydning for resultatet af denne analyse.

Til værdisætning af CO₂-effekter er det valgt at anvende en pris, der beregningsteknisk svarer til den forventede faktiske CO₂-kvotepris forhøjet med nettoafgiftsfaktoren og afrundet. Dette svarer til forudsætningerne i Energistyrelsens reviderede energihandlingsplan maj 2025 og er dermed også konsistent med den anvendte elpris, jf. tabel 2-3 (der ligeledes er baseret på den faktiske CO₂-kvotepris). Det er ligeledes i overensstemmelse med Energistyrelsens vejledning i samfundsøkonomiske analyser med tilhørende appendiks^[7]. Der er anvendt en CO₂-pris på 150 kr. pr. tons for hele perioden frem til 2034, jf. tabel 2.4. Denne pris gælder både for det kvotebelagte område og for det ikke-kvotebelagte område. CO₂-prisen er altså en omkostningsbestemt pris fastsat udfra de vedtagne kvoter. Prisen er ikke udtryk for værdien af skaderne ved at udlede CO₂.

Prisen på CH₄ er omregnet til CO₂-ækvivalent udfra forholdet (21:1). Prisen på N₂O er omregnet til CO₂-ækvivalent udfra forholdet (310:1).

Tabel 2-3 og tabel 2-4 viser de anvendte priser i denne analyse. Priserne i tabel 2-3 anvendes for både transport og stationære anlæg. Priserne i tabel 2-4 er for de globale emissioner (CO₂, CH₄ og N₂O).

Tabel 2-3. Anvendte  priser på miljø- og sundhedseffekter (emissioner til luft af NO_x, SO₂, PM_2,5, NMVOC, NH₃ og CO),  kr. pr. kg (2004-priser).

Kilde: Prisen på NO_x, SO₂ og PM2,5 stammer fra tabel 6.2 og 6.3 i "Sundhedseffekter af luftforurening – beregningspriser", DMU 2004. Der er anvendt simpelt gennemsnit for Sjælland og Jylland og fremskrevet til 2004-priser.

Prisen på CO er hentet fra Miljøministeriets nøglekatalog, tabel 7.2 (udkast).

Prisen på NMVOC stammer fra tab. 7.1 i EU-Kommissionens database Beta.

NH₃-prisen stammer fra Illerup et al 2004, Projection Models 2010 NERI Technical report 414.

HC består af ca. 95% NMVOC og 5% CH₄ (methan). Skadesomkostnings-prisen for 1 kg HC er dermed beregnet som 95% af prisen på NMVOC tillagt 5% af prisen på CH₄.

Tabel 2-4  anvendte priser for CO₂, CH4 og N2O, kr./kg (2004-priser)

Kilde: Energistyrelsen, april 2006, Appendiks: Forudsætninger for samfundsøkonomiske analyser på energiområdet (udkast)

Der vil blive udført følsomhedsberegninger med andre priser på miljøeffekter, jf. kapitel 5 i rapporten ”Analyse af Danmarks muligheder for at reducere emissionerne af NO_x i 2010, Miljøstyrelsen, 2006”.

2.9 Priser på brændsler og el

Tabel 2-5  Priser på el. Kr./MWh (2004-priser)

Kilde: Energistyrelsen, maj 2006, Thomas Jensen

Tabel 2-6  Priser på brændsler, an kraftværk inkl. transporttillæg. Kr./GJ (2004-priser)

Kilde: Energistyrelsen, maj 2006, Thomas Jensen

Tabel 2-7  Priser på brændsler, an kraftvarmeværk inkl. transporttillæg. Kr./GJ (2004-priser)

Kilde: Energistyrelsen, maj 2006, Thomas Jensen

Tabel 2-8 Priser for Råolie og naturgas, CIF-priser / priser ab leverandør, kr./GJ (2004-priser)

Kilde. Energistyrelsen, Thomas Jensen.  Foreløbig udgave af tabel 3 i Appendiks: Forudsætninger for samfundsøkonomiske analyser på energiområdet, Energistyrelsen, 2005

2.10 Emissionskoefficienter for el

Emissionerne knyttet til el er baseret på den forventede gennemsnitlige danske kondensproduktion. Grunden til, at emissionskoefficienterne ændres over tid (jf. tabel 2-9, højre side), er et stigende omfang af røgrensning og på længere sigt også, at der ventes at ske en omlægning fra kulfyrede til naturgasfyrede værker.

Fastsættelsen af emissionerne bygger således på den helt generelle antagelse, at en ændring af elproduktionen (eller forbruget) i Danmark vil give anledning til en lige så stor ændring med modsat fortegn i den danske kondensproduktion. I virkelighedens verden kan man forvente, at en ændret elproduktion også kan have betydning for kraftvarmeproduktionen og eksporten / importen af el, men det vurderes, at forudsætningen om, at det er kondensproduktion i Danmark, der ændres, er en god tilnærmelse til virkeligheden, dog med følgende undtagelse:

Frem til 2015 er der i Danmark et overskud af elproduktionskapacitet, som betyder, at en forøgelse af elproduktionen (f.eks. ved etablering af nye vindmøller) i et betydeligt omfang vil give sig udslag i en øget eleksport. Modelberegninger viser, at ca. 50 pct. af produktionen fra en ny vindmølle frem til 2015 vil ende som øget eksport. Dette forhold har en væsentlig betydning for udledningen af NO_x fra danske værker, idet man dermed kun kan regne med, at 50 pct. af elproduktionen fra et nyt anlæg vil føre til en reduktion i elproduktion og dermed NO_x-udledning fra eksisterende danske anlæg. For at tage højde for dette forhold er der ved beregningen af den faktiske NO_x-emission fra Danmark, som et givet elproducerende NO_x-reduktionstiltag giver anledning til, frem til 2015 regnet med de i tabel 2-9 (venstre side) viste reducerede emissionsfaktorer. Disse faktorer bruges også til at fastsætte skatteforvridningstab som følge af ændrede udledninger af bl.a. SO₂. Da emissioner er belagt med afgifter, har en ændring i elproduktionen også betydning for afgiftsprovenuet og dermed gennem det hertil knyttede skatteforvridningstab også for velfærden. Bemærk, at fra og med 2016 regnes der med, at ændringer i elproduktionen slår fuldt igennem på emissioner og skatteforvridningstab.

Tabel 2-9  Emissionskoefficienter for el.  g/MWh

Note: Emissionerne knyttet til el er baseret på den forventede gennemsnitlige danske kondensprduktion. Da der altid regens med et tillæg til elprisen grundet CO₂-kvoter, bør der ikke regnes med CO₂-emissioner fra elproduktion.

Kilde: Energistyrelsen, april 2005, Appendiks: Forudsætninger for samfundsøkonomiske analyser på energiområdet

Tabel 2-10 Afgiftssatser

Kilde: Energistyrelsen, april 2005, Appendiks: Forudsætninger for samfundsøkonomiske analyser på energiområdet, revideret april 2006.

2.11 Erstatningsel og fortrængning af el

Nogle tiltag ændrer elproduktionen. Etablering af havvindmøllepark øger f.eks. elproduktionen i Danmark, således at anden el fortrænges. Omvendt kan et tiltag mindske elproduktionen, så der bliver behov for erstatningsel.

Ved erstatning af el antages frem til og med 2015, at halvdelen af kondens-elproduktionen finder sted i Danmark, mens resten produceres i de øvrige nordiske lande. Efter 2016 forventes det, at hele ændringen vil finde sted i Danmark. Ændringen i fordelingen mellem indenlandsk og udenlandsk elproduktion hænger sammen med den forventede elpris på Nord Pool Markedet. Indtil ca. 2015 forventes overkapacitet af elværker på Nord Pool markedet, hvilket betyder, at elprisen bliver trykket. Den lave pris bevirker, at Danmark dels importerer, dels selv producerer i denne periode. Efter 2015, hvor Nord Pool-prisen bliver højere, bliver det udelukkende dansk elproduktion.

Forudsætningen om en ligelig fordeling mellem indenlandsk og udenlandsk elproduktion indtil 2015 og derefter 100 pct. indenlandsk stammer fra beregninger på Energistyrelsens RAMSES-model. Der er udført en følsomhedsanalyse, hvor den danske andel af elfortrængningen frem til 2015 hhv. øges og sænkes til 75 pct. og 25 pct.

Fodnoter

^[2] Finansministeriet (1999), Vejledning i udarbejdelse af samfundsøkonomiske konsekvenvurderinger.

^[3] F. Møller m.fl. (2000).  Samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter. Miljø- og Energiministeriet.

^[4] Indkomstskatten driver en kile ind mellem virksomhedernes reale arbejdskraftomkostninger og arbejdskraftens disponible reale aflønning, hvilket forvrider arbejdsudbuddet.

^[5] I Finansministeriets rapport ”Miljøpolitikkens økonomiske fordele og omkostninger” lå priserne for tranport da også på et højere niveau end for de faste anlæg.

^[6] Energistyrelsen anfører i sin vejledning om samfundsøkonomiske analyser på energiområdet fra april 2005, at "Transport- og Energiministeriet vil tage initiativ til, at der udarbejdes afstemte skøn for trafik- og energisektoren på et ensartet metodisk og datamæssigt grundlag." Der er igangsat et sådant arbejde. Såfremt der opnås en sådan enighed om andre priser, vil disse selvfølgelig blive anvendt i NO_x-beregningerne.

^[7] Jf. Energistyrelsen, april 2005, Appendiks: Forudsætninger for samfundsøkonomiske analyser på energiområdet, afsnit 5.

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

Version 1.0 August 2006, © Miljøstyrelsen.