8.6. Tiltag inden for landbrug og skovbrug

 

 

Knap 16 pct. af udledningen af drivhusgasser vedrører ikke CO₂, men derimod metan og lattergas, som primært udledes af landbruget, jf. opgørelsen af mankoen i kapitel 2. Udledningen af metan stammer hovedsageligt fra husdyrhold i landbruget, primært fra køer. Udledningen af lattergas sker i stor udstrækning fra omsætning af planterester og kvælstofholdige gødninger, herunder gylle, fra markbrug. Metan- og lattergasudledningerne er ikke afgiftsbelagt og regulering af disse drivhusgasudledninger sker alene indirekte som følge af reguleringen af effekten på vandmiljøet af kvælstofudledning mv. – for eksempel i Vandmiljøplan II.

Mulighederne for reduktion af metan- og lattergasudledningen inden for landbrugsområdet er ikke tilstrækkelig godt afdækket på nuværende tidspunkt. Der mangler således i betydeligt omfang viden om såvel tekniske reduktionsmuligheder som omkostningerne forbundet hermed. Enkelte tiltag er dog beskrevet nedenfor.

Såfremt der ikke sker en reduktion af landbrugets udledninger af metan og lattergas vil Danmarks reduktionsforpligtelse skulle opnås ved hjælp af CO₂-reduktioner alene. Dette betyder, at den juridiske reduktionsforpligtelsen på 25 mio. ton CO₂-ækvivalenter – eller godt 30 pct. af den samlede drivhusgasudledning – rettelig skal ses i forhold til CO₂-udledningen på forventet 65,5 mio. ton. Dermed bliver den relative reduktionsforpligtelse på knap 40 pct.

Det har ikke inden for arbejdsgruppens rammer været muligt at foretage beregninger af de klimamæssige og økonomiske konsekvenser ved en liberalisering af landbruget. En beregning foretaget af Fødevareøkonomisk Institut for Finansministeriet i 2000[14]viser imidlertid, at en global liberalisering af landbruget vil være forbundet med positive miljømæssige konsekvenser i form af reduceret tilførsel af gødning og pesticider på grund af en mere ekstensiv landbrugsdrift og et produktionsskift. Gødningstilførslen, der medfører udledning af lattergas, reduceres ifølge beregningerne med knap 16 pct. Således vil udledningen af lattergas sandsynligvis reduceres ved en liberalisering. Liberaliseringen vil ifølge beregningerne endvidere medføre en betydelig reduktion i oksekødsproduktionen på ca. 35 pct. og en stigning i svineproduktionen på knap 13 pct. Det er primært køer, der udleder metan, hvorfor metan-udledningen sandsynligvis også vil blive reduceret som følge af en liberalisering.

Den ifølge beregningerne forventede positive samfundsøkonomiske virkning af en liberalisering af landbrugssektoren, der samtidig har positive klima- og miljøeffekter, indebærer, at en liberalisering kan være forbundet mednegativeCO₂-reduktionsomkostninger. Det skal dog understreges, at beregningerne er forbundet med en betydelig usikkerhed.

EU-kommissionen har fremlagt forslag til reform af EU’s landbrugsstøtte, hvor der foreslås at afkoble landbrugsstøtten fra produktionen. En sådan afkobling vil sandsynligvis bidrage med lignende effekter som en liberalisering, idet omfanget af effekterne afhænger af støtteniveau mv.

Etablering af biogasanlæg

Biogasbehandling kan reducere den direkte udledning af metan og lattergas fra husdyrgødning og andet organisk affald gennem afgasning af gylle og reduceret lattergasemission efter udbringning på markerne. Biogasbehandling producerer desuden energi, som kan erstatte forbrug af fossilt baseret energiproduktion.

Samfundsøkonomiske analyser af biogasfællesanlæg har vist, at det i dag er muligt at bygge og drive anlæg, som er samfundsøkonomisk rentable. Det er dog en klar forudsætning herfor, at der suppleres med organisk industriaffald. Anlæg, der alene anvender husdyrgødning, er samfundsøkonomisk urentable.

Til illustration af dette virkemiddels muligheder er der regnet på etablering af et mellemstort biogasfællesanlæg, der medfører en årlig reduktion på 18.000 ton CO₂-ækvivalenter[15]. Størrelsen af det samlede reduktionspotentiale ved dette tiltag er svært at vurdere. Det afhænger blandt andet af mængden af organisk affald, der kan tilføres anlæggene. Hvis der etableres 25-30 nye biogasfællesanlæg, kan der over en 10 års-periode nås en årlig CO₂-reduktion på måske helt op til ca. 0,5 mio. ton.

Tabel 8.6. Velfærdsøkonomiske CO₂-omkostninger med og uden sideeffekter

	Omkostninger ved biogasanlæg[16] mio.kr.	Gennemsnitlig CO2-omkostning pr. år i perioden 2008-2012
Resultat uden sideeffekter.	10,6	589 kr./ton
Sparede omkostninger på affald.	6,8
Øvrige sideeffekter.	3,0
Resultat med sideeffekter.	0,8	43 kr./ton

CO₂-omkostningen afhænger meget af, hvorvidt sideeffekter regnes med, hvilket især gælder sparede omkostninger på affald. Denne besparelse fremkommer ved at de 20 pct. organisk affald, der indgår i biogasprocessen, ikke skal forbrændes. Besparelsen på det organiske affald må antages at være rimelig sikker under forudsætning af, at der ikke er yderligere omkostninger for eksempel i forbindelse med transport til biogasanlægget i forhold til referencescenariet. Det bemærkes dog, at der kan blive tale om anden alternativomkostning, hvis slagterier mv. i stedet bygger deres egne biogasanlæg. De øvrige sideeffekter består af besparelser som følge af reducerede lagrings- og håndteringsomkostninger af gylle, bedre gødningsudnyttelse, som har direkte økonomiske konsekvenser for landmanden, og dermed er rimelig sikre, samt lugtreduktionen og mindsket N-udvaskning hvor prissætningen er mindre sikker.

Gylleseparering

Det forventes, at kommende biogasanlæg vil blive udstyret med gylleseparationsanlæg. Gennem centrifugering opdeles gyllen i en fiberfraktion og en væskefraktion. Ved brug af lavteknologiske anlæg (for eksempel dekanter centrifugering) opdeles gyllen i en fiberfraktion og en væskefraktion. Ved gylleseparering af den gyllemængde, der indgår i biogastiltaget, er det vurderet, at der måske kan opnås en yderligere CO₂-reduktion. Desuden er separation af gylle især interessant, fordi det giver mulighed for at koncentrere en stor del af fosforet i en fiberfraktion, som lettere lader sig transportere over store afstande, og som kan give betydelige besparelse på indkøb af fosfor i kunstgødning. Det har dog ikke på det foreliggende grundlag været muligt at foretage en samfundsøkonomisk analyse af dette tiltag. Det anbefales derfor, at der udarbejdes yderligere undersøgelser af dette virkemiddel.

Ændret fodring af malkekøer

Metan-udledning fra køer udgør ca. 20 pct. af landbrugets samlede emission af drivhusgasser. Dette tiltag bygger på en ændret fodersammen­sætning, som har stor indflydelse på metan-udledningen[17]. Den ændrede foderblanding er lidt dyrere, men til gengæld øges mælkeproduktionen.

Tiltaget forventes at give en drivhusgasreduktion svarende til 433.000 ton CO₂-ækvivalenter årligt. Det antages, at de øgede omkostninger ved den ændrede fodersammensætning dækkes af staten, hvilket giver en årlig omkostning for staten på 182 mio.kr.[18]Her er dog ikke medregnet, at en implementering formentlig vil kræve en opgørelse af foderregnskaber på den enkelte bedrift, hvilket tænkes at kunne ske i form af en frivillig aftale.

De årlige velfærdsøkonomiske omkostninger ved tiltaget er på 255 mio.kr., hvilket giver en CO₂-reduktionsomkostning på 590 kr. pr. ton.

Der antages ikke at være sideeffekter ved tiltaget, udover at der på længere sigt vil være nogle besparelser på kapacitetsomkostningerne, da det forventes at det højere udbytte pr. ko betyder en reduktion i antallet af køer. Hvis dette ikke medregnes fås en CO₂-omkostning på 785 kr. pr. ton.

Tiltag til reduktion af ammoniakudslip og Vandmiljøplan III

Der regnes ikke på en reduktion i ammoniakudslippet, da den mulige effekt af dette tiltag er medregnet i den reviderede fremskrivning som følge af gennemførslen af ammoniakhandlingsplanen.

Ligeledes er der ikke indregnet mulige effekter af en ny Vandmiljøplan, ligesom effekterne af en landbrugsreform i EU fra 2006 ikke er søgt vurderet, da det endnu er alt for uvist, hvad dette vil indebære.

Skovrejsning

Dette tiltag ser på en yderligere skovrejsning på 1.500 ha om året i 20 år, heraf 1000 ha som privat skovrejsning med statstilskud og 500 ha som offentlig skovrejsning[19].

Tiltaget giver anledning til en CO₂-binding på 34.000 ton CO₂om året i reduktionsperioden, men langt mere i årene fremover, når skoven vokser til. Således giver tiltaget en CO₂-binding på 380.000 ton pr. år i 2040. Da både omkostninger og fordele som følge af skovrejsning varierer meget, alt efter hvilken skov der rejses, og hvor den rejses, analyseres på en fordeling på tre skovtyper: private skovrejsningsprojekter (1000 ha), store bynære offentlige skove (250 ha), samt offentlige skove anlagt med henblik på miljø og natur (250 ha).

Tiltagets samlede årlige omkostning for staten (i 20 år) bliver på ca. 60 mio.kr.

Den velfærdsøkonomiske pris pr. ton CO₂for skovrejsning afhænger meget af, hvorvidt sideeffekter medtages eller ej. Ved en medtagelse af sideeffekter halveres CO₂-omkostningen. Det skal her understreges, at prisfastsættelsen af sideeffekterne er forbundet med en vis usikkerhed. Den rekreative værdi, som har størst indflydelse på resultatet, er dog rimelig sikker, da den bygger på empiriske analyser af husprisers afhængighed af nærhed til skov. Da sideeffekterne ved tiltaget er væsentligt større end CO₂-virkningen, er CO₂-reduktionen snarere en gunstig sideeffekt ved skovrejsning, som ønskes primært af andre årsager.

Tabel 8.7. Skovrejsning – velfærdsøkonomiske CO₂-omkostninger med og uden sideeffekter[20]

	Skovrejsning kr. pr. ha		Gennemsnitlig CO2-omkostning kr./ton CO2
	3 pct.	6 pct.	3 pct.	6 pct.
Resultat uden sideeffekter.	-136.244	-111.096	497	920
Rekreative værdier.	56.667	49.167
Øvrige sideeffekter (f.eks. sikring af grundvand).	19.305	9.653
Resultat med sideeffekter.	-60.272	-52.276	219	433

8.7. Reduktion af industrielle drivhusgasser

I juli 2002 udstedte miljøministeren en bekendtgørelse om udfasning af visse industrielle drivhusgasser. Den forbyder anvendelsen af HFC som kølemiddel i detailhandel og stationære A/C anlæg fra 1. januar 2007, bortset fra refyldning på eksisterende anlæg, og som blæsemiddel til opskumning af PUR-skum fra 1. januar 2006. Bekendtgørelsen indebærer en reduktion i drivhusgasudslippet på gennemsnitligt 1,1 mio. ton CO₂-ækvivalenter pr. år i perioden 2008-2012. Da dette tiltag allerede er vedtaget, er det en del af referenceforløbet, hvorfor det ikke kan anvendes til at reducere den i kapitel 3 opgjorte manko i forhold til Kyoto-målet[21].

8.8. Tiltag inden for transportsektoren[22]

Tiltagene på transportområdet viser, at opgørelsen af sideeffekterne er helt afgørende for tiltagenes omkostningseffektivitet. Beslutningen om at gennemføre de forskellige tiltag på transportområdet må derfor også i høj grad vurderes ud fra tiltagenes øvrige effekter på for eksempel antallet og omfanget af trafikuheld, støj- og luftforureningsgener, vejslid mv. og ikke ud fra en ren CO₂-betragtning. De generelt høje samfundsøkonomiske skyggepriser uden sideeffekter er først og fremmest en konsekvens af det i forvejen høje beskatningsniveau i transportsektoren. Det er således fælles for hovedparten af tiltagene, at de retter sig mod dele af transportsektoren, som samlet set betaler de fulde samfundsøkonomiske omkostninger ved transportarbejdet, da der er et betydeligt fiskalt element i de faste bilafgifter.

Differentieret registreringsafgift

En arbejdsgruppe under Skatteministeriet undersøger pt. muligheden for at omlægge registreringsafgiften i en mere miljøvenlig retning. Arbejds-gruppen skal senest foråret 2003 fremlægge et konkret forslag til omlægning.

Arbejdsgruppens overvejelser vedrører ikke kun CO₂, men også partikler mv. Det betyder, at den reduktion af CO₂-emissionerne, der kan opnås ved at forøge andelen af dieselbiler, hvor udslippet af CO₂pr. km alt andet lige er mindre end for benzinbiler, opvejes mod den stigning i partikelemissionerne, som en stigende andel dieselbiler vil medføre.

Derudover vil der være en række andre afledte konsekvenser af en omlægning af registreringsafgiften, blandt andet vil ændrede nybilpriser medføre kapitaltab og -stigninger for bilejerne, forvridningstab mv. Jo større omlægning, jo større er de afledte konsekvenser. Endeligt skal en omlægning ske under hensyntagen til skattestoppet.

Den nuværende registreringsafgift for personbiler er en progressiv, værdibaseret afgift. Da der er en forholdsvis tæt sammenhæng mellem værdien af en bil og dens CO₂-udledning, betyder det, at der allerede i det eksisterende regelsæt er en klar incitamentsstruktur til fordel for miljøvenlige biler. En omlægning, der mere eksplicit end den værdibaserede afgift inddrager brændstofforbruget i afgiftsberegningen, må derfor forventes at føre til relativt begrænsede reduktioner af den samlede CO₂-udledning. Der­til kommer, at de afledte konsekvenser af en omlægning er med til at begrænse omlægningens størrelse.

For andre typer af køretøjer end personbiler er incitamentsstrukturen med hensyn til reduktion af brændstofforbruget mindre klar. Det indgår også i arbejdsgruppens overvejelser, om det er muligt at ændre registreringsafgiften for eksempelvis varebiler i en mere miljøvenlig retning.

Arbejdsgruppen har endnu ikke afsluttet sit arbejde, og har derfor ikke fremlagt forslag til en omlægning af registreringsafgiften. Der foreligger således endnu ikke skøn over den mulige CO₂-reduktionen ved en omlægning.

Øget brændstofafgift

Der er regnet på en forhøjelse af benzinafgiften på henholdsvis 30 øre og 1 krone pr. liter før moms. For at fastholde en konstant dieselandel i bilparken er dieselafgiften forhøjet med henholdsvis 25 og 83 øre pr. liter før moms, således at dieselprisen stiger proportionalt med benzinprisen. En forhøjelse på 30 øre for benzin og 25 øre for diesel fører til en generel stigning i forbrugerpriserne på benzin og diesel på 4,6 pct. En forhøjelse på 1 kr. for benzin og 83 øre for diesel fører til stigninger i brændstof-priserne på 15,3 pct. Formålet med tiltagene er at påvirke den samlede efterspørgsel efter vejtransport.

En forhøjelse af brændstofafgifterne på 30/25 øre pr. liter benzin/diesel medfører en samlet brændstofbesparelse på 80 mio. liter brændstof om året svarende til en energibesparelse på 2,6 PJ. Tilsvarende medfører en øget brændstofafgift på 1/0,83 kr. pr. liter benzin/diesel en besparelse på 247 mio. liter brændstof pr. år. Beregningerne er baseret på samme metode som blev anvendt i Energistyrelsens beregning af tiltaget i forbindelse med Midtvejsrapporten, 2001[23].

Tiltaget medfører en gennemsnitligårlig CO₂-reduktion i perioden 2008-2012 på 193.000 ton ved en forhøjelse af brændstofafgifterne på 30/25 øre og til 595.000 ton ved en forhøjelse af afgifterne på 1/0,83 kr. pr. liter.

De samfundsøkonomiske omkostninger består dels af et tab for forbrugerne beregnet som summen af den ekstra afgiftsbetaling og et velfærdstab som følge af reduceret kørsel (det såkaldte trekantstab) dels af mistede indtægter for staten i form af et lavere provenu fra bilafgifterne, fordi tiltaget forventes at reducere bilparken. Omvendt vil staten få en øget indtægt som følge af et højere provenu fra brændstofafgifterne. Da en forhøjelse af brændstofafgifterne direkte påvirker kørselsomfanget, er der betydelige sideeffekter forbundet med dette tiltag i form af reduceret luftforurening, mindre støj, færre ulykker og lavere infrastrukturomkostninger. Disse er medregnet i tabel 8.8 nedenfor. Det bemærkes, at der er stor usikkerhed omkring opgørelsen af sideeffekterne.

Tabel 8.8. Samfundsøkonomiske omkostninger ved øgede brændstofafgifter

	Forhøjelse af benzinafgiften på 0,3 kr. pr. liter og af dieselafgiften på 0,25 kr. pr. liter		Forhøjelse af benzinafgiften på 1 kr. pr. liter og af dieselafgiften på 0,83 kr. pr. liter
Nutidsværdi, 20 år	Mia kr. i alt	Kr./ton CO2	Mia kr. i alt	Kr./ton CO2
Forbrugertab.	12,32	5.596	39,90	5.882
Offentligt provenutab.	-4,14	-1.883	-13,37	-1.971
- brændstofafgifter.	-7,55		-24,03
- bilafgifter.	3,41		10,66
Sideeffekter.	-5,43	-2.465	-16,84	-2.483
Samfundsøkonomisk omk. i alt.	2,75	1.248	9,69	1.428

Der er ikke i beregningerne taget højde for de samfundsøkonomiske omkostninger ved grænsehandelen. Disse vurderes af være betydelige, hvorfor ovennævnte beregninger udgør et underkantsskøn for omkostningerne ved en reduktion af CO₂-udledningerne ved en ensidig danske forhøjelse af brændstofafgifterne.

Tyskland har den 1. januar 2003 forhøjet benzin- og dieselafgifterne med 0,03 Euro pr. liter eller ca. 22 øre før moms. Ved en tilsvarende forhøjelse af de danske benzin- og dieselafgifter vil brændstofforbruget med den anvendte model blive reduceret med ca. 59 mio. liter svarende til ca. 142.000 ton CO₂.

I overensstemmelse med skattestoppet skal det eventuelle statslige merprovenu fra en af miljømæssige årsager begrundet forhøjelse af afgifterne anvendes til at nedsætte andre skatter eller afgifter.

Tiltaget er ikke følsomt over for ændringer i diskonteringsraten.

Brug af biobrændstoffer

EU-Kommissionen har fremsat et direktivforslag om fremme af brug af biobrændsler til transport, hvorefter forbruget af biobrændstoffer i hvert medlemsland i 2005 skal udgøre 2 pct. af al benzin og diesel, der sælges til transport. Andelen skal vokse til 5,75 pct. i 2010. I november 2002 opnåede medlemslandene imidlertid fælles holdning til et kompromis-forslag med vejledende mål, hvorefter disse andele alene er reference-værdier, således at landene selv kan fastlægge deres egnevejledendemål, som erdifferentiereti forhold til Kommissionens udspil. Da direktivet endnu ikke er vedtaget, har Danmark ikke fastlagt nogen vejledende målsætning endnu.

Biobrændstoffer er dyrere at fremstille end fossile brændstoffer. Instrumentet til at realisere målene er afgiftslempelser for biobrændstoffer, der kan tillades ifølge forslaget til energibeskatningsdirektiv.

I Danmark er det eneste biobrændstof, der aktuelt produceres i stor skala, biodiesel fremstillet af raffineret rapsolie. Regneeksemplet præsenteret i tabel 8.1 forudsætter derfor, at tiltaget udfyldes ved dansk produktion af biodiesel baseret på rapsfrø avlet i Danmark, selvom det er muligt, at en del af biobrændstoffet vil blive importeret, eller at andre biobrændstoffer senere vil vise sig fordelagtige. Biodiesel kan uden tekniske problemer iblandes 5-10 pct. i fossilt diesel, og mange dieselbiler vil uden problemer kunne køre på ren biodiesel.

Raps som non-food afgrøde kan dyrkes på brakarealer. Det er privatøkonomisk fordelagtigt frem for dyrkning på ikke-brakarealer, men det vil af samme grund have negative miljømæssige sideeffekter, der ikke er værdisat i de samfundsøkonomiske beregninger her. Hvis al brakjord inddrages til formålet ville dette medføre en reduktion i CO₂-udledningen på 480.000 ton CO₂årligt.

Omkostningerne er meget følsomme overfor prisen på at tilvejebringe rapsfrø i forhold til fossil diesel. Afhængigt af forudsætningerne kan den samfundsøkonomiske CO₂-fortrængningsomkostning i runde termer variere mellem -100 og +1100 kr. per ton CO₂. Det centrale skøn er en gennemsnitlig CO₂-fortrængningsomkostning på 744 kr. pr. ton CO₂ved en CO₂-fortrængning på 480.000 ton i 2010.

Marginalomkostningerne er kraftigt stigende, fordi stadig dårligere brakjorde vil blive taget i anvendelse. Hertil kommer ikke mindst, at ved en mere beskeden indsats vil landbrugets maskinomkostninger formentlig udgøre en mindre andel af de samlede omkostninger, især på kortere sigt. Ved en mere beskeden national målsætning skønnes CO₂-fortrængnings-omkostningen derfor at kunne blive væsentlig lavere end de 744 kr. pr. ton.

Kørselsafgifter generelt

Kørselsafgifter kan være et virkemiddel til reduktion af transportsektorens CO₂-emissioner, da der kan opnås større reduktioner af visse af trafikkens eksternaliteter end ved tilsvarende forhøjelser af brændstofafgifterne. Det fordrer imidlertid, at afgiften differentieres, så mere belastende kørsel afgiftsbelægges hårdere end mindre belastende, for eksempel ved hjælp af afgifter der er differentieret mellem områder eller tidspunkter med og uden trængsel, eller mellem tæt- og tyndtbefolkede områder. Pålægges biltrafikken blot en ensartet landsdækkende afgift pr. km. opnås således ikke væsentligt forskellige resultater fra en brændstofafgift af samme størrelse.

I forhold til øgede brændstofafgifter giver anvendelsen af kørselsafgifter ikke incitament til at reducere CO₂-emissionen ved kørslen ved anvendelse af mere energieffektive lastbiler eller energibesparende kørsel. Omvendt giver kørselsafgifter større incitament til reduktion af kørslen end en brændstofafgift, og dermed større reduktion af eksternaliteterne (sideeffekterne), da disse primært er knyttet til kørselsomfanget. Desuden giver kørselsafgifter ikke anledning til grænsehandel med brændstof. Netop lastbilers dieselforbrug vurderes af Skatteministeriet at være særlig grænsehandelsfølsomt på grund af erhvervets kørsel i udlandet. Tilsvarende er personbilers benzinforbrug i et vist omfang grænsehandelsfølsomt, jævnfør ovenfor.

Omlægges eksisterende faste afgifter til differentierede kørselsafgifter kan opnås samfundsøkonomiske fordele i form af for eksempel mindre trængsel og mindre belastning af tætbefolkede områder, end tilfældet er nu. I det omfang sådanne omlægninger samtidig giver anledning til reduceret CO₂-emission, kan der blive tale om lave eller endda negative reduktions-omkostninger. Analyser af en relativt simpel omlægning af dele af de eksisterende faste afgifter på bilområdet til ensartede kørselsafgifter i Holland skønnes således at indebære relativt lave reduktionsomkostninger (ca. 10 EUR pr. ton CO₂), fordi der er tale om en omlægning fra faste til variable, det vil sige kørselsafhængige afgifter. Det hollandske bilafgiftssystem har dog en anden struktur end det danske, hvilket gør det vanskeligt umiddelbart at overføre resultaterne til danske forhold.

Kørselsafgifter på gods

I beregningerne forudsættes, at der indføres kørselsafgifter på vare- og lastbiler i form af kilometerafgifter, der differentieres efter køretøjstype. Kilometersatsen tilstræbes at afspejle de gennemsnitlige omkostninger ved brug af infrastrukturen. Til brug herfor er afskrivning og forrentning af vejinfrastrukturen samt drifts- og vedligeholdelsesomkostninger ved vejnettet skønnet og fordelt på forskellige typer vare- og lastbiler. Der er på denne baggrund fastlagt satser for kørselsafgift, der sammen med vægtafgifter modsvarer disse infrastrukturomkostninger:

	Varevogne	Lastbiler og lastvognstog
Forhøjet vejafgift.	0,30 kr. pr. km	0,25 kr. pr. km

Disse afgifter forudsættes pålignet oven på de eksisterende vægtafgifter, vejbenyttelsesafgifter og brændstofafgifter.

Der er beregnet en CO₂-effekt på i gennemsnit 141.000 ton om året i 2008-2012. Tiltaget giver anledning til en reduceret kørsel på i alt 274 mio. vare- og lastbilkm pr. år i gennemsnit for perioden 2008-2012. Reduktionen i det samlede trafikarbejde er den primære årsag til, at der opnås en betydelig reduktion i de eksterne omkostninger ved tiltaget i form af støj, infrastrukturomkostninger, uheld og luftforurening. De samlede samfundsøkonomiske omkostninger ved tiltaget er vurderet til 1.620 kr. pr. ton CO₂eksklusive sideeffekter og ca. -320 kr. pr. ton CO₂inklusive sideeffekter; men som oven for bør det bemærkes, at der er stor usikkerhed forbundet med opgørelsen af sideeffekterne.

Kørselsafgifter på personbiler

Der er i forbindelse med dette arbejde lavet en simpel beregning af kørselsafgifter på personbiler, som ikke er differentieret efter tid og sted. I beregningerne forudsættes, at der indføres en kørselsafgift for personbiler på 7,41 øre pr. km. Kørselsafgiften svarer i niveau til en forhøjelse af brændstofafgiften på 1 kr. pr. liter. Kørselsafgiften forudsættes ikke at være differentieret efter tid eller sted.

Beregningerne viser en gennemsnitlig årlig CO₂-reduktion i perioden 2008-2012 på 451.000 ton.Tiltaget giver anledning til reduceret kørsel og herigennem en betydelig reduktion i luftforurening og andre sideeffekter. De samfundsøkonomiske omkostninger ved tiltaget er vurderet til 1.137 kr. pr. ton CO₂inklusive sideeffekter.

Som nævnt ovenfor kan der ske mere effektive reduktioner af trafikkens eksternaliteter, hvis afgiften differentieres efter geografi, og eventuelt også efter tid på døgnet. Dette vil formentlig være tilfældet ved en eventuel realisering af dette virkemiddel. I så fald kan den samfundsøkonomiske omkostning antages at ligge betydeligt under niveauet på 1.137 kr. pr. ton CO₂.

I de ovenstående skitserede kørselsafgifter er der set bort fra de administrative og kontrolmæssige forhold ved aflæsningen af køretøjers km-tællere og den efterfølgende opkrævning af afgifter på grundlag heraf.

Afskaffelse af befordringsfradraget

Det har fra forskellig side været nævnt, at befordringsfradraget burde afskaffes for at reducere de miljømæssige konsekvenser af den transport, der ydes fradrag til. I det følgende beregnes konsekvenserne af at afskaffe fradraget. Beregningerne viser, at dette vil have meget høje samfunds-økonomiske omkostninger – endda uden at de negative konsekvenser for arbejdsmarkedet inkluderes. Derfor kan det ikke anbefales at afskaffe befordringsfradraget.

Befordringsfradraget giver erhvervsaktive mulighed for et fradrag i indkomstskatten, hvis deres daglige transport mellem bolig og arbejdssted er mere 24 km pr. dag. Fradraget er i 2003 1,60 kr. pr. km for pendling mellem 24 og 100 km daglig, og 0,80 kr. pr. km for den del af pendlingen der overstiger 100 km.

Fradraget reducerer omkostningerne forbundet med bolig-arbejdssteds-rejser og forventes at give større villighed til at rejse længere til arbejde end ellers og dermed øget fysisk mobilitet på arbejdsmarkedet. Afskaffes befordringsfradraget øges bolig-arbejdssted rejseomkostningerne, så de svarer til omkostningerne ved andre rejser, og villigheden til at rejse langt til arbejde forventes reduceret. Afskaffelse af fradraget forventes derfor at reducere trafikarbejdet mellem bolig og arbejdssted.

Det er beregnet, at der kan opnås en CO₂-besparelse ved dette tiltag på i gennemsnit 560.000 ton CO₂om året i perioden 2008-2012. De samfundsøkonomiske omkostninger herved er estimeret til ca. 4.490 kr. pr. ton CO₂. Inkluderes de positive sideeffekter i form af miljøfordele, reducerede uheld mv., bliver den samfundsøkonomiske omkostning ca. 650 kr. pr. ton CO₂. Heri er værdien af øget mobilitet, som er en hovedbegrundelse for befordringsfradraget, imidlertidikkemedregnet, idet der ikke foreligger nærmere skøn over befordringsfradragets faktiske virkninger på mobiliteten. Dette medfører, at de samfundsøkonomiske omkostninger undervurderes. Desuden er der meget stor usikkerhed forbundet med opgørelsen af såvel reduktionspotentiale som CO₂-omkostning ved dette tiltag, og reduktionspotentialet bør formentlig nedjusteres. Endvidere vil tilpasningen tage tid, og vil blive modvirket af ændringer i prisdannelsen på huse. En afskaffelse af befordringsfradraget vil desuden have væsentlige fordelingsmæssige konsekvenser. Endeligt skal en omlægning også her ske under hensyntagen til skattestoppet. Befordringsfradraget skønnes at ville udgøre ca. 10,3 mia.kr. i 2003. Skatteværdien heraf er ca. 3,4 mia.kr.

Bedre godslogistik i byer

Omkring 60 pct. af trafikarbejdet med vare- og lastvogne foregår i byer. En forbedret distribution af gods i større byer vil kunne reducere trafikarbejdet. I beregningerne er det forudsat at 1,5 pct. af dette godstrafikarbejde kan fjernes gennem bedre godslogistik, hvilket svarer til en reduktion i CO₂-udledningen på 42.000 ton pr. år i perioden 2008-2012.

Tiltaget forudsættes at være privatøkonomisk rentabelt[24], men indebærer omkostninger for samfundet i form af udgifter til at få tiltaget skubbet i gang (certificering, demonstrationsprojekt og informationskampagner), samt provenutab som følge af reduktion i brændstofforbruget. Samlet er udgifterne for staten opgjort til 534 mio.kr. (nutidsværdi over 20 år), svarende til en CO₂-omkostning på 1.417 kr. pr. ton. Tiltaget har dog væsentlige positive sideeffekter i form af reduceret udslip af forurenende stoffer i byer. Medregnes disse positive sideeffekter, bliver den samfundsøkonomiske CO₂-omkostning negativ.

Andre tiltag (virkemidler i byer)

Tetraplan og Søren Tolstrup Consult har for Miljøstyrelsen regnet på CO₂-udledningseffekten af en række kommunale virkemidler på transportområdet[25]. Disse omfatter blandt andet miljøzoner, forskellige former for parkeringsrestriktioner, distancearbejde, samkørsel og delebiler, frem­me af cykeltrafik mv. På grundlag af beregninger fra Horsens og Albertslund kommuner, er reduktionspotentialet opskaleret for at give et samlet billede af de mulige CO₂-gevinster ved gennemførsel af disse tiltag i alle større bykommuner og i hovedstadsområdet. Det samlede potentiale er skønnet til ca. 350.000 ton CO₂om året. Det bemærkes dog, at dette skøn er meget usikkert. Det har ikke været muligt inden for rammerne af dette arbejde at foretage en egentlig beregning af de samfundsøkonomiske omkostninger ved disse tiltag.

8.9. Andre tiltag

Metan-udslip fra lossepladser

Lossepladser/deponeringsanlæg, hvor der er deponeret organisk stof, bidrager til drivhuseffekten først og fremmest via metan-udslip, som har en 21 gange så kraftig drivhuseffekt som CO₂pr. ton udledt stof. Metan kan opsamles og udnyttes som energi eller afbrændes uden energiudnyttelse. Dette sker allerede i dag fra 16 aktive danske deponeringsanlæg, og det skønnes at være driftsøkonomisk rentabelt at etablere opsamling på yderligere 6 aktive anlæg. Denne opsamling indgår i fremskrivningen af Danmarks drivhusgasudledninger, jf. kapitel 2, og der regnes derfor i dette tiltag på opsamling fra de yderligere 31 anlæg i alt, hvor det ikke skønnes at være driftsøkonomisk rentabelt. Da langt de fleste anlæg er fælles kommunalt ejede vil finansieringen være fra offentlige midler.

Afbrænding af gassen er sammenlignet med opsamling med energiudnyttelse brugt til el-produktion. For alle anlægsstørrelser er resultatet, at afbrænding af gassen er det økonomisk mest fordelagtige, hvorfor det er denne metode, som forudsættes anvendt i beregningerne af de samfundsøkonomiske omkostninger ved dette tiltag.

Reduktionspotentialet er beregnet til 93.000 ton CO₂-ækvivalenter i gennemsnit pr. år i perioden 2008-2012, mens CO₂-omkostningen er estimeret til 175 kr. pr. ton.

Omkostningsberegningerne er relativt sikre, da der er tale om kendt teknologi, men der vil være en væsentlig variation fra anlæg til anlæg afhængig af deponiernes størrelse. Desuden anslås der at være en begrænset usikkerhed på opsamlingspotentialet.

Samlet kan det konkluderes, at der ikke er noget stort potentiale for yderligere opsamling af metan fra danske lossepladser, og at dette vil være forholdsvis dyrt.

Til sammenligning er der regnet på opsamling og energiudnyttelse af metan fra 7 udvalgte lossepladser i den Østersønære del af Rusland. Modsat i Danmark deponeres bionedbrydeligt affald stadig i Rusland, og andelen af affald der deponeres er også langt større her end i Danmark. Foreløbige, grove beregninger viser at der fra disse 7 deponeringsanlæg er et gennemsnitligt reduktionspotentiale på 360.000 ton CO₂-ækvivalenter pr. år i 2008-2012, og at de samfundsøkonomiske omkostninger herved er i størrelsesordenen 40 kr. pr. ton_[26].

Bilag 8.1.

Den anvendte velfærdsøkonomiske analyse- og beregningsmetode

I dette bilag beskrives det velfærdsøkonomiske metodegrundlag, der er blevet anvendt til at vurdere de forskellige mulige reduktionstiltag, herunder beregning af CO₂-reduktionsomkostninger.

Bilaget beskriver alene den anvendte analyse- og beregningsmetode. For en mere dybtgående diskussion af principperne for velfærdsøkonomiske beregninger henvises til faglitteraturen – herunderOmkostning ved CO₂-reduktion for udvalgte tiltag – midtvejsrapport, Energistyrelsen 2001,Vejledning i udarbejdelse af samfundsøkonomiske konsekvensvurderinger, Finansministeriet 1999 ogMiljøpolitikkens økonomiske fordele og omkostninger, Finansministeriet m.fl. 2001. Disse rapporter danner baggrund for den anvendte metode.

Nutidsværdi og enhedsomkostninger

Omkostningerne ved de enkelte CO₂-reducerende tiltag kan hensigtsmæssigt beskrives ved, at der tages udgangspunkt i en beregning af tiltagenes nutidsværdi. Nutidsværdien udtrykker den tilbagediskonterede værdi af fordele (”benefits”) og omkostninger (”costs”) ved et givet tiltag.

Nårrudtrykker diskonteringsraten ogTtiltagets tidshorisont, kan tiltagets nutidsværdiNNVberegnes ved følgende formel:

 

 

hvorB_thenholdsvisC_tafspejler tiltagets gevinster henholdsvis omkostninger i periodet.DCO^t₂angiver ændringen i CO₂-udledningen som følge af tiltaget i periode t (Denne størrelse opgøres som negativ, hvis udledningen reduceres).r^CO2angiver diskonteringsraten for CO₂.P^CO2beskriver omkostningen ved en reduktion i drivhusgasudledningen.

Sættes nutidsværdien til nul i ovenstående formel, kan enhedsomkostningen ved at reducere CO₂-udledningen med det givne tiltag beregnes. Omkostningen findes ved at isolere prisen på CO₂-reduktion, idet denne antages at være konstant over tid:

 

 

 

For at kunne beregne enhedsomkostningerne ved det pågældende CO₂-reduktionstiltag er det nødvendigt at bestemme følgende:

• Hvor meget kan tiltaget reducere CO₂-udledningen,?
• Der skal vælges diskonteringsfaktor.

• Hvad er udgifterne ved tiltaget, og hvilke aktører afholdes de af?
• Udgifterne omregnes til samfundsøkonomiske omkostninger,C.
• Beskrivelse og opgørelse af tiltagets eventuelle positive eller negative sideeffekter ud over CO₂-reduktion,B.
• Ovenstående indsættes i formlen og enhedsprisen for CO₂-reduktionen kan bestemmes.

De enkelte elementer beskrives mere indgående i det følgende.

Ændringen i CO₂-udledningen –DCO^t₂

Med udtrykketDCO^t₂beskrives den årlige ændring i udledningen af drivhus-gasser, som tiltaget giver anledning til. Reduktionen beskrives pr. år, da fremtidige reduktioner på grund af diskontering ikke vejer så tungt som nutidige reduktioner.

Ændringen i udledningen vil skulle beregnes i forhold til en referencesituation, der beskriver udledningen i fraværet af det reducerende tiltag. Reduktionen af andre drivhusgasser end CO₂sættes i forhold til CO₂, og opgøres i CO₂-ækvivalenter.

Diskontering afrogr^CO2samt tidsaspektetT

Der anvendes en fælles samfundsmæssig kalkulationsrente på 6 pct., som anbefalet iVejledning i udarbejdelse af samfundsøkonomiske konsekvensvurderinger, Finansministeriet 1999. Niveauet for kalkulationsrenten afspejler et tabt alternativt afkast. Til belysning af følsomheden over for en ændret kalkulationsrente anvendes som standard følsomhedsberegning en lavere kalkulationsrente på 3 pct.

For så vidt angår tiltagenes tidsmæssige dimension gælder, at denne bør være tilstrækkelig lang til, at alle væsentlige fordele og omkostninger ved tiltaget medtages og beskrives. De enkelte fordele og omkostninger henføres så vidt muligt til de årlige tidsperioder, de rent faktisk falder i. Dette kan være af betydning, fordi der, jf. ovenfor, sker en diskontering af fremtidige effekter.

Omkostninger/”Costs” –C

Såvel investeringsudgifter som driftsudgifter – angivet som ændringer i forhold til referencesituationen – samt udgifter til administration eller lignede forbundet med introduktion af det pågældende tiltag skal inddrages i de omkostninger, der indgår i beregningen.

En opgørelse af tiltagenes samlede udgifter giver imidlertid ikke fuldstændig information om de økonomiske virkninger af tiltaget.

En væsentlig mangel ved en ”klassisk” udgiftsopgørelse er, at de såkaldte afledte effekter for samfundsøkonomien ikke fremgår. Inkluderes sådanne effekter, belyses de samlede samfundsøkonomiske omkostninger. Til brug herfor er det vigtigt, at der konsekvent sker en beskrivelse af alle udgifter i markedspriser.

De nødvendige korrektioner vedrører følgende tre forhold: (a) nettoafgifts-faktoren, (b) skatteforvridningstabet, og (c) afgiftsforvridningstabet.

(a) Nettoafgiftsfaktoren

Det forudsættes, at udgifterne til et CO₂-reduktionstiltag fortrænger alternativ anvendelse af de pågældende midler. Derfor skal beregningsprisen ved opgørelsen af omkostningerne afspejle de forbrugsmuligheder, som alternativ anvendelse kunne give anledning til. Nettoafgifterne på forbrugsgoderne udtrykkes vednettoafgiftsfaktoren, der afspejler forholdet mellem produktionsgodernes værdi opgjort i henholdsvis markedspriser og basispriser. Som et tilnærmet udtryk herfor anvendes forholdet mellem bruttonationalproduktet (BNP) opgjort i markedspriser og den nationale værditilvækst opgjort i faktorpriser. I praksis er nettoafgiftsfaktoren således opgjort til 1,17.

(b) Skatteforvridningstabet

På grund af behovet for skattefinansiering af offentligt finansierede projekter opstår der i disse tilfælde etskatteforvridningstab. Omkostninger forbundet med skattefinansiering – blandt andet som følge af forvridninger på arbejdsudbuddet – bør som udgangspunkt indregnes som en omkostning ved projekttiltaget. Størrelsen af denne omkostning afhænger således af størrelsen af de skattefinansierede omkostninger ved det pågældende projekt.

Fremgangsmåden ved indregning af skatteforvridningsomkostninger i forbindelse med vurderingen af offentlige projekter er som det første at beregne projektets behov for skattefinansiering. Dette udregnes som nettonutidsværdien af strømmen af indtægter og udgifter for staten. De fordele og ulemper, der ikke har budgetmæssige konsekvenser for staten, inddrages således ikke i dette regnestykke. Skatteforvridningstabet opgøres dernæst ved at skattefinansieringsbehovet korrigeres med den samfundsmæssige marginalomkostning ved skattefinansiering, som er fastsat til 20 procent. Den beregnede skatteforvridning indgår herefter som en omkostning i den samlede vurdering, dvs. i C i ovenstående formel.

(c) Afgiftsforvridningstabet

Som udgangspunkt kan det antages, at husholdninger (virksomheder) har sammensat deres forbrug (forhold mellem produktionsfaktorer) således, at de maksimerer deres velfærd givet budgetrestriktionen (minimerer omkostningerne givet produktionen). I markedsligevægten uden indblanding opnår man således et optimalt sæt af forbrug eller produktion. For den sidst købte enhed er gevinsten i form af ekstra velfærd for husholdningerne derfor lig med prisen på varen. Tilsvarende vil det hvad angår virksomheden for den sidste solgte enhed af varen gælde, at marginalomkostningerne er lig med salgsprisen.

Ved indførsel af engrøn afgiftpå en vare opstår der etforvridningstab, som følge af at der opstår en forskel på den pris, som køberen skal betale (prisen inklusive skat), og den pris, som sælgeren opnår (prisen eksklusiv skat). Som resultat af den forhøjede pris for køber reduceres forbruget af varen (faktorinputtet for virksomhederne). Denne effekt ligger ud over en eventuel effekt på det samlede skatteprovenu, jf. ovenstående skatteforvridningstab, og kan meget vel dominere denne. Afgiften vil således i kraft af den ændrede forbrugersammensætning medføre en forvridning og dermed et netto-velfærdstab for samfundet. Dette forvridningstab gør sig også gældende i en situation, hvor afgiften for eksempel tilbageføres den private sektor (hvor der i dette tilfælde ikke er noget skatteforvridningsbidrag).

Det er muligt at inkludere disse effekter på en relativt simpel måde – og dermed beskrive tiltagets omkostninger inklusive disse virkninger – ved at anvende nogle simple korrektionsfaktorer. De korrektioner, der skal foretages, afhænger af tiltagets art, og af hvem der afholder udgifterne,jf. boks 1.

Fordele/”benefits” –B

De fordele ved tiltaget, der handler om den direkte effekt i form af reduceret drivhusgasudledning, indgår i tallet for CO₂-reduktionen. Hvis tiltaget indbefatter reduktion af andre drivhusgasser, opgøres disse i CO₂-ækvivalenter. StørrelsenBi formlen udtrykker deandre fordele, der eventuelt gør sig gældende.

Det kan dreje sig om effekter, der er prissat på markedet, som eksempelvis sparede udgifter olie, kul, gas som følge af besparelser på energi mv. Disse opgøres også i basispriser og multipliceres med nettoafgiftsfaktoren for at danne de velfærdsøkonomiske beregningspriser.

Boks 1. Korrektioner ved opgørelsen af omkostninger ud fra forskellige typer af tiltag

Type af tiltag	Fremgangsmåde ved opgørelse af omkostningerne
Offentlige udgifter (og indtægter)	Udgifterne opgjort i faktorpriser korrigeres med skatteforvridningstabet på 20 pct. og nettoafgiftsfaktoren på 17 pct., i alt 37 pct. – dvs. der multipliceres med 1,37.
Private udgifter (og indtægter)	Udgifterne opgjort i faktorpriser korrigeres med nettoafgiftsfaktoren på 17 pct. – dvs. der multipliceres med 1,17.
Grønne afgifter – forvridningstab herved	For en ny afgift er forvridningen lig ½ gange den grønne afgiftssats gange den beregnede ændring i afgiftsgrundlaget. Det såkaldte trekantstab beregnes. For en forhøjet eksisterende afgift beregnes trekantstabet (fra den eksisterende situation til den nye). Dertil lægges ændringen i afgifts-grundlaget som følge af afgiftsforhøjelsen (fra situationen med den eksisterende til situationen med den nye) gange ændringen i afgiftssatsen.
Normfastsættelse	Ved normer, som vil påvirke forbrugernes adfærd, skal der ikke korrigeres med nettoafgiftsfaktoren – her er priserne allerede lig markedspriserne. Ved normer, som påvirker private virksomheder, korrigeres med nettoafgiftsfaktoren på 17 pct. for at omregne til værdien i markedspriser. Hvis det vurderes, at normfastsættelsen vil ramme såvel forbrugere som virksomheder, skønnes det, hvor stor en andel af hver gruppe, der vil blive ramt. Ved indførelse af normer skal forvridnings-effekten også opgøres, idet forbrugernes og virksomhedernes adfærd påvirkes bort fra, hvad der ellers ville være økonomisk optimalt. Såfremt der kan argumenteres for, at normen alene sikrer en overvindelse af informationsbarrierer ellerlignende, skal forvridningen udelades – forbrugernes optimale adfærd må med andre ord ikke ændres, men alene opnås i modsætning til i situationen med informationsbarrierer.

Det kan også dreje sig om nogle miljømæssige sideeffekter – herunder for eksempel reduceret udledning af SO₂, NO_Xog partikler, forbedret biodiversitet, eller færre støjgener – eller om nogle sundhedsmæssige sideeffekter – som eksempelvis færre syge og trafikskader. Disse sideeffekter bør som udgangspunkt altid søges beskrevet kvalitativt og om muligt opgøres kvantitativt, hvor det er muligt at prissætte dem. For de enkelte tiltag er enhedsomkostningerne ved CO₂-reduktion opgjort både for det tilfælde, hvor sideeffekterne tælles med i beregningen som et plus, og for det tilfælde, hvor de ikke tælles med. I nogle tilfælde kan værdien af sideeffekterne dominere den værdisatte gevinst ved selve CO₂-reduktionen, således at CO₂-reduktion ikke kan siges at være den primære effekt ved det pågældende tiltag.

Opgørelsen af sideeffekter er ofte ufuldstændig og forbundet med betydelig usikkerhed om konsekvenser og værdisætning. Ofte afhænger det af tiltagets karakter. Således er usikkerheder og muligheden for konsistens ikke ens for omkostninger og sideeffekter. Derfor vil resultaterne ikke i samme grad være sammenlignelige på tværs af tiltag, når sideeffekter – der ikke kan beskrives konsekvent for alle tiltag – måske medtages for nogle tiltag, men ikke for andre. På den anden side går information vedrørende primært afledte miljø- og sundhedseffekter tabt. Sideeffekter bør derfor primært beskrives separat.

Den beskrevne analyse- og beregningsmetode kan ikke anses for at være fuldstændig omfattende eller velfærdsøkonomisk konsistent. Det vurderes imidlertid, at metoden er tilstrækkelig konsekvent til at være anvendelig til brug fortværgåendesammenligninger af CO₂-reducerende tiltag under en betydelig generel usikkerhed. Det er muligt at sammenligne tiltag på tværs af virkemidler, sektorer og tidsmæssige forskelle.

Det bliver endvidere principielt muligt at sammensætte en samlet omkostningskurve af de enkelte tiltag, idet metoden beskriver såvel CO₂-omkostningen som de enkelte tiltags kvantitative CO₂-reduktion, jf.Omkostning ved CO₂-reduktion for udvalgte tiltag – midtvejsrapport, Energistyrelsen 2001, for en illustration heraf.

Andre relevante forhold

Der kan være en række andre forhold, som ikke er inddraget i ovennævnte beregningsmetode, men som i praksis vil blive tillagt stor politisk betydning. Det kunne eksempelvis være virkninger på den økonomiske fordeling.

Væsentlige effekter på den økonomiske fordeling bør beskrives, så der kan tages særskilt politisk stilling til ”værdien” heraf. I forbindelse med beskrivelsen af de enkelte tiltag bør der derfor så vidt muligt indgå en særskilt beskrivelse af de udgiftsmæssige (og eventuelle indtægtsmæssige) konsekvenser for de statslige finanser og for andre aktører – herunder amter/kommuner, erhverv og husholdninger.

Endvidere beskrives, i det omfang det er relevant og hvor det muligt, andre fordelingsmæssige aspekter ved tiltagene, herunder vedrørende fordelingen af omkostninger og eventuelle gevinster (blandt andet sideeffekter) på forskellige sektorer inden for erhverv og forskellige grupper af husholdninger.

Beregningseksempler

Beregningsmetoden illustreres nedenfor med et par beregningseksempler.

Eksempel 1

Staten afsætter 20 mio.kr. årligt til et projekt, som vil medføre en reduktion i CO₂-udslippet på ca. 50.000 ton årligt. Der antages en tidshorisont på 20 år, samt en diskonteringsrate på 6 pct. Der er her tale om et offentligt finansieret projekt, hvorfor der skal korrigeres med såvel nettoafgiftsfaktoren som skatteforvridningstabet – det vil sige at de 20 mio.kr. skal multipliceres med 1,37. Prisen pr. reduceret ton CO₂bliver da:

 

 

Man kunne forestille sig, at tiltaget er forbundet med sideeffekter i form af positive miljøeffekter til en værdi på ca. 5 mio.kr. årligt i 20 år (opgjort i velfærdsøkonomiske priser), eksempelvis reduktion i udledning af andre skadelige stoffer. I så fald bliver prisen pr. reduceret ton CO₂100 kr. lavere:

 

Eksempel 2

I privat regi investeres i eksempelvis ubygning af havvindmøller. Projektet er kendetegnet ved en høj engangsinvestering på 1 mia.kr. og relativt små løbende driftsomkostninger på ca. 10 mio.kr. pr. år. Derudover medfører projektet en fordel i form af en årlig brændselsbesparelse på 15 mio.kr. Da der er tale om et privat finansieret projekt, skal udgifterne, der er opgjort i basispriser, korrigeres med nettoafgiftsfaktoren. Det antages at havvindmøllerne har en gennemsnitlig ”levetid” på ca. 30 år fører til en årlig reduktion i CO₂-udledningen på 150.000 ton. Prisen på reduktion af et ton CO₂bliver da ca. 370 kr.:

 

 

Man kunne forestille sig, at der også var sideeffekter i form af positive miljøeffekter. Antages det, at disse sideeffekter kan opgøres til en værdi af ca. 50 mio.kr. årligt (opgjort i velfærdsøkonomiske priser), falder prisen pr. reduceret ton CO₂til ca. 135 kr.: