sou · GQB3105d2 · 2003-01-01 00:00:00 — PCB kan även utgöra exempel på ämnen som blir ett långsiktigt problem genom att de byggs in i infrastrukturen: det har nämligen visats att PCB fortfarande sprids från samhället från fogmassor i byggnader. Exempel på organiska ämnen som är aktuella nu och som i högsta grad fortfarande används är ftalater och bromerade flamskyddsmedel. Särskilt de senare anses dessutom vara svårnedbrytbara i naturen. Dessa ämnen sprids till miljön dels från punktkällor såsom vissa industrier, men det har även konstaterats att en betydande spridning sker via användning av varor som innehåller dessa ämnen. Både ftalater och bromerade flam- skyddsmedel är relativt vanliga i olika plaster, hemelektronik mm. Ftalater anses bl.a. kunna påverka det hormonella systemet. Det finns även miljöfarliga organiska ämnen som sprids till miljön utan att de används avsiktligt. De viktigaste grupperna är PAH (se kapitel 6.1.1) och dioxiner som uppkommer vid ofullständig förbränning. Utsläpp av dessa ämnen kan påverkas genom stabila och kontrollerade förbränningsbetingelser samt genom rökgasrening. Åtminstone PAH sprids även till följd av att ämnena förekommer i varor såsom bildäck. Ett näringsrikare tillstånd, eller eutrofiering, skapas av ökad tillförsel eller ökat tillgängliggörande av växtnäringsämnen i sjöar och vattendrag. Eutrofiering leder till ökad produktion och biomassa av växter och djur, ökad vattengrumling, ökad syrgasförbrukning vid nedbrytning av organiskt material samt till ändrad artsamman- sättning och diversitet hos växt- och djursamhällen.– Från bedömningsgrunder för miljökvalitet, Sjöar och vattendrag (1999b). De ämnen som framför allt begränsar näringstillståndet i sjöar respektive kust och hav är fosfor och kväve. Avloppsreningsverken släppte runt 60-talet ut stora mängder fosfor på grund av den ökade användningen av fosforrika disk- och tvättmedel. byggdes reningsverken ut med kemisk rening som tar bort av fosforbelastningen i avloppsvattnet (SCB, 2002). genomgår av hushållens avloppsvatten biologisk och kemisk rening. I kustområden har dessutom kraven på kväverening i reningsverken ökat. av hushållens avloppsvatten som släpptes ut vid Sveriges kuster 2000 genomgick särskild kväverening och totalt på landet översteg reningsgraden av kväve (SCB 2002). Av totalt 95700 sjöar med yta större än 1 ha kan 776 sjöar betraktas som övergödda (och 2001) enligt klassning mot Bedömningsgrunder för miljökvalitet (1999b). Det innebär att säsongsmedelvärdet är större än 25 totalfosfor/l. av antalet övergödda sjöar hade extremt höga halter. följt av , och har flest övergödda sjöar. Under transporten till havet genomgår kväve och fosfor ett stort antal biogeokemiska processer. Avskiljning av kväve i vattensystem sker genom växtupptag, algproduktion, sedimentation, mineralise- ring (nedbrytning av organiskt material, t.ex. växtdelar, till oorganiska mer biotillgängliga former) och denitrifikation (enzymatisk omvandling av nitrat till kvävgas, eller andra lösta former av kväve). Denitrifikation sker då syrgastillgången är låg, framför allt i bottensediment eller i vattenskiktet nära botten. Kväve kan också tas upp från atmosfären av så kallade kvävefixerande cyanobakterier. Omsättningen av fosfor under transporten till havet följer delvis andra vägar. Fosfor är ofta bundet till aluminium och järnpartiklar och sedimentation är en viktig process. Löst fosfor och partikulärt bundet fosfor kan liksom kväve tas upp av växter och alger. När fosforpartiklarna sedimenterat till botten kan en återcirkulation av löst fosfor ske då syresättningen är låg. Återcirkulationen kan vara en mycket betydande process i vissa sjöar och i och betyder att mycket av det fosfor som upplagrats i sedimenten av hög belastning kan orsaka övergödning av vattenmiljön efter att åtgärder satts in, t.ex. (och , 2001). Transporten av kväve och fosfor från flodmynningarna till kusten har varierat stort –2001 (data inom datavärdskap Sötvatten hemsidan ). Transporten beror dels på ökad nederbörd och därmed avrinning, men även på utsläppen till och belastningen på inlandsvatten. över hela perioden har kvävetransporten visat en trend av ökad transport och den sista delen av 90-talet och var kvävetransporten högst . Fosfor- transporten ökade framför allt och har sedan varit relativt . var , innan belastningen på havet tilltog, ett näringsfattigt hav med låg biologisk produktion och klart vatten. Det ökade läckaget av näring till har medfört en nära dubblering av kvävemängden och fyra gånger så höga halter fosfor i ytvattnet i som (och , 1997). –2000 observerades en minskning av mängden kväve och fosfor i ytvatten och tolkades till en början som att åtgärderna på utsläppen började få effekt (SMF 2001). Men, enligt beräkningar har den totala mängden fosfor i hela vattenmassan ökat och mängden kväve har varit . Det har visat sig att ökningen av fosfor till del kan var knutet till syrebrist i bottenskikten och återcirkulation av fosfor från sedimenten. Man har observerat förändringar av artsammansättningen i till följd av övergödningen t.ex. minskning av mängden blåstång som har stor betydelse för andra arter med samtidig ökning av ettåriga alger och Östersjömusslan (viktig föda för plattfisken) har utbytts mot havsborstmaskar (och 1997). planktonblomningarna har också ökat vilket dock även påverkas av vind och temperatur förutom näringstillgången. Vattnets syretillstånd är av vital betydelse för respirations- och andra mikrobiella och kemiska processer i ekosystemet liksom för den biologiska strukturen. Syretillståndet varierar främst beroende på produktionsförhållanden och den organiska belastningen i avrinningsområdet. – Från bedömningsgrunder för miljökvalitet (1999b). och massa- och pappersindustrin släppte ut stora mängder organiska ämnen som orsakade problem med syrebrist i sjöar och kustzonen. renas av reningsverkens vatten på organiska ämnen genom biologiska reningssteg och industrins utsläpp med avseende på organiska syretärande ämnen har minskat med trots ökad produktion. I bedömningsgrunder för miljökvalitet för sjöar och vattendrag bedöms vatten efter deras syrehalt och även förekomsten av syretärande ämnen i form TOC eller CODMn. Problemen på grund av utsläpp av syretärande ämnen är mycket begränsade i svenska sjöar och vattendrag. 3Principer för avgifter på giftiga och naturfrämmande ämnen I detta kapitel görs en teoretisk genomgång av syftet med avgifter samt en punktning av vilka kriterier som måste uppfyllas för att avgifter ska vara eftersträvansvärda. 3.1Styrmedel för att reglera vattenemissioner – en teoretisk genomgång Ett pris som bestäms på marknaden ska spegla varans värde och därigenom också varans relativa knapphet i ekonomin som helhet. Många och viktiga värden i samhället kan dock inte prissättas på en marknad. Till dem hör sociala värden som resursfördelning och jämlikhet samt miljövärden som ren luft, rent vatten och biologisk Miljöekonomi undersöker möjligheterna att komma till rätta med de marknadsmisslyckanden som finns genom att synliggöra kostnader och sätta pris på knappa resurser. Därigenom skapas en mer rättvisande marknad, som tar hänsyn till alla knappa resurser. För att försöka komma till rätta med snedvridningen av prissatta och ej prissatta varor kan även ekonomiska styrmedel som t.ex. skatter, avgifter, handel med utsläppsrättigheter, subventioner och pantsystem användas. Med hjälp av ekonomiska styrmedel skapas ekonomiska motiv för att undvika skadliga miljöeffekter vid val av produktionsmetod och produktionsinriktning. Avgifter och individuell prövning är två väsensskilda styrmedel. Även om det teoretiskt är möjligt att uppnå samma utsläpps- reducerande effekt med båda styrmedlen finns det flera skäl att förorda avgiftssystemet från samhällets sida. Här följer en teoretisk tillbakablick för att förstå dessa skillnader. Låt oss anta en förenklad verklighet som ser ut som Figur 1. Vi har en industri som släpper ut skadliga ämnen till naturen, en skada som samhället som stort helst vill undvika. Industrin och dess produkter är dock nödvändiga för samhället. Industrin kan minska sina utsläpp av de skadliga ämnena med en bibehållen produktion, dock inte utan att det kostar pengar: ju mer de minskar sina utsläpp, desto dyrare blir det. Denna kostnad speglas i kurvan MKred – marginalkostnad för utsläppsreduktion. Samhällets skada av utsläppen kan även de kostnadssättas: ju större utsläpp, desto större skada. Denna skadekostnad speglas i diagrammet av kurvan MKskada – marginalkostnad för utsläppsskada. Integralen av kurvorna, dvs. ytan under dem, motsvarar då den totala kostnaden för utsläppsskada (C+D+E+F vid utsläpp på ) och utsläppsreduktion (A+B+C+D vid en reduktion till utsläpp).1 1 I verkligheten är det dock sällan som man har så detaljerad information om dessa kurvor. Dessutom är sambanden sannolikt inte så linjära. SOU 2002:105 Bilaga 8 Marginalkostnad, Kkr/ton En förenklad bild av en industris utsläpp, reningskostnader och samhällets upplevda kostnader av utsläpp. (från , 1997) I och med att samhället både vill ha industrin kvar och behålla en ren natur måste man kompromissa. Ur ekonomisk synvinkel är en optimal nivå på denna kompromiss när industrin renar så länge kostnaden för industrins rening är mindre än samhällets upp- skattning av miljökostnaden. Denna optimala nivå uppnås således när MKskada=MKred, det vill säga vid 50 tons utsläpp. Hur uppnår man denna nivå? Förutsatt att industrin är vinstmaximerande (ett något förenklat men inte orimligt antagande) kommer de inte av fri vilja ådra sig extra kostnader genom emissionsreducerande åtgärder. Därför behöver de styras mot vad som anses vara den optimala nivån. På grund av utredningens uppdrag kommer här tre styrmedel diskuteras: individuell prövning (administrativt styrmedel), skatter och avgifter (ekonomiska styrmedel). Den individuella prövningen innebär att samhället bestämmer hur mycket industrin får släppa ut och sätter en gräns där. Om gränsen överskrids bestraffas industrin så hårt att det inte anses vara ett Låt oss säga att en optimal nivå uppnås genom att sätta utsläppsgränser genom individuell prövning. Vad får detta för fördelningseffekter (vem betalar för åtgärderna) och incitament till teknologisk utveckling? Ett administrativt styrmedel såsom individuell prövning innebär att inget egentligen betalas för utsläpp: industrin åläggs endast att inte överskrida en gräns. Om gränsen sätts till den optimala nivån måste industrin således minska sina utsläpp från de initiala till . De sammanlagda kostnaderna för denna reduktion är för industrin ytan D (dvs. integralen av MKred). Samhället tar en minskad skada i och med att utsläppen minskat (motsvarande yta D+E+F). Samhället tar dock fortfarande skada av utsläppen motsvarande yta C, men denna yta är betydligt mindre än kostnaden för att ta bort även dessa utsläpp (yta A+B+C). Samhället har inte heller någon intäkt av systemet, i och med att industrin inte behöver betala för de utsläpp den faktiskt fortfarande ger upphov till. Samhället bär dock en kostnad som inte syns i diagrammet, och det är kostnaden för administrationen av den individuella prövningen (dvs. att fastställa hur stor utsläpps- reduktion som är optimalt). Hur stor denna kostnad är varierar från fall till fall och kan vara svår att uppskatta. I och med att industrin inte betalar något för kvarvarande utsläpp har de inga incitament att ytterligare reducera emissionerna – det skulle de inte tjäna något på. De har endast incitament att minska kostnaderna för att minska utsläppen ner till , dvs. att minska ytan D. En skatt innebär att industrin betalar en fast summa för varje utsläppt ton till samhället. I och med att det är kostnadseffektivt för industrin att reducera sina utsläpp så länge det är billigare än att betala skatt för dem, är en optimal nivå på skatten 5 kkr per ton utsläpp (dvs. den nivå som leder till att industrin reducerar sina utsläpp till ). Under förutsättning att man har kunskap om både skadekostnad och reningskostnad vet man att den optimala nivån är när marginalkostnaden för dessa två är lika. Detta sker när utsläppen reduceras till . För att se vilken skattenivå som leder till denna reduktion är det bara att läsa av MKred vid punkten : detta ger en skattesats på 5 kkr. högre kommer mer rening än vad som är samhällsekonomiskt optimalt att genomföras, och vice versa vid en för lägre skattesats. Skatten leder till att industrin tvingas betala 5 kkr per ton utsläpp till samhället för de utsläpp som den gör (5 kkr * , dvs. yta B+C) plus att de betalar för de åtgärder som görs för att reducera utsläppen till 50-tonsnivån (yta D). Samhället å sin sida får dels en intäkt av skatten motsvarande yta B+C, dels en minskad skada av emissionerna motsvarande yta D+E+F. Genom ett skattearrangemang får industrin incitament att minska sina utsläpp även under den optimala nivån, i och med att de betalar en skatt på alla utsläpp. De får därigenom kraftiga incitament till fortsatt teknikutveckling vad gäller utsläppsåtgärder, för att på så sätt minska sina totala kostnader. I och med att industrin betalar skatt på hela utsläppet kommer kostnaden för utsläppen att vältras över på de varor som produceras, vilket leder till att konsumtion av mer förorenande produktion blir dyrare: miljökostnaden har internaliserats i priset på industrins produkter. En avgift skiljer sig egentligen från en skatt endast genom hur pengar byter händer. En avgift definieras enligt Ekonomistyrnings- verket som en penningtransaktion för en specificerad motpresta- tion från allmänheten (, 2002). I vissa sammanhang används däremot en mindre strikt definition, där en fondering av avgiften för till exempel miljöförbättrande åtgärder accepteras. I en teoretisk ekonomisk genomgång är det rimligt att anta att motprestationen kan omräknas till pengar och motsvarar penningtransaktionens ursprungliga storlek. Således leder en avgift inte till någon omfördelning av pengar mellan avgiftskollektivet och allmänheten, i och med att hela beloppet återbetalas till avgiftskollektivet. Fördelningen inom avgiftskollektivet kan givetvis förändras, beroende på vilken bas för återbetalning som används. Detta kommer diskuteras under avsnittet Kriterier för effektiva avgifter. Om avgiften sätts till samma nivå som skatten, dvs. 5 kkr, kommer det även här vara billigare för industrin att minska emissionerna till än att fortsätta släppa ut : även om pengarna går tillbaka till industrin kommer det, så länge avgiftskollektivet betsår av mer än ett företag, finnas incitament att minska sina emissioner för att få tillbaka en större del av avgiftspotten. I och med att avgiften går tillbaka till avgiftskollek- tivet kommer industrin enbart förlora yta D, medan samhället får en ökad intäkt genom minskade utsläpp motsvarande yta D+E+F. Även om avgiften går tillbaka till avgiftskollektivet är målet att den återbetalas så att de minst förorenande anläggningarna i industrin får mest pengar, på bekostnad av de som förorenar mest. På så sätt kommer även en avgift leda till en styrande effekt vad gäller teknikutveckling och internalisering av miljökostnader motsvarande den som sker vid en skatt, även om sambandet inte är lika direkt. Som vi ser av exemplen ovan blir det totala resultatet av alla styrmedel detsamma: en utsläppsreduktion till 50-tonsnivån och en samhällsekonomisk vinst motsvarande yta E+F. Detta sker under förutsättning att alla parter har perfekt information om hur kurvorna ser ut och att industrin drivs av ekonomiska intressen. Det som skiljer sig åt mellan styrmedlen är vem som betalar för reduktionen samt vilka incitament det finns för fortsatt reduktion och teknikutveckling (samt eventuella skillnader i administrativa kostnader för systemen). Effekten för industrin och samhället är: De styrmedel som leder till minst omfördelning av resurser är således administrativa och avgifter. Av denna anledning är de mindre kontroversiella att implementera än t.ex. skatter. Däremot så kommer inte principen PPP att följas i och med att förorenaren, i detta fallet industrin, inte betalar för de utsläpp som faktiskt sker. Detta är dock en sanning med modifikation för avgiftssystemet, där de företag som förorenar mest i förhållande till den nytta de gör kommer betala till de företag som har en renare produktion. Fördelen med skatte- och avgiftssystemen är att de leder till att reduktioner sker där de är kostnadseffektiva. Det är också antagligen ett billigare och mer transparent system att administrera, eftersom det inte kräver detaljkunskap om rimliga reningstekniker för varje enskild anläggning. Däremot så minskar möjligheten att direkt styra varje enskild anläggning jämfört med administrativa styrmedel (såtillvida att man inte varierar skatten eller avgiften beroende på lokala förhållanden). Detta kan vara relevant om en emission har olika betydelse beroende på var den sker. Det går att kombinera t.ex. ett administrativt styrmedel och en avgift. I teorin uppnår man inte högre effektivitet på grund av detta. I verkligheten kan man på detta sätt helgardera sig för okontrollerade utsläpp: en individuell prövning ger en maximal nivå på utsläpp och miniminivå på reningsteknik, medan avgiften ger ytterligare incitament till utsläppsreduktioner genom att även kvarvarande utsläpp kostar industrin. Om t.ex. avgiften inte kan anpassas efter lokala förhållanden kan individuell prövning se till att ett utsatt avrinningsområde inte överbelastas. 3.1.6Kriterier för effektiva avgifter på vattenutsläpp För att en avgift ska vara en avgift krävs att avgiftskollektivet ges en motprestation från det allmänna. Denna motprestation ska vara direkt riktad till avgiftskollektivet. Det kan diskuteras om en mot- prestation som är till nytta för andra än avgiftskollektivet är en motprestation: enligt en strikt tolkning klassificeras en sådan avgift snarare som en skatt. Anledningen till att införa en avgift är att avgiftskollektivet ska styras mot en renare verksamhet utan att för den skull ta resurser från kollektivet som helhet. För att en avgift ska bli styrande krävs då att avgiften riktas mot den icke önskvärda effekten inom av- giftskollektivet, dvs. utsläppet, och att motprestationen riktas mot den önskvärda effekten inom avgiftskollektivet, dvs. nyttan med verksamheten. På så sätt kommer medel fördelas från de mer förorenande inom kollektivet till de mindre förorenande, och på så sätt styra kollektivet mot en renare verksamhet. En mer vidlyftig tolkning av avgiftsbegreppet kan vara att fondera de insamlade avgifterna att användas i miljöförbättrande åtgärder vid behov. Det finns flera motiv till varför denna tolkning av avgiftssystem inte fungerar som det ovan diskuterade avgifts- systemet: 1.Avgiften går inte tillbaka till avgiftskollektivet. Nyttan av miljöförbättrande åtgärder tillfaller samhället i stort och därigenom är det tveksamt om det kan klassas som en motprestation. Att medlen fonderas förändrar inte detta. 2.Genom att ta ut en avgift som inte återbetalas genom en motprestation minskar de likvida medlen i industrin för reningsåtgärder. Genom fondering förflyttas medel direkt från möjligheten att genomföra förebyggande åtgärder till en möjlighet till uppstädande åtgärder. Därigenom fås en mycket sen reaktion i systemet på miljöproblem: man reducerar möjligheten att lösa miljöproblemet innan det uppstår. Ett avgiftskollektiv måste uppfylla två kriterier för att det ska fungera effektivt och inte leda till oönskade fördelningseffekter: 1.Alla emittenter ska ingå. Om emittenter hamnar utanför avgiftskollektivet kommer de inte ha incitament att minska sina utsläpp, varför man potentiellt får mindre kostnadseffektiv och mängdmässigt mindre utsläppsreduktion. Det kan dessutom leda till att konkurrensen snedvrids mellan de som ingår/inte ingår i avgiftskollektivet. 2.Motprestation ska ske efter producerad nytta. Utsläppen från industrin tolereras i och med att de producerar något samhället efterfrågar. Om motprestation relateras till något annat än nyttan kan produktionen i avgiftskollektivet komma att vridas från dess egentliga syfte. Avgifter på vattenutsläpp är inget undantag från ovanstående kriterier. Det finns dock fler svårigheter som måste bemästras för att effektiva avgifter på vattenemissioner ska kunna införas. En utökad frågelista för vattenavgifter är: Vilka emissioner ska avgiftsbeläggas? (Diskuteras i kapitel 6.2) 2.Är emissioner lika viktiga oberoende av var och när de sker? 3.Vilka är emittenterna för dessa emissioner? (Kapitel 6.2) 4.Kan dessa emittenter avgränsas till ett avgiftskollektiv? (Kapitel 7) 5.Kan emissioner från respektive emittent mätas? (Kapitel 7) 6.Finns det en logisk bas för motprestationer inom avgiftskollektivet? (Kapitel 7.2.2) 7.Kan motprestationerna för respektive emittent mätas på ett objektivt sätt? (Kapitel 7.2.2) Alla svårigheter ovan kan övervinnas, men i många fall skulle det kräva en så omfattande administration och kontroll att det inte skulle finnas några pengar kvar att återföra i form av motprestationer till avgiftskollektivet, varpå hela avgiftsidén faller. Det gäller att försöka identifiera system som kan hanteras med en rimlig insats av administration och kontroll. Vad en rimlig nivå är givetvis en bedömningsfråga. 4Genomgång av existerande system som kan användas som förebilder En genomgång av existerande system i och EU som kan användas som förebilder och referenser för ett svenskt vattenavgiftssystem. NOx-avgiften infördes i , och den används ofta som ett bra exempel på hur en avgift kan fungera. 1997 utvärderades NOx-avgiften av en utredning (4717, 1997). Erfarenheter från NOX-avgiftssystemet enligt denna utredning är inte enbart positiva: –Avgiften slår ojämnt mellan branscher: skogsindustrin är nettobetalare till energisektorn. Skogsindustrierna efterfrågar därför en branschvis indelning av avgiftskollektivet för att undvika denna snedvridning av penningströmmar. –Avgiftssystemet anses vara medföra rimliga kostnader. Installation av mätutrustning ligger på 250 000–per anläggning och systemet omfattar 210 anläggningar. Administrationen sköts av ungefär tre heltidsanställda. Således hamnar totalkostnaden för mätning och administra- tion på en relativt liten del av hela systemet som har en omsättning på ca . –Däremot uppfattas både mät- och åtgärdskostnader som höga för små anläggningar: de har inte samma möjligheter som större anläggningar att sprida kostnaderna på en stor produktion. Även här efterfrågas någon form av uppdelning av kollektivet i stora och små anläggningar för att undvika en snedfördelning av bördan. –De emissionsreducerande åtgärder som genomförts ligger i samma storleksordning kostnadsmässigt som avgiften. Således har denna avgift samma styrande effekt som en skatt på motsvarande belopp. –Avgiften har varit mycket drivande för teknikutveckling. –Avgiften har haft en god styrande effekt: emissionerna har minskat från ca NOX/MJ att avgiften infördes . 126 av totalt 210 enheter har installerat utrustning för att minska NOX-utsläppen. Slutsatser som kan vara av nytta för en vattenavgift är således att administrationen kan hållas på en rimlig nivå om inte systemet blir för krångligt. Däremot är det troligtvis nödvändigt att dela upp avgiftskollektivet i subkollektiv för att undvika betalningar mellan sektorer och branscher som har olika möjlighet att påverka sina emissioner, i den mån detta är önskvärt. I flera andra EU-länder har det under funnits avgiftssystem för vattenförorening (, 2001). Som vi bedömer det finns det två aspekter av vattenavgiftssystemet som är av intresse att studera i detta sammanhang: dels användandet av s.k. polluting units som avgiftsbas till vilken utsläpp av alla ämnen relate- ras, dels system för avgiftsuttag för djuruppfödning. I , och baseras avgifter på utsläpp på en s.k. polluting unit, p.u. Avgiften betalas per p.u. och alla avgiftsbelagda ämnen relateras till denna p.u.