Voorwoord Het idee voor een onderzoek naar milieu en innovatie is in 1995 geboren in nachtelijke uurtjes met prof. dr.Han Brezet die overtuigd was van het belang hiervan voor productontwikkeling bij bedrijven en aan Technische Universiteit in Delft. Mijn argument dat Cees van Leeuwen die in z'n voortijdig afgebroken geschrift over het milieumoraal in technologie alle essentele zaken al heeft gemeld, was onvoldoende want vele maatschappelijke vragen bleven toch open. Bijgevolg wilde ik eerst nagaan hoe maatschappelijke organisaties hun stempel op technologie hebben gedrukt, maar mede na aandringen van Annet Staal (historica), mijn broers en vader (echte beta's), ben ik bij de vraag naar rentabiliteit van het milieumoraal gebleven, zoals mij dochter Mira samenvat: 'of milieubezeiken loont?'. Bij zo'n onderzoeksvraag ligt de keuze van een promotor voor de hand. Gelukkig was prof.dr. Andries Nentjes, nestor van de Nederlandse milieueconomie en welbekend als de strenge leermeester uit het Noorden, geinteresseerd geraakt en tot het laatst toe bereid gebleven om te zorgen dat deze vraag tot een boek uitgegroeid is. Het schrijven als ondernemer bij het Instituut voor Toegepaste Milieueconomie is geweldig gesteund door collega's en partners. Vooral Petra Doelman heeft geholpen door het allereerste concept vanuit haar praktijkervaringen bij een innovatief bedrijf te bespreken. Het schrijven is voortgezet gedurende de ontwikkeling van het Cartesius Instituut van Universiteit Twente, waarbij universitaire collega's en medewerkers van provincie Friesland veel steun hebben geboden. Vooral Simon Tijsma heeft met veel verve mijn beleidsconclusies gekraakt. Bij de afronding van het schrijven is de wartaal tot ronde zinnen eruit gezeefd dankzij hulp van Cobi Peelen, Greetje van der Werff en Lisa Hayes. Tot slot waren Henk Bruikman (Meesterdruk) en Reinier de Lange (Quint) bereid om hun drukkerijen ter dienste van de wetenschap te stellen en Christoffel Klap om projectontwikkeling met de organisatie van deze promotie af te wisselen. Het doet deugd dat gedurende het zogenoemde 'ik tijdperk' waarin empirisch materiaal voor het boek is vergaard, zoveel bedrijven en overheden bereid waren om aan innovatieve projecten mee te werken en er het beste van te maken. Hiervoor ben ik allen dank verschuldigd. Vier namen wil ik daarbij expliciet noemen om ze te eren: C.K.J. Betlem die milieugericht ontwerpen bij Ahrend tot bloei bracht, J. de Haas de gangmaker van milieuverbeteringen bij Vroom & Dreesman, C. van Leeuwen de Nederlandse milieuinnovator en K. Veldman een echte entrepreneur met milieumoraal van Wagenborg. Voorts ben ik getroffen door de kundigheid en integriteit van het management en de bestuurders inzake milieubeheer; dat mag ook eens worden gezegd tenmidde van diverse affaires. Tot slot reken mij het niet aan als ik iemand heb vergeten want, met de toename van grijze haren laat mijn geheugen me ook weleens in de steek. Aan Raisa Grigorievna (mijn moeder)
Rijksuniversiteit Groningen
Milieu en Innovatie Proefschrift ter verkrijging van het doctoraat in de Rechtsgeleerderheid aan de Rijksuniversiteit Groningen op gezag van de Rector Magnificus, dr. F. Zwarts, in het openbaar te verdedigen op maandag 9 december 2002 om 14.15 uur
door Yoram Krozer geboren op 6 juni 1953 te St.Petersburg (Rusland)
Promotor:
prof.dr. A. Nentjes
Beoordelingscommissie:
prof.dr. J.T.A. Bressers, prof.dr. W.L.A. Hafkamp, prof.dr. A.J.M. Schoot-Uiterkamp
Inhoudsopgave VOORWOORD INLEIDING 1.1 Achtergrond 1.2 Probleemstelling
2. TECHNOLOGIE VOOR DUURZAME ONTWIKKELING 2.1 Inleiding 2.2 Milieuaantasting en economische ontwikkeling 2.3 Dematerialisatie 2.4 Theorieën over milieutechnologie ontwikkeling
3. ZIJN MILIEUEISEN QUA KOSTEN AANVAARDBAAR? 3.1Inleiding 3.2 Het belang van milieukostenschattingen 3.3 Een empirische emissiereductiekostenfunctie 3.4 Schatting van een emissiereductiekostenfunctie. 3.5 Schattingen van emissiereductiekosten 3.6 Schaaleffecten bij emissiereductie 3.7 Betekenis van de resultaten
4. IS MILIEUINNOVATIE EEN RENDABELE STRATEGIE? 4.1 Inleiding 4.2 Relevantie van de vraagstelling 4.3 Simulatie van kostenvoordelen 4.4 Verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties 4.5 Betekenis in het milieubeheer
5. ZIJN MILIEUINNOVATIES ECONOMISCH AANTREKKELIJK? 5.1 Inleiding 5.2 Effecten van milieueisen op de productiviteit 5.3 Milieustrategieën van bedrijven 5.4 Emissiereductiekosten in de praktijk 5.5 Scenariostudies van milieuinnovaties en -verbeteringen 5.6 Kosten in de levensloop van producten 5.7 Betekenis van milieuinnovaties voor kosten
6. LEIDT STRENG MILIEUBELEID TOT VEEL MILIEUINNOVATIES? 6.1 Inleiding 6.2 Milieuinstrumenten en milieuinnovaties 6.3 Wachttijd en onzekerheden in het milieubeleid 6.4 Model voor milieuinnovaties 6.5 Simulatie van condities voor milieuinnovaties 6.6 Milieubeleid dat innovaties uitlokt
7. LEIDT ZELFREGULERING TOT MILIEUINNOVATIES? 7.1 Inleiding 7.2 Achtergrond van zelfregulering 7.3 Milieuinnovatie in verpakkingen; baten en belemmeringen 7.4 Model voor zelfregulering en milieuinnovatie 7.5 Zelfregulering voor milieuinnovaties
8. DISCUSSIE 8.1 Milieuinnovaties beperken de milieukosten 8.2 Condities voor de kostenbesparende milieuinnovaties
SUMMARY BIJLAGEN
Inleiding 1.1 Achtergrond Het belang van natuurbeleving voor het welzijn van de mens is in de economie al 225 jaar geleden vastgesteld. Adam Smith schrijft in 1776: “The beauty of the country besides, the pleasure of a country life, the tranquillity of mind which it promises, and wherever the injustice of human laws does not disturb it, the independency which it really affords, have charms that more or less attract everybody; and as to cultivate the ground was the original destination of man, so in every stage of his existence he seems to retain a predilection for this primitive employment” [Smith, 1979, p. 481]. Maar de rust van het pastorale bestaan wordt bedreigd door de economische groei, die door de industriële revolutie sterk is versneld. Zeventig jaar na Adam Smith merkt John Stuart Mill in zijn economisch hoofdwerk dan ook op: “If the earth must lose that great portion of its pleasentness which it owes to things that the unlimited increase of wealth and population would extirpate from it, for the mere purpose of enabling it to support a larger, but not a better or happier population, I sincerely hope, for the sake of prosperity, that they will be content to be stationary, long before the necessity compels them to it” [Mill, 1970, p. 116]. Mill en zijn generatie zien vooral de bevolkingsexplosie dankzij de betere economische levensomstandigheden als de grootste bedreiging voor het goede leven. Vijfenzestig jaar later in 1920 wijst de econoom Pigou op het ontwrichtende effect van industrialisatie op de welvaartsontwikkeling, waaronder degradatie van milieukwaliteit, om vervolgens in te gaan op de ontoereikende juridische inbedding van de productie voor de markt als het kernprobleem van milieudegradatie [Pigou, 1920]. In deze gedachtegang bestaan er mogelijkheden voor productie waarbij schade aan anderen wordt toegebracht zonder dat de geleden schade wordt vergoed. Dat veroorzaakt productie die geen welvaart schept maar deze juist vernietigt. Weer zestig jaar later komt, vanaf het begin van de jaren zeventig, na vijfentwintig jaar van ongekend sterke economische groei, het probleem van de milieuaantasting op de politieke agenda en groeit het onderzoek naar oorzaken en oplossingen uit tot een aparte specialisatie binnen de economische wetenschap. Rosenberg [1973, 1975] laat zien dat in de debatten over de relatie tussen economie en milieu in de afgelopen 150 jaar een terugkomend twistpunt is of voor behoud van milieukwaliteit en daarmee behoud van kwaliteit van het menselijk bestaan de productiegroei zelf moet worden omgebogen, geremd, gestopt of zelfs omgezet in krimp dan wel, dat continue verbetering van productiemethoden door technologie ontwikkeling de mogelijkheid biedt milieu en economie met elkaar te verzoenen. Hij wijst erop dat milieu en economie worden verzoend door ontwikkeling en gebruik van technologie die milieuaantasting beperkt en onderbouwt met historische voorbeelden dat de ontwikkeling ervan niet spontaan wordt gerealiseerd maar wordt uitgelokt door de schaarste van natuurlijke hulpbronnen en overheidsregulering om de achteruitgang van milieukwaliteit te beperken. In hoofdstuk 2 wordt dit debat, dat nog voortduurt, verder geïntroduceerd. De uitslag van het debat over ‘milieu versus economie’ zal in sterke mate afhangen van de technologische mogelijkheden om milieuaantasting te voorkomen.
Een van de uitlopers van dit debat is het onderzoek naar technologische vooruitgang waarbij de vraag aan de orde komt wat de redenen zijn om technologieën te ontwikkelen en te gebruiken waarmee milieuaantasting kan worden voorkomen (milieutechnologieën). In het economisch onderzoek wordt nagegaan welke geschikte condities en instrumenten zijn om milieutechnologie te bevorderen, waarbij het overheidsbeleid een prominente plaats inneemt. Dit boek wil laten zien dat milieutechnologie ontwikkeling vaak economisch aantrekkelijk is. In het kader van het debat over ‘milieu versus economie’ levert dit boek het optimistische beeld dat milieutechnologie ontwikkeling weliswaar niet stuurbaar is maar wel beïnvloedbaar, en dat de toepassingen van nieuwe milieutechnologie (milieuinnovaties) hoge emissiereducties bereiken tegen beperkte kostentoename en soms zelf met kostenvoordelen, zodat er goede redenen zijn om deze uit te lokken. In het vervolg zal een brede definitie van het begrip ‘technologie’ worden gebruikt waar zowel kennis en methoden als apparaten en bouwwerken onder vallen [Wissema, 1977]. De nadruk ligt op innovaties, dat wil zeggen op ontwikkeling en toepassing van nieuwe technologie door bedrijven, “doing things differently” [naar Schumpeter, 1989, p. 59] en op verspreiding en gebruik van innovaties (diffusie) [Ruttan, 1959]. Daarbij zullen wij uitvoerig stilstaan bij verbeteringen en innovaties, ook wel de ‘incrementele’ en ‘radicale’ innovaties genoemd [Freeman en Perez, 1988]. De uitvindingen (inventies) die vaak de basis vormen voor innovaties, komen zijdelings aan de orde. Ook voor milieutechnologie hanteren wij een brede definitie; deze luidt in navolging van het Ministerie van Volkshuisvesting Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer: “alle technieken, processen, en producten welke van belang zijn ter voorkoming of beperking van de belasting van het milieu” [Ministerie VROM, 1981-1982, p. 14]. Hieronder valt de zogenoemde toegevoegde zuiveringstechnologie (‘schoonmaaktechnologie’) waarmee de al ontstane emissie wordt gezuiverd of milieuschade wordt behandeld en de zogenoemde product- en procesgeïntegreerde milieutechnologie waarmee het ontstaan van emissie wordt voorkomen (‘schone technologie’).
1.2 Probleemstelling Dit boek is een studie naar de mogelijkheden om milieuaantasting vergaand te reduceren en naar de voorwaarden om milieutechnologie ontwikkeling te bevorderen. De nadruk ligt op reductie van emissie naar lucht en water door bedrijven. Daarbij wordt gebruik gemaakt van de resultaten van technisch en natuurwetenschappelijk onderzoek dat aangeeft dat er mogelijkheden zijn om milieuaantasting vergaand te voorkomen. In dit boek wordt getoond dat er een ruim bestand van milieutechnologieën bestaat, maar dat daarvan slechts mondjesmaat of soms helemaal geen gebruik wordt gemaakt. Het is plausibel dat de belangrijkste, achterliggende oorzaak hiervan het hoge kostenniveau van de beschikbare milieutechnologie is. Hierdoor ontstaan sociale weerstanden tegen het gebruik van milieutechnologie die op hun beurt de politiek en bureaucratie huiverig maken om vergaande beperking van milieuaantasting af te dwingen door toepassing van strenge regels of door het stellen van een hoge prijs voor milieuaantasting.
De kosten van milieutechnologie kunnen inderdaad fors zijn, zeker als rekening wordt gehouden met de noodzakelijk geachte emissiereductie met factor vier tot zelfs twintig in de komende decennia. In de meeste ontwikkelde landen worden nu enkele procenten van het nationaal inkomen aan milieubeheer besteed (in Nederland ruim 2%) maar nog meer emissiereductie kan tot exponentieel oplopende kosten leiden. Voorts moet in een groeiende economie steeds meer milieutechnologie worden toegepast om de toename van emissie te voorkomen, waardoor de kosten nog meer toenemen. Uiteindelijk kunnen de milieukosten sneller oplopen dan de waardetoename in de economie, waardoor een steeds groter deel van het nationaal inkomen aan emissiereductie moet worden besteed of delen van de economie moeten worden afgestoten [Nentjes, 1989, 1995]. Om een streng milieubeleid sociaal acceptabel te houden en aanhoudende groei mogelijk te maken is vernieuwing van milieutechnologie waarmee de toename van de kosten van de verdere, noodzakelijke emissiereductie wordt beperkt, onontbeerlijk. De vraag is in hoeverre een dergelijke vernieuwing mogelijk is. Het hoofddoel van het boek is het onderbouwen van de stelling dat een kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang, waarbij de negatieve effecten van milieukosten op de economische groei beperkt blijven, goed mogelijk is. Op basis daarvan gaat dit onderzoek in op de vraag welke strategieën hiervoor het meest effectief zijn. Bij de onderbouwing van het antwoord op die vraag gaat het niet zozeer om het ontwikkelen van een nieuwe economische theorie op een hoog abstractieniveau maar om het slaan van een brug tussen theorie en praktijk. Er wordt gezocht naar antwoorden op de vragen die zich in de praktijk voordoen bij de besluitvorming van bedrijven en overheden rond ontwikkeling en gebruik van milieutechnologie. Deze oriëntatie wordt duidelijk in de hierna volgende korte omschrijving van de probleemstelling per hoofdstuk en in de beschouwing van hun onderlinge samenhang. Hoofdstuk 2 begint met een kort overzicht van het wetenschappelijk debat over de vraag in hoeverre betere milieukwaliteit en economische groei kunnen samengaan. De kernvraag is hier of technologie ontwikkeling sowieso in veel sterkere sterke mate dan tot nu toe op vermindering van milieuaantasting kan worden gericht. Het zou namelijk kunnen blijken dat technologie ontwikkeling weinig stuurbaar is, dat de sturingsmechanismen niet bekend zijn, of dat de sturingsmechanismen dermate sterke negatieve bijeffecten hebben dat het middel erger is dan de kwaal. Uit het hoofdstuk zal blijken dat de meningen verdeeld zijn over de perspectieven voor milieutechnologie ontwikkeling en over de mogelijkheden tot sturing. Bovendien is er een zekere twijfel over de mogelijkheden om technologie ontwikkeling daadwerkelijk aan te sturen. Als direct sturen lastig blijkt, kan beter worden gesproken over de gunstige condities waaronder milieutechnologie ontwikkeling kan gedijen. Vervolgens komt in hoofdstuk 3 een basale beleidsvraag aan de orde namelijk: kan de overheid bij het stellen van strengere milieueisen de te verwachten kosten die zijn verbonden aan een verdergaande emissiereductie adequaat schatten of tast ze wat dit betreft volledig in het duister. Dit is van belang omdat in een groeiende economie waarbij de emissiereductie doelstellingen van de overheid nog niet zijn bereikt (zoals in Nederland), de milieueisen die zijn neergelegd in regelgeving of vastgesteld in convenanten, periodiek moeten worden aangescherpt. Bij het vaststellen van de
strengere milieueisen moeten de beleidsmakers er terdege rekening mee houden dat de kostenstijging aanvaardbaar moet zijn voor bedrijven. De ‘aanvaarbaarheid’ is een politiek rekbaar begrip, maar de politici die de besluiten nemen zouden minimaal in staat moeten zijn om redelijk betrouwbaar te beoordelen wat de kosten als gevolg van de strengere milieueisen zullen zijn. Hier ligt een probleem, want hoe kan de overheid de kosten bij de meest uiteenlopende bedrijven redelijk betrouwbaar schatten als de te gebruiken milieutechnologie tot dan toe niet of nauwelijks is toegepast? In de praktijk moeten de deskundigen die de milieueisen voorbereiden de kosten verbonden met verdergaande emissie schatten. Daartoe construeren ze kosten als functie van het emissiereductie percentage -de emissiereductiekostenfunctie- door interpolatie en extrapolatie op basis van empirische data over enkele bedrijven. In hoofdstuk 3 wordt nagegaan of er een methode kan worden ontwikkeld waarmee op basis van empirische informatie over enkele toepassingen van milieutechnologie, een betrouwbare voorspelling van een emissiereductiekostenfunctie voor een groep bedrijven kan worden gedaan. Het zal blijken dat de aanpak die nu in de praktijk wordt gehanteerd, namelijk het berekenen van het ‘gemiddelde’ kostengetal in de regel onbetrouwbare resultaten oplevert. Bij gegeven milieutechnologie lopen de kosten exponentieel op naarmate de eisen strenger worden. Het vermelden van slechts één gemiddeld kostencijfer is daardoor misleidend. Omdat gegeven de beschikbare milieutechnologie, de kosten van emissiereductie exponentieel toenemen, moet een deel van de bedrijven veel hogere kosten maken dan andere bedrijven. Er zijn dus goede redenen voor de kostenbesparende milieutechnologie ontwikkeling, maar de vraag is: zal die ontwikkeling rendabel zijn. In hoofdstuk 4 zal worden onderzocht op welke manier ontwikkelaars (aanbieders van milieutechnologie, financiers en overheden) kunnen schatten of milieuinnovaties rendabel zullen zijn. Daarbij moeten ze een keuze maken tussen bescheiden ontwikkelingsinspanningen in aanpassingen van de al langer beschikbare milieutechnologie (verbeteringen) of de concurrentie hiermee aangaan door een geheel nieuwe kostenbesparende milieutechnologie te ontwikkelen, waarvoor vergaande technologische en vaak ook sociale veranderingen nodig zijn (innovaties). Doorslaggevend zijn de verwachte opbrengsten uit verkoop van de verbeterde milieutechnologie, respectievelijk de milieuinnovatie. Het probleem van de ontwikkelaars bij hun keuze is dat ze eerst fors moeten investeren om nieuwe milieutechnologie te realiseren waarna ze pas na meerdere jaren de investering door de verkoop kunnen terugverdienen. De investering moet uiteraard rendabel zijn, dat wil zeggen dat de contante waarde van de toekomstige opbrengst hoger dan de investeringsuitgaven moet zijn. Nagegaan wordt bij welke emissiereductiekostenfuncties de strategie gericht op milieuinnovaties het meest rendabel is en in het vervolg daarvan in hoeverre in Nederland, gezien de toekomstige strengere eisen aan emissies, het loont om in milieutechnologie ontwikkeling te investeren. Nadat de emissiereductiekostenfuncties van de al beschikbare milieutechnologie en de rentabiliteit van de innovatiestrategieën zijn geanalyseerd, komt in hoofdstuk 5 de vraag aan de orde in hoeverre een dusdanige vooruitgang in de kostenbesparende milieutechnologie kan worden bereikt dat de negatieve productiviteitseffecten van strengere milieueisen teniet worden gedaan. Hierover bestaan
twee haaks op elkaar staande opvattingen. De ene visie is dat milieutechnologie per saldo uitsluitend bedrijfskosten met zich meebrengt en derhalve alleen negatieve productiviteitseffecten oplevert. Daartegenover staat de opvatting dat er meestal indirecte positieve effecten op de kwaliteit van de bedrijfsvoering optreden waardoor veelal een positieve bijdrage aan het bedrijfsresultaat wordt bereikt. Beide opvattingen worden in de wetenschappelijke literatuur en in het publieke debat breed uitgemeten. Onze eigen bijdrage aan het debat bestaat uit een meer analytische en een empirische component. In het analytische deel van hoofdstuk 5 wordt de kern van de problematiek die hier speelt behandeld, namelijk dat emissiereductiekostenfuncties door milieutechnologische vooruitgang zodanig afvlakken dat de bedrijfskosten als gevolg van de strengere milieueisen, beperkt blijven. Als deze stelling opgaat, kan ook worden beargumenteerd dat strenge maar goed voorbereide en ingevoerde milieueisen amper extra kosten met zich meebrengen, en daarnaast ook positieve neveneffecten op het bedrijfsresultaat kunnen hebben. De stelling zal worden toegelicht aan de hand van een theoretisch model van strategieën voor milieuinnovaties waarin bedrijven op de invoering van strengere milieueisen kunnen anticiperen door innovatieve kostenbesparende milieutechnologie te ontwikkelen, dan wel af te wachten totdat de milieueisen worden ingevoerd, waarbij ze de beschikbare milieutechnologie toepassen. Met statistisch materiaal wordt aangetoond dat de kosten per eenheid emissiereductie zijn gedaald in de loop van de tijd hoewel het zuiveringspercentage is gestegen. De voorbeeldstudies van individuele bedrijven en in bedrijvenketens (tegenwoordig ook bedrijvenclusters genoemd) laten zien dat er grote kostenvoordelen zijn te behalen met een op innovatie gerichte milieubeleid en bedrijfsstrategieën. Een voor de hand liggende vervolgvraag is hoe er aan milieueisen zodanig kan worden vormgegeven dat kostenbesparende milieuinnovaties worden uitgelokt. In de hoofdstukken 6 en 7 wordt op deze vraag ingegaan. In hoofdstuk 6 wordt onderzocht hoe de bestaande praktijk van vaststellen en opleggen van emissie- en lozingsstandaarden doorwerkt op milieuinnovatie. In hoofdstuk 7 worden de mogelijkheden en consequenties geanalyseerd van een alternatief beleid dat berust op onderhandeling tussen belanghebbenden (zelfregulering). Vele onderzoeken naar de effecten van overheidsbeleid op milieutechnologie ontwikkeling gaan ervan uit dat strengere milieueisen als vanzelf een effectievere milieutechnologie uitlokken, waarbij de concurrentie tussen de ontwikkelaars ervoor zorgt dat goedkopere technologie ontwikkeld wordt. Het probleem van deze analyses is dat in werkelijkheid de overheid strengere milieueisen gaat opstellen nadat ze een effectiever geachte milieutechnologie ter beoordeling aangeboden kreeg en ze deze qua kosten acceptabel acht. Een meer realistische aanname is dat de innovatoren hun nieuwe milieutechnologie aanbieden en vervolgens een lange tijd op de beoordeling van de overheid moeten wachten. Pas nadat de overheid, mede op grond van de aangedragen nieuwe typen milieutechnologie, de eisen heeft vastgesteld en ingevoerd ontstaan er verkoopmogelijkheden voor de ontwikkelaars. Dat kan vele jaren duren. Gedurende de wachttijd zijn de innovatoren onzeker in hoeverre de aangekondigde eisen inderdaad zullen worden ingevoerd. Op grond van deze analyse wordt de stelling getoetst dat de duur van de wachttijd waarin de aanbieders onzeker zijn over de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties, de bepalende factor is
voor de rentabiliteit van hun inspanningen in milieutechnologie ontwikkeling. Deze stelling wordt met een simulatiemodel onderbouwd. De wijze waarop de overheid milieubeleid voorbereidt en invoert beperkt de rentabiliteit van milieutechnologie ontwikkeling en daarmee van kostenbesparende milieuinnovaties. Een alternatief voor het overheidsbeleid is zelfregulering, waarbij milieueisen het resultaat zijn van onderhandelingen tussen belanghebbenden over een schonere omgeving en gezondere producten. De belanghebbenden zijn de benadeelde groepen (zoals de omwonenden en de consumenten), de ‘vervuilende’ bedrijven en de aanbieders van milieutechnologie. Het voordeel van zelfregulering ten opzichte van het overheidsbeleid is dat er geen wachttijd voor de verkoop van milieuinnovaties bestaat want de nieuwe, goedkopere milieutechnologie kan direct worden ingevoerd mits deze aan het overeengekomen onderhandelingsresultaat (een milieudoelstelling) voldoet. De problemen daarbij zijn dat de mogelijkheden van benadeelden om hun eisen af te dwingen beperkt zijn en dat er verschillende belangen een rol spelen, waardoor onzeker is in hoeverre de overeengekomen milieudoelstellingen daadwerkelijk zullen worden gerealiseerd. Voorts zijn de onderhandelingen nogal complex want alle drie belanghebbende groepen moeten een voordeel hebben van de afspraak om deze te kunnen maken en na te leven. Er worden dus hoge transactiekosten gemaakt. Bij zelfregulering is er weliswaar geen wachttijd maar zijn er risico’s voor de innovatoren. De vraag is dus met welke ondersteunende instrumenten de onderhandelaars in sterke mate milieuinnovaties kunnen uitlokken. Het antwoord hierop wordt gegeven aan de hand van een simulatiemodel voor zelfregulering. Daarbij blijkt dat forse investeringen in de ontwikkeling van milieutechnologie vaak te riskant zijn om voldoende rentabiliteit te bereiken. Derhalve zal doorgaans voor verbetering van de al beschikbare milieutechnologie worden gekozen. Bij zelfregulering is het innoveren economisch alleen voldoende aantrekkelijk bij afdwingbare prestaties zoals aansprakelijkheidsstelling. Het boek wordt afgesloten met een samenvatten en concluderend hoofdstuk dat ingaat op de strategieën om kostensparende milieutechnologische vooruitgang te bereiken waarbij duurzame milieukwaliteit en economische groei samengaan.
2. Technologie voor duurzame ontwikkeling 2.1 Inleiding Dit hoofdstuk geeft een kort overzicht van het wetenschappelijk debat over het samengaan van economische groei en behoud van een goede milieukwaliteit, een mogelijkheid die vaak met de term ‘duurzame ontwikkeling’ wordt aangeduid. De leidende vraag in dit debat is: kan technologie ontwikkeling zodanig worden aangestuurd dat de productiviteitsverhoging wordt behaald die nodig is om economische groei te bereiken, en tevens de milieudruk zo ver te reduceren dat milieuaantasting wordt voorkomen. In paragraaf 2.2. wordt het probleem kort geschetst vanuit de optimistische visie dat economische groei gepaard gaat met dematerialisatie van productie en consumptie, zodat het met de veronderstelde toenemende spanning tussen groei en milieu meevalt. Op die kijk valt nogal wat af te dingen, zoals in paragraaf 2.3 zal blijken. Vervolgens wordt in paragraaf 2.4 ingegaan op de sturingsmogelijkheden van technologie ontwikkeling in de richting van duurzaamheid. Daarbij wordt ingegaan op verklaringen die gebaseerd zijn op de neoklassieke, de evolutionaire en de gedragstheorie. Tot slot wordt de uitgangspositie van dit boek aangegeven.
2.2 Milieuaantasting en economische ontwikkeling Vanaf de jaren zestig van de vorige eeuw, na enkele decennia van sterke economische groei in de meeste Europese landen, Japan en in de Verenigde Staten, is het belang van natuur en milieu voor welvaart in de economische theorie nadrukkelijk aan de orde gesteld. Daarbij worden de negatieve effecten van economische groei op de kwaliteit van natuur en milieu benadrukt die het gevolg zouden zijn van de aanhoudende consumptiegroei en de inzet van grootschalige vervuilende technologieën. Wij gaan daar verder niet op in want er is goede overzichtsliteratuur over de negatieve effecten van economische ontwikkeling op het natuurlijk milieu, waaronder uitputting van niet-vernieuwbare grondstoffen, irreversibele schade aan de natuur, aantasting van de biologische diversiteit, gezondheidsschade door milieuvervuiling en ruimtelijke aantasting [Ponting, 1992; Dragan et al., 1997]. Voorts is er een omvangrijke literatuur over de welvaartsverliezen ten gevolge van de achteruitgang van natuur- en milieukwaliteiten, zoals waardedaling van woningen en verlies van belevingswaarden door landschaps- en natuuraantasting. Ook wordt op productiviteitsverliezen gewezen als gevolg van bijvoorbeeld, aantasting van de volksgezondheid en verlies van kapitaalgoederen en hulpbronnen, alsmede de verliezen van productiecapaciteit en cultuurgoederen. Diverse onderzoekers verwachten een toename van uitgaven om de negatieve effecten te ondervangen. Deze uitgaven dragen niet bij tot groei van de welvaart maar ze zijn nodig om de welvaart op peil te houden. De toename van de uitgaven om milieuaantasting te voorkomen, beperkt de welvaartsontwikkeling voor de komende generaties. Op grond daarvan is door diverse economen gepleit voor een correctie van de economische indicatoren (zoals prijzen, inkomens en productiewaarde) waarmee de berekening van het nationaal inkomen zou moeten worden aangepast om de reële welvaart zichtbaar te maken. In het verlengde van de genoemde opvattingen wordt
beargumenteerd dat economische ontwikkeling, uitgedrukt in een toename van het nationaal inkomen, niet verenigbaar is met een vermindering van milieuaantasting, tenzij een drastische verandering in de patronen van economische ontwikkeling in de richting van mondiale herverdeling van de welvaart, kan worden bereikt [Leipert 1985, 1986; Opschoor, 1987; Daly en Cobb, 1989; Hueting, 1990; Hueting en Bosch, 1991]. In toenemende mate zijn de negatieve welvaartseffecten veroorzaakt door milieuaantasting onderkend en in de politieke besluitvorming tot uitdrukking gekomen, maar ook in het economisch debat is het accent verschoven. De nadruk ligt nu op het voorkomen van natuur- en milieuaantasting, waardoor aanhoudende welvaartsontwikkeling mogelijk zou zijn. Daarbij is het begrip ‘duurzame ontwikkeling’ opgekomen. De World Commission on Environment and Development (WCED) definieert duurzame ontwikkeling als volgt: “Sustainable development is development that meets the needs of the present generation without compromising the ability of future generations to meet their own needs” [WCED, 1987, p. 43]. Mede daardoor is het besturen (stewardship) van economische ontwikkeling binnen de randvoorwaarden van een goede milieukwaliteit hoog op de politieke agenda geplaatst. Het begrip ‘duurzame ontwikkeling’ vertolkt namelijk de wens om de mondiale welvaart te doen toenemen, een meer rechtvaardige verdeling van de hulpbronnen te bereiken en tevens de natuuren milieukwaliteiten op een hoog peil te houden. Vele methoden en modellen zijn ontwikkeld om na te gaan in hoeverre een duurzame ontwikkeling theoretisch houdbaar is en de besturing daarvan mogelijk. Ofschoon over de inhoud van ‘duurzame ontwikkeling’ en de mogelijkheden voor besturing nog hevig wordt gedebatteerd, wordt hierop verder niet ingegaan want elders zijn goede overzichten te vinden [Pearce en Turner, 1990; Klaassen en Opschoor, 1991; Pezzoli, 1997]. Het sleutelwoord in het duurzaamheiddebat is technologie ontwikkeling die ervoor zou moeten zorgen dat natuurlijke hulpbronnen zodanig effectief worden gebruikt dat milieuaantasting wordt voorkomen. Dit wordt mogelijk geacht. De mogelijkheden worden onderstreept met metaforen uit de biologie zoals ‘duurzame stofwisseling’, ‘boomconcept voor bedrijven’, ‘industrieel metabolisme’, ‘groene zakelijkheid’, ‘industriële ecologie’ [respectievelijk van Reijnders, 1984; Winter, 1987; Ayres, 1989; Elkington en Burke, 1990; Graedel en Allenby, 1995]. De nadruk in het maatschappelijk debat is in een toenemende mate gaan liggen op milieutechnologie ontwikkeling waarmee de economische activiteiten binnen randvoorwaarden van goede milieukwaliteit worden ingepast. Hieronder vallen methoden om vergaande emissiereductie van schadelijke stoffen te bereiken, evenals een betere benutting van de gewonnen energie en materialen, de vergroting van vernieuwbare voorraden van grondstoffen en energiebronnen, dematerialisatie van consumptieve uitgaven, effectiever ruimtegebruik, behoud van biodiversiteit, en dergelijke. De boodschap in deze gedachtegang is dat toename van de welvaart gepaard kan gaan met vermindering van milieuaantasting. Maar de opgave waar de aanbieders en gebruikers van milieutechnologie voor staan is niet gering. In Nederland komt Nentjes (1990) tot de conclusie dat bij continuering van de economische groei het realiseren van een schoon milieu in Nederland vereist dat de uitstoot per eenheid nationaal
product in 2010 slechts 7 procent is van wat het was in 1985. Tot een soortgelijk oordeel komen Opschoor (1992) en Weterings en Opschoor (1992) waarbij ze erop wijzen dat de milieuaantasting in Nederland binnen tien tot vijftien jaar met een factor vier en in de komende twintig tot vijfentwintig jaar met een factor tien tot twintig moet worden gereduceerd om de milieukwaliteit op een hoog peil te houden en aan de mondiale behoefte aan welvaartsstijging te voldoen.
2.3 Dematerialisatie De besturingsmogelijkheden in de richting van een duurzame ontwikkeling staan al ruim drie decennia ter discussie, waarbij enerzijds de aanpassingsmogelijkheden van de economische structuur en van consumptie worden benadrukt en anderzijds op onvoldoende aanpassingen tot nu toe wordt gewezen. Op basis van de neoklassieke theorie is beargumenteerd dat duurzame ontwikkeling, in de zin van een aanhoudende welvaartstoename, bij een gegeven voorraad van natuurlijke hulpbronnen (zoals energie, grondstoffen, biodiversiteit), mogelijk is door substitutie van productiefactoren, met name de substitutie van niet-reproduceerbare productiefactoren (milieukwaliteit) door reproduceerbare productiefactoren (arbeid en kapitaal); maar daarnaast vooral door milieutechnologische vooruitgang. De milieutechnologische vooruitgang zou de potentie hebben om de productie in waarde te laten toenemen zonder dat er meer materialen worden verbruikt [Kuipers en Nentjes, 1973; Solow 1973, 1974]. Dit is ‘dematerialisatie’ in de recente terminologie. De welvaart kan toenemen zonder uitputting van de voorraad natuurlijke hulpbronnen als het tempo van de substitutie en de milieutechnologische vooruitgang sneller is dan de potentiële stijging van het verbruik van nietreproduceerbare milieukwaliteiten. In aanvulling is erop gewezen dat kennistoename in beginsel onuitputtelijk is. Het gaat alleen om een zodanige aansturing van de kennisontwikkeling dat technologie wordt gerealiseerd waarmee milieuaantasting wordt voorkomen. De historische en theoretische studies naar de effecten van technologie ontwikkeling op het verbruik van grondstoffen bevestigen dat schaarse hulpbronnen efficiënter worden benut, kapitaalsvoorraad wordt hergebruikt en dat nieuwe voorraden worden ontdekt [Weitzman, 1977; Gregori, 1987; Perrings, 1985]. De argumentatie wordt ondersteund met modelsimulaties waarin de effecten van de milieugerichte kennisontwikkeling op het verbruik van natuurlijke hulpbronnen zijn gesimuleerd [Hartog en Maas, 1990; Meadows et al., 1992]. De empirische bevindingen ondersteunen slechts ten dele de theoretisch beargumenteerde welvaartsontwikkeling waarin de economie ‘dematerialiseert’ in de zin van minder verbruik van natuurlijke hulpbronnen en minder emissies per eenheid nationaal product. In vele landen zijn er wel aanwijzingen voor een trendmatige substitutie van de ‘materiële’ consumptie in de richting van ‘immateriële’ diensten met een hoge arbeidscomponent. Er zijn dus veranderingen in bepaalde sectoren waardoor milieuaantasting afneemt. Voorts is er een dalende trend in het materiaalverbruik in de industrie die producten voor de ‘materiële’ consumptie levert. In landen als Duitsland, Japan en Zweden zijn in de industriële sector dalende trends waargenomen in energieverbruik, materiaalverbruik en emissies per eenheid toegevoegde waarde. Deze dalende trends kunnen slechts in
beperkte mate worden verklaard door de industriële verplaatsingen van de meest vervuilende industrie. De trends zijn eerder het gevolg van verschuivingen binnen de industriële productie ten gunste van producten met een hoge toegevoegde waarde (vooral door kennisvermeerdering) en door energie-, materiaal- en emissiereducerende technologieën [Jänicke et al., 1986, 1997]. Ook is er een significante negatieve correlatie tussen emissie van CO en NOx (verbrandingsemissies) ten opzichte van het bruto nationaal product, wat indiceert dat de economische ontwikkeling minder energie-intensief wordt. Dit wordt verklaard door de veranderingen in de economische structuur waarbij emissies per eenheid product afnemen [Selden en Song, 1994]. Op grond van de theoretische argumentatie en de historische trends in dematerialisatie is de gedachtegang ontwikkeld dat milieuaantasting door economische ontwikkeling een voorbijgaand verschijnsel zou zijn dat optreedt in de allereerste fase van industriële ontwikkeling, maar in de latere fase zou kunnen omslaan in zijn tegendeel. Het argument is dat milieuaantasting ontstaat door de industriële productiegroei en onvoldoende technologische ontwikkeling, waardoor het verbruik van milieukwaliteiten per eenheid toegevoegde waarde relatief hoog is. Door de sectorale veranderingen in de richting van meer dienstverlening en de technologische ontwikkeling in de richting van minder verbruik van natuurlijke hulpbronnen, neemt de milieuaantasting als het ware vanzelf af. Aldus wordt het verband tussen welvaartsontwikkeling en milieuaantasting door een omgekeerde U-curve weergegeven; dit is een zo geheten groene Kuznets-curve. Bij een laag welvaartsniveau is er weinig milieuaantasting want het productievolume is beperkt. Nemen vervolgens de industriële productie en de welvaart toe, dan stijgt ook de milieuaantasting. Bij een nog verdere welvaartstoename neemt het aandeel van de vervuilende productie af (dematerialisatie) ten gunste van diensten, waardoor ook de milieuaantasting afneemt. De empirische en theoretische onderbouwing van de trend in dematerialisatie wordt door diverse onderzoekers bekritiseerd [Ayres, 1997; Bruijn en Heintz, 1999]. De waargenomen vermindering van milieuaantasting per eenheid toegevoegde waarde kan namelijk ook worden verklaard door meer import van producten met lage toegevoegde waarde als gevolg van een verschuiving in de internationale sectorale structuur. De verschuiving is het gevolg van een trend waarbij de grondstofproducerende bedrijven, die meestal de meest milieuaantastende activiteiten omvatten, het sterkst groeien in de economisch minder ontwikkelde landen, terwijl in de economisch meer ontwikkelde landen de groei van de minder milieuaantastende diensten het sterkst is. Hierdoor kan mondiaal bezien het milieueffect weinig positief zijn. Een voorbeeld van een overmatig optimistische conclusie voor Nederland, die op grond van binnenlandse data kan worden getrokken, betreft de vergelijking van energie- en materiaalverbruik, inclusief en exclusief import. Er is waargenomen dat de materiële consumptie in absolute termen is toegenomen, maar tevens dat er een verschuiving van materiële naar immateriële consumptie heeft plaatsgevonden waardoor onder meer het energiegebruik per eenheid product is afgenomen en er een daling van emissie ten opzichte van het bruto nationaal product is opgetreden. Op grond van deze verschuivingen is de mogelijkheid van dematerialisatie in Nederland positief geschat [Slob et al., 1996]. Maar als rekening wordt gehouden
met de importen dan blijkt dat het materialenverbruik in de periode 1975-1993 toenam. Als de importen wel meegenomen worden dan blijkt dat het verbruik van materiaal per capita in Nederland, Duitsland en Japan iets toeneemt, terwijl het verbruik in de Verenigde Staten iets afneemt, maar daar is het niveau van het verbruik bijzonder hoog. Aldus wordt een deel van de positieve effecten die de vermindering van het binnenlandse verbruik oplevert door de toename van de importen tenietgedaan [Bringezu, 1997]. Welvaartsontwikkeling in sommige landen is onmiskenbaar minder materiaal verbruikend geworden, maar een mondiale ‘dematerialisatie’ is nog ver weg. Dat het materiaalverbruik ondanks de verschuiving van materiële naar immateriële consumptie weinig daalt, komt door de beperkte substitutie in de consumptieve bestedingen. In theorie zou de consumptie van materiële producten door de consumptie van minder materiële diensten kunnen worden opvangen. In werkelijkheid echter treedt er weinig substitutie in de consumptie op. Er is doorgaans slechts een relatieve toename van de consumptie van immateriële diensten ten opzichte van materiële producten. De aanname over de substitutie van consumptieve bestedingen is een zwakke plek in de argumentatie. Ze is onvoldoende onderbouwd want in werkelijkheid zijn consumptieve functies vaak aanvullend op elkaar, waarbij sommige consumptieve uitgaven sterker groeien dan andere, waardoor een verschuiving in het consumptiepatroon zichtbaar wordt. Legio voorbeelden ondersteunen het bestaan van complementariteit in consumptieve bestedingen, bijvoorbeeld in mobiliteit. Op basis van gegevens over de verspreiding van transporttechnologie in de afgelopen eeuw blijkt dat het aandeel van het vervoer met ‘oude’ transporttechnologieën (binnenvaart en spoor) in het totale vervoer is afgenomen ten gunste van ‘nieuwe’ technologieën (weg - en luchtvervoer), maar het totale transportvolume met de ‘oude’ technologieën blijft door de groei van het totale transportvolume op peil [Nakicenovic, 1991]. Ook in het gebruik van diensten treedt complementariteit tussen diverse producten en diensten veelvuldig op. Zo is er bijvoorbeeld bij hoogconjunctuur in de woningbouw een toename van ogenschijnlijk concurrerende diensten, namelijk diensten van architecten (indicatie voor nieuwbouw), aannemers in woningonderhoud en doe-het-zelf handel. Voorts genereren de immateriële diensten, de diensten met een hoog arbeidsaandeel, geleidelijk steeds meer kapitaalsuitgaven waardoor ze als het ware ‘materialiseren’. De complementariteit in consumptieve bestedingen verklaart waarom de verschuiving in de consumptieve patronen van materiële naar immateriële consumptie weinig effect op de vermindering van de milieuaantasting heeft [Uusitalo, 1983; Krozer et al., 1996; Gatersleben en Vlek, 1998]. In Nederland blijkt, op basis van de Nationale Rekening voor de periode 1980-1994 (in lopende prijzen), dat het aandeel van de immateriële particuliere consumptie (verzorging, vervoer, ontwikkeling & ontspanning en overigen) toeneemt (van 28% naar 32%) ten koste van de materiële particuliere consumptie (voeding, kleding, huisvesting, meubilair) en dat de categorie overige consumptie (overheid en bedrijven) blijft staan op ongeveer rond 40%. Als de importen worden meegenomen, is er geen vermindering in het materiaalverbruik. Integendeel: in die periode neemt het verbruik van geïmporteerde materialen (berekend en geïndexeerd in massa eenheden) even snel toe als de particuliere consumptie [Krozer et al., 1996]. De verschuiving van materiële naar minder materiële consumptiepatronen wordt wel waargenomen, maar al met al levert dit geen overtuigende steun voor
de veronderstelling over de omgekeerde U-curve. De verwachting dat deze een belangrijke bijdrage zou kunnen leveren aan duurzame ontwikkeling mist dus een stevig empirisch fundament. Een tweede zwakke plek in de veronderstelde besturingsmogelijkheid in de richting van een duurzame ontwikkeling is de milieuvervuiling. Ook al worden de niet-reproduceerbare natuurlijke hulpbronnen door de reproduceerbare factoren (arbeid en kapitaal) vervangen, dan nog moeten de negatieve bijeffecten van het verbruik van natuurlijke hulpbronnen (vervuiling) in voldoende mate worden beperkt. In navolging van de analyses van materiaalbalansen wordt ‘vervuiling’ opgevat als de verspreiding van materialen die ergens in de productie en consumptie vrijkomen. Conform de wet van behoud van massa zijn de in- en uitgaande materialenstromen gelijk. De uitgaande materialen heten emissies. Aldus leidt materiaalverbruik in beginsel tot een gelijke hoeveelheid emissie, al kan er een vertraging optreden door de opeenhoping van materialen in de economie, zoals gebeurt bij een toename van de kapitaalgoederenvoorraad [Kneese, Ayres, d’Arge, 1970; Ayres, 1978]. Als emissies blijven toenemen en bijgevolg de voorraad natuurlijke hulpbronnen wordt aangetast dan zijn de theoretisch mogelijk geachte substitutie en kennisvermeerdering onvoldoende om welvaartsontwikkeling te realiseren, want ‘vervuiling’ tast de beschikbare voorraad van milieukwaliteiten aan. Derhalve is het voorkómen van aantasting van de milieuvoorraad de voorwaarde voor duurzame ontwikkeling. Niet alleen is het debat over besturingsmogelijkheden in de richting van duurzame ontwikkeling te veel gericht op de materiaalinput en te weinig op de output in de vorm van emissies naar lucht, water en bodem, ook wordt zelden onderscheid gemaakt tussen landen, sectoren en perioden waar een krachtig beleid is gevoerd gericht op het terugdringen van emissie, en de situaties waar zo’n beleid ontbreekt of zwak is. Met andere woorden: de vraag of milieubeleid van invloed is op de dematerialisatie komt onvoldoende aan de orde in het debat, terwijl dit juist de kernvraag zou moeten zijn. Dat in een groeiende economie emissies niet voldoende verminderen als een daarop gericht beleid ontbreekt, zal weinig verbazen. De relevante vraag is of dat wél lukt als er een beleid is dat in staat is om technologie uit te lokken waarmee de vervuiling per eenheid toegevoegde waarde afneemt, terwijl tegelijkertijd de economische ontwikkeling, die de totale toegevoegde waarde doet toenemen, aanhoudt. Een duurzame ontwikkeling is namelijk alleen mogelijk als de milieuaantasting door emissie per eenheid productie en consumptie sterker wordt beperkt dan de productie- en consumptiegroei. Hiervoor is het nodig dat er een effectieve en tevens kostenbesparende milieutechnologie wordt ontwikkeld en dat deze in vele sectoren verspreiding vindt. Aldus moet een zodanige technologie worden ontwikkeld dat gebruik hiervan milieuaantasting beperkt, zonder dat het ten koste van de economische ontwikkeling gaat. Het doel van deze studie is na te gaan wat de beleidsmatige mogelijkheden zijn om technologie te laten ontwikkelen en toepassen waarmee milieuaantasting door emissies per eenheid productie en consumptie in een veel sterkere mate kan worden gereduceerd dan de productie- en consumptiegroei.
2.4 Theorieën over milieutechnologie ontwikkeling In deze paragraaf zal worden ingegaan op de mogelijkheden om milieutechnologische ontwikkeling uit te lokken en te sturen. Drie benaderingen van technologie ontwikkeling worden besproken: de neoklassieke, de evolutionaire en de gedragstheorie. De theorieën geven verschillende verklaringen voor het proces van technologie ontwikkeling en verschillen in hun oordeel over de meest geschikte instrumenten om milieutechnologische ontwikkeling te sturen. Neoklassieke theorie In de gangbare, neoklassieke, economische theorie wordt ervan uitgegaan dat emissie een onbedoeld negatief effect is van een activiteit op andere activiteiten (een extern effect). Deze theorie is in vele handboeken met de nodige nuanceringen en commentaren weergegeven. Derhalve wordt ze hier kort besproken [Baumol en Oates, 1975; Le Grand en Robinson, 1976; Pearce en Turner, 1990; Opschoor, 1994]. De verklaring voor het optreden van externe effecten is dat aan de emissies een onvoldoende hoge prijs is verbonden. De producent heeft daarom onvoldoende stimulans de uitstoot te verminderen; emissiereductie brengt immers kosten met zich mee waar geen geldelijke opbrengst tegenover staat. Als aansprakelijkstelling van de vervuiler niet of onvoldoende werkt als mechanisme om de uitstoot van een prijs te voorzien, is het de taak van de overheid om te zorgen dat milieuaantasting een hoge prijs krijgt. In de neoklassieke theorie wordt verondersteld dat een voldoende hoge prijs van milieuaantasting tot emissiereductie leidt, want dan wordt het voor de vervuiler aantrekkelijk om een nieuwe, schonere technologie te ontwikkelen en te gebruiken. De prijs voor emissie moet dan wel zodanig hoog zijn dat de uitgaven om extra emissie te reduceren lager zijn dan de emissieprijs die moet worden betaald. Deze gedachtegang sluit goed aan bij de neoklassieke theorie over technologie ontwikkeling, die hier kort wordt aangestipt omdat deze elders uitvoerig is behandeld [Heertje, 1973; Stoneman, 1983; Grilliches, 1996]. De theorie gaat ervan uit dat bedrijven beogen de output tegen de laagste kosten van de inputs te realiseren. De aanname daarbij is dat de inputprijzen, die door de schaarste van de inputs worden bepaald, tot een optimale toepassing van de technologie leiden. Aldus gebruiken bedrijven zodanige technologie dat ze de laagste kosten bereiken. Hierbij spreekt men van een door vraagfactoren geïnduceerde technologie ontwikkeling. Empirische studies naar technologie ontwikkeling aan de hand van patenten, onder meer in de landbouw, bevestigen het bestaan van de vraaggeïnduceerde technologie ontwikkeling. Ze tonen aan dat een hogere prijs van een input (gemeten in relatieve prijzen van landbouwkundige inputs) meer inspanningen in onderzoek en ontwikkeling uitlokken. De onderzoeks- en ontwikkelingskosten nemen toe, wat resulteert in nieuwe technologie, gemeten in patenten. Daarmee wordt besparing op de meest kostbare inputs mogelijk en gerealiseerd [Ruttan, 1982]. In de gangbare milieueconomische theorie wordt verondersteld dat een hoge prijs voor emissies de uitgaven voor milieutechnologie ontwikkeling uitlokt, wat zal resulteren in nieuwe technologieën die de emissies verdergaand reduceren en/of lagere emissiereductiekosten bereiken. Wel
worden imperfecties onderkend. De imperfecties kunnen te maken hebben met negatieve effecten van het overheidsbeleid, zoals wanneer overheidssubsidies aan vervuilende producten gegeven worden waardoor het ontwikkelen van de daarop gerichte milieutechnologie niet aantrekkelijk is. Ook kan de verspreiding van nieuwe milieutechnologie traag zijn als de vervuilende sectoren een dermate lage productiviteit hebben dat ze te weinig middelen hebben om in nieuwe milieutechnologie te investeren. Voorts is het denkbaar dat door slechte bescherming van patenten er te weinig concurrentievoordelen voor de nieuwe milieutechnologie te behalen zijn. Al deze imperfecties maken dat de vraagfactoren een te beperkt effect kunnen hebben op de ontwikkeling van milieutechnologie. De emissiereductie is in dat geval prijsinelastisch [Dasgupta en Heal, 1979]. Ofschoon in de theorie wordt onderkend dat de vraaggeïnduceerde technologie ontwikkeling imperfect is, wordt steeds uitgegaan van de veronderstelling dat een hoge prijs van een input de ontwikkeling van de technologie uitlokt die het gebruik van desbetreffende input beperkt. Op grond daarvan kan ook het omgekeerde worden verwacht, namelijk dat meer van een input per eenheid product wordt gebruikt als de prijs van die input afneemt. Dit zou ook voor het gebruik van grondstoffen moeten gelden. De praktijk is anders. De prijzen van grondstoffen dalen trendmatig, maar ook het gewichtsaandeel van grondstoffen per eenheid product neemt af. De prijzen van meeste grondstoffen waren al in de 19e eeuw dermate laag ten opzichte van arbeid en kapitaal dat ze niet van belang werden geacht voor het nemen van bedrijfsbeslissingen. Al in 1848 merkt Mill op: “But the crude material generally forms so small a portion of the total cost, that any tendency which may exist to a progressive increase in that single item, is much over-balanced by the diminution continually taking place in all the other elements; to which diminution it is impossible at present to assign any limit.” [Mill, 1985, p. 64]. Sindsdien is een dalende trend van de gemiddelde reële prijzen van grondstoffen waargenomen [Rosenberg, 1975, p. 229-248; Dasgupta en Heal 1979, p. 439-470]. Op grond daarvan zou een trendmatige toename van het aandeel van materialen per eenheid product moeten worden verwacht, maar in werkelijkheid is er trendmatige daling van het materialenverbruik per eenheid product. Deze daling is waargenomen op nationaal en sectoraal niveau en ook op het niveau van individuele producten [Larson, 1986; Herman, et al. 1989; Tilton, 1991; Wright, 1997]. De inputprijzen zijn blijkbaar niet de meest bepalende factor voor ontwikkeling van technologie als het gaat om materiaalverbruik. Men kan met recht de vraag stellen of ook niet voor emissies zou gelden dat de invoering van emissiereducerende technologieën eerder afhangt van andere factoren dan van de prijs van emissies. In economische studies is al langer opgemerkt dat de ontwikkeling en invoering van nieuwe technologie doorgaans meer bepalend zijn voor de inputprijzen en daarmee inputsubstitutie dan dat het omgekeerde zou gelden, namelijk dat hoge inputprijzen technologische vernieuwing uitlokken. De waarneming is dat de nieuwe technologie tot productiviteitsstijging leidt en besparing op inputs waardoor vervolgens de inputprijzen omlaag gaan. Daarbij is erop gewezen dat de invloed van de vraagfactoren op de technologische ontwikkeling alleen van belang is als deze factoren sterk veranderen, bijvoorbeeld als de prijzen drastisch toenemen. Technologie ontwikkeling zou dus in hoge
mate autonoom zijn. Historische studies naar technologische ontwikkeling laten zien dat de ontwikkeling vooral een kennisintern proces is met onzekere uitkomst ten aanzien van de resultaten van dat proces, met een lange doorlooptijd, vaak tientallen jaren, tussen het doen van een vinding en het op basis van die vinding ontwikkelen van een nieuwe technologie en ten slotte het in verkoop brengen van een innovatie. Aldus zouden de uitvinders voor de onmogelijke opgave staan om te voorzien welke hoge inputprijzen gedurende een lange periode aanhouden, terwijl de prijzen in werkelijkheid fluctueren. Bij technologie ontwikkeling zou de invloed van vraagfactoren op de kennisopbouw beperkt zijn. De vraagfactoren worden wel van belang geacht bij verbeteringen van de al beschikbare technologie die veel minder tijdrovend zijn en minder onzekerheden kennen over het te verwachten resultaat [Lilley, 1980; David, 1975; Rosenberg, 1982]. De neoklassieke theorie derhalve een onderscheid tussen een autonome technologische ontwikkeling die leidt tot inputbesparing, zoals op natuurlijke hulpbronnen, ongeacht de relatieve prijs van de betreffende input, naast een prijsgeïnduceerde technologische ontwikkeling. Hieruit volgt de verklaring voor de besparing op hulpbronnen. De prijsdaling leidt tot een intensiever gebruik van de materialen in verhouding tot andere inputs, zoals arbeid en kapitaal, maar door de autonome technologische ontwikkeling neemt de hoeveelheid materiaal per eenheid product af. Aldus zou inputverbruik afhankelijk zijn van het tempo van de autonome ten opzichte van de prijsgeïnduceerde technologische ontwikkeling. Maar de theorie voorspelt dat bij stijgende arbeidskosten en dalende materiaalprijzen de hoeveelheid arbeid per eenheid product sneller afneemt dan de hoeveelheid materiaal per eenheid product, terwijl de werkelijkheid genuanceerder blijkt te zijn. De neoklassieke theorie ziet prijzen als de doorslaggevende factor in de milieutechnologische ontwikkeling. Door deze eenzijdige aandacht ziet ze belangrijke potentiële knelpunten over het hoofd. Hiervoor is wel aandacht in twee andere benaderingen. Volgens de evolutionaire theorie is technologie ontwikkeling vooral een techniek-intrinsiek proces waarbij patronen en preoccupaties vanuit het verleden de doorslag geven voor de ontwikkeling van nieuwe technologie. Aldus zou technologie ontwikkeling langs min of meer vaststaande en redelijk voorspelbare trajecten (technologie-paden) verlopen. Op deze zogenoemde evolutionaire theorie wordt hieronder ingegaan. Een andere verklaring is dat in de bedrijfsafweging over de toe te passen technologie, materiaalbesparing de eenvoudigste weg is om de kosten te beperken want besparing op de andere inputs roept veel meer weerstanden op. Op grond van deze verklaring is te verwachten dat besparingen worden bereikt op die terreinen van bedrijfsvoering waar de minste weerstanden of de meeste kansen op succes te verwachten zijn. Ook op deze gedragsverklaring wordt ingegaan. Evolutionaire theorie De waarnemingen van de wijze waarop nieuwe technologieën worden ontwikkeld en verspreid hebben geleid tot een andere voorstelling van technologie ontwikkeling, de evolutionaire theorie. Volgens de evolutionaire theorie is het ontwikkelen van technologie vooral een kennisintern zoek- en selectieproces gebaseerd op ervaringen uit het verleden. Gedurende het zoekproces worden diverse
opties aangedragen die de schaarste kunnen ondervangen terwijl het selectieproces beoogt de meest geschikte technologie (die de schaarste het beste ondervangt) te kiezen. De onzekerheden over de oplossingen zijn evenwel zo groot dat de selectie niet zozeer op grond van de formele kosten-baten afweging plaatsvindt, maar op grond van de verwachting dat de desbetreffende technologie geschikt is. Volgens de evolutionaire theorie zijn de relatieve inputprijzen ondergeschikt aan factoren als uitgaven aan kennis, onzekerheden over marktstructuur, kwaliteit van management, alsmede de positieve en negatieve bijeffecten op andere belangen (positieve en negatieve externe effecten) [Dosi en Orsenigo, 1988]. Een belangrijk kenmerk van technologie ontwikkeling is dat hiermee positieve externe effecten worden gegenereerd waardoor de productiviteit in meerdere sectoren toeneemt ook in andere sectoren dan de sectoren waarvoor de technologie is ontwikkeld. Aldus genereert een geslaagde innovatie positieve externe effecten (spin off of ‘uitstraling’) want als een nieuwe technologie wordt ingevoerd dan vloeien daar activiteiten uit voort die op hun beurt ontwikkeling en gebruik van aanvullende typen technologie uitlokken. Er worden namelijk investeringen gedaan die positieve productiviteitseffecten in meerdere sectoren opleveren waardoor een patroon van elkaar afhankelijke activiteiten ontstaat; men spreekt van een pad-afhankelijke ontwikkeling (path dependency). Zo lokt de ontwikkeling van computers het schrijven van programmatuur uit, dat op zijn beurt softwareproductie stimuleert, enzovoorts. Een positief effect hiervan is dat er een toenemende meeropbrengst kan worden bereikt. Een negatief effect volgens de theorie is dat de eenmaal ingesleten inefficiënte technologie door blijft werken ook als er een technologie beschikbaar is die superieur zou belonen indien de maatschappij de vrije keuze had tussen de twee technologieën. Evenwel de technologie waarvoor in het verleden is gekozen kan niet eenvoudig worden vervangen, dit vanwege samenhangende investeringen die in het verleden zijn gedaan. De bestaande infrastructuur heeft het karakter van verzonken kosten (men spreekt over pervasive systems). Daartegenover zouden voor een nieuwe superieure technologie alle investeringen nog moeten worden verricht. Een overheid die een nieuw technologiepad wil inslaan zou dat nieuwe pad moeten forceren, bijvoorbeeld door het uitlokken van samenwerking tussen bedrijven in clusters met behulp van subsidie, regulering en 1
andere directe interventies door overheden [Arthur et.al., 1987; Arthur 1989; Arthur, 1990] ( ). De beschreven evolutionaire theorie geeft een plausibel beeld van technologie ontwikkeling. De beperking van evolutionaire theorie, met name in de theorie over de pad-afhankelijkheid, is dat daarin geen toetsbare relaties tussen de technologie beïnvloedende factoren en de technologie ontwikkeling worden gelegd. De metaforen om technologie ontwikkeling te beschrijven, die vooral uit de evolutieleer afkomstig zijn, bieden geen verklaringen. Nelson, een van de grondleggers van de evolutionaire theorie, noemt deze dan ook een gedachtegang (theorizing). De factoren die het 1. Dergelijke effecten van technologie op diverse sectoren zijn overigens in de vestigingstheorie al lang onderkend, namelijk als de ruimtelijke clustervorming van industriële activiteiten [Lambooij, 1980; Haken, 1990; Malecki, 1991].
technologiepad bepalen zijn vooraf niet aanwijsbaar zodat de theorie geen concrete aanwijzingen kan geven voor sturing van het proces. Pas achteraf kan worden vastgesteld in hoeverre de sturing van een ‘ontwikkelingspad’ suboptimaal is geweest. Er zijn dus ook geen mogelijkheden om de factoren die de keuze voor een suboptimale pad hebben bepaald, te beïnvloeden [Nelson, 1995]. De argumenten voor en tegen de neoklassieke en de evolutionaire theorie worden hier niet verder besproken; deze discussies zijn elders uitvoerig aan de orde gekomen [Stoneman en Diederen, 1994; Metcalfe, 1994; Balman et al., 1996; Ruttan, 1997; Dosi, 1997]. Hieronder wordt alleen ingegaan op het gebruik van de evolutionaire theorie in het onderzoek naar milieutechnologische ontwikkeling. De pad-afhankelijkheid in de technologie ontwikkeling is door vele auteurs aangevoerd als een belangrijke verklaring voor een milieuaantastend patroon in de economische ontwikkeling. In deze gedachtegang zou milieuaantasting vooral het gevolg zijn van verkeerde keuzes van technologie in het verleden waardoor de milieuaantastende routines in productie en consumptie aanhouden. In dit kader wordt vaak onderscheid gemaakt tussen een technologie-pad waarbij de al ontstane emissie met de toegevoegde zuiveringstechnologie wordt gereduceerd, ook wel schoonmaaktechnologie genoemd, en een technologie-pad waarbij emissies worden voorkomen door toepassing van de procesgeïntegreerde technologie (de zogenoemde schone technologie). De eerste aanpak wordt ook wel een curatieve aanpak genoemd, de tweede een preventieve aanpak. Er wordt beargumenteerd dat een systematische keuze ten gunste van een preventieve aanpak tot een milieukundig en sociaal-economisch aanvaardbare ontwikkeling zou leiden. In deze gedachtegang worden vooral sociaal-culturele en bestuurlijke argumenten aangevoerd om de huidige dominante aanpak van emissie door toegevoegde zuiveringstechnologie (een curatieve aanpak) te verklaren, zoals te weinig besef van en informatie over het milieuvraagstuk en ook een milieubeleid dat voorschriften stelt waardoor bedrijven emissie moeten zuiveren in plaats van emissies voorkomen [Quakernaat et al., 1987; Mensink, et al., 1988; Schot, 1988; Christensen, 1991; Cramer, 1994]. In dit kader is ervoor gepleit om schone technologie via zogeheten marktniches te introduceren. De ontwikkelaars en aanbieders van schone technologie zouden zich in eerste instantie moeten richten op specifieke afnemers die door acceptatie in gebruik gunstige voorwaarden scheppen voor de brede introductie van schone technologie. Een voorbeeld zijn innovatieve bedrijven die elektrische auto’s maken om aan de strenge milieueisen in Californië te voldoen. Na de geslaagde introductie bij de Californische consumenten (een marktniche voor elektrische auto’s) kan deze schone technologie verder worden verspreid. De eenmaal gerealiseerde introductie van milieutechnologie effent het pad voor de brede maatschappelijke toepassing van schone technologie, waarna routines in productie worden verankerd [Kemp, 1995, p. 262-282]. Diverse auteurs bepleiten een krachtige rol van de overheid in de transitie naar radicaal nieuwe, schone technologie-paden met krachttermen als ‘doorbraken’ of ‘sprongen’. De radicale vernieuwing zou positieve bedrijfsresultaten én emissiereductie opleveren waarbij gewezen wordt op de vele nu nog onbenutte toepassingsmogelijkheden van schone technologieën, zoals gebruik van vernieuwbare energiebronnen en materialen. De overheid heeft zich door deze gedachtegang laten inspireren bij het starten van overheidsgefinancierde onderzoeksprogramma’s om nieuwe technologie-
paden te ontwikkelen [DTO, 1997; Weizsäcker, 1998]. De evolutionaire theorie wordt gebruikt om vele sturingsmogelijkheden van technologie ten gunste van milieubeheer aan te wijzen. Daarbij wordt bepleit dat de overheidssturing ten aanzien van onderzoek en technologie, intermediaire organisaties en economische systemen wordt geïntensiveerd waarbij de overheid vele rollen kan vervullen: faciliterend, initiërend en ten slotte regulerend [Arentsen et.al., 2001]. Het belang van de evolutionaire gedachtegang over milieutechnologie ontwikkeling is dat de besluitvorming over keuzes in technologie expliciet wordt en dat technologie ontwikkeling als een sociaal proces wordt voorgesteld. De metafoor van een ‘schoon’ technologie-pad als resultaat van een bestuurlijk proces is aanlokkelijk omdat daarmee duurzame ontwikkeling bestuurlijk maakbaar lijkt. Haar zwakke kant is dat ze geen houvast biedt om vooraf adequate besluiten te nemen want er worden geen relaties gelegd tussen diverse factoren die technologie ontwikkeling daadwerkelijk beïnvloeden. Het gevolg is dat de kwaliteit van voorspellingen over wat ‘schone’ en ‘vuile’ technologie is, dubieus is. Het is namelijk onzeker in hoeverre een ‘schone’ doorbraak na de invoering werkelijk emissiereductie oplevert en omgekeerd kan een ogenschijnlijk ‘vuile’ technologie achteraf het meest schoon blijken te zijn. Legio voorbeelden zijn voorhanden, ter illustratie: treinen, hét voorbeeld van vuile technologie in het begin van deze eeuw worden nu ‘schoon’ geacht; kernenergie zo’n vijftig jaar geleden als ‘schone energiebron’ aangemerkt is nu ‘vuil’; retour van verpakkingen tot voor kort als ‘schoon’ aangemerkt blijkt milieukundig gezien tegen te vallen, enzovoorts. Voorts is de stelling dat een radicaal nieuw technologie-pad noodzakelijk is om voldoende emissiereductie te bereiken, niet overtuigend onderbouwd. Een alternatief is de continue verbetering van de effectiviteit van zowel de schoonmaaktechnologie als de schone technologie. In theorie is het proces van continue verbeteringen van milieutechnologie in staat om een forse emissiereductie te bereiken. Stel dat verbeteringen in de emissiereductie van circa 10% per jaar mogelijk zijn, dan is de emissie na vijftien jaar met factor vijf gereduceerd en na vijfentwintig jaar is ze met factor twintig gedaald. Deze gedachtegang is plausibel; ze kan zich beroepen op de ervaringen met de leerfuncties in technologie ontwikkeling waarbij de prestaties van een in gebruik genomen technologie steeds hoger worden door learning by doing door de producenten en learning by using door de gebruikers. Het blijkt dat technologieën tientallen jaren en veelal eeuwenlang worden verbeterd waardoor prestaties vele malen toenemen [Rosenberg 1982]. Dit geldt ook voor nieuwe milieutechnologie. Een voorbeeld is de tienvoudige verhoging van energieprestatie van locomotieven in de 20e eeuw gemeten in trekkracht per eenheid verplaatsing [Heel en Jansen, 1999]. Een ander voorbeeld is de halvering van het brandstofverbruik per passagierskilometer door vliegtuigen in de periode 1970 tot 1990 [Flemming, 1996]. Veel emissies zijn in de laatste vijftien jaar met factor vier tot tien gereduceerd zonder dat daar meerdere doorbraaktechnologieën aan te pas kwamen. Een voorbeeld hiervan is de ruim 90% emissiereductie van biologisch afbreekbare stoffen in afvalwater met behulp van een uitbreiding en verbetering van biologische waterzuivering; een ander voorbeeld is de 95% SO2emissiereductie naar lucht door verbeteringen en verspreiding van rookgasreiniging. Een forse
emissiereductie kan dus worden bereikt door de ontwikkeling van geheel nieuwe technologie maar ook door de verbetering en verspreiding van al beschikbare milieutechnologie. Het onderscheid tussen ontwikkeling van nieuwe technologie en milieuverbeteringen is relevant voor het overheidsbeleid gezien de gewoonte om ontwikkeling van milieutechnologie fors te subsidiëren waarna de verkoop onzeker is, terwijl de verbetering en een sterke verspreiding van de al beschikbare milieutechnologie door strenger milieubeleid, meestal zonder subsidies, worden uitgelokt. Het bovenstaande mag niet worden opgevat als een pleidooi tegen milieuinnovaties. Integendeel, een nieuwe milieutechnologie kan nodig zijn indien de effectiviteit van de al beschikbare oplossingen niet meer kan worden verbeterd en als de al beschikbare technologie qua kosten onacceptabel is [Rothwell, 1992]. Derhalve kan de noodzaak om een nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen, op grond van onvoldoende effectiviteit en de onacceptabel hoge kosten van de beschikbare milieutechnologie worden onderbouwd, maar bij de besluiten hierover moet rekening worden gehouden met de onzekerheid in hoeverre milieuinnovatie daadwerkelijk effectiever en goedkoper zal zijn dan de verbeterde al langer beschikbare milieutechnologie. Gedragstheorie Wij gaan uitgebreid in op de gedragstheorie van technologie ontwikkeling omdat ze een aannemelijke verklaring voor een aantal waargenomen verschijnselen in het milieubeheer van bedrijven biedt. In de gedragstheorie over technologie ontwikkeling wordt in navolging van Schumpeter (1939) de nadruk gelegd op de bedrijfsinterne factoren met name de rol van ondernemers in de bedrijven die technologie ontwikkelen en degenen die het risico nemen om deze toe te passen (entrepreneurs). Een algemeen overzicht van de gedragstheorie in relatie tot technologie ontwikkeling is elders te vinden [Coombs, Saviotti en Walsh, 1987]. Wij sluiten ons aan bij het baanbrekende werk van Cyert en March (1963) op het terrein van de organisatietheorie. Cyert en March benadrukken dat de voorstelling van ondernemingen als een winstmaximaliserende de werkelijkheid geweld aandoet. Winstmaximalisering wordt door de bedrijfsleiding wel nagestreefd, maar een onderneming is een organisatie die diverse belangen verbindt vanwege een concreet extern doel, zoals verkoop van bepaalde producten. Om dat doel te bereiken, en daarbij rekening te houden met de veranderingen in de omgeving, zoals concurrentie door nieuwe technologieën, stellen bedrijven een strategie op. Een bedrijfsstrategie zoals de ontwikkeling van een technologie, wordt weliswaar uiteindelijk door de bedrijfsleiding vastgesteld maar ze is het resultaat van onderhandelingen tussen deelbelangen in de bedrijfsorganisatie. Spanningen die daarbij optreden worden hanteerbaar gemaakt door een hiërarchie in de beslissingen. De vraagstukken die een enkel deelbelang raken, worden door lagere echelons in de organisatie opgelost, de vraagstukken die vele deelbelangen raken komen terecht bij de hogere bedrijfsfunctionarissen; uiteindelijk zorgt de leiding voor een overeenstemming tussen diverse deelbelangen. Uiteraard zoekt men in de eerste plaats naar een oplossing die al vertrouwd is. Pas als deze onvoldoende is om aan diverse deelbelangen tegemoet komen, wordt naar een nieuwe oplossing gezocht. Meestal is er geen sprake
van een inventarisatie van de vele alternatieven, maar veeleer van een keuze uit enkele bijeengebrachte mogelijkheden want zodra een alternatief is gevonden dat voldoet aan de minimumeisen van de betrokken belangen stopt het zoeken naar alternatieven. De beslissing over een alternatief wordt gemaakt niet zozeer op basis van een kostenafweging maar op grond van coalities tussen bedrijfsfuncties, bij voorkeur aan de hand van al langer beschikbare technologieën, waarna een formele kosten-baten berekening rechtvaardiging kan verschaffen. De keuze wordt vervolgens in de interne werkwijze vastgelegd, waarmee een traditie wordt geïnstitutionaliseerd. Daarbij kan men denken aan procedures voor kwaliteitsbeleid, periodieke beoordeling door externe deskundigen en certificering door accountants (zoals ISO), maar ook aan de minder formele processen zoals de stijl van leidinggeven en de zogenoemde bedrijfscultuur. In later werk gaat March in op de besluitvorming die tot innovaties leidt. Hij wijst erop dat innovaties niet zozeer het resultaat van bestuurlijke processen zijn maar, integendeel, dat de gangbare bestuurlijk processen doorgaans een belangrijke barrière om te innoveren zijn. De bestuurlijke afwegingen herbevestigen de al vertrouwde werkwijze omdat bestuurders moeilijk om kunnen gaan met onzekerheden die nu eenmaal bij innovaties groot zijn; de resultaten van besturing zijn bij de innovaties immers minder voorspelbaar. In het licht daarvan zou juist foolishness in een organisatie moeten bestaan, dat wil zeggen bedrijfsfuncties die nieuwe ideeën voor oplossingen genereren en spelelementen in de besluitvorming doorvoeren waarmee innovaties acceptabel worden [naar March 1971]. Volgens de gedragstheorie zijn innovaties in de zin van nieuwe oplossingen fundamenteel onzeker; ze zijn bestuurlijk niet goed voorspelbaar noch direct af te leiden uit de ervaringen uit het verleden of de veranderingen in de omgeving. Er kunnen alleen condities voor bedrijfsbeslissingen ten gunste van innovaties worden geschapen. Een argument uit de klassieke en evolutionaire theorie tegen deze voorstelling van zaken kan zijn dat er meer uitgaven kunnen worden gedaan om beslissingen te onderbouwen, waarmee dan de onzekerheden worden beperkt (al worden ze niet helemaal weggenomen). Dit zou kunnen door diverse belanghebbenden bij de besluitvorming te betrekken. Hierdoor nemen de transactiekosten weliswaar toe, maar de kostenvoordelen van de meest geschikte oplossingen kunnen hoger zijn. Deze opvatting wordt door het onderzoek naar besluitvorming aangevochten. Hierin wordt gewezen op de neiging in beslissingsprocessen om de meest controversiële vraagstukken voor zich uit te schuiven en te opereren vanuit de eigen bestuursopvatting, die desnoods met extra onderzoek of door middel van externe deskundigheid wordt gesteund. De additionele inspanningen in het 'delibereren' [naar Colinsk, 1996] helpen weinig: ze brengen wel bedrijfsinterne en -externe transactiekosten met zich mee, maar ze hebben een averechts effect op de bereidheid om de onzekerheden van innovatie te accepteren. Er wordt veeleer nog meer overleg nodig geacht waardoor de besluiteloosheid toeneemt. De onzekerheden verbonden met innovaties kunnen slechts in beperkte mate worden ondervangen door meer uitgaven aan informatie en door meer overleg met belanghebbenden [Colinsk 1996].
Voorts wijzen empirische studies erop dat innovaties niet worden gerealiseerd door op de bekende patronen te vertrouwen, maar door de capaciteiten van ondernemers om nieuwe oplossingen te vinden. De ondernemers die het risico nemen om patronen uit het verleden te doorbreken doen dat niet uit vrije wil maar door de dwang van omstandigheden zoals schaarste, zeer streng overheidsbeleid of uitzonderlijk goede verkoopmogelijkheden waardoor de hoogste bedrijfsfuncties geïnteresseerd raken en meer innovatie-activiteiten nodig achten, ondanks de onzekerheden die daaraan verbonden zijn. Vaak gaat het om de oplossingen die bezien vanuit de patronen uit het verleden, als irrationeel worden aangemerkt. De ondernemers die nieuwe oplossingen vinden en invoeren, de innovatoren, handelen vaak tegen de dominante rationele afweging in. De innovatoren zijn intrinsiek gedreven, met guts, zoals dat in het bedrijfskundig jargon heet. Ze zijn gericht op samenwerking met andere organisaties (bijvoorbeeld in onderzoek en ontwikkeling) voor zover het samenwerken mogelijkheden biedt om de door hun aangedragen oplossingen te testen en verbeteren [Rosenberg en Birdzell, 1986; Allen 1988]. Hier ligt wel een belangrijke beperking van de gedragstheorie want er is tot nu toe weinig onderzoek gedaan naar de wijze waarop entrepreneurs werkelijk met mogelijkheden en onzekerheden omgaan. Het meeste onderzoek op dit terrein is gericht op het functioneren van het management in bedrijven, maar dat zijn meestal niet degenen die innoveren, maar wel degenen die beslissen over de uitgaven aan onderzoek en ontwikkeling. Met inachtneming van deze beperking rijst uit de gedragstheorie van technologie ontwikkeling een ander beeld op van de innovatiefunctie in ondernemingen dan het beeld van een bestuurder die op basis van onderzoeken verstandige besluiten over de technologie ontwikkeling neemt, zoals dat uit de evolutionaire theorie kan worden opgemaakt, of het beeld van een calculerende manager dat op basis van de neoklassieke theorie op te maken is. Er is tot nu toe weliswaar geen coherente gedragstheorie voor milieutechnologie ontwikkeling beschikbaar, maar elementen hiervan zijn gebruikt [Van Driel en Krozer, 1987; Van Leeuwen, 1988; Klink et al., 1991]. Het uitgangspunt voor theorievorming is dat bedrijfsvoering erop gericht om inputs (zoals grondstoffen, energie, arbeid en kapitaal) zodanig te combineren dat zoveel mogelijk aan waardevolle output (product) wordt behaald. De technologie schrijft voor hoe de inputs moeten worden gecombineerd om zoveel mogelijk waardevolle output te behalen; de metafoor van Van Leeuwen (1988) is: ‘technologie is als een notenbalk voor een orkest’. De output zonder waarde is emissie. Aldus kan emissiereductie worden opgevat als een beveiliging tegen de ongewenste outputs. De beveiliging is een buitengewoon lastige opgave want het aantal mogelijke combinaties (outputs) is enorm, zelfs bij een beperkt aantal inputs. De outputs is de faculteitsfunctie van de inputs plus 1. Indien drie inputs worden gebruikt maar slechts één output wordt gewenst, moeten alle overige zes ongewenste outputs (emissies) worden beveiligd. Aldus is de kans op de gewenste output één op zeven (2 )
. Naarmate meer input-variabelen bij een productie betrokken worden en een specifieker output
2. Dit is formeel te schrijven: N(o) = [N(i)!+1]: N(o) aantal output variabelen, N(i) aantal inputvariabelen. Stel een bedrijf gebruikt drie inputs. Dan zijn er zeven mogelijke combinaties van outputs, wij schrijven: 3! + 1 = 3 * 2 * 1 + 1 = 7. Een illustratie is een koffieapparaat met drie inputs: koffie, melk, suiker. De combinaties zijn: 1. koffie, 2. melk, 3. suiker, 4. koffie+melk, 5. koffie+suiker, 6. melk+suiker, 7. geen [naar Van Leeuwen, 1988].
wordt geëist des te kleiner is de kans om de gewenste output te realiseren. Ter illustratie: bij tien inputs voor een productie zijn er ruim 3,6 miljoen mogelijke outputs waarvan slechts één de gewenste output oplevert, waarbij alle ongewenste outputs zouden moeten worden beveiligd. In werkelijkheid gebruiken bedrijven zoveel inputs om een product te maken of een dienst te leveren dat de technologie schier eindeloos kan worden verbeterd om steeds meer waardevolle output te genereren. De bedrijven moeten het proces leren beheersen om rendabel te kunnen produceren. In dit licht bezien, is het niet verwonderlijk dat een technologie zoveel mogelijk routinematig wordt gebruikt en dat daaraan gedurende vele jaren, soms eeuwen, geleidelijk verbeteringen (optimalisaties) worden aangebracht om meer waardevolle producten te maken, met als neveneffect dat emissie en afval zonder expliciete milieueisen toch worden gereduceerd. In de hiërarchie van beslissingen zal eerst worden getracht om een zodanig beheersproces in te voeren dat de inputs die relatief veel of vaak een ongewenste output (emissie) opleveren, zoveel mogelijk worden voorkomen; in de literatuur heet dat veelal het optimaliseren van processen en producten. Dit impliceert: niet per se de duurste input wordt beperkt, zoals de neoklassieke theorie over de vraaggeïnduceerde technologie ontwikkeling voorspelt, maar de input die veel ongewenste outputs (emissies) oplevert wordt zo veel mogelijk geëlimineerd, want daarmee wordt de kans op een geschikte output vergroot. Op grond hiervan kan de autonome technologische ontwikkeling in de klassieke theorie worden verklaard namelijk als een streven van bedrijven om met de gegeven inputs zoveel mogelijk geschikte output te realiseren. Milieubeheer is geen hoofddoel voor bedrijven, maar een van de voorwaarden (in concreto de voorwaarde van de milieuvergunning) waaraan moet worden voldaan om te kunnen produceren. In de hiërarchie van beslissingen zullen bedrijven proberen om het productieproces te blijven beheersen en ingrepen van buitenaf te beperken zodat de voortbrenging en aflevering van het voor verkoop gerede product ongestoord voortgang kan vinden. Bij strengere milieueisen door de overheid of onder invloed van belanghebbenden zal toegevoegde zuiveringstechnologie vaak de voorrang krijgen, ook al brengt die kosten met zich mee zonder een positieve bijdrage aan het bedrijfsresultaat te leveren. Deze keuze wordt gemaakt voor zover voldoende emissiereductie met de toegevoegde zuiveringstechnologie tegen acceptabele kosten in het licht van de concurrentie, kan worden gerealiseerd. Als de emissieprijs laag is of de milieueisen en de risico’s voor aansprakelijkheidstelling goed kunnen worden beperkt, zal het bedrijf de keuze van milieutechnologie naar lagere echelons in de bedrijfsorganisatie delegeren. De lagere bedrijfsfuncties zullen kiezen voor de zuiveringstechnologie omdat deze de meeste zekerheid biedt dat de emissiereductie-activiteiten van de onderneming niet interfereren met het reguliere productieproces, waarna ze deze geleidelijk verbeteren waardoor vervolgens de emissiereductiekosten omlaag gaan. Dit is de minst riskante bedrijfsstrategie omdat wordt voorkomen dat het beheersproces wordt verstoord en als gevolg daarvan kwaliteitsverlies optreedt. Als gevolg van de gekozen oplossing is te verwachten dat de aandacht van de bedrijfsleiding voor milieubeheer vermindert omdat het probleem door hogere echelons (bedrijfsleiding) als opgelost wordt aangemerkt. Als daarentegen de bedrijfsleiding verwacht dat in de toekomst een zeer hoge emissieprijs wordt ingevoerd, een zeer
strenge milieueis door de overheid wordt gesteld of het milieuprobleem dermate nijpend wordt dat het bedrijf aansprakelijk kan worden gesteld, dan is te verwachten dat een startsein voor de ontwikkeling van milieutechnologie wordt gegeven, dan wel de invoering van een procesgeïntegreerde milieutechnologie wordt overwogen. Op grond van de gedragstheorie moet worden verwacht dat milieuinnovaties pas worden ontwikkeld en toegepast als de omstandigheden daartoe dwingen en nijpend zijn (zoals strenge milieueisen of zeer hoge risico’s) of als een behoorlijke opbrengst uit verkoop wordt verwacht. De beslissingen over milieutechnologie ontwikkeling zijn dus afhankelijk van zowel de specifieke strategieën van bedrijven als de wijze waarop de milieueisen door de overheid of belanghebbenden worden gesteld en ingevoerd. Uitgangspositie Nu een overzicht is gegeven van het debat over de voorwaarde voor duurzame ontwikkeling en de sturingsmogelijkheden van milieutechnologie zijn besproken, is het mogelijk om de probleemstelling van dit boek en de antwoorden die worden gegeven, te positioneren. Dit onderzoek richt zich niet zozeer op de patronen in milieutechnologie ontwikkeling die de evolutionaire theorie aan de orde stelt. Evenmin volgt het de abstracte benadering van de neoklassieke theorie die vaak meent dat er kan worden volstaan met een marktconforme inrichting van het milieubeleid. Er worden wel vele elementen uit zowel de neoklassieke als de evolutionaire theorie gebruikt, maar de hoofdlijn in het boek ligt in het verlengde van de gedragstheorie. Hierbij staan de condities voor besluitvorming over milieutechnologie ontwikkeling bij bedrijven en overheden voorop. Bij de behandeling van de besluitvorming zullen nadrukkelijk de onzekerheden bij het nemen van beslissingen en de imperfecties bij de in- en uitvoering aan de orde komen.
3. Zijn milieueisen qua kosten aanvaardbaar? Zijn de milieueisen die de overheid stelt qua kosten voor bedrijven aanvaardbaar? Om deze vraag te beantwoorden moeten overheden en bedrijven de emissiereductiekosten kunnen bepalen, rekening houdend met verschillen in typen bronnen, omvang van emissie en typen milieutechnologie. In dit hoofdstuk wordt nagegaan in hoeverre het mogelijk is om op basis van de gegevens over slechts twee bronnen de kosten bij de diverse andere bronnen in een verzameling te schatten.
3.1Inleiding De behoefte bij de overheid aan betrouwbare kostenramingen komt voort uit overwegingen die een rol spelen bij het ambtelijk voorbereiden, hierna het politiek vaststellen en vervolgens het invoeren van milieueisen, zoals bij de richtlijnen van de Europese Unie en tot voor kort in Nederland bij de Nationale Emissie Richtlijn Lucht (NER) voor emissies naar lucht of de CUWVO/CIW-richtlijnen voor emissies naar water. Het uitgangspunt in het beleid is dat milieueisen zo scherp moeten zijn dat de emitterende bedrijven voldoende emissiereductie bereiken om milieuaantasting te voorkomen, maar tevens dat de eisen ook niet weer zo streng mogen zijn dat ze een bedreiging voor de economische ontwikkeling vormen, het zogenoemde Alara-beginsel (‘As Low As Reasonably Achievable’ ). De toepassing van het Alara-beginsel bij de voorbereiding van een milieueis houdt in dat hiermee een zodanige emissiereductie wordt bereikt dat schade aan de milieukwaliteit wordt voorkomen terwijl tegelijkertijd de milieukosten die bedrijven moeten maken om aan de eis te voldoen, aanvaardbaar zijn. De milieueis is doorgaans geformuleerd als een maximale concentratie van een stof, dat wil zeggen: de hoeveelheid emissie per hoeveelheid afvoer, zoals afgas. Aangezien de hoeveelheid afvoer per emissiebron sterk uiteenloopt naar gelang de omvang van de productie en typen productietechniek, moet de overheid rekening houden met een spreiding van emissieomvang en milieukosten per bron, ook al wordt de eis aan goed vergelijkbare typen bedrijven gesteld, bijvoorbeeld binnen één branche. Aldus moet de overheid rekening houden met de verschillen tussen branches en tussen bedrijven binnen één branche, maar vaak ook tussen diverse bronnen in één bedrijf. De eisen worden gesteld aan bronnen van uiteenlopende omvang, aan reeds werkende installaties die moeten worden aangepast (retrofit) en aan nieuwe installaties. De betekenis van het begrip ‘aanvaardbare’ milieukosten is uiteraard rekbaar. Bij de beoordeling van toe te passen milieutechnologie wordt in het milieubeleid van de Europese Unie uitgegaan van het gebruik van de zogenoemde BAT-technologieën (afkorting van de Engelse term best available technologies) ofwel van de best beschikbare milieutechnologie. Het uitgangspunt daarbij is dat de strengheid van milieueisen wordt afgestemd op de technieken die ter beschikking staan en uit deze verzameling de technieken die wat betreft de hoeveelheid emissiereductie en de kosten, de beste zijn. De IPPC richtlijn uit 1999 (Integrated Pollution Prevention and Control) van de Europese Unie definieert de BAT-technologie als volgt: ‘het meest doeltreffende en geavanceerde ontwikkelingsstadium van de activiteiten en exploitatiemethoden, waarbij de Milieu en Innovatie
1
praktische bruikbaarheid van speciale technieken om in beginsel het uitgangspunt voor emissiegrenswaarden te vormen is aangetoond, met het doel emissies en effecten op het milieu in zijn geheel te voorkomen, of wanneer dat niet mogelijk blijkt, algemeen te beperken’ [art. 2.11, Bijlage IV IPPC richtlijn, naar De Jonge, 2000]. De overheden moeten dus om BAT te kunnen voorschrijven, informatie hebben over diverse typen milieutechnologie en hun prestaties bij sterk uiteenlopende emissiebronnen. De IPPC richtlijn houdt ook in dat vanaf 2007 alle milieueisen moeten worden gebaseerd op de BAT-technologieën die op dat moment beschikbaar zijn. De selectie van de typen milieutechnologie die als BAT-technologie worden aangemerkt, geschiedt door een panel van deskundigen uit de Europese Unie die in staat worden geacht om alle beschikbare alternatieven te overzien en de emissiereducerende effecten te beoordelen. Daarnaast worden bij de voorbereiding van de richtlijnen belanghebbenden geraadpleegd, waaronder de bedrijven die aan de milieueisen moeten voldoen. De geselecteerde technologieën worden hierna in conceptdocumenten vastgelegd en vervolgens ter toetsing aan afzonderlijke EU-lidstaten voorgelegd (de zogeheten BREF-documenten). Ten slotte worden de getoetste documenten vastgesteld en door het Europese IPPC Bureau uitgebracht. Tot nu toe werden de milieutechnologieën alleen op hun emissiereducerend effect (effectiviteit) beoordeeld. De beoordeling op grond van de emissiereductiekosten wordt vooralsnog lastig bevonden, maar het is wel de bedoeling van de Europese Commissie om bij de selectie van BAT-technologieën rekening te houden met de kosten. Er wordt over gedacht om ook hiervoor gebruik te maken van een panel van deskundigen die in staat worden geacht om de kosten ten gevolge van strengere milieueisen bij diverse bronnen te kunnen schatten [Sørup, 2000]. De vraag is evenwel waar zo’n kostenraming op moet worden gebaseerd want ten tijde van de voorbereiding van de strengere milieueisen is er immers nog weinig bekend over de kosten van de betreffende milieutechnologie. Bovendien moet rekening worden gehouden met honderden soms duizenden individuele emissiebronnen die op grond van kwalitatieve en kwantitatieve kenmerken naar een aantal typen emissiebronnen kunnen worden ingedeeld. Er blijkt dan dat milieuoverheid moet rekening houden met tientallen uiteenlopende typen bronnen die naar branches en grootte worden ingedeeld. De redelijkheid van de kosten zou moeten worden beoordeeld aan de hand van de situatie in één of enkele bedrijven per sector of branche waaruit dan de landelijke of de sectorale gemiddelde kosten moeten worden afgeleid, maar een gemiddeld kostencijfer bevat te weinig informatie om de kosten bij uiteenlopende emissiebronnen te beoordelen. Voor een enigszins adequaat oordeel moet de overheid tenminste inzicht hebben in de toename van de marginale kosten als functie van het emissiereductiepercentage voor een verzameling van emissiebronnen van één type, zoals de toename van de marginale emissiereductiekosten in een branche als gevolg van strengere milieueisen. In hoofdstuk 3 komt de vraag aan de orde of het mogelijk is zo’n emissiereductiekostenfunctie te construeren op basis van de empirische gegevens over één of enkele bedrijven. Milieu en Innovatie
2
In de praktijk zal nog meer informatie nodig zijn dan de door de EU geïnventariseerde BAT-technologieën. Dit komt omdat andere overheden aanvullende milieueisen kunnen stellen. Nadat de milieueisen op basis van BAT door de EU zijn vastgesteld, en vervolgens de EUrichtlijnen zijn vertaald in nationale wetgeving, laat de EU de overheden van haar lidstaten de mogelijkheid om scherpere milieueisen te stellen. De Nederlandse overheid geeft lagere overheden de mogelijkheid om aanvullende eisen te stellen, mits deze worden gemotiveerd. Bij de invoering van de eisen overlegt de betreffende lagere overheid met de individuele bedrijven en branches over een zodanige aanpak dat de kosten beperkt blijven. Individuele bedrijven en soms ook branches kunnen om afwijkingen van de richtlijnen verzoeken, uiteraard met goede redenen omkleed. Verder heeft de overheid de mogelijkheid om bedrijven tijdelijk te ontzien, mits deze hun milieuprestaties daardoor later vergaand verbeteren. Ook de bedrijven die nieuwe, efficiëntere oplossingen willen realiseren kunnen uitstel van de invoering van milieueisen krijgen als ze afspraken over de invoering daarvan maken (de zogenoemde vergunning op basis van preventie of bedrijfsplannen). Door deze aanpassingen bij de invoering van milieueisen stijgt de behoefte aan informatie over de emissiereductiekosten, want de overheid moet kosten bij de diverse bronnen in een branche en soms ook in diverse regio’s onderling vergelijken om aanvullende eisen of het uitstel te beargumenteren. Daarnaast hebben ook de bedrijven belang bij betrouwbare ramingen van de emissiereductiekosten voordat de strenge milieueisen worden vastgesteld en ingevoerd. Als bedrijven over de strengheid van de milieueisen en de BAT-technologie willen onderhandelen dan moeten ze hun opvatting onderbouwen met een kostenraming van de beschikbare milieutechnologie die door hen acceptabel wordt geacht. Voor bedrijven is het verkrijgen van informatie over de kosten in zoverre eenvoudiger omdat het type en de omvang van emissie van het bedrijf bij de leiding bekend mogen worden verondersteld. Daarentegen moet de overheid rekening houden met diverse typen bedrijven en mogelijk uiteenlopende typen emissiebronnen per bedrijf, alsmede de vaak wisselende hoeveelheden per bron. De informatieverzameling zal doorgaans meevallen als het gaat om milieuvraagstukken waarmee al veel ervaring is opgedaan, zoals afvalverwerking of stofreductie, maar het wordt lastig als zich nieuwe problemen aandienen waarvoor nog weinig kosteninformatie beschikbaar is, zoals voor emissiereductie van broeikasgassen. Een praktische vraag is of er een methode valt te ontwikkelen waarmee op grond van een beperkt aantal metingen een redelijk betrouwbare emissiereductiekostenfunctie voor een verzameling van emissiebronnen valt te construeren. Er moet dus worden nagegaan hoe door middel van meting bij slechts enkele bronnen er een voldoende betrouwbare kostenfunctie voor vele bronnen kan worden opgesteld. Een betrouwbare schatting houdt in dat de vooraf geschatte kosten weinig afwijken van de kosten die uiteindelijk gemaakt worden. De specifieke vraag met betrekking tot kostenvoorspellingen die in dit hoofdstuk aan de orde komt is: in hoeverre is het mogelijk om op basis van slechts twee metingen door interpolatie en extrapolatie, een voldoende betrouwbare emissiereductiekostenfunctie voor vele emissiebronnen te construeren? Milieu en Innovatie
3
In paragraaf 3.2 wordt de wijze waarop milieukosten kunnen worden geschat besproken. Hierna wordt in paragraaf 3.3 ingegaan op de wijze waarop de emissiereductiekostenfuncties worden geconstrueerd. De paragraaf 3.4 en 3.5 vormen de kernen van dit hoofdstuk. In paragraaf 3.4 laten wij zien hoe op basis van kostendata bij twee emissiebronnen een volledige emissiereductiekostenfunctie kan worden geschat. Deze methode wordt getoond aan de hand van de emissiereductie van fluoride. De methode wordt vervolgens toegepast in paragraaf 3.5, waarin de kostenfuncties van vele andere emissies op basis van empirische data over slechts twee bronnen worden geschat. Naast het emissiereductiepercentage kan de schaal van de te bestrijden emissies bij de bron van invloed zijn op de emissiereductiekosten. De invloed hiervan komt aan de orde in paragraaf 3.6, waarin tevens nagegaan wordt in hoeverre de overheid per individuele bron een betrouwbare kostenraming aan de hand van enkele bronnen kan maken. Ten slotte worden conclusies getrokken in paragraaf 3.7.
3.2 Het belang van milieukostenschattingen Het belang van een betrouwbare kostenschatting bij de voorbereiding van milieueisen moet worden gezien in het licht van de toegenomen milieukosten in de jaren tachtig en negentig en de nog veel sterker toegenomen kosten verbonden met de voorbereiding en invoering van de milieueisen bij overheid en bedrijven (beheerskosten), waaronder het verzamelen van informatie en onderhandelingen over de wijze waarop aan de gestelde milieueisen kan worden voldaan. De jaarlijkse beheerskosten zijn nu al ruim 15% van de totale milieukosten en ze nemen sterk toe. Vanaf 1980 tot 1996 zijn in Nederland de milieuinvesteringen en de milieukosten in constante prijzen van 1980 respectievelijk 4,5 en 2,7 keer gestegen, terwijl de milieukostendruk bij bedrijven milieukosten door eigen activiteiten als percentage van de omzet - bijna verdubbeld is. In dezelfde periode zijn de totale beheerskosten in constante prijzen bijna 8 keer gestegen; bij de overheid (beleidskosten) bijna 9 keer en in de nijverheid (milieucoördinatie) bijna 4 keer. De basisgegevens zijn in Bijlage 3.1 te vinden. Bij ongewijzigde aanpak is het einde van de toename ook niet in zicht. Integendeel, er moet worden verwacht dat in de toekomst de behoefte aan informatie bij de overheid en bedrijven verder toe zal nemen. Dit hangt samen met de vergunningverlening die steeds meer te maken krijgt met vele kleine emissiebronnen, zoals landbouw- en recreatiebedrijven en huishoudens, de zogenoemde diffuse bronnen. Voorts is te verwachten dat de goedkoopste typen milieutechnologie dan inmiddels ingevoerd zijn en duurdere typen milieutechnologie nodig zijn om meer emissiereductie te bereiken, waardoor de afstemming tussen de bronnen en de milieutechnologie om excessieve kosten te voorkomen, nog belangrijker wordt. In samenhang hiermee zal de informatiebehoefte bij overheden en bedrijven over de specifieke kenmerken van bronnen en type milieutechnologie verder toenemen. Daarnaast streeft de overheid er naar om middelvoorschriften door doelvoorschriften te vervangen waardoor bedrijven meer keuzevrijheid krijgen bij het voldoen aan de eisen maar hun
Milieu en Innovatie
4
beheerskosten ook zullen toenemen want ze zullen studies naar de geschikte milieutechnologische alternatieven óf zelf moeten doen óf moeten uitbesteden. Daarbij zal de overheid de naleving van doelvoorschriften op basis van emissiemetingen moeten controleren. Dit is doorgaans veel duurder dan het controleren van middelvoorschriften, waar men zich kan beperken tot periodieke bedrijfsbezoeken waarbij nagegaan wordt in hoeverre de voorgeschreven milieutechnologie daadwerkelijk geïnstalleerd is en gebruikt wordt. Derhalve zal men keuze moeten maken bij welke bronnen te meten, waarbij het voor de hand ligt, gezien de risico's van ontduiking, dat de bronnen met zeer hoge kosten vaker moeten worden bemeten dan de bronnen met lage kosten. Gezien de trendmatig toenemende beheerskosten ligt de vraag voor de hand in hoeverre de overheid de milieukosten ten gevolge van in te voeren strengere milieueisen bij de meest uiteenlopende bronnen kan voorspellen zonder dat ze al die bronnen testen van de geschiktheid en haalbaarheid van de milieutechnologieën heeft te doen, zodat ze flink kan besparen op informatieverzameling en op onderhandelingen met bedrijven. Informatieverzameling in het milieubeleid Het uitgangspunt van de overheid is dat een milieueis wordt gesteld per type emissiebron op basis van enkele beschikbare typen milieutechnologie. Idealiter zou de overheid per type bron en type milieutechnologie een demonstratieproject bij enkele bronnen moeten uitvoeren om zo de benodigde gegevens voor ieder type bron-milieutechnologie combinatie te verzamelen. Per type bron-milieutechnologie combinatie zouden vervolgens de behaalde emissiereductie en de kosten moeten worden berekend, waarna de emissiereductiekosten voor elke bron worden gespecificeerd. In werkelijkheid ontbreken middelen en tijd om zoveel projecten uit te voeren. Er moeten dus andere methoden worden ontwikkeld om emissiereductiekosten te kunnen voorspellen. In de praktijk wordt de informatie over emissiereductiekosten verkregen aan de hand van studies en projecten die in opdracht van overheden, door advies- en ingenieursbureaus worden gedaan. De bureaus verwerven de relevante informatie bij de bouw en het gebruik van de installaties bij hun klanten (vaak grote bedrijven). Informatie is ook afkomstig van de leveranciers van milieutechnologie en eigen kostencalculaties. Dankzij deze studies is informatie over één of enkele bedrijfssituaties in detail beschikbaar. Aan de hand van de informatie over de kenmerken van de emissiebronnen bij één of enkele bedrijven van een groep worden de emissiereductiekosten voor de totale groep bedrijven geschat. Daarbij moet noodgedwongen, want bij gebrek aan een andere maatstaaf, worden aangenomen dat de kosten bij de bestudeerde bedrijven een goede indicatie van de kosten bij de andere bedrijven geven. Deze werkwijze levert weliswaar de benodigde gegevens op om de totale kosten in een land of een sector te schatten (want door optellingen van de kosten bij vele bronnen worden de hoge en lage kosten uitgemiddeld), maar ze kent belangrijke beperkingen als het gaat om een indicatie van de kosten bij de individuele bedrijven en de daarin aanwezige emissiebronnen. Milieu en Innovatie
5
Allereerst is onbekend in hoeverre de onderzochte bedrijven representatief zijn voor andere bedrijven in een sector of branche. Als het aantal en de diversiteit van bedrijven in een sector groot is (zoals in de grafische industrie of in de chemische industrie), zijn er vele metingen nodig om goede kostenprognoses op te stellen. Daarmee zijn hoge onderzoekskosten gemoeid. Als er daarentegen slechts enkele typen bedrijven zijn (zoals de raffinaderijen en de basismetaal, met slechts enkele grote bedrijven) dan kunnen de kosten op basis van enkele bedrijfssituaties beter worden geschat. Er is dus het risico van ongelijkheid in kwaliteit van informatie. Er kan relatief veel en betrouwbare informatie zijn over enkele grote bronnen en over de branches met weinig typen bedrijven en, daartegenover, weinig data en onvoldoende betrouwbare informatie over de kleine bronnen en branches met vele typen bedrijven. In aanvulling daarop moet de verzamelde informatie periodiek worden aangepast aan de veranderingen in de bedrijfsvoering, waarbij het qua kosten veel uit kan maken of de eisen aan een bestaande of aan een nieuwe installatie worden gesteld. Daarnaast is onzeker in hoeverre de emissiereductiekosten per bron wel zo betrouwbaar zijn geraamd. Enige twijfel over de betrouwbaarheid van data is gerechtvaardigd wanneer de informatie over het gebruik van een milieutechnologie van de emitterende bedrijven zelf moet worden verkregen. Die hebben doorgaans geen belang bij de strenge milieueisen en zijn derhalve geneigd om de kosten te overschatten, waarmee ze uitstel hopen te verkrijgen. Bovendien is de afstemming tussen de bronnen en de milieutechnologie meestal niet perfect. De toepassing van een milieutechnologie kan bij bepaalde typen bronnen knelpunten opleveren door specifieke product- en proceskenmerken. Voorts is milieutechnologie niet perfect deelbaar waardoor ze niet precies op de schaal van de processen en producten kan worden afgestemd, temeer omdat de productiecapaciteit in de tijd kan veranderen. Dit kan leiden tot verschillen in kosten tussen bedrijven die hetzelfde type milieutechnologie toepassen. Er zou dus veel specifieke informatie nodig zijn om een goede afstemming tussen een bron en een milieutechnologie te bereiken want iedere bronmilieutechnologie combinatie kent een unieke emissiereductie en daarmee verbonden kosten. Dit staat op gespannen voet met de behoefte om op de kosten van informatieverzameling te besparen door te kijken naar enkele bron-milieutechnologie combinaties die als standaard voor vele andere situaties worden geacht. Aldus rijst bij de voorbereiding van de milieueisen en de onderhandeling over vergunningverlening bij de bronnen de vraag: wat zijn de emissiereductiekosten, gegeven een X aantal type emissiebronnen, een Y aantal typen milieutechnologie en een Z hoeveelheid emissie in de verzameling van bronnen. Bij het beantwoorden van deze vraag dienen de schaarse onderzoeksmiddelen effectief te worden ingezet, terwijl excessieve emissiereductiekosten moeten worden vermeden. Het is dus relevant om na te gaan wat de aanknopingspunten in de literatuur zijn die men zou kunnen gebruiken bij het ontwikkelen van een schattingsmethode.
Milieu en Innovatie
6
Neoklassieke theorie Het ligt voor de hand om eerst te rade te gaan bij de economische theorie en dan met name bij de neoklassieke theorie. In de neoklassieke theorie wordt de kostenfunctie afgeleid uit de als een extern gegeven veronderstelde productiefunctie bij gegeven prijzen van de inputs (kapitaal, arbeid, grondstoffen, en dergelijke). Voor elk haalbaar niveau van output wordt gezocht naar de combinatie van de input waarbij de kosten minimaal zijn. Verondersteld wordt dat de productiefunctie well behaved is. Deze veronderstelling impliceert dat de inputs volledig deelbaar zijn (op de lange termijn) en dat hun marginale productiviteit afneemt bij toenemende inzet. Bij kostenminimalisatie geeft dit een continue marginale kostenfunctie als functie van de output. Het verloop van de marginale kostenfunctie (afnemend, constant of toenemend) hangt af van de eigenschappen van die productiefunctie. Naar analogie hiervan kan emissiereductie worden gezien als een output. De productiefunctie zou dan de technisch mogelijke emissiereducties en de daarvoor benodigde inputs moeten specificeren. Aldus wordt de emissiereductiekostenfunctie bepaald door voor elk haalbaar emissiereductie-niveau de inputcombinatie met minimale kosten te bepalen. Daarbij wordt aangenomen dat de kosten met één type emissie samenhangen, bijvoorbeeld met de emissiereductie van biologisch afbreekbare stoffen, ofschoon er in de praktijk ook positieve en negatieve neveneffecten op andere emissies zijn (zo zuivert een biologische waterzuiveringsinstallatie, naast de biologisch afbreekbare stoffen, ook diverse zware metalen die niet afbreekbaar zijn en, omgekeerd, ze veroorzaakt zelf ook emissies, zoals stank). Als er wordt uitgegaan van een gegeven capaciteit van het bedrijf en daarmee een gegeven niveau van onbestreden emissie bij volledige capaciteitsbenutting, dan geldt de schaal van de onbestreden emissie als een vaste ondeelbare factor. Bij de gegeven schaal zullen bij toenemende emissiereductiepercentages ten opzichte van de initiële onbestreden emissie, de marginale en de gemiddelde emissiereductiekosten toenemen, om in de buurt van 100% emissiereductie de technische bestrijdingslimiet te bereiken. Bij volledige deelbaarheid van de productiemiddelen heeft de schaal van de onbestreden emissie geen invloed op de gemiddelde en marginale emissiereductiekosten, dat wil zeggen: de gemiddelde kosten van 70% emissiereductie van één ton onbestreden emissie zijn even hoog als 70% emissiereductie van 100 ton onbestreden emissie. Als er zich wel ondeelbaarheden voordoen, bijvoorbeeld door een minimaal vereiste omvang van de beschikbare zuiveringsapparatuur, kunnen de gemiddelde emissiereductiekosten dalen als functie van de schaal van de onbestreden emissie. De neoklassieke aanpak is theoretisch elegant, maar hierin wordt verondersteld dat informatie beschikbaar is over alle emissiebronnen en over alle oplossingen voor emissiereductie. Aangezien de benodigde informatie bij de voorbereiding van milieueisen niet beschikbaar is, staat deze aanpak staat ver af van de praktijk in het milieubeheer. Deze benadering is dus niet bruikbaar om de emissiereductiekosten te voorspellen. Milieu en Innovatie
7
Cost engineering Een andere aanpak om de productiefunctie te bepalen is na te gaan welke variabelen op de productie van invloed zijn om vervolgens per variabele de kosten te ramen. Daarmee kan een kostenfunctie worden geconstrueerd. Hierbij wordt aangenomen dat de kenmerken van productietechnologie in sterke mate de kostenfunctie bepalen [Lassman, 1958; Gold, 1975]. De productietechnologie legt dus de kostenfuncties binnen nauwe grenzen vast; zo zou de metaalbewerking vrijwel onafhankelijk van inputprijzen een andere kostenfunctie hebben dan de chemische bewerking. Naar analogie hiervan zouden de kenmerken van processen en producten in sterke mate de emissiereductiekostenfunctie bepalen; zo zal de emissiereductiekostenfunctie in de basismetaal anders zijn dan die in de chemie. Op grond van deze cost engineering benadering zouden de bronmilieutechnologie combinaties met uiteenlopende technologische kenmerken - heterogene verzamelingen - sowieso zeer verschillende emissiereductiekostenfuncties kennen, terwijl de combinaties met vergelijkbare technologische kenmerken - homogene verzamelingen - ook gelijke kostenfuncties hebben. De kostenfuncties van homogene verzamelingen, zoals één type milieutechnologie in een branche met vergelijkbare processen, zouden dus wel kunnen worden voorspeld; bijvoorbeeld lage NOx-branders in gasgestookte elektriciteitscentrales. Op grond van deze benadering is getracht om homogene verzamelingen van industriële emissiebronnen te definiëren. Hierbij zijn per branche, technologisch vergelijkbare deelprocessen afgebakend (bijvoorbeeld opslag, overslag of distillatie) die emissiebronnen vormen waarop één en hetzelfde type milieutechnologie moet worden toegepast [Quakernaat en Don, 1988]. Ook bij het opstellen van de milieueisen voor diverse sectoren op grond van BAT-technologie, dat in paragraaf 3.1 is toegelicht, worden cost engineering emissiereductiekostenfuncties geconstrueerd. In de volgende paragraaf zullen wij ingaan op het construeren van een dergelijke kostenfunctie. De gedachtegang die in de cost engineering benadering is ontwikkeld, vormt tevens de basis voor het milieubeleid gericht op de stimulering van de meest efficiënte productieprocessen en het ontmoedigen van de inefficiënte processen, de benchmarking. Daarbij wordt namelijk verondersteld dat men de efficiëntie van uiteenlopende productieprocessen goed kan voorspellen. De betekenis van de technologische kenmerken voor het specificeren van de productiefunctie wordt door vele auteurs die met cost engineering bezig zijn onderkend, maar er zijn ook nuanceringen aangebracht. Diverse auteurs stellen dat de kosten ook sterk worden beïnvloed door de wijze waarop de productie is georganiseerd. Bij de organisatie van de productie spelen vele factoren een rol als capaciteitsbenutting, wisselingen in de productie, kwaliteit van het personeel, leerprocessen in het gebruik van technologie en de kwaliteit van de producten. Wij gaan hier niet verder op in; elders is dat uitvoerig beschreven [Rosegger, 1980; Porter, 1996]. Naar analogie hiervan zouden de emissiebronnen met vergelijkbare technologische kenmerken in werkelijkheid toch heterogeen zijn, waardoor de kosten van het bestrijden van dezelfde eenheid emissie, bijvoorbeeld een kg SO2 bij een gelijk emissiereductiepercentage, toch uiteenlopen. Daarbij Milieu en Innovatie
8
kunnen vele factoren de emissiereductiekosten beïnvloeden, onder andere: type verontreiniging in de grondstof (bijvoorbeeld zwavel in brandstof), de samenstelling van het product (zoals het zwavelgehalte in het product), de verkoopmogelijkheden van bijproducten (zoals verkoop van zwavelzuur door winning van zwavel uit hoogzwavelige producten), omschakeling in de productie waardoor de capaciteit van de zuiveringstechnologie wordt onderbenut (bijvoorbeeld die van de gaswassers), de omvang van de afvoerstroom die door de condities bij verbranding in de vuurhaard worden bepaald en de concentratie van stoffen daarin (want verdunde en wisselende emissies zijn te duur om te behandelen), alsmede de samenstelling van de afvoerstroom (want stoffenmengsels zijn vaak ook duurder te behandelen dan zuivere stromen). Om de emissiereductiekosten te ramen en daarbij rekening te houden met al deze factoren, zijn cost engineering simulatiemodellen gemaakt. De simulatiemodellen worden ontwikkeld per groep van bedrijven met vergelijkbare proceskenmerken waarbij de belangrijkste variabelen, zoals ingaande en uitgaande stromen en uiteenlopende typen technologie, zodanig worden nagebootst dat de gevolgen van milieueisen op emissie en bedrijfsvoering kunnen worden gemeten. Hiermee worden scenario’s gemaakt van de gevolgen van milieueisen op kosten bij diverse typen bedrijven en milieutechnologie [Ros en Van der Plaat,1986; Kuil en Krozer, 1996]. Een beperking van de simulatiemodellen is dat het duur is om ze te ontwikkelen, te verifiëren en te onderhouden, waardoor overheden bij uitzondering bereid zijn om voldoende onderzoeksmiddelen daarvoor te geven. Daarnaast zijn bedrijven vaak terughoudend met het leveren van bedrijfsinformatie met het argument dat deze vertrouwelijk is. Ook zijn bedrijven sceptisch over de mogelijkheden om sterk uiteenlopende situaties na te bootsen, uit vrees dat kwalitatief onvoldoende berekeningen tot onredelijke eisen zullen leiden of dat vanwege de uitkomsten strenge milieueisen zullen worden opgesteld. Uit de cost engineering studies komt naar voren dat de emissiereductiekosten als gevolg van milieueisen door zoveel factoren worden beïnvloed dat ze moeilijk te voorspellen zijn, tenzij er bronnen worden geanalyseerd met goed vergelijkbare grondstoffen, procestechnologie, organisatie van productie en vergelijkbare producten. Daarbij moet de analyse telkens voor één type milieutechnologie worden gedaan. De kostenvoorspelling van strenge milieueisen zou duur zijn indien bij het voorbereiden van milieueisen de milieubeleidsmakers met alle factoren rekening moeten houden. In deze studie is een andere invalshoek gekozen voor het schatten van de kostenfunctie dan het achterhalen van alle belangrijke factoren die de kostenfunctie kunnen beïnvloeden, omdat de gegevens over de bronnen nu eenmaal zeer onvolledig zijn. Op grond van waarnemingen van kosten bij vele bronnen wordt aangenomen dat de marginale kosten exponentieel toenemen als functie van het emissiereductiepercentage, maar de steilheid van de toename noch de schaal van de emissiereductie zijn bekend. Op grond van deze empirische bevinding wordt de emissiereductiekostenfunctie in twee stappen geschat om de onbekenden te ondervangen. Eerst wordt de kostentoename geschat onafhankelijk van de schaal van emissiereductie, waarmee alleen Milieu en Innovatie
9
het verloop van een kostencurve kan worden aangegeven. Wij gebruiken daarbij de functie cri+1 = cri * ekcr (e is natuurlijk logaritme), waarbij de marginale kosten van de bron - milieutechnologie combinatie i +1 uit de kosten van de i combinatie worden afgeleid. De exponent kcr geeft wel de steilheid van de kostencurve weer, maar er kan nog geen verband met emissiereductie worden gelegd. Om de steilheid van de kostencurve te voorspellen zijn nodig: de kostenexponent kcr, een bron-milieutechnologie combinatie cr1 die het uitgangspunt is voor de berekening van de volgende combinatie en het aantal combinaties n in de verzameling. In deze aanpak kunnen de combinaties achter elkaar worden berekend, want de exponent geeft de posities van de volgende combinatie op de kostencurve aan. Hiermee wordt aangegeven hoe sterk de marginale kosten oplopen naarmate een hoger emissiereductiepercentage wordt geëist zonder dat uitsluitsel wordt gegeven over de kosten bij individuele bronnen. Daarna wordt het verband tussen de kostencurve en de schaal van emissiereductie gelegd. Dit geschiedt aan de hand van schaalfactoren voor milieutechnologie per type emissiebron. Om de emissiereductiekostenfunctie te schatten is het in aanvulling op de kostencurve, nodig om de schaal van de emissiereductie te kennen die bij de corresponderende combinaties wordt bereikt. Hiervoor moet bekend zijn wat het verband is tussen de toename van de emissiereductiekosten en het emissiereductiepercentage (op de ordinale as van de emissiereductiekostenfunctie). Dit verband is op voorhand niet aan te geven, maar het kan empirisch worden geraamd. In de volgende paragrafen wordt nagegaan, hoe de emissiereductiekostenfunctie op basis van empirische data wordt geconstrueerd (gegeven de capaciteit en de schaal van onbestreden emissie), hierna in hoeverre de kostencurve inderdaad kan worden voorspeld met de exponent, en ten slotte of er schaalfactoren voor milieutechnologie kunnen worden aangereikt waarmee realistische emissiereductiekostenfuncties voor de gehele verzameling worden geschat.
3.3 Een empirische emissiereductiekostenfunctie In deze paragraaf wordt aan de hand van een voorbeeld aangegeven hoe een empirische emissiereductiekostenfunctie wordt geconstrueerd. Het voorbeeld betreft de kostenfunctie van de bestrijding van fluoride emissies naar lucht in de Nederlandse economie, waarbij een aantal bronnen en typen milieutechnologie worden onderscheiden. Er wordt uitgegaan van een gegeven schaal van onbestreden emissie. De aandacht richt zich op de relatie tussen het emissiereductiepercentage en de marginale kosten. In Grafiek 3.1 staat de kostenfunctie grafisch weergegeven. Langs de verticale as staan de marginale emissiereductiekosten in guldens per kilogram emissiereductie van fluoride naar lucht. Horizontaal staat de emissiereductie als percentage van de onbestreden fluoride emissie. Het maximaal haalbare emissiereductiepercentage is afgerond 32%. Bij sommige emissiebronnen kan meer reductie dan bij andere bronnen worden bereikt. Voor de gehele verzameling van bronmilieutechnologie combinaties geldt dat meer emissiereductie technisch niet haalbaar is of dat er
Milieu en Innovatie
10
onvoldoende data zijn. De kostenfunctie is getrapt, met een beperkte toename van de marginale emissiereductiekosten bij een laag emissiereductiepercentage (tot rond 25% emissiereductie) en sterk toenemende kosten bij hogere emissiereductiepercentages. Deze emissiereductiekostenfunctie is illustratief voor de andere kostenfuncties die in paragraaf 3.5 worden besproken, ofschoon de meeste andere emissies veel verder kunnen worden gereduceerd, waarbij emissiereductiepercentages voor de verzameling van bron-milieutechnologie combinaties van 80% tot zelfs 95% niet ongebruikelijk zijn. De grafiek is geconstrueerd aan de hand van acht bron-milieutechnologie combinaties die milieutechnisch geschikt worden geacht om aan de milieueisen te voldoen. De gegevens over de betreffende combinaties staan vermeld in Tabel 3.1 die laat zien op basis van welke gegevens de marginale kostenfunctie in de grafiek is berekend. De gegevens zijn afkomstig van secundaire bronnen [Sloof, 1989] en hebben betrekking op de jaren 1984 en 1985. In de tabel worden de gegevens per kolom toegelicht.
Grafiek 3.1 Marginale emissiereductiekosten van fluoride emissies 1600 marginale kosten (fl/kg)
1400 1200 1000 800 600 400 200 0 0,0%
5,0%
10,0%
15,0%
20,0%
25,0%
30,0%
35,0%
emissiereductie %
Milieu en Innovatie
11
Tabel 3.1 Voorbeeld van dataset voor een verzameling van bron-milieutechnologie combinaties voor de emissiereductie van fluoride naar lucht (naar Sloof, et al., 1989) Kolom 2 Kolom 3 Kolom 4 Kolom 5 Kolom 6 Kolom 7 Kolom 8 Kolom 9 Kolom 10 Kolom 11 Kosten Marginale Nr Sector EmissieOnbestreden Technologie EmissieRestReductie- Reductie als kosten bronnen emissie reductie emissie percent. % van totale fl./jaar Cr fl./kg (kg/jaar) kg/jaar kg/jaar per bron emissie bij cr ei er e-er (%), alle grote R bronnen R 1 GlasRecyclen 56000 Meer oud glas 18000 38000 32,1 0,07 54000 3 industrie van glazen recyclen en flessen kalumiet 2 FijnRookgas 35000 Reiniging droog en 33000 2000 94,3 2,0 500000 15 keramische CaO industrie 3 GrofRookgas 600000 Reiniging droog en 570000 30000 95,0 24,4 10000000 18 keramische CaO industrie 4 Aluminium Anode 298000 Adsorptie en filter 12000 286000 4,0 24,9 500000 42 industrie bereiding 5 GlasvezelRookgas 30000 Alkaline rookgas 26000 4000 86,0 26,0 2500000 96 industrie reiniging 6 Aluminium Verdamping 286000 Rookgasreiniging 120000 166000 42,0 30,7 20000000 167 industrie in hallen door wassing 7 FosfaatFosforzuur 20000 P-zuur divers 1000 19000 5,0 30,7 450000 450 productie proces 8 IJzer en Sintering 39000 Elektronfilter SO2 30000 9000 76,9 31,9 45000000 1500 staal wassen 1364000 810000 554000 Niet 59% t.o.v. 79004000 98 gewogen Nederland Gebruikte relevant emissie van gemiddelde data onderhavige 2539000 data Alle grote bronnen
Milieu en Innovatie
12
Kolom 1: bron-milieutechnologie combinatie In kolom 1 zijn de acht bron-milieutechnologie combinaties (n = 8) geordend in volgorde van de toenemende marginale emissiereductiekosten die in kolom 11 zijn weergegeven. Het toenemende verloop van de marginale kostenfunctie is dus het resultaat van het uitgangspunt dat eerst de bronmilieutechnologie combinaties worden toegepast met de laagste kosten per bestreden kg fluoride emissie en pas daarna en aanvullend de duurdere oplossingen. Kolom 2: sectoren De data hebben betrekking op de grote emissiebronnen van fluoride. De bronnen zijn naar sectoren ingedeeld, waarbij er per sector meerdere emissiebronnen zijn. Het is verondersteld dat de sectorale indeling de individuele emissiebronnen goed typeert. Het gaat om de volgende sectoren (type emissiebronnen): glas, fijnkeramische industrie, grofkeramische industrie, glasvezel, aluminium industrie, fosfaat, ijzer en staal. Kolom 3: emissiebronnen In de aluminium industrie worden twee typen emissiebronnen onderscheiden: emissie bij de productiestap waarin de anode wordt bereid (nr. 4) en emissie wanneer het aluminium wordt gemaakt, namelijk door verdamping in de hallen (nr. 6). In de overige sectoren is er slechts één type bron van fluoride emissie namelijk het fluor in het rookgas. In deze verzameling leidt de opsplitsing van zeven sectoren in emissiebronnen tot acht emissiebronnen. Kolom 4: onbestreden emissie In deze verzameling wordt alleen fluoride emissie naar lucht in beschouwing genomen. De totale onbestreden emissie van fluor naar lucht van alle grote bronnen is circa 2.539 ton per jaar; de emissie van kleine bronnen is gering. De optelsom van onbestreden emissies van de hier onderscheiden emissiebronnen bedraagt 1.364 ton per jaar. Dit is circa 54% van de onbestreden fluor emissie van de grote bronnen tezamen. De onbestreden emissie van fluoride naar lucht verschilt sterk per bron, variërend van 20.000 kg per jaar tot circa 600.000 kg per jaar. Daarnaast zijn er nog emissies van fluor naar water, bodem en vast afval. De totale fluoride emissie naar alle milieu - compartimenten was medio jaren tachtig circa 73.778 ton per jaar, waarvan veruit de meeste emissie naar afvalwater (ruim 58%). Voorts is er een grote hoeveelheid fluorhoudend afval. De onbestreden emissie van een bron wordt in het vervolg aangeduid met ei. Kolom 5: milieutechnologie Om de fluoride emissies te reduceren wordt milieutechnologie toegepast. In deze verzameling zijn zes typen milieutechnologie te vinden: 1. hergebruik glas, 2. droogsysteem met CaO, 3. Adsorptie bij bewerking aluinaarde, 4. gasreiniging, 5. schoon fosforzuur proces, 6. elektrofilter. Deze typen Milieu en Innovatie
13
milieutechnologie zijn gebaseerd op de beoordeling van deskundigen medio jaren tachtig over de mogelijkheden om fluor emissies te reduceren. Het gaat hierbij om de potentiële toepassingen van de genoemde typen milieutechnologie bij de emissiebronnen, want ten tijde van de beoordeling werden deze nog niet op grote schaal toegepast. Het is mij onbekend in hoeverre deze technologieën intussen wel zijn toegepast. De meeste typen milieutechnologie die in de tabel zijn opgenomen, hebben het karakter van toegevoegde zuiveringstechnologie, bijvoorbeeld rookgasreiniging (milieutechnologie nummer 6). Daarnaast zijn er enkele typen procesgeïntegreerde technologie te vinden, zoals bij de fosforzuurproductie (nummer 7) en de productgeïntegreerde technologie bij glasrecycling (nummer 1). Enkele typen milieutechnologie kunnen bij verschillende emissiebronnen worden toegepast. In de tabel staat de milieutechnologie ‘reiniging droog en CaO’ (fluoride emissiereductie door toevoeging van droge kalk). Deze milieutechnologie kan worden toegepast in de fijn- en de grofkeramische industrie (nummers 2 en 3 in de tabel). Kolom 6 tot en met 9: schaal van emissiereductie en het emissiereductiepercentage De emissiereductie, er, wordt bereikt door een milieutechnologie toe te passen bij een emissiebron of bij een groep van gelijksoortige emissiebronnen. De gegevens betreffen de jaarlijkse emissiereductie. Bijvoorbeeld bron-milieutechnologie combinatie 1 wordt gevormd door de emissiebron van fluoride bij flessenproductie met de milieutechnologie glasrecycling. Het zuiveringseffect hiervan is 18.000 kg per jaar, oftewel 32,1% ten opzichte van de onbestreden emissie in die emissiebron, e1. Er worden drie begrippen gehanteerd: (1) de omvang van onbestreden emissie ei bij bron i, (2) emissiereductie, eri, is de schaal van emissiereductie van bron-milieutechnologie combinatie i, (3) ri is het emissiereductie percentage bij bron i. Aldus is e1 de onbestreden emissie bij de bron 1, er1 is de emissiereductie bij die bron en r1 is het emissiereductie percentage (er1/e1) * 100. De totale of cumulatieve emissiereductie, Eri, is de optelsom van de emissiereducties van de bron-milieutechnologie combinaties in de verzameling, bijvoorbeeld de totale emissiereductie van de eerste en de tweede combinatie is 18.000 kg + 33.000 kg = 51.000 kg. De totale emissiereductie van de fluoride emissie naar lucht in deze verzameling is 810.000 kg. Het emissiereductiepercentage, R, is de cumulatieve (totale) emissiereductie (Er) uitgedrukt als percentage van de onbestreden emissie (E), in dit geval is de totale onbestreden emissie van fluoride naar lucht afkomstig van alle grote bronnen in Nederland. De totale onbestreden emissie is gelijk aan 2.539.000 kg. Het emissiereductiepercentage door de eerste combinatie is gelijk aan 18.000/ 2.539.000 = 0,07%. Door alle emissiereducerende milieutechnologieën in Tabel 3.1 toe te passen kan maximaal 32,1% worden gereduceerd ten opzichte van de totale onbestreden fluoride emissie naar lucht afkomstig van de grote bronnen in Nederland. Kolom 10 en 11: Totale emissiereductiekosten per bron-milieutechnologie combinatie Het toepassen van een milieutechnologie vereist investeringen en het gebruik gaat gepaard met jaarlijkse kosten. De investeringen omvatten bouwkundige voorzieningen, zoals het aanpassen van Milieu en Innovatie
14
hallen of schoorstenen of het plaatsen van elektromechanische apparaten zoals voor het reinigen van fluoride emissie. Daarnaast zijn er operationele kosten zoals die van arbeid, energie, en dergelijke. De investeringskosten zijn niet apart in de tabel weergegeven, maar ze zijn in de berekeningen van de kosten uiteraard wel meegenomen. De totale jaarlijkse emissiereductiekosten bij een bron, Cr, is de som van de kapitaallasten wegens afschrijvingen en interest van investeringen, en de operationele kosten, na aftrek van alle kostenbesparingen en opbrengsten (bijvoorbeeld door lager energieverbruik of verkoop van bijproducten). De jaarlijkse kosten van de bron-milieutechnologie combinaties variëren van 54.000 gulden per jaar (combinatie nummer 1) tot 20 miljoen gulden per jaar (combinatie nummer 6). De schattingen van de benodigde investeringen en de jaarlijkse kosten van een milieutechnologie zijn meestal gebaseerd op studies van emissiebronnen door advies- en ingenieursbureaus. Deze studies zijn vaak in opdracht van de overheid gedaan om de emissiereductiekosten ten gevolge van beoogde strengere milieueisen te bepalen. Eerst worden de benodigde investeringen geraamd aan de hand van de bouwplannen voor installaties en de kostenindicaties die de leveranciers van milieutechnologie aanleveren. Op basis daarvan worden de jaarlijkse kapitaallasten van bouwwerken en installaties berekend, waarbij rekening wordt gehouden met de afschrijvingstermijn (in jaren) en met de rente op het geïnvesteerd vermogen. Voor overheidsinvesteringen is een reële rente van circa 4% tot 5 % gangbaar. Bedrijven hanteren vaak een hogere rente, bijvoorbeeld van 10%, omdat ze een hogere rentabiliteit beogen. Verder worden de jaarlijkse variabele kosten geschat. Het gaat daarbij om het personeel dat de installaties moet bedienen, onderhoud van de installaties, en daarnaast elektriciteit- en brandstofverbruik, kosten van hulpstoffen, en dergelijke. Soms levert een milieutechnologie een kostenbesparing op. De schattingen van de investeringen en de jaarlijkse emissiereductiekosten zijn meestal gebaseerd op de kosten van één bedrijf of enkele bedrijven die qua proceskenmerken en omvang op elkaar lijken. In het voorbeeld van fluoride emissiereductie is de raming van de kosten van rookgasreiniging gebaseerd op de situatie in enkele bedrijven. Rookgasreiniging kan namelijk worden toegepast in de fabriek voor glasvezel (in Nederland staat één zo’n fabriek) tegen jaarlijkse kosten van 2,5 miljoen gulden (combinatie nummer 5) en tevens in de aluminiumindustrie (in Nederland staan twee aluminiumfabrieken) tegen jaarlijkse kosten van circa 20 miljoen gulden (combinatie nummer 6). De raming van de jaarlijkse kosten van de rookgasreiniging in de glasvezel fabriek is gebaseerd op één emissiebron. De kostenraming van rookgasreiniging in de aluminiumfabrieken is het gewogen gemiddelde van twee bronnen. Soms moeten veronderstellingen over vele verschillende bronnen worden gemaakt om de totale emissiereductiekosten te ramen. De emissiereductiekosten bij extra glasrecycling (combinatie 1) betreft de kosten minus de opbrengst van glasrecycling. De kosten zijn de som van afdank van oud glas (gemiddeld per huishouden maal het aantal huishoudens met een mix van middelen), inzameling (gemiddeld per gemeente), transport naar een recyclingbedrijf (per gemeente gemiddelde transportkosten) en recycling (gemiddeld per bedrijf). De opbrengst door Milieu en Innovatie
15
verkoop van oud glas omvat de gewogen gemiddelde prijzen per glastype (wit, groen en bruin) maal de ingezamelde hoeveelheid per type glas. Het saldo van kosten en opbrengst is op 54.000 gulden geschat, rekening houdend met de mix van ingezameld oud glas. De betrouwbaarheid van de kostenschattingen kan in de meeste gevallen niet worden geverifieerd doordat er geen statistische of ervaringsdata beschikbaar zijn. Kolom 11: marginale emissiereductiekosten (cr) De marginale emissiereductiekosten, cr, zijn berekend per bron-milieutechnologie combinatie. De marginale emissiereductiekosten zijn de totale jaarlijkse kosten gedeeld door de totale jaarlijkse emissiereductie van een emissiebron-milieutechnologie combinatie: cri = Cri / eri. De totale kosten gedeeld door de totale emissiereductie binnen een sector geeft de marginale emissiereductiekosten van een sector die de gemiddelde kosten per eenheid emissiereductie over een aantal bronnen zijn. Door stapeling van de marginale emissiereductiekosten in diverse sectoren wordt de marginale emissiereductiekostenfunctie verkregen. Zo zijn in het voorbeeld van de fluoride emissiereductie de marginale emissiereductiekosten een stapeling van de kosten en de emissiereductie bij glasinzameling, de grof- en fijnkeramische industrie, enzovoorts. Er wordt gesproken over dé marginale emissiereductiekosten bij een bron-milieutechnologie combinatie. Bij het opstellen van een emissiereductiekostenfunctie worden milieutechnologieën geordend naar de toenemende kosten per eenheid emissiereductie bij de bron; eerst de milieutechnologie met de laagste marginale kosten, vervolgens de op één na goedkoopste mogelijkheid, enzovoorts. Zo zijn in Tabel 3.1 de acht bron-milieutechnologie combinaties geplaatst in oplopende volgorde van de marginale kosten. De laagste marginale emissiereductiekosten heeft de bron-milieutechnologie combinatie nr. 1 (flessenproductie in glassector): cr(1) = 54.000/18.000 = 3 gulden per kg emissiereductie. De hoogste marginale emissiereductiekosten heeft de bron-milieutechnologie combinatie nr 8. (elektrofilter en SO2 - wasser bij ijzer- en staalproductie): cr(8) = 45.000.000/30.000 = 1.500 gulden per kg emissiereductie. In werkelijkheid kan de opsplitsing van emissiereductie en kosten per bron lastig zijn, bijvoorbeeld omdat het rookgas weliswaar door één schoorsteen gaat, maar het rookgas van meerdere bedrijven en branders binnen één bedrijf afkomstig is, zoals in de fijn- en grofkeramische industrie. Als milieutechnologie voor rookgasreiniging wordt geïnstalleerd dan moeten de emissiereductie en de emissiereductiekosten op de één of andere manier aan de betrokken emissiebronnen worden doorberekend. In deze data is de totale emissie van de branche opgenomen, die van meerdere bronnen afkomstig is. De marginale emissiereductiekostenfunctie wordt opgebouwd door de optelling van emissiereducties aan de hand van de stapeling van de opeenvolgende bronmilieutechnologie combinaties; in het voorbeeld van fluoride door de emissiereductiepercentages van de combinaties 1 tot en met 8.
Milieu en Innovatie
16
Duidelijkheidshalve vatten wij de te gebruiken symbolen nog eens samen: n, het aantal emissiebron-milieutechnologie combinaties; E, de totale jaarlijkse onbestreden emissie van de verzameling van bron-milieutechnologie combinaties (meestal in kilogram, kg); e, de jaarlijkse onbestreden emissie van één bron; n
E = Σ ei i=1
Er, de totale jaarlijkse emissiereductie in de verzameling (in kilogram, kg); er emissiereductie van één bron; n
Er = Σ eri i=1
•
R, het percentage (%) emissiereductie ten opzichte van de onbestreden emissie, oftewel het emissiereductiepercentage; r, het emissiereductiepercentage bij één bron, R = 100 * Er /E
•
Cr (in guldens) staat voor de totale jaarlijkse kosten van emissiereductie van één bron; cr voor de marginale emissiereductiekosten, oftewel kosten per additionele eenheid emissiereductie van één bron (gulden per kg emissiereductie).
Deze terminologie en symbolen worden toegelicht aan de hand van het voorbeeld van de bronmilieutechnologie combinaties nummers 1 en 2: •
n = 2;
•
De totale onbestreden emissie is E = 56.000 kg + 35.000 kg = 91.000 kg;
•
De cumulatieve emissiereductie is Er = (18.000 kg + 33.000 kg) = 51.000 kg;
•
Het emissiereductie percentage is R = 51.000 kg / 2.539 000 kg * 100% = 2%;
•
De totale emissiereductiekosten zijn Cr1 = 54.000 gulden per jaar, Cr2 = 500.000 gulden per jaar;
•
De marginale emissiereductiekosten zijn cr1 = 54.000 gulden per jaar / 18.000 kg = 3 gulden per kg emissiereductie, cr2 = 500.000 gulden per jaar / 35.000 kg = 15 gulden per kg.
3.4 Schatting van een emissiereductiekostenfunctie. In de vorige paragraaf is aangegeven hoe een emissiereductiekostenfunctie kan worden opgesteld als er voldoende gegevens beschikbaar zijn. In het voorbeeld van fluoride emissiereductie naar lucht was er informatie over de omvang van de emissiebronnen en de emissiereductie per bron, alsmede over de kosten verbonden met emissiereductie voor acht bron-milieutechnologie combinaties. Stel nu dat er minder informatie beschikbaar is. Laat het op grond van de landelijke inventarisatie van de belangrijke emissiebronnen en typen milieutechnologie bekend zijn dat er acht bron-milieutechnologie combinaties kunnen worden toegepast. Tevens is er informatie over het emissiereducerend effect van de betreffende combinaties. Wat ontbreekt is betrouwbare kennis van de kosten van elke combinatie. Er is tijd en geld om als demonstratieproject slechts twee verschillende Milieu en Innovatie
17
bron-milieutechnologie combinaties toe te passen om inzicht te krijgen in de bestrijdingskosten behorende bij die combinaties. Aldus verkrijgt men de informatie over de kosten van twee bronmilieutechnologie combinaties in één verzameling. De vraag is of het dan toch mogelijk is een complete kostenfunctie te construeren die de verwachte kosten van een gegeven emissiereductiepercentage voldoende betrouwbaar voorspelt. Deze vraag zal hier worden beantwoord. Het is een empirische vraag die alleen langs proefondervindelijke weg kan worden beantwoord. Het betoog valt uiteen in twee delen. Eerst wordt onderzocht welke functie op basis van kostenschattingen het beste past bij de functie op basis van de empirische data waarin afzonderlijke bronmilieutechnologie combinaties staan weergegeven. Vervolgens wordt geanalyseerd of een kostenfunctie berekend op basis van de kostengegevens over slechts twee combinaties redelijk overeenkomt met de empirische kostenfunctie of daarvan sterk afwijkt. In Figuur 3.1 is de situatie geschetst waarin empirische data over drie bron-milieutechnologie beschikbaar zijn. De emissiereductiekostenfunctie op basis van de drie empirische data wordt weergegeven door de getrapte lijn. Verder zijn twee mogelijke geïdealiseerde benaderingen van de empirische functies afgebeeld: de één lineair, de andere exponentieel. Op de X-as staat het emissiereductiepercentage ten opzichte van de onbestreden emissie van die bronnen. Op de Y-as staan de marginale emissiereductiekosten. De punten (1), (2), en (3) corresponderen met de empirische waarneming van de emissiereductiekosten als de bronnen de milieutechnologie in aanvulling op elkaar toepassen. De waargenomen marginale kosten cr1, cr2 en cr3 corresponderen met de emissiereducties er1, er2 en er3 die gerealiseerd worden door cumulatie van de technologieën n1, n2 en n3. Figuur 3.1 Emissiereductiekostenfunctie op basis van waarnemingen en schattingen Marginale kosten in guldens (cr) (3) (2) cr3
cr2
cr1 .
0
(1)
er1
er2
er3
eri
empirische data voor kosten van bron-milieutechnologie combinaties, cr1 lineaire, cr2 en exponentiële schattingen, cr3
Milieu en Innovatie
18
In deze en de volgende paragrafen zal de bruikbaarheid worden geanalyseerd van een marginale emissiereductiekostenfunctie van de volgende exponentiële vorm, met natuurlijk logaritme, e, als grondslag: cri+1 = cri * ekcr ; ekcr > 1 Hierin zijn dus cri, respectievelijk cri+1 de emissiereductiekosten van bron-milieutechnologie combinatie i respectievelijk i+1. De grondslag van natuurlijk logaritme, het getal e, geeft de waarde 2,71828. De kcr is een exponent waarvan de waarde nader te bepalen valt. Een bijzondere eigenschap van deze functionele vorm is dat de marginale kosten van opeenvolgende combinaties te bepalen zijn zonder gebruik te maken van gegevens over de schaal van de bereikte emissiereductie. De marginale kosten van een volgende combinatie zijn een constante factor (ekcr) duurder dan de marginale kosten van de voorafgaande combinatie. De gehanteerde formule impliceert: cri+2 = cri+1 * ekcr = cri * ekcr *ekcr = cri * e 2kcr Voor de combinatie nummer (i+m) geldt dus: cri+m = cri * e mkcr Als een dergelijke relatie bestaat en de kosten cri en cri+m bekend zijn, kan de kostenexponent kcr als volgt worden berekend: cri+m / cri = e mkcr = ln (cri+m / cri ) = mkcr = kcr = [ln (cri+m / cri )]/m Stel dat van een verzameling van n bron-milieutechnologie combinaties alleen de marginale kosten van de combinatie met de laagste marginale kosten (cr1 ) en de hoogste marginale kosten (crn ) bekend zijn. De kostenexponent kan dan als volgt worden berekend: kcr = [ln (crn / cr1 )] / (n – 1) De vraag is nu of de bovenstaande ‘geïdealiseerde marginale kostenfunctie een adequate beschrijving geeft van de werkelijkheid en geschikt is voor het doen van kostenvoorspellingen. Daartoe wordt berekend in hoeverre deze geconstrueerde exponentiële kostenfunctie de empirisch waargenomen kostenfunctie goed beschrijft. Schatting bij volledige informatie Als voorbeeld worden hier de data over de fluoride emissiereductie uit Tabel 3.1 gebruikt. Eerst wordt de exponentiële kostenfunctie berekend op basis van de empirische marginale kosten van alle acht bron-milieutechnologie combinaties. Zie voor deze berekeningen Tabel 3.2. Vervolgens laat Tabel 3.3 zien hoe de exponentiële kostenfuncties worden geschat met behulp van slechts twee kostengegevens. In Tabel 3.2 staan de empirische data in kolom 2 weergegeven. Op basis daarvan is in kolom 3 de verhouding tussen de marginale kosten berekend met de formule cri+1 / cri . Vervolgens is in kolom 4 van elke cijfer uit kolom 3 de natuurlijke logaritme berekend. De gehanteerde formule is ln (cri+1 / cri), op grond van de algemene formule kcr = [ln (cri+m / cri )]/m, met m = 1. De getallen in kolom 4 zijn dus de waargenomen waarde van kcr. De waarde van kcr wordt uit acht waarnemingen berekend met behulp van de methode van kleinste kwadraten. Deze minimaliseert de afstand tussen de waargenomen waarden en de geschatte waarden. De aldus berekende waarde op basis van alle gegevens is kcr0 = Milieu en Innovatie
19
0,89. Met behulp van kcr0 = 0,89 en gebruikmakend van de empirische waarneming cr1 = 3 kan nu de geschatte marginale kostenfunctie worden opgesteld met de formule: cri+1 = cri * e0,89, i = 1,…,8. Dit zijn de getallen in kolom 5 van Tabel 3.2. Kolom 6 geeft het verhoudingsgetal: berekende marginale kosten (kolom 5) gedeeld door empirische marginale kosten (kolom 2). Per combinatie bezien, komen forse uitschieters voor: naar beneden (voor n=2) en naar boven (n=6). Toch is de correlatiecoëfficiënt ® van de cijferreeksen uit kolom 2 (empirische data) en kolom 5 (geschatte kosten) hoog ® = 0,99. Tabel 3.2 Marginale emissiereductiekosten voor fluoride emissiereductie, empirisch en berekend 1
2
3
4
5
6
Empirische data uit Tabel 3.1 Berekening van de kostenexponent Berekende kostenfunctie nI
cri
cri+1 / cri
cri+1 = cr1 *ekcr
ln(cri+1)/cri )
Ai = geschat/empirisch
1
3
-
-
3
1
2
15
5,05
1,62
8
0,53
3
18
1,16
0,15
19
1,05
4
42
2,38
0,86
45
1,07
5
96
2,31
0,84
110
1,15
6
167
1,73
0,55
266
1,59
7
450
2,70
0,99
647
1,44
8
1.500
3,33
1,20
1.572
1,05
Kostenexponent kcr0 = 0,89 Schatting bij onvolledige informatie De vraag is nu of bij het ontbreken van volledige informatie over de emissiereductie en kosten bij bron-milieutechnologie combinaties, toch een schatting van de kostenfunctie kan worden gemaakt die de empirische kostenfunctie getrouw weergeeft. In deze subparagraaf worden de berekeningen aan de hand van het fluoride voorbeeld toegelicht. Hierbij zal een situatie worden behandeld waarbij metingen van emissiereductie en kosten bij slechts twee bronnen zijn gedaan en de rest van de data moet worden geschat. Uitgaande van twee bron-milieutechnologie combinaties in een verzameling wordt de exponent van de kostenfunctie kcr berekend. De kostenexponenten zijn berekend aan de hand van twee willekeurige bronnen en aan de hand van de bron met de laagste en de bron met de hoogste marginale kosten. Op basis van de exponent worden de marginale kosten bij de ontbrekende combinaties geëxtrapoleerd. Ten slotte worden de empirisch waargenomen schaal van emissiereductie bij de corresponderende combinaties en de geschatte marginale emissiereductiekosten met elkaar vermenigvuldigd om de totale kosten te ramen. Stel dat twee willekeurige empirische data over bron-milieutechnologie combinaties en hun marginale kosten bekend zijn. Hiermee kan de kostenexponent worden berekend waarna alle andere kostendata worden geëxtrapoleerd. De exponent kcr1 is berekend aan de hand van de marginale kosten van twee willekeurige bronnen die zijn geselecteerd met de ad random generator. In het fluoridevoorbeeld in Tabel 3.1, gaat het om de combinaties 3 en 4: cr4 = 42, cr3 = 18 (afgerond van Milieu en Innovatie 20
17,5). De berekening is: kcr1 = ln (cr4 /cr3 ) / (4-3). In dit voorbeeld is kcr1 = ln (42/18) / (4-3) = 0,86. Op basis van de exponent kcr1 worden de andere data berekend met de formule: cri+1 = cri * e kcr1, waarbij de waargenomen waarde cr3 = 18 als startpunt wordt genomen. Dit is: cr4 = cr3 * e 0,86 = 18 * 2,718 0,86 = 42. Vervolgens kan cr5 worden berekend op basis van cr4 , enzovoorts. Voor de emissiebronnen met lagere marginale emissiereductiekosten dan cri, in het fluoride voorbeeld zijn dit cr2 en cr1, is de berekening cr2 = cr3 * e -0,86 = 18 / 2,718 0,86 = 7. Het zal duidelijk zijn dat deze berekening alleen kan worden uitgevoerd als er informatie is over het aantal mogelijke bronmilieutechnologie combinaties en bovendien bekend is waar de twee combinaties, waarvan de kosten bekend zijn, geplaatst moeten worden indien de combinaties op kostenvolgorde worden gezet. Voor dit laatste is precieze kennis van de kosten per combinatie niet nodig, maar wel moet bekend zijn of combinatie A hogere of lagere emissiereductiekosten heeft dan de combinatie B. Een alternatief is dat de data voor de combinaties met de laagste en de hoogste marginale kosten en het totaal aantal combinaties bekend zijn. Hiermee wordt de kostenexponent berekend waarna de kosten van alle andere combinaties worden geëxtrapoleerd, uitgaande van de laagste kostencombinatie. De exponent kcr2 is als volgt berekend: kcr2 = ln (crn /cr1 ) / (n-1). In het voorbeeld van fluoride emissiereductie is n = 8, cr1 = 3 , cr8 = 1.500, dit is kcr2 = ln (1.500/3) / 7 = 0,89. Op basis van kcr2 worden de marginale kosten van de tussenliggende combinaties geschat op basis van de formule cr(i+1) = cr(i) *e kcr2 . Bijvoorbeeld voor cr2 is de raming: cr2 = cr1 * e0,89 = 3 * e0,89 = 7,5. De resultaten van de berekeningen van de kostenfunctie voor fluoride emissiereductie in het geval alle data bekend zijn en in het geval er data over twee combinaties bekend zijn, staan in Tabel 3.3. De waarden van de exponenten kcr in de drie schattingen verschillen weinig van elkaar maar in de combinaties 6 en 7 zijn er wel forse verschillen tussen de geschatte en de empirisch waargenomen marginale kosten. Tabel 3.3 Geraamde marginale kosten in guldens aan de hand van drie alternatieve exponenten Bron milieutechnologie combinaties n
Empirische marginale kosten cr
Raming als alle data bekend zijn
Raming als twee willekeurige data bekend zijn; i = 3 en i = 4 cr, kcr1 = 0,86
cr, kcr0 = 0,89
Raming als de bron met de hoogste en de laagste kosten bekend is cr, kcr2 = 0,89
1
3
3
3
3
2
15
8
7
7
3
18
19
18
18
4
42
45
42
43
5
96
110
99
105
6
167
266
235
254
7
450
647
588
617
8
1.500
1.572
1.326
1.500
Milieu en Innovatie
21
Hiermee kunnen de totale kosten worden geraamd mits bekend zijn: de emissiereductie van iedere combinatie en de plaats van de combinatie op de kostenfunctie. De totale kosten worden berekend door de geschatte marginale kosten van elke combinatie te vermenigvuldigen met de waargenomen emissiereductie die met die combinatie wordt bereikt. Ter illustratie, de totale kosten op grond van de waarnemingen van de vijfde combinatie zijn: Cr(5) = cr(5) * er(5) = 96 * 26 000 = 2.500.000 gulden. De totale kosten aan de hand van de kostenschatting met kcr1 zijn: Cr(5) = cr(5) * er(5) = 99 * 26 000 = 2.572.783 gulden. De berekende totale kosten met de exponenten staan in Tabel 3.4 (kleine afwijkingen komen door afrondingen). Nauwkeurigheid en betrouwbaarheid van schattingen Nagegaan is in hoeverre schattingen van de marginale emissiereductiekosten ten opzichte van de empirische data voldoende nauwkeurig en betrouwbaar zijn; dit staat onderaan in Tabel 3.4 aangegeven. De nauwkeurigheid van de schattingen is groter naarmate de afwijkingen tussen de geschatte en de waargenomen marginale emissiereductiekosten kleiner zijn. De nauwkeurigheid van de kostenfunctie is getoetst aan de hand van de correlatiecoëfficiënt ®. Deze is berekend door de waarde van de berekende marginale kosten te weten cra, crb respectievelijk crc te correleren met de empirische waarden cr vermeld in kolom 3. Wij beschouwen een coëfficiënt van 0,9 en hoger als een voldoende nauwkeurige weergave van de empirische emissiereductiekostenfunctie. Uit Tabel 3.4 blijkt dat alle schattingen van de marginale kosten voor fluoride emissiereductie dichtbij de empirische data liggen. Op grond van de correlatieberekening blijkt dat de schattingen inderdaad nauwkeurig zijn; de correlatie is circa 0,99. Voorts is bepaald of de geschatte totale kosten niet te veel afwijken van de waargenomen totale kosten in de verzameling. Een beperkte afwijking betekent dat de schatting betrouwbaar is. De betrouwbaarheid wordt berekend door de geschatte totale kosten te delen door de waargenomen totale kosten en dit quotiënt te vermenigvuldigen met 100. Dit wordt gedaan per bron-milieutechnologie combinatie en vervolgens voor de gehele verzameling. De berekening van de betrouwbaarheid van de gehele verzameling is: n
n
C = 100 * Σ Crs / Σ Crw i=1
i=1
Daarin zijn Crs de kostenschattingen en Crw de waargenomen totale kosten. De schatting wordt betrouwbaar geacht als de geschatte kosten minder dan 30% van de empirische data naar boven of naar beneden afwijken. De betrouwbaarheidsindex zou dus binnen de ondergrens 70 en bovengrens 130 moeten liggen. De over- en onderschatting van kleiner dan 30% is een arbitrair criterium, maar een dergelijke afwijking mag acceptabel worden geacht gezien de onzekerheden over de toekomstige emissiereductiekosten bij de voorbereiding van de milieueisen. In alle drie varianten zitten drie Milieu en Innovatie
22
onbetrouwbare schattingen uit een totaal van acht combinaties; één onderschatting (nr. 2) en twee overschattingen (nr. 6 en 7 met uitzondering van kcr1). De over- en onderschattingen compenseren elkaar waardoor de schattingen van de totale kosten voor de gehele verzameling betrouwbaar zijn. Tabel 3.4 Empirische data en schattingen van de emissiereductiekosten van fluoride; emissiereductie in kg, kosten in guldens n Empirische data Alle data zijn bekend Twee willekeurige data Bekend zijn bronnen zijn bekend (hier 3e en 4e met de hoogste en combinatie) laagste marginale kosten Emissie- Totale cr cr0 Cr0 =Er*cr0 Cr0 cr1 Cr1 = Er*cr1 Cr1 cr2 Cr2 = Er*cr2 Cr2 /Cr /Cr /Cr reductie kosten Cr Er
1
18000
54000
3
3
54000
100
3
55988
104
3
54000
100
2
33000
500000
15
8
250885
50
7
243775
49
7
240542
48
3 570000 10000000
18
18
10529106
105
18
10000000
100
18
10095020
101
4
12000
500000
42
45
538584
108
42
499987
100
43
516380
103
5
26000
2500000
96
109
2835313
113
99
2572783
103
105
2718421
109
6
12000 20000000
167
265
31795415
159
235
28200922
141
254
30484578
152
450
644
643782
143
558
558129
124
617
617241
137
30000 45000000 1500 1564
46926220
104 1326
39765635
88 1500
44991582
100
93573305
118
89717763
114
7 8
1000
450000
Tot. 810000 79004000 Correlatiecoëfficiënt
818972191
104
kcr0 = 0,89,
kcr1 = 0,86
kcr2 = 0,89
R0 = 0,993
R1 = 0,991
R2 = 0,993
C0 = 118
C1 = 104
C2 = 114
3.5 Schattingen van emissiereductiekosten De nauwkeurigheid en voldoende betrouwbaarheid van de kostenschattingen van fluoride emissiereductie kunnen op toeval berusten. In deze paragraaf worden kostenschattingen voor andere verzamelingen van bron-milieutechnologie combinaties gedaan om te bepalen in hoeverre de schattingen met behulp van de gehanteerde exponenten nauwkeurige en betrouwbare resultaten opleveren. Eerst worden de gebruikte data beschreven en vervolgens worden de kostenschattingen gepresenteerd en beoordeeld op nauwkeurigheid en betrouwbaarheid. Databestanden Het soort kostenschatting dat voor de fluoride emissiereductie werd gepresenteerd, is uitgevoerd voor 28 uiteenlopende verzamelingen van bron-milieutechnologie combinaties met één type emissie per verzameling. De meeste verzamelingen betreffen emissies naar lucht. Er zijn slechts enkele Milieu en Innovatie
23
verzamelingen met data over emissies naar water. Het bepalen van de emissiereductiekosten per stof naar water is lastig omdat vele emissies gelijktijdig in waterzuiveringsinstallaties worden opgevangen. Daarbij is het onderscheid per stof alleen op basis van een toerekening mogelijk, doch de toerekeningsregels zijn arbitrair. In de analyse worden empirische data met betrekking tot bron-milieutechnologie combinaties, de daarmee bereikte emissiereductie en de kosten daarvan gebruikt. Daarbij komen uiteenlopende typen milieutechnologie voor: zowel de toegevoegde zuiveringstechnologie (zoals rooksgasreiniging), als de procesgeïntegreerde milieutechnologie (bijvoorbeeld energiebesparingtechnologie) en de productgeïntegreerde milieutechnologie (zoals wateroplosbare verf). Technologie gericht op andere terreinen dan milieubeheer, maar met positieve neveneffecten op de emissiereductie zijn niet meegenomen; dus niet 'lichtere auto's' wel 'zuinige auto's'. Het gaat om typen milieutechnologie die al eerder zijn gedemonstreerd en derhalve als een al beschikbare milieutechnologie kunnen worden aangemerkt. De data zijn grotendeels gecompileerd in diverse onderzoeken door H. Heijnes, J. Jantzen, C. Sadee en de auteur van dit proefschrift bij werkzaamheden van het Instituut voor Toegepaste Milieu-economie (TME). De auteur is erkentelijk voor de medewerking en de mogelijkheid deze data te gebruiken. De basisgegevens zijn bij de auteur in te zien, ze zijn deels anoniem om redenen van vertrouwelijkheid van bedrijfsgegevens. Gebruikt zijn alleen de data die per saldo kosten met zich meebrengen. De data die kostenneutraal zijn of per saldo baten opleveren (negatieve kosten) blijven buiten beschouwing. De data over de bron-milieutechnologie combinaties moeten ook voldoende gespecificeerd zijn geweest. Een minimale dataspecificatie omvat: •
aard van de emissie (soort vervuilende stof);
•
sector of bron(nen) van de emissie;
•
specificatie van de milieutechnologie;
•
de onbestreden (initiële) emissie van de bron;
•
emissiereductie door de technologie toegepast bij de bron;
•
jaarlijkse emissiereductiekosten door toepassing van milieutechnologie.
Aan de hand van deze basisdata worden de (gemiddelde) marginale emissiereductiekosten, cr, dat wil zeggen kosten per eenheid emissiereductie van de bron-milieutechnologie combinaties, berekend op de manier zoals aangegeven bij het fluoride voorbeeld. De data hebben betrekking op twee aggregatieniveaus. Er is gebruik gemaakt van data die op sectorniveau zijn gespecificeerd (zoals voor fluoride emissie) en daarnaast van bedrijfsinterne data. De gegevens over de combinaties betreffen dus de emissiereductie en de kosten daarvan in een branche, of ze betreffen data over één individueel bedrijf waarin meerdere emissiebronnen voorkomen waarbij de data per bron zijn gespecificeerd. De sectorale data zijn afkomstig van documenten en databases voor kostenramingen op nationaal niveau. In deze data wordt een gehele sector of branche als één bron beschouwd, zoals de chemische industrie of de aluminiumproductie. In werkelijkheid bestaat een sector vaak uit meerdere bronnen die Milieu en Innovatie
24
qua kenmerken en omvang van emissie onderling verschillen, maar bij de analyse op sectorniveau wordt daaraan voorbij gegaan. Er wordt aangenomen dat een milieutechnologie bij alle bronnen binnen de betreffende sector wordt toegepast. De sectorale data zijn ontleend aan meerdere databestanden. Het tijdstip voor het verzamelen van data voor de publicatie staat tussen haakjes maar onbekend is veelal in welke periode de basisdata hiervoor zijn gemeten. De meeste data zijn medio jaren negentig van de vorige eeuw gepubliceerd, de oorspronkelijke kostendata zijn eind jaren tachtig verzameld en berekend. De volgende databestanden zijn gebruikt: •
Basis- en Criteriadocumenten van het Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieuhygiëne (RIVM) voor benzeen (1981), cadmium (1985), fenol (1981), fluoride (1985), (fijne) stof (1981), koper (1985), polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAK’s) (1985), propyleenoxide (1982), styreen (1981), tolueen (1982) en zink (1990) [Apeldoorn, 1986; Koten-Vermeulen et al., 1986; Meulen, 1987; Slooff, 1987; Slooff et al., 1987; Slooff en Blokzijl, 1987; Ros en Slooff, 1988; Slooff et al., 1989; Cleven et al., 1993].
•
Het databestand van het Model on Sustainable Environmental Strategies (Moses) van het Instituut voor Toegepaste Milieu-economie (TME): voor NOx, SO2, Vluchtige Organische Stoffen (VOS), ammonia (NH3), zware metalen en fosfaten (de meeste data zijn afkomstig uit de periode na 1985) [Jantzen, 1992].
•
Het databestand van het Icarus-model (1985) voor energiebesparing, met CO2-data van het bureau Ecofys [Blok, 1990].
De bestanden omvatten verschillende typen emissies naar lucht en water. Naar lucht gaat het om de verbrandingsemissies (CO2, NOx en SO2), procesemissies voor drie emissiegroepen (VOS, stof en zware metalen), procesemissies van organische stoffen (benzeen, fenol, styreen en tolueen), procesemissies van anorganische stoffen (NH3 en fluoride), specifieke (giftige) stoffen die meestal in kleine hoeveelheden vrijkomen (propyleenoxide, PAK’s). Naar water gaat het om emissies van zware metalen, waarvan drie afzonderlijk genoemd (cadmium, koper en zink) en emissies van anorganische stoffen (fosfaat). Deze databestanden omvatten de gemiddelde van de marginale emissiereductiekosten van verschillende bronnen binnen één sector, waarbij geen data over de afzonderlijke emissiebronnen binnen de sector beschikbaar zijn. De sectorale data zijn doorgaans kostenschattingen aan de hand van een beperkt aantal bedrijfssituaties. De bedrijfsdata betreffen de gegevens over emissiereductie en kosten die per emissiebron in een bedrijf zijn gespecificeerd, zoals reductie van SO2-emissie bij een verbrandingsinstallatie in een bedrijf. Meestal gaat het om één type milieutechnologie per emissie en in één bedrijf. In sommige bedrijven zijn er meerdere emissiebronnen en meerdere milieutechnologieën die in aanvulling op elkaar worden toegepast om het zuiveringseffect te verhogen. De bedrijfsdata zijn dus veel specifieker dan de sectorale data, omdat hierbij de kosten en de emissies van afzonderlijke emissiebronnen zijn gegeven. De bedrijfsdata zijn afkomstig van twee onderzoeken. Een dataset is gebaseerd op het onderzoek naar de efficiëntie van verhandelbare emissierechten voor SO2 en NOx. Het onderzoek is Milieu en Innovatie
25
uitgevoerd in 1996 en geeft de situatie in 1995 weer. Het gaat om ramingen van deskundigen bij een ingenieursbureau op basis van bedrijfsdata's. De bedrijfsdata zijn afkomstig van deskundigen in individuele bedrijven in de chemische industrie, elektriciteitsbedrijven, basismetaal en raffinaderijen. Bij emissiereductie wordt vaak toegevoegde zuiveringstechnologie gebruikt, zoals loogwassers voor SO2 en selectieve katalytische reductie voor NOx [Heijnes et al., 1997]. Een andere dataset is gebaseerd op het onderzoeken in het kader van het Convenant KWS 2000, waarbij de data door de ingenieurs van TNO op basis van bedrijfsdata zijn opgesteld. Het omvat data over emissiereductie en emissiereductiekosten voor gechloreerde koolwaterstoffen in de elektrotechnische en de metaalindustrie. In deze dataset zijn voornamelijk de procesgeïntegreerde oplossingen opgenomen, zoals vervanging van gechloreerde koolwaterstoffen door andere middelen [Heslinga, 1995]. De bedrijfsdata zijn anoniem gemaakt. De juistheid van de kosten en emissiedata wordt beperkt doordat ze niet altijd meetresultaten van feitelijk gemaakte milieukosten in praktijksituaties zijn. De gegevens zijn gebaseerd op studies van emissiebronnen, zoals wanneer een nieuwe milieutechnologie gedemonstreerd wordt, en van schattingen door deskundigen. De sectorale data zijn afkomstig van diverse studies naar de toepassing van milieutechnologie in bedrijven. Deze data zijn vervolgens gebruikt in de eerder genoemde criteriaen basisdocumenten en in de twee genoemde modellen Icarus en Moses. De kwaliteit van de data in de studies varieert omdat ze van verschillende en qua methode zeer uiteenlopende studies afkomstig zijn. Bovendien is onbekend op welke wijze de data voor die studies verzameld zijn. Het is dus niet mogelijk om vast te stellen welke data afkomstig zijn van metingen in meerdere bedrijven, welke data gebaseerd zijn op enkele metingen of ramingen van technici in bedrijven en welke data schattingen van onderzoekers betreffen. Ook de periode van dataverzameling varieert, zodat de productiecapaciteit en de samenstelling van de producten variëren. De meeste data in de genoemde modellen dateren van medio jaren tachtig, maar sommige data van de basis- en criteriadocumenten zijn ouder en stammen uit begin jaren tachtig. De data zijn dus imperfect. De bovengenoemde modellen en RIVM- documenten zijn niettemin door specialisten van overheden en bedrijven gecontroleerd. Tot op heden zijn dat de best beschikbare gegevens over de marginale emissiereductiekosten in Nederland (de data in de modellen worden periodiek aangepast). De data van de modellen worden eveneens gebruikt door de EU om emissiereductiekosten te schatten en door de Wereldbank om schattingen van milieukosten in diverse landen te ondersteunen. Derhalve kunnen ze worden beschouwd als best estimate. De juistheid van de bedrijfsdata is hoger dan die van de sectorale data omdat in het eerste geval de kosten en de emissiereductie in de specifieke bedrijfssituaties en per bron zijn geraamd, terwijl in het tweede geval de data veelal op slechts enkele bedrijven in een sector zijn gebaseerd. Maar ook hier is onbekend in hoeverre de data schattingen van deskundige of metingen zijn. Er zijn geen gegevens beschikbaar over de processpecificatie van bedrijven zoals de productieomvang en het type producten. Voorts kan één installatie de emissie van
Milieu en Innovatie
26
meerdere bronnen reduceren waardoor de kosten van een installatie aan meerdere afzonderlijke bronnen worden doorberekend. Kerngegevens over de verzamelingen In Tabel 3.6 zijn per type emissie de belangrijkste data samengevat die van belang zijn voor de verdere analyse is dit hoofdstuk. Een volledige dataset per stof is vergelijkbaar aan de hiervoor beschreven data van de fluoride emissie. In kolom 1 staan typen emissie. Het gaat om 28 verzamelingen per type emissie naar lucht uit landbouw, industrie, diensten en huishoudens, waarvan 19 bestaan uit sectorale data en 9 uit bedrijfsdata. In de kolommen 2 en 3 staat het aantal bron-milieutechnologie combinaties: eerst het aantal combinaties in de ongeschoonde verzameling en in kolom 3 het aantal data in de geschoonde verzameling: dat wil zeggen exclusief enkele uitschieters. In de kolommen 4 en 5 staan de kleinst en de grootst haalbare emissiereductie per bron-milieutechnologie combinatie. De kolommen 6 en 7 vermelden de emissiereductiepercentages die worden bereikt indien een minimum en maximum aan milieutechnologie wordt gebruikt. In de kolommen 8 en 9 staan de laagste en de hoogste marginale emissiereductiekosten.
Milieu en Innovatie
27
Tabel 3.5 Samenvatting van de basisdata van emissiereductie en emissiereductiekosten n = alle data; n’ = exclusief enkele uitschieters; kosten in guldens per kg emissiereductie Verzamelingen bron n n’ Schaal van emissiereductie Emissiereductie in Marginale –milieutechnologie per bron–milieutechnologie percentage van emissiereductiekosten combinaties combinatie in kg onbestreden emissie Minimaal Maximaal Minimaal Maximaal Minimaal Maximaal Sectorale data Benzeen 13 3000 144000 55% 66% 1,9 2143 Cadmium 4 40 400 30% 66% 325,0 125000 CO2 82 79 4724496 1264917176 47% 59% 0,0007 3 Koper 4 3300 27200 4% 35% 165,4 2734 Fijne stof 13 42000 3114000 2% 72% 1,1 20 Fluoride 8 1000 570000 1% 32% 3,0 1500 Fosfaat 10 200000 32160000 38% 97% 4,2 148 Metalen lucht 13 2400 1138000 0% 98% 178,3 2600 Metalen water 16 14 750 570000 34% 72% 23,7 1333 NH3 12 10 500000 30095167 13% 62% 3,8 31 NOx 102 99 23333 125970000 15% 77% 0,1 51 PAK’s 6 1000 256000 40% 85% 182,8 1785 Fenol 7 2000 12000 13% 39% 2,0 115 Propyleen 7 8600 21500 20% 73% 1,9 58 SO2 36 35 60000 613850000 0% 87% 0,5 8 Styreen 15 6000 567000 13% 79% 2,1 76 Tolueen 20 2000 796860 3% 41% 0,1 1000 VOS 47 200000 18000000 38% 73% 0,7 16 Zink 6 650 17100 27% 80% 99,4 7341 Bedrijfsdata Cl-metaal 23 25 26000 50% 100% 3,8 1424 NOx chemie 256 253 12 4368320 1% 90% 0,01 2181 NOx elektriciteit 100 97 20292 7030171 0% 93% 0,3 214 NOx metaal 73 70 3 1373445 0% 77% 0,2 34957 NOx raffinaderij 41 39 90 4211100 1% 89% 0,9 1905 SO2 chemie 56 53 150 4099000 13% 95% 1,3 4700 SO2 elektriciteit 19 17 568958 28224342 12% 96% 0,8 11 SO2 metaal 44 43 881 4199630 17% 83% 2,6 407 SO2 raffinaderij 18 17 39600 18726300 8% 85% 2,6 66 De basisgegevens laten zien dat er een grote spreiding bestaat in het aantal bron-milieutechnologie combinaties per verzameling. Bijvoorbeeld: voor de NOx-emissiereductie in de bedrijfsdata is het kleinste aantal combinaties gelijk aan 41 bij de raffinaderijen en het grootste aantal is gelijk aan 256 bronnen bij chemie. In tegenstelling tot wat men zou verwachten is het aantal mogelijke combinaties bij de sectorale gegevens meestal kleiner dan bij de bedrijfsgegevens. Dit komt omdat hier diverse bronnen met een zelfde type milieutechnologie geaggregeerd worden tot één bron-milieutechnologie combinatie. Ter illustratie: voor de NOx-emissiereductie bij de elektriciteitscentrales zijn in de sectorale data slechts 5 bron-milieutechnologie combinaties te vinden, terwijl er in de bedrijfsdata 100 bron-milieutechnologie combinaties zijn (voor SO2 zijn er respectievelijk 4 en 19 combinaties). In Bijlage 3.2 staan per verzameling alle typen milieutechnologie en het aantal combinaties met het Milieu en Innovatie
28
betreffende type die in deze studie zijn gebruikt. Het toepassen van één type milieutechnologie in meerdere typen emissiebronnen komt vaak voor. Voor emissiereductie van koper naar water zijn er 4 bron-milieutechnologie combinaties en 4 typen milieutechnologie, terwijl er in de verzameling voor NOx emissiereductie in de chemische industrie maar liefst 256 combinaties zijn waarbij één type milieutechnologie in gemiddeld 26 bronnen kan worden toegepast. Zo kunnen in de chemische industrie vooral low NOx-branders (bij 102 bronnen) en de Selectieve Katalytische Reductie (SCR) bij 128 bronnen worden toegepast om NOx te reduceren. Deze twee typen milieutechnologie kunnen dus bij 230 uit het totaal van 256 combinaties worden toegepast; in de resterende 26 combinaties kunnen 8 andere typen milieutechnologie worden ingezet. Om SO2 emissie te reduceren kunnen bij de meeste bronnen in uiteenlopende sectoren loogwassers worden toegepast. Er is doorgaans voldoende effectieve milieutechnologie al beschikbaar om zeer vergaande emissiereductie te bereiken. De effectiviteit is dus meestal hoog. In 13 van de 19 verzamelingen met sectorale data kan een cumulatieve (totale) emissiereductie van meer dan 66% van de onbestreden emissie worden gerealiseerd. In 8 verzamelingen met sectorale data en in alle verzamelingen met bedrijfsdata kan een emissiereductie van meer dan 75% van de onbestreden emissie worden bereikt. Wel zijn er grote verschillen tussen de verzamelingen; bijvoorbeeld het maximale emissiereductiepercentage van fenol is slechts circa 8%, maar die van fosfaat is liefst 97%. In de bedrijfsdata is de cumulatieve maximale emissiereductie doorgaans ver boven 80% ten opzichte van de onbestreden emissie. Dit komt omdat in de bedrijfsdata vele emissiebronnen zijn meegenomen. Ter illustratie, de schaal van de emissiereductie per combinatie voor NOx-emissiereductie in de metaalindustrie varieert van 3 kg bij de kleinste emissiebron tot 1,3 miljoen kg bij de grootste bron. Er zijn dus zeer kleine en zeer grote bronnen in een verzameling. In de sectorale data zijn doorgaans grote bronnen meegenomen. Uit Tabel 3.5 blijkt de grote spreiding in de marginale emissiereductiekosten. Zo zijn de laagste kosten per kg emissiereductie voor CO2 (cr1) minder dan 0,0007 gulden en de hoogste kosten (cr82) bijna 3 gulden per kg (bijna 4.300 keer hoger), voor tolueen lopen de kosten uiteen van 0,1 gulden per kg tot circa 1.000 gulden per kg emissiereductie (10.000 keer), voor NOx in de metaalindustrie van minimaal 0,2 gulden per kg emissiereductie tot 34.957 gulden per kg emissiereductie (zelfs 175.000 keer). Dit ligt voor de hand want de bronnen hebben uiteenlopende proces- en productkenmerken en de schaal van de emissiereductie varieert extreem. Ook is goed verklaarbaar dat de marginale kosten in de bedrijfsdata hoger zijn dan de gemiddelde marginale emissiereductiekosten in de sectorale data omdat in de sectorale data de extreem hoge kosten van een enkele bron worden uitgemiddeld door de aggregatie van bronnen. Om dit te illustreren zijn in de Tabel 3.6 het maximale emissiereductiepercentage en de hoogste gemiddelde marginale emissiereductiekosten voor SO2 en NOx emissiereductie onder elkaar gezet. Deze data betreffen de sectorale data als geheel, alsmede sectorale data in de elektriciteitssector (een gemiddelde van enkele bronnen voor de elektriciteitssector) en bedrijfsdata. Het maximale emissiereductiepercentage van de Milieu en Innovatie
29
sectorale en bedrijfsdata in de elektriciteitscentrales verschilt nauwelijks, maar de hoogste marginale kosten in de sectorale data zijn veel lager dan de marginale kosten in de bedrijfsdata. Tabel 3.6 Maximaal emissiereductiepercentage (max. R) en maximale marginale emissiereductiekosten (max. cr) in de sectorale en bedrijfsdata. R: % onbestreden Sectorale data, alle bron- Sectorale data, alleen Bedrijfsdata, bronnen bij cr: gulden/kg milieutechnologie elektriciteitcentrales elektriciteitcentrales combinaties max. R max. cr max. R max. cr max. R max. cr SO2 87 % 8 94 % 1,01 96 % 11 NOx
77 %
51
92 %
7,68
93 %
214
In enkele verzamelingen komen bron-milieutechnologie combinaties voor met extreem lage of extreem hoge marginale emissiereductiekosten. Hiermee bedoelen wij één tot twee uitschieters van de laagste of hoogste marginale kosten - aan het begin of aan het einde van emissiereductiekostenfuncties - die meer dan tien keer de marginale kosten van de daaropvolgende of van de voorafgaande combinatie overtreffen. Om na te gaan wat de effecten van de uitschieter op de uitkomst zijn, werden de analyses uitgevoerd met alle data en met de data zonder de uitschieters. Er blijkt weinig verschil in de nauwkeurigheid en betrouwbaarheid van de resultaten van de ramingen met en zonder de uitschieters. De kostenschattingen Aan de hand van de hiervoor beschreven verzamelingen wordt nagegaan in hoeverre de marginale en de totale emissiereductiekosten nauwkeurig en betrouwbaar kunnen worden geschat. De schattingen zijn gedaan met behulp van alle empirische data (kcr0), aan de hand van twee ad random geselecteerde bronnen (kcr1) en op basis van de hoogste en de laagste marginale kosten (kcr2). De berekening is uitgevoerd voor alle verzamelingen van bron-milieutechnologie combinaties met sectorale data en met bedrijfsdata, maar dan geschoond van de uitschieters. De kernvraag is of het mogelijk is op basis van beperkte informatie, namelijk de kosten van niet meer dan twee bron-milieutechnologie combinaties, tot een voldoende nauwkeurige en betrouwbare kostenschatting te komen. Zoals in paragraaf 3.4 is uitgelegd, is de kostenfunctie geschat met de functionele vorm cri+m = cri * enkcr. Om op basis van twee bekend veronderstelde combinaties de coëfficiënt te kunnen berekenen moet naast de informatie over de kosten van elk van die combinaties tevens het aantal combinaties dat ertussen ligt bekend zijn, terwijl bij de schatting met twee ad random bronnen ook het aantal combinaties met lagere en met hogere marginale kosten bekend moet zijn. De nauwkeurigheid van de raming van de marginale kosten is berekend door de berekende marginale kostencijfers te correleren met de empirische kosten. Als nauwkeurigheidseis geldt dat de correlatiecoëfficiënt groter moet zijn dan 0,9. Indien niet alleen het aantal bronMilieu en Innovatie
30
milieutechnologie combinaties bekend is, maar tevens het potentieel voor emissiereductie van elke combinatie, alsmede de volgorde qua kosten, dan kan met behulp van de geschatte marginale kostenfunctie de totale kostenfunctie worden berekend. Als betrouwbaar geldt dat de geschatte totale kosten niet meer dan dertig procent naar boven (index 130) of naar beneden (index 70) mogen afwijken van de empirische totale kosten. De uitgevoerde berekening heeft het karakter van een ‘alsof’ benadering. Het ‘alsof’ bestaat hierin dat wordt aangenomen dat de gebruikte databestanden de werkelijke kosten van emissiereductie voor verschillende typen emissie weergeven. Er wordt nagegaan of die veronderstelde werkelijke kosten te benaderen zijn met kostenramingen op basis van de kosteninformatie over niet meer dan twee combinaties, plus aanvullende informatie over het aantal mogelijke combinaties en hun emissiereductie - potentieel. De resultaten van de schattingen, exclusief de uitschieters, staan in Tabel 3.7. In kolom 1 staan de namen van de verzamelingen, tussen haakjes staat het aantal combinaties. In kolommen 2, 3 en 4 staan de berekende exponenten, kcr0, kcr1, kcr2 op basis van de rekenmethode die in de vorige paragraaf is toegelicht. In kolommen 5, 6 en 7 staan de correlaties tussen de marginale kosten in de empirische data en de kostenschattingen. Kolommen 8, 9 en 10 geven de geschatte totale kosten van alle combinaties in de verzameling uitgedrukt als percentage van de totale empirische kosten. De resultaten zijn in Schema 3.1 samengevat. Aangegeven is het aantal keren dat kostenschattingen met behulp van de exponenten voldoende nauwkeurig en betrouwbaar zijn gebleken.
Milieu en Innovatie
31
Tabel 3.7 Vergelijking tussen kostenschattingen en empirische data, exclusief uitschieters Verzamelingen van combinaties Grootte van Correlatiecoëfficiënt Betrouwbaarheid: exponenten van de geschatte en kostenschatting gedeeld de empirische data door empirische data *100 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Emissie (aantal combinaties) kcr0 kcr1 kcr2 kcr0 kcr1 kcr2 kcr0 kcr1 kcr2 Sectorale data Benzeen (13) 0,58 1,74 0,59 0,97 0,87 0,97 94 116 103 Cadmium (4) 2,06 2,52 1,98 0,96 0,95 0,96 106 25 85 CO2 (79) 0,09 0,14 0,09 0,95 0,96 0,85 100 12395 85 Koper (4) 1,06 1,25 0,94 0,89 0,87 0,91 133 226 92 Fijne stof (13) 0,22 0,32 0,24 0,97 0,98 0,97 90 97 103 Fluoride (8) 0,87 0,86 0,89 0,99 0,99 0,99 103 105 114 Fosfaat (10) 0,36 0,27 0,40 0,98 0,96 0,98 118 59 140 Metalen lucht (13) 0,20 0,48 0,22 0,97 0,95 0,97 114 92 125 Metalen water (14) 0,19 0,33 0,18 0,97 0,92 0,97 100 170 94 NH3 (10) 0,11 0,06 0,10 0,98 0,99 0,98 101 110 94 NOx (99) 0,05 2,31 0,05 0,96 0,97 0,97 71 25 52 PAK’s (6) 0,40 0,26 0,46 0,94 0,91 0,95 98 73 119 Fenol (7) 0,68 0,47 0,68 0,97 0,97 0,97 79 62 71 Propyleen (7) 0,54 0,68 0,57 0,98 0,98 0,98 97 162 105 SO2 (35) 0,07 0,06 0,06 0,91 0,92 0,92 93 86 87 Styreen (15) 0,24 0,20 0,26 0,97 0,96 0,97 97 90 106 Tolueen (20) 0,52 0,43 0,51 0,95 0,97 0,96 80 88 55 VOS (47) 0,07 0,06 0,07 1,00 0,99 1,00 102 87 105 Zink (6) 0,87 0,70 0,86 0,98 0,99 0,98 97 225 85 Bedrijfsdata Cl-metaal (23) 0,27 0,17 0,27 0,98 0,97 0,98 98 169 95 NOx chemie (253) 0,04 0,04 0,04 0,98 0,98 0,98 76 100 100 NOx elektriciteitsproductie (97) 0,06 0,05 0,05 0,88 0,92 0,91 100 29 65 NOx metaal (70) 0,11 0,17 0,10 0,96 0,89 0,97 67 515 46 NOx raffinaderijen (39) 0,06 0,07 0,07 0,97 0,99 0,98 96 105 105 SO2 chemie (53) 0,13 0,13 0,14 0,89 0,89 0,90 101 98 139 SO2 elektriciteitsproductie (17) 0,14 0,03 0,14 0,92 0,93 0,92 131 404 123 SO2 metaal (43) 0,10 0,05 0,09 0,97 1,00 0,98 81 161 65 SO2 raffinaderijen (17) 0,14 0,15 0,15 0,98 0,98 0,98 108 105 110
Milieu en Innovatie
32
Schema 3.1 Samenvatting van de nauwkeurigheid en betrouwbaarheid van de kostenschattingen voor 28 verzamelingen (19 met sectorale data, 9 met bedrijfsdata) kcr0: alle data zijn
kcr1: twee
kcr2 : hoogste en
bekend
willekeurige data
laagste kosten
Nauwkeurigheid van
Totaal 25 uit 28:
Totaal 24 uit 28:
Totaal 27 uit 28:
marginale kosten:
18 van 19 sectordata
17 van 19 sectordata
18 van 19 sectordata
Correlatie tussen
7 van 9 bedrijfsdata
7 van 9 bedrijfsdata
9 van 9 bedrijfsdata
Betrouwbaarheid van de Totaal 25 uit 28:
Totaal 14 uit 28:
Totaal 21 uit 28:
totale kosten:
18 van 19 sectordata
10 van 19 sectordata
16 van 19 sectordata
Percentuele afwijking
7 van 9 bedrijfsdata
4 van 9 bedrijfsdata
5 van 9 bedrijfsdata
schatting en empirische data > 0,9
< 30% De nauwkeurigheid van de marginale kosten is in de meeste schattingen voldoende. Het verband tussen de empirische data en de geschatte data met behulp van de exponenten voldoet doorgaans aan de eis dat de correlatie groter dan 0,9 moet zijn. Als alle empirische data bekend zijn (de exponent kcr0) dan worden 25 van de 28 kostenfuncties nauwkeurig geschat. Bij een schatting van de marginale kostenfunctie op basis van twee ad random empirische data (de exponent kcr1) blijken toch nog 24 van 28 kostenfuncties nauwkeurig geschat en op basis van de hoogste en de laagste marginale kosten (de exponent kcr2) zijn voor 27 van de 28 verzamelingen voldoende nauwkeurige schattingen gemaakt. De resultaten bevestigen de hypothese die in paragraaf 3.3 is toegelicht, namelijk dat de marginale emissiereductiekostenfunctie exponentieel is en in theorie consecutief kan worden geschat met behulp van een functie met een exponentiële vorm cri+m= cri * ekcr. Het blijkt verder dat de nauwkeurigheid van een schatting op basis van slechts twee bron-milieutechnologie combinaties nauwelijks onderdoet voor een raming op basis van alle combinaties. In Bijlage 3.3 zijn de emissiereductiekosten geschat met de lineaire schattingsmethoden op basis van het gewogen gemiddelde van twee bronnen en op basis van de lineaire interpolatie tussen twee bronnen. Deze ramingen wijzen erop dat alle lineaire ramingen onnauwkeurig en onbetrouwbaar zijn. Bij het schatten van de kosten gaat het erom de gevolgen van de milieueisen voor de totale kosten te bepalen. Een afwijking van de geschatte totale kosten ten opzichte van de empirische data van minder dan 30% wordt acceptabel geacht. De schattingen van de totale kosten in het geval alle empirische data bekend zijn, levert voor 25 van de 28 gevallen betrouwbare kostenramingen. De schatting op basis van twee willekeurige combinaties levert bij slechts 14 van de 28 voldoende betrouwbare ramingen op. Voor enkele emissies zijn forse afwijkingen te vinden, meer dan de factor 2 (ruim 100%). De schattingen op basis van de gegevens over de bronnen met de hoogste en de laagste Milieu en Innovatie
33
marginale kosten zijn betrouwbaar in 21 van de 28 gevallen. De schattingen zijn nauwkeurig indien informatie beschikbaar is over de bronnen met de hoogste en laagste marginale kosten en het aantal bron-milieutechnologie combinaties in de verzameling. Om een redelijk betrouwbare kostenschatting te maken is nog aanvullende milieutechnische informatie nodig, namelijk de schaal van de emissiereductie per combinatie en de volgorde van de combinaties in relatie tot de geschatte marginale kosten. De conclusie is dat bij slechts twee empirische metingen de discontinue empirische kostenfunctie nauwkeurig kan worden geschat als er wordt uitgegaan van de bronnen met de laagste en de hoogste kosten. In de praktijk kan het aantal combinaties worden bepaald met behulp van de inventarisaties van alle typen bronnen en typen milieutechnologie. Ook de schaal van de emissiereductie per bron- milieutechnologie combinatie kan doorgaans op basis van milieutechnische informatie goed worden berekend. Daarentegen levert de kostenvolgorde van de combinaties in relatie tot de schaal van de emissiereductie wel moeilijkheden. Om de volgorde van de combinaties op de ordinale schaal te bepalen moet er een verband tussen de marginale kosten en de schaal van emissiereductie worden gevonden. Het bepalen van de marginale kostenvolgorde van bronmilieutechnologie combinaties zou betrouwbaarder zijn als er een eenduidige relatie bestaat tussen de schaal van de emissiereductie en de marginale of gemiddelde emissiereductiekosten. Hieronder wordt nagegaan of er zo’n direct verband tussen de schaal van de emissiereductie en de marginale emissiereductiekosten bestaat, met andere woorden: in hoeverre doen zich bij emissiereductie schaalvoordelen of schaalnadelen voor.
3.6 Schaaleffecten bij emissiereductie Schaalvoordelen kunnen zich voordoen als de productieschaal van een specifiek uniform product wordt vergroot. Toegepast op emissiereductie zou dit betekenen dat bij verhoging van een specifieke productiecapaciteit (door een grotere installaties of een hogere intensiteit van het proces) de totale emissiereductiekosten niet evenredig, maar minder sterk stijgen, bijvoorbeeld bij de verdubbeling van de onbestreden emissies van een productieproces zou ook de potentiële emissiereductie verdubbelen, maar de totale kosten zouden dan minder dan de factor twee toenemen. Dergelijke schaalvoordelen (economies of scale) kunnen zich voordoen op grond van ondeelbaarheden in de milieutechnologie. Kleine emissiebronnen hebben in dat geval te maken met relatief hoge vaste gemiddelde kosten van afschrijving en interestlasten, waardoor ze gemiddeld hoge kosten per eenheid emissiereductie maken. De aanname dat schaalvoordelen zich in milieutechnologie voordoen, is in de cost engineering gangbaar en wordt in de industrie gebruikt om milieuinvesteringen te beoordelen voordat ze in detail worden uitgewerkt. In dit kader wordt de zogenoemde schaalfactor R berekend [Remer et al., 1994]. De berekening is formeel: R = [log(cost2/cost1)] / [log(size2/size1)] De schaalfactor geeft aan aan hoe sterk de totale emissiereductiekosten als functie van de emissieomvang zullen toe- of afnemen. Studies naar toepassingen van milieutechnologie in de industrie wijzen erop dat de schaalfactoren voor elke milieutechnologie processpecifiek zijn en dat ze Milieu en Innovatie
34
tussen 0,2 en 0,8 liggen, ofwel dat de totale kosten van een milieutechnische installatie weinig tot sterk van de emissieomvang afhangen. Als de schaal inderdaad een belangrijke invloed op de emissiereductiekosten heeft dan zou het mogelijk zijn om met weinig data kostenschattingen te maken zonder kennis over de ordinale schaal, namelijk door de emissiereductie en de kosten daarvan bij een zeer grote en een zeer kleine emissiebron te meten, waarna de kosten bij andere bronnen met de schaalfactor kunnen worden geïnterpoleerd. Het toetsen in hoeverre zich schaalvoordelen bij milieutechnologie voordoen is ook van belang voor de wijze waarop milieueisen worden ingevoerd. Indien schaalvoordelen zich inderdaad voordoen, zullen de marginale kosten bij een gegeven emissiereductiepercentage, lager zijn naarmate de omvang van de onbestreden emissie van een bron groter is. Een efficiënte aanpak in het milieubeleid is dan om, gegeven de benodigde totale emissiereductie bij een verzameling van bronnen, de strengste eisen aan de grootste bron te stellen, want daar zijn de laagste (gemiddelde) marginale kosten te verwachten. Er is dus wel wat voor te zeggen om het optreden van schaalvoordelen bij emissiereductie nader te onderzoeken. De verwachting is dus dat voorspellingen van de emissiereductiekosten op basis van algemene proces- en productkenmerken van bedrijven in een branche weinig nauwkeurig en betrouwbaar zullen zijn, ook al worden er bronnen van gelijke schaal geselecteerd. Evenmin zullen verschillen in de kosten tussen bedrijven uitsluitend uit verschillen in de schaal van de emissiereductie te verklaren zijn. Wel is op grond van de cost engineering te verwachten dat de schaal een belangrijke invloed op de kosten in homogene verzamelingen heeft, dat wil zeggen: in de verzamelingen van bronnen met goed vergelijkbare kenmerken en één type milieutechnologie. In deze paragraaf wordt nagegaan in hoeverre de emissiereductiekosten nauwkeurig en betrouwbaar kunnen worden voorspeld indien men rekening houdt met de schaal van de emissiereductie. Kostenschattingen op basis van schaalgrootte Wanneer de schaalvoordelen zich sterk voordoen, kan de toename van de marginale kosten - geordend op basis van emissiereductie- nauwkeurig en betrouwbaar worden geschat. Net als in paragraaf 3.4 en 3.5 wordt de methode van kostenschatting aan de hand van fluoride emissiereductie toegelicht, waarna de resultaten voor de andere verzamelingen worden getoond. In Tabel 3.8 staan de kostenfuncties van fluoride emissiereductie weergegeven, zowel de empirische kostenfunctie als de geschatte kostenfunctie. De empirische kostenfunctie is geconstrueerd door de bron-milieutechnologie combinaties met de grootste emissiereductie op de eerste plaats te zetten, hierna de combinatie met de op één na de grootste reductie, enzovoorts. Als zich inderdaad schaalvoordelen voordoen, zou de eerste combinatie, dus de combinatie met de grootste emissiereductie, de laagste marginale kosten moeten hebben. De tweede combinatie zou iets hogere kosten moeten hebben, enzovoorts. Bij schaalvoordelen zal de empirische marginale kostencurve dus toe moeten nemen. Uit de tabel blijkt echter dat dit niet het geval is. Milieu en Innovatie
35
Tabel 3.8 Schatting van marginale kosten op basis van ordening naar de schaal van emissiereductie (* twee willekeurige combinaties) Empirische data Geschatte marginale kosten met alle empirische data kcrer0, met twee willekeurige data kcrer1 en met de grootste en kleinste bron kcrer2 Emissie reductie Totale kosten Marginale (1) kcrer0=0,66 (2) kcrer1=4,60 (3) kcrer2=0,46 Er Cr kosten cr 3 570000 10000000 18 18 0,0 18 6
120000
20000000
167
112
0,2
28
2
33000
500000
15
178
*15
44
8
30000
45000000
1500
283
*1500
70
5
26000
2500000
96
449
148474
112
1
18000
54000
3
714
(zeer groot)
178
4
12000
500000
42
1135
(zeer groot)
283
7
1000
450000
450
1805
(zeer groot)
450
810000
79004000
® = 0,00 © = 98%
® = 0,13 © = n.v.t
® = 0,00 © = 34%
Totaal
De schattingen van de marginale kosten in de verzameling zijn op dezelfde wijze gemaakt als in paragraaf 3.4: (1) een marginale kostenfunctie op basis van alle empirische data, (2) op basis van twee willekeurige combinaties (hier zijn nummers 2 en 8 per toeval geselecteerd), waarna de kosten bij de andere bronnen zijn geëxtrapoleerd (3) op basis van de grootste en de kleinste bron, waarna de kosten voor de andere bronnen zijn geïnterpoleerd. Bij fluoride emissiereductie blijkt dat kostenschattingen met de exponenten waarbij de combinaties in de verzameling naar schaalgrootte zijn geordend, onvoldoende nauwkeurig en betrouwbaar zijn. De correlatie tussen de geschatte en de empirische marginale kosten blijven met waarden ® = 0,00 en 0,13 ver beneden het criterium van 0,9. De kostenschatting met behulp van alle data (1) is weliswaar betrouwbaar, er is slechts 2% onderschatting (© = 98%), maar dat kan op toeval berusten want de afwijkingen per combinatie zijn groot (honderden procenten). De schattingen met de andere twee methoden (2) en (3) zijn onbetrouwbaar want de afwijkingen ten opzichte van empirische data zijn groot. De vraag is nu of de fluoride emissiereductie een uitzonderingsgeval is of representatief is voor de andere empirische waarnemingen. Voor alle 28 verzamelingen van bron-milieutechnologie combinaties die in paragraaf 3.5 zijn besproken, zijn de marginale kosten geschat, uitgaande van de dalende volgorde van de emissiereductieschaal, op basis van empirische data van de grootste en de kleinste bron (exponent ker2). Nagegaan zijn de nauwkeurigheid en de betrouwbaarheid van de kostenschattingen. De resultaten staan in Schema 3.2 samengevat terwijl de resultaten per verzameling in Bijlage 3.3 te vinden zijn, waarin ook de resultaten van diverse schattingsmethoden vergeleken zijn.
Milieu en Innovatie
36
Schema 3.2 Samenvatting van de nauwkeurigheid en betrouwbaarheid van de kostenschattingen voor 28 verzamelingen (19 met sectorale data, 9 met bedrijfsdata) uitgaande van de grootste en de kleinste bron en van de bron met de hoogste en de laagste marginale kosten Ker2: grootste en kleinste bron
kcr2 : hoogste en laagste kosten
Nauwkeurigheid:
Totaal 15 uit 28
Totaal 27 uit 28
Correlatie van schatting
8 van 19 sectordata
18 van 19 sectordata
met empirische data
7 van 9 bedrijfsdata
9 van 9 bedrijfsdata
Betrouwbaarheid:
Totaal 7 uit 28
Totaal 21 uit 28
Percentuele afwijking
3 van 19 sectordata
16 van 19 sectordata
< 30%
4 van 9 bedrijfsdata
5 van 9 bedrijfsdata
> 0,9
De schattingen uitgaande van de grootste en kleinste bron zijn uiteindelijk veel minder nauwkeurig en betrouwbaar dan de schattingen uitgaande van de bronnen met de laagste en de hoogste marginale kosten. Kortom, de emissiereductie bij de grootste bronnen is bijna lange na niet altijd de goedkoopste optie. Dit geldt met name voor de sectorale gegevens. Het valt op dat in de berekeningen op basis van de bedrijfsgegevens de verschillen tussen de twee methodes kleiner zijn dan bij gebruik van sectorale gegevens. Het feit dat betrouwbaarheid en nauwkeurigheid van de kostenschattingen van deze twee methoden bij de bedrijfsgegevens beter overeenkomen dan bij sectorale gegevens zou erop kunnen wijzen dat zich binnen de bedrijfsgegevens wel schaalvoordelen voordoen. Het is aannemelijk dat het resultaat samenhangt met het feit dat in de sectorale data sterk uiteenlopende typen emissiebronnen voorkomen (heterogene verzamelingen) terwijl in de bedrijfsdata meer vergelijkbare bronnen te vinden zijn (homogene verzamelingen). Kostenschattingen op basis van schaalgrootte in homogene verzamelingen Nu moet worden nagegaan in hoeverre het mogelijk is om betrouwbare kostenschattingen voor de homogene verzamelingen te maken. Om de vraag te beantwoorden zijn uitsluitend de verzamelingen met bedrijfsdata gebruikt waarmee bron-milieutechnologie combinaties in deelverzamelingen zijn ingedeeld naar het type milieutechnologie en de schaalgrootte van emissiereductie. De volgende typen milieutechnologie zijn onderscheiden: (a) NOx emissiereductie met lage NOx-branders in chemie en in elektriciteitsproductie, (b) NOx emissiereductie met SCR (Selectieve Katalytische Reductie) in chemie, in elektriciteitproductie en in raffinaderijen, (c) SO2 emissiereductie met loogwasser in de chemie en in de metaalindustrie. In elke deelverzameling is de schaalgrootte van de combinaties in vier clusters ingedeeld: de emissiereductie groter dan 400 ton per jaar, tussen 400 en 200 ton per jaar, tussen 200 en 100 ton emissiereductie per jaar en kleiner dan 100 ton emissiereductie per jaar. Daarmee zijn redelijk homogene clusters van bron-milieutechnologie combinaties samengesteld, namelijk: één type emissie, één sector, één type milieutechnologie, één schaal. Idealiter zouden de Milieu en Innovatie
37
individuele bedrijven per sector ook naar productie- en productkenmerken moeten worden opgesplitst maar deze data zijn niet beschikbaar. Per cluster zijn de totale kosten gedeeld door de totale emissiereductie van de cluster. Aldus verkrijgt men per cluster de gemiddelde kosten per eenheid emissiereductie. Door deze in volgorde te zetten, zijn ze te interpreteren als marginale kosten bij afnemende schaal van emissiereductie. Dit is te vinden in Tabel 3.9. Tabel 3.9 Gemiddelde emissiereductiekosten in guldens per kg emissiereductie, per cluster in homogene verzamelingen verdeeld naar schaal Clusters van emissiereductieschaal > 400 400-200 200-100 <100 NOx emissiereductie met lage NOx-branders Chemie, aantal combinaties 7 6 12 77 Kosten per eenheid emissiereductie 1,03 1,34 1,07 1,31 NOx emissiereductie met SCR Chemie, aantal combinaties 7 10 13 98 Kosten per eenheid emissiereductie 5 13 30 74 Elektriciteitscentrales, aantal combinaties 16 28 2 3 Kosten per eenheid emissiereductie 10 38 33 85 Raffinaderijen, aantal combinaties 2 5 2 13 Kosten per eenheid emissiereductie 15 24 30 49 SO2 reductie met loogwassers Chemie, aantal combinaties 4 1 2 40 Kosten per eenheid emissiereductie 2 5 9 101 Metaalindustrie, aantal combinaties 4 4 3 25 Kosten per eenheid emissiereductie 7 41 20 49 Tabel 3.9 laat zien dat de kosten per eenheid emissiereductie als functie van de afnemende schaal van emissiereductie slechts in enkele deelverzamelingen exponentieel toenemen. Dit is zonder meer het geval voor de NOx-emissiereductie met behulp van SCR in de chemie en raffinaderijen. Het verband is minder duidelijk voor de NOx emissiereductie met lage NOx-branders in chemie en voor de SO2emissiereductie in de chemie. Bij de NOx-emissiereductie met SCR in de elektriciteitscentrales en de SO2-emissiereductie met een loogwasser in de metaalindustrie is er geen eenduidig verband tussen de marginale kosten en de schaal van emissiereductie; daar zijn blijkbaar de specifieke proces- en productkenmerken van belang voor de kosten. Voorts is het type milieutechnologie relevant; zo zijn de kosten van de lage NOx-branders over de gehele schaal van emissiereductie lager dan de kosten van SCR. Hieruit blijkt dat schaalvoordelen zich duidelijker gaan aftekenen naarmate de onderscheidende (deel-)verzamelingen van bron-milieutechnologie combinaties homogener zijn. Maar tevens blijkt dat de schaal van emissiereductie slechts één van de kostenbepalende factoren is, naast product- en proceskenmerken en de keuze van het type milieutechnologie. Het feit dat de schaal slechts één van de kostenbepalende factoren is, maakt de kostenschatting onbetrouwbaar indien uitgegaan wordt van de hypothese dat de volgorde van marginale kosten wordt bepaald door de schaal van emissiereductie. Dit geldt zelfs voor de redelijk homogene verzamelingen, hetgeen bevestigd wordt met behulp van de kostenschatting voor de hierboven genoemde clusters, Milieu en Innovatie
38
waarbij de combinaties naar schaalgrootte geordend zijn, dus de grootste bronnen eerst, dan de op één na de grootste bronnen, enzovoorts (zoals in het fluoride voorbeeld). Daarbij is aangenomen dat de schaal van emissiereductie en de gemiddelde kosten van de eerste en de laatste combinatie in iedere cluster -waarbij dus de eerste combinatie de grootste schaal heeft en de laatste de kleinste- bekend zijn. De kostenexponent wordt berekend aan de hand van de hoogste en laagste gemiddelde kosten per cluster, waarna de kosten bij de overige bronnen consecutief berekend zijn (de formule is: cri+1 = cri * e kcr. Op dezelfde wijze is de schaalexponent ker berekend (ker = ln [ern/e1]/(n-1)), waarna ook de schaal van de overige bronnen is berekend (volgens de formule: eri+1 = eri * e ker). De raming van de totale kosten Cr per cluster is: gemiddelde kosten per kg emissiereductie maal de schaal van de emissiereductie. Een schatting wordt betrouwbaar geacht indien de over- of onderschatting ten opzichte van de empirische data minder is dan 30%. In Tabel 3.10 staan de resultaten voor NOx- en SO2-emissiereductie gepresenteerd, waarbij de combinaties binnen de clusters in volgorde van oplopende schaal zijn geordend. De ramingen tonen 32 clusters, waarvan er 7 een onvoldoende aantal combinaties herbergen (minder dan 3 combinaties per cluster) om uitspraken te kunnen doen. Uit de berekeningen blijkt dat van de 25 overblijvende kostenschattingen er 11 voldoende betrouwbaar zijn. De meeste schattingen voor homogene verzamelingen van bron-milieutechnologie combinaties op basis van schaalfactoren zijn dus onvoldoende betrouwbaar. Indien de combinaties per cluster geordend worden naar toenemende kosten per combinatie, dan stijgt het aantal betrouwbare schattingen tot 13 van de 25 clusters. Al met al zijn de kostenschattingen ook in de homogene verzamelingen te vaak onvoldoende betrouwbaar om de emissieredutiekosten goed te kunnen voorspellen. Uit de vergelijking van de ramingen op basis van ordening naar schaal van emissiereductie en naar de marginale kosten blijkt dat de bronspecifieke proces- en productkenmerken een sterke invloed op de emissiereductiekosten hebben.
Milieu en Innovatie
39
Tabel 3.10 Betrouwbaarheid van kostenschatting voor homogene verzamelingen Schaal van emissiereductie > 400 400-200 200-100 <100 NOx emissiereductie Chemie, lage NOx-branders aantal combinaties 7 6 12 77 schatting/empirisch 42% 159% 48% 50% NOx-emissiereductie met SCR Chemie, Selectieve Katalytische Reductie Aantal combinaties 7 10 13 98 Schatting/empirisch 60% 97% 116% 62% Elektriciteitscentrales, lage NOx-brander Aantal combinaties 34 2 Schatting/empirisch 82% 100% Elektriciteitscentrales, SCR Aantal combinaties 16 28 2 3 Schatting/empirisch 94% 84% 100% 125% Metaalindustrie, substitutie kolen door gasverbranding Aantal combinaties 4 36 Schatting/empirisch 2% 34% Raffinaderijen, SCR Aantal combinaties 2 5 2 13 Schatting/empirisch 100% 98% 100% 115% SO2 emissiereductie Chemie, loogwasser Aantal combinaties 4 1 2 40 Schatting/empirisch 124% 100% 100% 163% Elektriciteitscentrales rookgasreiniging Aantal combinaties 18 Schatting/empirisch 81% Metaalindustrie, loogwasser Aantal combinaties 4 4 3 25 Schatting/empirisch 62% 88% 90% 162% Raffinaderijen, ESP/loogwasser Aantal combinaties 13 3 1 Schatting/empirisch 207% 126% 100%
3.7 Betekenis van de resultaten De vraag van dit hoofdstuk luidt: is het mogelijk om op betrekkelijk eenvoudige en goedkope wijze de kosten te schatten die bedrijven moeten maken als de overheid strenge milieueisen zou gaan stellen. Deze algemene vraag wordt gesteld, omdat enerzijds het beleidsuitgangspunt is dat milieukosten voor bedrijven acceptabel dienen te zijn, terwijl anderzijds onzeker is in hoeverre de overheid dit bij de voorbereiding van strengere milieueisen kan beoordelen. Bij de voorbereiding van de eisen zijn immers alleen kostengegevens van enkele demonstratieprojecten beschikbaar, terwijl de milieueisen voor vele emissiebronnen gelden. De neoklassieke theorie biedt geen houvast om de kosten bij vele bronnen te voorspellen. De cost engineering modellen, die kostenbeïnvloedende procesvariabelen analyseren, zijn kostbaar en de betrouwbaarheid van de resultaten daarvan wordt aangevochten. In dit Milieu en Innovatie
40
hoofdstuk is een empiristische aanpak gevolgd om de kosten te schatten voor een hele verzameling van bron-milieutechnologie combinaties op basis van zeer beperkte kosteninformatie, namelijk over twee combinaties. Daartoe werd gebruik gemaakt van de kostenfunctie van de vorm cri+1 = cri * ekcr. De hypothese dat de emissiereductiekostenfuncties exponentieel oplopen met natuurlijke logaritme als grondslag, is getoetst en bevestigd aan de hand van 28 empirische kostenfuncties die een verzameling vormen van bron-milieutechnologie combinaties in diverse sectoren en bij bedrijven binnen één sector. Het blijkt dat gebruikmakend van kosteninformatie over de bron met de hoogste en de laagste kosten plus aanvullende informatie over het aantal beschikbare combinaties, de empirische marginale kostenfuncties voldoende nauwkeurig (® > 0,9) konden worden benaderd in 27 van de 28 gevallen. Met de bekend veronderstelde kostenvolgorde van de combinaties en de schaal van emissiereductie per combinatie, konden bovendien de totale kosten worden geschat. De afwijking van empirische totale kosten van minder dan 30% in 21 van de 28 gevallen. Verder blijkt uit de ramingen dat de schaal van emissiereductie de kosten minder sterk beïnvloedt dan de bronspecifieke proces- en productkenmerken maar welke daarvoor bepalend zijn, is onbekend. Echter, het opstellen van de kostenvolgorde van de combinaties is onmogelijk zonder een direct verband met de toename van het emissiereductiepercentage. Een verband tussen de marginale emissiereductiekosten en het emissiereductiepercentage is lastig te leggen. Het blijkt dat de schaal van emissiereductie de kosten minder sterk beïnvloedt dan de bronspecifieke product- en proceskenmerken, maar welke daarvoor bepalend zijn is onbekend. Aan de hand van de resultaten kan dus slechts een deel van de kosteninformatie worden aangedragen die wenselijk zou zijn om de kosten van strengere milieueisen per bron te voorspellen. Het is mogelijk om met de informatie over twee bron-milieutechnologie combinaties in een verzameling, nauwkeurig te schatten hoe steil de marginale emissiereductiekostenfunctie zal zijn. Hiervoor is kosteninformatie nodig over een bron met zeer hoge en een bron met zeer lage marginale kosten; een proces met weinig product- en grondstofvariatie en veel emissie kent wellicht lage kosten terwijl er bij een complex proces met weinig emissie doorgaans hoge kosten zullen zijn. Voorts moeten het aantal typen emissiebronnen en de daarbij passende typen milieutechnologie bekend zijn waarmee het aantal mogelijke bron-milieutechnologie combinaties kan worden berekend. Op basis hiervan kan de exponent worden berekend en de steilheid van de emissiereductiekostenfunctie worden geschat. Hiermee kan de verdeling van de kosten in een verzameling worden aangegeven. Het belang hiervan is tweeledig. Ten eerste geeft de steilheid aan in hoeverre de ‘gemiddelde’ kosten op grond van enkele waarnemingen bij de bronnen maatgevend voor de andere bronnen zijn; dit is namelijk het geval als de kostenfunctie zeer vlak is. Een steile kostenfunctie betekent dat een deel van de bronnen veel hogere kosten moet maken dan de bemeten bronnen (tenzij per toeval een bron met zeer hoge kosten wordt bemeten). Ten tweede kan de overheid met behulp van de geschatte kostenfunctie uitrekenen hoe hoog de marginale emissiereductiekosten (maar niet de totale kosten) zullen toenemen
Milieu en Innovatie
41
indien een emissiereductiepercentage wordt beoogd. Dit komt bijvoorbeeld goed van pas bij toepassingen van economische instrumenten zoals subsidies en heffingen. De beperking blijft ten aanzien van de kostenvoorspelling van de marginale kosten per bronmilieutechnologie combinaties en het voorspellen van de totale kosten bij individuele emissiebronnen. Vooral dat laatste is van belang bij de beoordeling in hoeverre de kosten van milieutechnologie nog aanvaardbaar zijn. De schattingen op basis van exponenten zijn onvoldoende betrouwbaar om de emissiereductiekosten bij individuele bronnen te voorspellen. Dit komt omdat er geen direct verband is tussen de kosten en de schaal van emissiereductie, terwijl het verband tussen de kosten en product- en proceskenmerken onbekend is. Om de kosten bij de individuele bronnen indicatief te ramen, moeten de bronnen verdeeld worden in homogene clusters op grond van de bronspecifieke product- en proceskenmerken en type milieutechnologie. In de homogene clusters speelt schaalgrootte wel een rol, maar blijft het onzeker hoe sterk de andere bronspecifieke kenmerken de kosten beïnvloeden. Om te beoordelen in hoeverre milieueisen qua kosten acceptabel zijn, is het dus niet voldoende om kosteninformatie over enkele illustratief geachte bronnen te vergaren. Een betrouwbare beoordeling van de emissiereductiekosten bij bedrijven door strengere milieueisen noodzaakt om de kostendata per homogene cluster van bron-milieutechnologie combinaties te verzamelen maar ook dan zijn de emissiereductiekosten van individuele bronnen lastig te voorspellen omdat de variatie in product- en proceskenmerken groot is.
Milieu en Innovatie
42
4. Is milieuinnovatie een rendabele strategie? In dit hoofdstuk komt aan de orde in hoeverre en op welke terrein van milieuproblematiek het rendabel is om te investeren in ontwikkeling van nieuwe kostenbesparende milieutechnologie in het licht van onzekere verkopen van nieuwe milieutechnologie. Indien de onzekerheden over de verkoop kunnen worden beperkt, worden de uitgaven voor milieutechnologie ontwikkeling aantrekkelijker, aangezien onnodige uitgaven worden beperkt of vermeden.
4.1 Inleiding In dit hoofdstuk wordt ervan uitgegaan dat het technisch mogelijk is om met de nu al beschikbare milieutechnologie een voldoende hoog emissiereductie percentage te bereiken. Dus is het technisch mogelijk om aan strenge milieueisen te voldoen. Deze veronderstelling is in overeenstemming met de werkelijkheid: bij de meeste emissies is het emissiereducerend effect door toepassing van de beschikbare milieutechnologie 80% tot 95% van de onbestreden emissie (reductiefactor 5 tot 20). Vele van de al beschikbare substituten voor de milieuaantastende producten bereiken zelfs 100% emissiereductie. Wel is het zo dat bij het oprekken van het zuiveringspercentage, van bijvoorbeeld 80% naar 90% de kosten van de daarvoor in te zetten milieutechnologie zeer hoog kunnen zijn. Het knelpunt is dus meestal niet technisch maar economisch van aard. Bij de meeste emissies is er daarom niet zozeer behoefte aan nieuwe milieutechnologie die de reductiegrenzen nog verder verlegt, maar aan technologie die de haalbare emissiereductiepercentages realiseert tegen lagere kosten. Aangezien voor vele typen emissies er al effectieve milieutechnologie beschikbaar is, hoewel ze nog niet of weinig wordt toegepast, worden de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties niet zozeer door de strengheid van milieueisen beïnvloed als wel door de kostenvoordelen die ze opleveren. Om die reden concentreert dit hoofdstuk zich op milieutechnologische vooruitgang die de emissiereductiekosten omlaag brengt. Bedrijven moeten forse uitgaven voor onderzoek en ontwikkeling van milieuinnovaties doen voordat ze een nieuwe milieutechnologie kunnen demonstreren; daarna maken ze kosten van demonstratie en verkoop, waar een onzekere verkoop van de nieuwe milieutechnologie in de toekomst tegenover staat. Aan de orde komt de winstgevendheid van milieutechnologie ontwikkeling. Het winstgevend zijn van de ontwikkeling houdt in dat de nieuwe milieutechnologie na de realisatie dermate goed wordt verkocht dat het surplus van de verkoop dat resteert na aftrek van de productiekosten, voldoende groot is om de daaraan voorafgaande uitgaven voor onderzoek, ontwikkeling, en marktintroductie van de nieuwe technologie, ruimschoots te dekken. Bij de start van het onderzoek moeten de ontwikkelaars verwachten dat de toekomstige verkoopopbrengsten aanmerkelijk hoger zijn dan de som van al die genoemde uitgaven. Het ligt voor de hand dat de toekomstige opbrengsten vooral te vinden zijn op de deelmarkten waar de nieuwe milieutechnologie kostenvoordelen voor de emissiebronnen oplevert, want voor hen is het aantrekkelijk die te kopen. Milieu en Innovatie
1
Maar de vraag is hoe deze deelmarkten te identificeren zijn zonder dat er kennis van de kosten van uiteenlopende emissiebronnen en toekomstige typen milieutechnologie beschikbaar is, maar alleen de steilheid van de emissiereductiekostenfuncties kan worden geschat. Hier wordt beargumenteerd dat de ontwikkelaars een strategie ten aanzien van hun investeringen in onderzoek en ontwikkeling moeten kiezen. Een mogelijk strategie is het omlaag brengen van de kosten bij de bron-milieutechnologie combinaties met hoge marginale kosten. De te behalen kostenverlagingen per combinatie zijn daar waarschijnlijk het grootst, maar deze combinaties worden wellicht weinig toegepast waardoor de potentiële verkoop gering blijft. Wij noemen deze strategie voortaan ‘milieuinnovatie’ (andere termen hiervoor zijn onder meer 'radicale vernieuwing', 'doorbraaktechnologie' ). Met deze term zal worden aangegeven dat er nog weinig milieutechnische alternatieven voor emissiereductie beschikbaar zijn en dat er dus een nieuwe milieutechnologie moet worden ontwikkeld om de kosten omlaag te brengen. Een andere strategie is het ontwikkelen en op de markt brengen van technologieën die de kosten verder verlagen van de combinaties die nu al lage kosten hebben en die wel breed kunnen worden toegepast. Voor deze strategie gebruiken wij voortaan de term ‘milieuverbetering’ (ook wel 'adaptaties' of 'modificaties' genoemd). Er zullen hier meestal meerdere milieutechnische alternatieven beschikbaar zijn, waaruit de goedkoopste kan worden gekozen en waarbij verbeteringen van de al beschikbare milieutechnologie de emissiereductiekosten verder omlaag brengen. Omdat ontwikkelingskosten kunnen worden uitgespaard zijn milieuverbeteringen vaak goedkoper te realiseren, waardoor deze strategie doorgaans aantrekkelijker is dan de strategie milieuinnovatie. Aldus moeten de ontwikkelaars van nieuwe milieutechnologie concurreren met de verbeteringen van de al beschikbare milieutechnologie; de vraag is hóe. Het doel van dit hoofdstuk is om meer duidelijkheid te verschaffen over de omstandigheden waarin milieuinnovatie de beste strategie is, dan wel milieuverbetering. Het doorslaggevende criterium is daarbij de verwachte winstgevendheid voor de ontwikkelaars van milieutechnologie en hun financiers. Dit wordt bepaald door de verhouding tussen enerzijds de uitgaven voor onderzoek, ontwikkeling en het introduceren van de nieuwe milieutechnologie en anderzijds de te verwachten opbrengst uit de verkoop van de nieuwe milieutechnologie na aftrek van de operationele productiekosten. Milieuinnovaties en milieuverbeteringen zullen op dit punt met elkaar worden vergeleken. De opbouw van hoofdstuk 4 is als volgt. In de rest van de inleiding 4.1 worden de aannames geïntroduceerd en wordt de theorie over de kostenbesparingen met milieuverbeteringen respectievelijk milieuinnovatie verder ontwikkeld. Paragraaf 4.2 biedt een opstapje voor de strategiekeuze aan de hand van empirische studies naar kostenbesparende milieutechnologische ontwikkeling. In paragraaf 4.3 wordt de analyse van de kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang nader geconcretiseerd met een simulatie van kostenbesparingen door de strategie vooral gericht op milieuinnovaties respectievelijk milieuverbeteringen. Voor de simulatie is het empirisch materiaal van paragraaf 3.3 gebruikt. Op basis daarvan volgt in paragraaf 4.4 de raming van de Milieu en Innovatie
2
verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties en milieuverbeteringen en wordt de winstgevendheid van de twee strategieën besproken. Het hoofdstuk wordt afgesloten met conclusies in paragraaf 4.5. Milieuinnovatie versus milieuverbetering als strategie Uitgegaan wordt van een situatie waarbij ontwikkelaars bij de start van hun onderzoek de uitgaven voor ontwikkeling van nieuwe technologie onderbouwen door de toekomstige opbrengsten te schatten. De verwachting van de ontwikkelaars is dat áls er in de verzameling van emissiebronnen waarop ze hun onderzoek richten, bronnen zijn die bij strenge milieueisen zeer hoge kosten moeten maken, de emissiereductiekostenfunctie steil zal oplopen. Die hoge kosten bieden uitzicht op een grote kostenverlaging als resultaat van geslaagde milieuinnovaties. De potentiële gebruikers zullen liever de nieuwe milieutechnologie dan de al langer beschikbare milieutechnologie aanschaffen als ze daardoor fors op hun kosten besparen. Hierdoor ontstaan goede verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties, zodat de uitgaven aan milieutechnologie ontwikkeling ruimschoots worden gedekt. Als het bovenstaande opgaat dan ligt het voor de hand dat de ontwikkelaars van milieutechnologie hun onderzoek en ontwikkeling vooral richten op innovaties die de kosten omlaag brengen van de bronnen met hoge marginale emissiereductiekosten. De grootste kostenvoordelen per eenheid emissiereductie zijn immers te behalen bij de bronnen die een dure milieutechnologie zouden moeten gebruiken om aan de strengere milieueisen te voldoen. Daar kan tegenover staan dat de totale extra emissiereductie met de betreffende technologie tegen valt, omdat er slechts weinig emissiebronnen van dat type zijn, of omdat de bronnen zeer klein zijn. Daardoor kunnen de verkoopmogelijkheden van de nieuwe milieutechnologie beperkt zijn. Een alternatieve strategie zou zich kunnen richten op het verlagen van de kosten daar waar de marginale emissiereductiekosten laag zijn, dat wil zeggen: bij de bronnen die tegen lage kosten aan de strengere milieueisen kunnen voldoen. De dankzij technologische vernieuwing te behalen kostenvoordelen per eenheid emissiereductie zijn dan weliswaar minder groot, maar dit kan worden gecompenseerd door ruime verkoopmogelijkheden, omdat de totale emissiereductie van de verbeterde technologie hoog is doordat er veel bronnen zijn of doordat de bronnen zeer grootschalig zijn. Dit keuzevraagstuk is in Figuur 4.1 geïllustreerd. In de figuur staat de discontinue marginale emissiereductiekosten curve (AB, EF) aangegeven voor een emissiebron die twee typen al beschikbare milieutechnologie kan gebruiken om aan de toekomstige milieueisen te voldoen. Zo kunnen bijvoorbeeld zware metalen in afvalwater worden bestreden door hergebruik van de metalen in het productieproces, waarna als tweede stap chemisch-fysische eindzuivering plaatsvindt. Stel dat de goedkope technologie een bescheiden emissiereductie van 60% heeft, terwijl de duurdere technologie nog eens 20% extra emissiereductie oplevert, waardoor het totale emissiereductiepercentage op 80% komt. Stel nu dat met een gegeven budget, een technologie kan worden ontwikkeld die de kosten 50% verlaagt ten opzichte van de al beschikbare milieutechnologie. De keuze is dan tussen inspanningen gericht op de kostenverlaging van de breed toegepaste goedkope technologie of minder vaak Milieu en Innovatie
3
toegepaste duurdere technologie. In de figuur is de totale kostenbesparing te behalen bij de goedkope technologie weergegeven met het oppervlak ABCD. De totale kostenbesparing bij de dure technologie met een extra emissiereducerende effect is het oppervlak EFGH. In dit geval is het oppervlak EFGH groter dan ABCD; de grootste kostenbesparing is te behalen bij de dure milieutechnologie dat wil zeggen: milieuinnovaties zouden aantrekkelijker zijn. Figuur 4.1 Keuze van innovatiestrategie Marginale emissiereductiekosten E
G
F
H
A
B
C
D
60%
80%
emissiereductiepercentage
Stel nu dat het milieubeleid zo streng is dat beide technologieën nu reeds worden toegepast. Ga er verder vanuit dat de nieuwe technologieën die de emissiereductiekosten halveren zelf geproduceerd worden tegen de productiekosten die de helft zijn van de productiekosten van de al beschikbare technologie dat wil zeggen: apparatuur voor de verbetering of innovatie. In het voor de ontwikkelaars gunstige geval wordt bij vervanging van de oude apparatuur de nieuwe technologie aan de emitterende bedrijven verkocht tegen een prijs die voor de al beschikbare (niet verbeterde) technologie werd betaald. De ontwikkelaars behalen dan een surplus of innovatierente gelijk aan de kostenbesparing, voorgesteld door de oppervlakten ABCD respectievelijk EFGH in Figuur 4.1. Alle voordelen gaan dan naar de ontwikkelaars. In het andere uiterste zakt de prijs van de apparatuur met 50%; de kopers (tevens de gebruikers) behalen alle voordelen van verbetering en innovatie via de lagere aankoopprijs en de ontwikkelaars (tevens de verkopers) behalen geen innovatierente (surplus van nul). In het vervolg van hoofdstuk 4 concentreert de analyse zich op de volgende situatie: dankzij het verkregen patent heeft de ontwikkelaar een tijdelijke monopoliepositie en verkoopt hij de vernieuwende apparatuur tegen een prijs die niet of nauwelijks lager is dan de prijs voor de oude apparatuur. De ontwikkelaar zal de uitgaven voor onderzoek en ontwikkeling van een technologie Milieu en Innovatie
4
alleen dan doen wanneer de verwachte innovatierente de onderzoeks- en ontwikkelingsuitgaven royaal overtreft. De bovenstaande gedachtegang kan worden gegeneraliseerd naar gevallen waarin meer dan twee bron-milieutechnologie combinaties mogelijk zijn. In Figuur 4.2 wordt verondersteld dat er een groot aantal opties voor emissiereductie en bijbehorende kosten zijn. Deze zijn weergegeven in de lineaire marginale kostencurve AB. Milieuinnovatie wordt nu gedefinieerd als een besparing in emissiereductiekosten die oploopt van 0% voor de minst dure milieutechnologie tot 50% voor de meest dure technologie. De marginale kostencurve verschuift door milieuinnovatie dus van AB naar AC. Een milieuverbetering daarentegen doet de marginale kosten van de goedkoopste technologie met 50% dalen en van de duurste technologie met 0%. De marginale emissiereductiekostencurve verschuift door milieuverbeteringen van AB naar DB. Figuur 4.2 Kostenbesparing bij innovatie en verbetering Marginale emissiereductiekosten
H B E
G
C A
F I
D emissiereductie De vraag is nu met welke ontwikkeling de hoogste kostenbesparing en daarmee het hoogste potentiële surplus wordt bereikt. Bij innovatie is het surplus gelijk aan het oppervlak ABC in Figuur 4.2 en bij milieuverbetering is dat ABD. In de figuur geldt duidelijk ABC > ABD. Het meetkundige bewijs is als volgt: Voor de kostenbesparing door innovatie geldt: Oppervlak ACB = 0,5 x oppervlak ACBE Milieu en Innovatie
5
Oppervlak ACBE = oppervlak AEGF Dus oppervlak ACB = 0,5 x oppervlak AEGF Voor de kostenbesparing door verbetering geldt: Oppervlak ADB = 0,5 x oppervlak ADBH Oppervlak ADHB = oppervlak ADFI Dus Oppervlak ADB = 0,5 x oppervlak ADFI De oppervlakken AEGF en ADFI verschillen van elkaar door de lengte van de zijden AE (=BC), respectievelijk AD. Als de marginale kosten toenemend zijn, moet altijd gelden BC > AD en geldt dus ook oppervlak ACB > oppervlak ADB. Bovendien geldt dat het verschil tussen BC en AD groter is naarmate de marginale kostencurve steiler verloopt. Derhalve zal de kostenbesparing door innovatie (oppervlak ABC) de kostenbesparing door verbetering (oppervlak ADB) meer overtreffen naarmate de marginale emissiereductiekostencurve steiler verloopt. Dit impliceert tevens dat de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties een functie zijn van exponent kcr. In paragraaf 4.3 zal met behulp van een simulatie, die gebruik maakt van de kostenfuncties die in hoofdstuk 3 zijn geconstrueerd, worden vastgesteld voor welke van de stoffen, de twee alternatieve strategieën de grootste kostenverlaging opleveren en daarmee vermoedelijk het meest rendabel zijn.
4.2 Relevantie van de vraagstelling In deze paragraaf wordt aandacht besteed aan de onderzoeks- en ontwikkelingsuitgaven, aan het schatten van de toekomstige verkopen en de winst, alsmede aan milieutechnologische vooruitgang door milieuinnovatie en -verbeteringen. De aanname is dat de uitgaven nodig zijn om te innoveren, wat belangrijk is om producten winstgevend te kunnen blijven verkopen want anders zullen concurrenten nieuwe producten realiseren die bezien vanuit de klant, aantrekkelijk zijn. Uitgaven aan milieutechnologie ontwikkeling Als de overheid overweegt strengere milieueisen te stellen dan zorgt ze ervoor dat een technologie beschikbaar komt waarmee de emissie voldoende kan worden gereduceerd om aan de te stellen eisen te voldoen. Hiertoe kan de overheid een onderzoeksinstituut opdracht geven om milieutechnologie te ontwikkelen maar ze kan ook de ontwikkelingsuitgaven van private instituten en bedrijven meefinancieren Daarnaast kunnen bedrijven die zich op de verkoop van milieutechnologie toeleggen, de leveranciers van milieutechnologie, op de strengere milieueisen anticiperen door te investeren in onderzoek en ontwikkeling van nieuwe milieutechnologie. Nadat een milieutechnologie is ontwikkeld, moet ze aan klanten worden gedemonstreerd en in geval van een geslaagde demonstratie, worden geproduceerd en verkocht. Hiermee zijn hoge kosten verbonden. In Tabel 4.1 staan de uitgaven voor onderzoek en ontwikkeling van milieutechnologie voor de periode 1980 – 1996 (details staan in Bijlage 4.3). De gegevens zijn gebaseerd op drie CBS
Milieu en Innovatie
6
statistieken: Kosten en Financiering van Milieubeleid met gegevens over uitgaven van de overheid vanaf 1991, Milieukosten van bedrijven met de uitgaven van bedrijven en Statistieken voor Speur- en Ontwikkelingswerk tot 1993 met de uitgaven van de overheid ingedeeld naar het type instituut dat is gefinancierd. De kolom overheid betreft overheidsuitgaven waarmee bedrijven zijn gefinancierd ten behoeve van hun speur en ontwikkelingswerk naar milieutechnologie. De kolom nijverheid geeft de bedragen aan die de industrie zelf heeft opgebracht. De kolom totaal milieutechnologie heeft betrekking op het totaal van S&O activiteiten van bedrijven gefinancierd door bedrijven zelf en door de overheid. Tabel 4.1 Speur- en Ontwikkelingswerk (O&S) naar milieutechnologie in miljoen gulden Jaren Overheid Nijverheid Totaal 1980 41 44 85 1981 59 142 1982 94 60 154 1983 84 66 149 1984 98 51 149 1985 93 65 158 1986 62 162 1987 108 75 184 1988 85 215 1989 126 107 233 1990 120 262 1991 153 136 289 1992 136 300 1993 153 133 286 1994 143 283 1995 126 152 278 1996 142 256 De totale uitgaven aan milieutechnologie zijn fors toegenomen van 85 miljoen gulden in 1980 tot 300 miljoen gulden in 1992 waarna een afname volgt tot circa 278 miljoen gulden in 1995. De jaarlijkse groei van deze uitgaven over de gehele periode 1980 - 1996 bedraagt circa 7,5%. Waar het de ontwikkelaars van milieutechnologie uiteindelijk om gaat is dat ze een apparaat aan emitterende bedrijven verkopen waarmee emissiereductie kan worden bereikt. Om een nieuw apparaat te kunnen verkopen en te installeren moeten meer uitgaven worden gedaan dan alleen voor S&O. In de statistieken Kennisuitgaven worden in dat kader innovatie-uitgaven genoemd die de volgende uitgaven omvatten: de inkoop aan apparaten, onderzoek in eigen beheer, uitbesteed onderzoek, industrieel ontwerp, licenties, marketing en opleiding. We veronderstellen dat het S&O aandeel in de innovatie-uitgaven bestaat uit de posten: het aandeel van onderzoek in eigen beheer, uitbesteed onderzoek plus industrieel ontwerp in de totale innovatie-uitgaven in industrie. Volgens de Milieu en Innovatie
7
statistiek was dat aandeel voor de industrie in 1996 gelijk aan 56 procent van het totaal van innovatieuitgaven. De rest bestaat voor het grootste deel uit inkoop apparaten en nog wat kleinere posten. We nemen aan dat ook voor de specifieke categorie milieuinnovatie-uitgaven het S&O aandeel 56 procent is. Uitgaande van S&O uitgaven voor milieutechnologie van 280 miljoen gulden in beginjaren negentig (volgens tabel 4.1) komt het totaal aan milieuinnovatie-uitgaven begin jaren negentig uit op 100/56 x 280 miljoen gulden is circa 500 miljoen gulden per jaar. Het belang van verkoopschattingen Gedurende het onderzoek, de ontwikkeling, demonstratie en verkoop doen de ontwikkelaars van milieutechnologie uitgaven die oplopen tot een aanzienlijke som en het is de bedoeling dat deze door verkoop van de milieuinnovatie en de betaling door de klant worden gedekt en dat daarbij bovendien winst wordt gemaakt. Maar het is allerminst vanzelfsprekend dat al deze inspanningen tot een geslaagde milieuinnovatie leiden. Onderzoek kan in sommige situaties tot niets leiden, of alleen tot vindingen leiden die hierna worden gepatenteerd om ze te beschermen voor imitaties zonder dat ze in productie worden genomen en vervolgens worden verkocht. Slechts een beperkt deel van de patenten levert commercieel aantrekkelijke technologieën op. Sterker nog, er is vaak geen directe relatie tussen de patenthouder (een uitvinder) en de innovator. Een patenthouder is vaak een uitvinder, maar een innovator is meestal een bedrijf, dikwijls zonder directe betrokkenheid met de uitvinder. Bovendien is de periode tussen het patenteren van een vinding en de realisatie van een innovatie soms decennialang, waarbij de opbrengst door verkoop van de innovatie doorgaans ten bate van het bedrijf komt dat een commercieel product op basis van de uitvinding realiseert. Het is dus vaak niet de uitvinder maar de ondernemer die van de ontwikkelingsinspanningen profiteert [Rosenberg, 1982]. In de economische theorie wordt innovatie weliswaar opgevat als het resultaat van onderzoek en ontwikkeling dat in een patent uitmondt, maar in de praktijk blijkt het verband tussen deze uitgaven en het aantal patenten indirect te zijn. Er is er geen rechtstreeks verband tussen realisatie van innovaties en het aantal patenten, ofschoon patenten-metingen als de beste indicatie voor innovaties worden beschouwd [Grilliches, 1994]. Een illustratie hiervan biedt onderzoek naar uitvindingen in de organische chemie [Stobaugh, 1988]. Zo zijn de stoffen styreen, fenol, vinylchloride, acrylonitril, ortho- en paraxyleen, isopreen en cyclohexaan pas tientallen jaren na hun uitvinding succesvol commercieel toegepast (bijvoorbeeld 47 jaar bij isopreen en 77 jaar bij vinylchloride). Geen enkele uitvinder (patenthouder) was tevens de innovator, maar de innovatoren - de bedrijven die als eerste de vindingen commercieel succesvol hebben gemaakt - hebben verkoopopbrengsten behaald die in totaal een veelvoud van hun totale kosten waren. Voorts blijkt dat ze de hoge verkoopopbrengsten gedurende vele jaren behielden, niet zozeer door de bescherming van de vinding door middel van patenten, maar vooral door de producten op diverse klantenwensen goed af te stemmen (het zogenoemde customizing), door realisatie van lagere productiekosten met behulp van procesinnovaties, door standaardiseren van producten waarmee Milieu en Innovatie
8
schaalvoordelen in productie worden behaald en de opbouw van ervaring met deze productie. In de genoemde voorbeelden zijn alle innovatoren langer dan 50 jaar marktleiders gebleven. Uiteraard lokken de hoge verkoopopbrengsten concurrenten. De toetreding van concurrenten in de organische chemische industrie blijkt 4,5 tot 7 jaar na de innovatie plaats te vinden; soms is de toetreding sneller (zoals al na 2 jaar bij vinylchloride monomeer) en soms trager (zoals pas na 16 jaar bij isopreen). Door deze toetreding neemt de prijsconcurrentie toe, waardoor de verkoopopbrengsten dalen. Niettemin blijft de winstgevendheid van de innovaties lange tijd op een hoog peil. Een ander opvallend punt is dat bedrijven de afgelopen decennia geleerd hebben om vindingen sneller rijp voor de markt te maken. De zogeheten leadtime to market, oftewel de realisatieperiode van onderzoek tot het commerciële product, wordt korter. Tevens wordt de periode waarin het product wordt verkocht (productlevenscyclus) korter, met andere woorden: nieuwe producten volgen elkaar sneller op. De halveringstijd van producten, de helft van de productlevenscyclus, wordt korter: van 15 tot 20 jaar in de jaren zestig tot circa 5 jaar in de jaren negentig. Daardoor moet de inspanning om een nieuw product te ontwikkelen steeds doelmatiger zijn. Om doelmatig te zijn dienen de uitgaven vanaf de start van het onderzoek op de meest kansrijke verkoopmogelijkheden te worden gericht, terwijl de doorlooptijd in de ontwikkeling zo kort mogelijk moet zijn [Ganguly, 1999]. Wij hebben geen empirische gegevens over het tempo waarin nieuwe milieutechnologie wordt ontwikkeld, maar wij vermoeden dat de leadtime to market korter wordt. Concurrentie bestaat uiteraard ook in milieutechnologie. De belangrijkste toepassing van milieutechnologie ligt bij de publieke investeringen (vooral de collectieve zuivering van afvalwater bij waterschappen en afvalverwijdering en -verwerking van gemeenten) en in grote bedrijven vooral in de (petro)chemische- en metaalindustrie. In de meeste landen, waaronder Nederland, is de publieke sector weliswaar nog de belangrijkste koper van milieutechnologie maar in de jaren tachtig nam het aandeel van de overheid in de totale binnenlandse inkoop van milieutechnologie af (van circa 80% in 1975 tot circa 52% in 1989) terwijl de bedrijfsuitgaven toenamen (vooral de industriële waterzuivering en luchtzuivering). De eisen die kopers aan de leveranciers van milieutechnologie worden strenger omdat industriële afnemers de afstemming van de milieutechnologie stellen op hun specifieke processen wensen. Als gevolg daarvan is in de jaren tachtig het leveren van milieutechnologie een branche geworden (de zogeheten milieuproductiesector) maar de meeste leveranciers zijn nu nog weinig gespecialiseerd. De verkoop van milieutechnologie bedroeg in de jaren tachtig 20% tot 25% van de totale omzet van de bedrijven die zich leverancier van milieutechnologie noemden. Daarbij waarbij bedrijven uit de bouwnijverheid, machine- en apparatenbouw te vinden. Voorts zijn de diensten van de ingenieursbureaus en consulenten toegenomen. Daarnaast hebben emitterende bedrijven schonere processen en producten ontwikkeld, zoals Akzo-Nobel VOS-vrije verf, DuPont CFK-vervangers, Shell zonneenergie Philips spaarlampen. Er is dus een concurrerende markt van milieutechnologie, waarop zowel afnemers van milieutechnologie als industriële aanbieders en diverse dienstverlenende organisaties actief zijn [Krozer, 1989]. Milieu en Innovatie
9
Onzekerheden De verkoopmogelijkheden van nieuwe milieutechnologie zijn onzeker, wat de onzekerheid over de juistheid van milieuinnovatie-uitgaven versterkt. In het milieubeleid worden periodiek weliswaar milieutechnologie-verkenningen gemaakt [Coopers & Lijbrand, 1992; Weterings et al., 1997], maar deze zijn bedoeld om overheidsbeleid te onderbouwen en niet zozeer om houvast voor de innovatoren te bieden. Er moet dus rekening worden gehouden met verschillende perspectieven in milieutechnologie ontwikkeling. Voorts moet onderscheid worden gemaakt tussen onzekerheden over de technologische capaciteiten van de ontwikkelaars (kennisinhoudelijke onzekerheden) en over de marktmogelijkheden (mogelijkheden voor de verkoop van nieuwe technologie). Bij de onzekerheden over technologische capaciteiten moeten wij denken aan de beperkte beschikbaarheid van theoretische en praktische kennis. Ook moet onderzoeksapparatuur en meet- en regeltechnologie beschikbaar zijn om milieutechnologie te ontwikkelen en testen uit te voeren. Daarnaast moeten goede deskundigen hieraan werken die tevens de creativiteit hebben om de nieuwe technologie te realiseren. Creativiteit, in bedrijfskundige literatuur dé bepalende factor bij innovatie genoemd, is een persoonskenmerk, maar gunstige condities kunnen deze stimuleren. Met name voldoende uitdaging en vrijheid, alsmede een positieve waardering van het innovatief gedrag van de onderzoeker door de bedrijfsleiding, worden in dit verband genoemd. Onderzoekers dienen vaak diverse plannen in. De innovatieplannen concurreren met elkaar. In die concurrentiestrijd moeten innovatoren inschatten hoe de financiers hun voorstellen zullen beoordelen, rekening houdend met de geringe technische deskundigheid bij de financiers. De financiers die de voorstellen beoordelen, beseffen dat de innovatoren de neiging hebben om hun werk te gunstig presenteren, maar tevens dat andere deskundigen die ze raadplegen om de voorstellen te beoordelen, soms concurrenten, doorgaans te kritisch zijn. De capaciteiten van de financiers en de voorstellen van de onderzoekers worden veelal via een proces van iteraties op elkaar afgestemd, maar tijdens dit proces sneuvelen vele goede voorstellen, terwijl matige voorstellen worden doorgezet. Al met al is de waardering van het innovatief gedrag vaak niet veel meer dan een perceptie die - achteraf bezien - dikwijls tot verkeerde beslissing leidt, vooral bij de beoordeling van ingrijpende technologische veranderingen [Ekvall, 1991; Christensen, 2000]. Alle onzekerheden verbonden met de beperkte technische capaciteiten blijven hier verder buiten beschouwing. Wij mogen echter wel aannemen dat deze onzekerheden de keuze voor incrementele verbeteringen van de al beschikbare technologie ten koste van innovaties, versterken. Des te meer is het relevant om in de allervroegste fase van technologie ontwikkeling de kansrijke gebieden voor innovaties aan te geven. Wij leggen de nadruk op vermindering van onzekerheden over de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties die de emissiereductiekosten omlaag brengen. Diverse studies wijzen erop dat de klantenbeoordeling van mogelijke kostenbesparing van doorslaggevend belang voor de innovaties is. De economische voordelen voor klanten (met name lagere kosten) samen met een goede introductie Milieu en Innovatie
10
(promotie) van de innovatie worden de belangrijkste succesfactoren voor het vergroten van de verkoop van een nieuwe technologie geacht. Een overzichtsstudie van de succesfactoren van innovaties geeft aan dat deze twee factoren in sterkere mate de slaagkans van innovaties beïnvloeden dan diverse andere factoren die getoetst zijn, zoals de totale marktomvang, distributiekanalen of een betere technologie om de innovatie te produceren [Cooper en Kleinschmidt, 1991]. Ook blijkt uit studies dat de ontwikkelaars moeten schatten in hoeverre de kostenvoordelen ook opgaan als rekening wordt gehouden met verbetering van de al beschikbare milieutechnologie. Dat er op de markten voor professionele apparaten prijsconcurrentie is tussen verbetering van de beschikbare technologie en het installeren van een innovatieve technologie, is op een aantal terreinen aangetoond, onder andere in de cementindustrie, de luchtvaart en bij de aanschaf van minicomputers. Daarbij blijkt dat de verbeteringen zowel door de aanbieders als door de gebruikers worden gerealiseerd [Tushman en Anderson, 1987]. Er zijn weliswaar weinig empirische studies gedaan naar de concurrentie tussen milieuinnovaties en verbeteringen van de al beschikbare milieutechnologie, maar het is plausibel dat de ontwikkelaars de kostenvoordelen van de geplande milieuinnovaties ten opzichte van de mogelijke verbeteringen van al beschikbare milieutechnologie beoordelen. Daarnaast moeten ze nagaan in hoeverre de al beschikbare milieutechnologie kan voldoen aan de strenge milieueisen die de overheid in de nabije toekomst zou kunnen gaan stellen. De ontwikkelaars moeten dus al bij de start van het onderzoek kunnen beoordelen in hoeverre de door hen te realiseren milieuinnovatie aan de toekomstige strengere milieueisen zal voldoen en kan worden toegepast, tegen lagere kosten dan de verbeterde al beschikbare milieutechnologie. Deze beoordeling is om diverse redenen lastig. Allereerst moeten de kosten in de verre toekomst worden geschat want het ontwikkelen van een nieuwe milieutechnologie neemt meerdere jaren in beslag. Bovendien kan de al beschikbare milieutechnologie die met de nieuwe milieutechnologie zal gaan concurreren, gedurende al die jaren in het gebruik bij emissiebronnen vergaand worden verbeterd, waardoor de emissiereductiekosten omlaag gaan. Daarnaast kunnen de ontwikkelaars niet zomaar op informatie van de emissiebronnen afgaan, want de emitterende bedrijven kunnen de kostenvoordelen van de toekomstige technologie vaak niet goed schatten; ze zijn immers niet gespecialiseerd in milieutechnologie. Schatten van winstgevendheid Bij de voorbereiding van innovatie–projectvoorstellen moeten de innovatoren de winstgevendheid schatten. Ze moeten dus nagaan in hoeverre ze in de toekomst meer opbrengst uit verkoop zullen behalen dan dat ze aan kosten zullen maken. Om de winstgevendheid van milieuinnovaties te ramen worden alle uitgaven voor de realisatie van de nieuwe milieutechnologie begroot (de milieuinnovatie– uitgaven) en de toekomstige netto verkoopopbrengst (de marge) geschat. De marge bestaat uit de verkoopopbrengst van die nieuwe milieutechnologie verminderd met de kosten van het produceren van de verbeterde of de innovatieve apparaten. In paragraaf 4.1 is uitgelegd dat bij de ontwikkeling Milieu en Innovatie
11
van kostenbesparende milieutechnologie de kostenbesparing een indicatie geeft van de te behalen marge. In dat geval incasseert de ontwikkelaar de gehele verbeterings-, respectievelijk innovatierente. Om winstgevend te zijn moet de innovatierente van de ontwikkelaars de milieuinnovatie-uitgaven overtreffen. Nadat de schattingen van de totale uitgaven en de opbrengsten zijn gedaan kan de winst worden geraamd. De gangbare opvatting is dat de innovatie–uitgave een investering is die winstgevend moet zijn. Aangezien de verkoopopbrengst pas aanzienlijke tijd na de investering wordt behaald, worden de uitgaven en de opbrengsten contant gemaakt. Als discontovoet kan worden genomen de winstgevendheid die door een andere investering kan worden behaald, maar voor de toekomstige verkoopopbrengsten van de innovaties wordt meestal een hogere discontovoet gehanteerd omdat deze opbrengsten zeer onzeker zijn [Stoneman, 1983]. De winstraming wordt soms aangevuld met risicofactoren of factoren die bepalend zijn voor de slaagkans van de innovatie maar deze aanpak is niet noodzakelijk voor een goede winstraming want gebruik van een hogere discontovoet benadert evengoed de risicofactoren en is gangbaar in bedrijven. Diverse benaderingen worden gebruikt om de risicofactoren of de slaagkans aan te geven, zoals analytische benaderingen (waardeanalyse en risicoanalyse) en strategische benaderingen (beoordelingen van technologische voorsprong en concurrentievoordeel in het gebruik). Ook worden multicriteria-analyses en oordelen van deskundigen gebruikt om aan de hand van aandachtspunten de aantrekkelijkheid (voordelen) en de moeilijkheid (risico’s) van innovaties te beoordelen. In iedere benadering zijn enkele methodes te vinden. Ze worden hier verder niet behandeld; geïnteresseerden kunnen terecht bij Van Beek, 1997; Beije, 1998; De Groot en Van Soest, 1999, Ganguly 1999. In het vervolg gebruiken wij geen risico- en slaagkansfactoren bij de winstraming maar alleen een hogere discontovoet om de riskante activiteiten te beoordelen. Bij de beoordeling van de winstgevendheid moeten de ontwikkelaars rekening houden met een geleidelijke verkoop van hun milieuinnovaties aangezien niet alle nieuwe milieutechnologie tegelijk kan worden verkocht. De diffusie van een succesvolle innovatie in de tijd wordt in de literatuur vaak beschreven als logistische functie van de tijd (een S lijn). De opbrengst uit verkoop van een nieuwe technologie neemt slechts geleidelijk toe want de afnemers zijn terughoudend als ze er nog geen ervaring mee hebben opgedaan. Daarna volgt een sterke toename van de verkoopopbrengsten als de voordelen van de nieuwe technologie beter bekend worden en er prijsdaling door procesinnovaties optreedt. Ten slotte treedt een vertraging in de groei van de opbrengsten op als de markt verzadigd 1
raakt ( ). Deze beschrijving van diffusie gaat in grote lijnen ook op voor milieutechnologie, al zijn er 1. De logistische functie is gebaseerd op de populatiedynamica uit de biologie dat beschrijft de toename van het aantal organismen in een gesloten systeem. De logistische functie is: log {n(t) / (N- n(t) )}= a + B(t), met n(t) adopters, N populatie, a = constante, B(t) = kans op adoptie (speed of diffusion). Het nadeel hiervan is dat er geen directe relatie met de economische parameters wordt gelegd. Mansfield (1961) heeft getracht om deze relatie te leggen. Hij verklaart het tempo van diffusie op grond van drie factoren: het aantal jaren waarin de nieuwe technologie wordt verspreid, het Milieu en Innovatie
12
nuances die vooral te maken hebben met de strengheid en het tempo van invoering van de milieueisen [Kemp, 1995]. Ook bij de schattingen van verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties en verbeteringen in paragraaf 4.4 is aangenomen dat de verkoopopbrengsten van milieuinnovaties geleidelijk in de tijd toenemen. Daarbij is aangenomen dat de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties ten koste gaan van de verbeteringen van de al beschikbare milieutechnologie, maar 2
de concurrentie tussen ontwikkelaars van milieutechnologie blijft buiten beschouwing ( ). De toekomstige verkoopopbrengsten worden wel gedisconteerd.
4.3 Simulatie van kostenvoordelen Simulaties dienen als empirische onderbouwing van de theorie die in paragraaf 4.1 werd ontwikkeld en laten zien onder welke omstandigheden vooral milieuinnovaties aantrekkelijk zijn en wanneer milieuverbeteringen een betere strategie vormen. Er is gebruik gemaakt van de empirische emissiereductiekostenfuncties die in paragraaf 3.4 zijn beschreven. In deze paragraaf zullen de methode, de resultaten en betekenis van een dergelijke simulatie voor innovatoren en financiers worden besproken. Simulatie van milieuinnovaties en verbeteringen De simulaties zijn gedaan aan de hand van twee innovatiestrategieën gericht op kostenreducerende technologische vooruitgang. De simulaties zijn afgebeeld in Figuur 4.3. Een strategie is om de milieutechnologie voor bronnen met lage marginale emissiereductiekosten te verbeteren. Deze is gesimuleerd door er vanuit te gaan dat de kostenverlaging per eenheid emissiereductie kleiner wordt naarmate de marginale emissiereductiekosten toenemen (Figuur 4.3.a). De tweede strategie is gericht op de ontwikkeling van milieutechnologie die gunstig is voor bronnen met hoge marginale kosten, waarbij de nadruk op het aanbod van nieuwe kostenbesparende milieutechnologie (milieuinnovatie) ligt. Deze strategie leidt tot kostenverlaging die groter wordt naarmate de marginale kosten toenemen; zie hiervoor Figuur 4.3.b.
Figuur 4.3 Simulaties van strategieën gericht op milieuverbeteringen en milieuinnovaties Figuur 4.3.a
Figuur 4.3.b
kostenvoordeel voor gebruikers en de omvang van de investering om de innovatie te kunnen gebruiken. 2. In deze studie volstaan wij met de opmerking dat de effecten van de toetreding van concurrenten op de verkoop van innovaties kunnen worden gemodelleerd met behulp van het Lotka-Volterra model [Fallen, 1983]. Dit model, opgesteld om concurrentie tussen organismen in een populatie binnen een gesloten systeem te analyseren, blijkt ook voor de concurrerende aanbieders op te gaan, maar ook hier zijn geen directe relaties met economische parameters. Milieu en Innovatie
13
Milieuverbeteringen-strategie
Milieuinnovaties-strategie
Marginale emissiereductiekosten
Marginale emissiereductiekosten Av Cv
Ai
Ci Bi
Bv
Di Dv R0
emissiereductie percentage
Rp
R0
emissiereductie percentage
Rp
Kostenfunctie van de al beschikbare milieutechnologie Simulatie van de milieuverbeteringen Simulatie van de milieuinnovaties Per kostenfunctie zijn deze twee simulaties gedaan: voor de strategie, die vooral gericht is op milieuinnovaties en voor de strategie die vooral gericht is op milieuverbeteringen. De simulatie is als volgt uitgevoerd. Er is verondersteld dat de grootste vermindering van de marginale kosten per bronmilieutechnologie 90% is ten opzichte van de empirische kosten van de al beschikbare milieutechnologie. Het kleinste kostenvoordeel is 0%, waarbij het kostenvoordeel per combinatie van 0% tot 90% lineair is geïnterpoleerd, waardoor het gemiddelde kostenvoordeel op 50% uitkomt. Deze veronderstelling is gedaan in het licht van modelberekeningen van milieutechnologische vooruitgang (3 )
. De interpolatie van het kostenvoordeel verschilt in de twee genoemde simulaties. In de simulaties
van milieuverbeteringen is het kostenvoordeel het grootst (90%) bij bronnen met lage marginale emissiereductiekosten, maar naarmate de marginale kosten toenemen, neemt het kostenvoordeel lineair af, van 90% tot 0% van de empirische kosten. De simulatie geeft dus de situatie weer waarin de ontwikkelaars hun inspanningen richten op het verder verlagen van de kosten bij de combinaties die al lage marginale emissiereductiekosten hebben. In de simulatie van de milieuinnovaties is het kostenvoordeel het kleinst (0%) bij bronnen met lage empirische marginale emissiereductiekosten. Naarmate de kosten toenemen, neemt het kostenvoordeel 3. De gemiddelde kostenbesparing van 50% is mogelijk door circa 3% jaarlijkse kostenbesparende milieutechnische progressie gedurende 20 jaar, wat zeer aannemelijk is in het licht van industriële productiviteitsstijding van 3% per jaar. Overigens is er ook een simulatie gedaan van de 90% kostenvoordeel bij 25% van de bronnen die ad random zijn gekozen, maar omdat dit goed vergelijkbaar is met de simulatie van de milieuverbeteringen, worden deze resultaten buiten beschouwing gelaten. Een andere mogelijkheid is om een vast percentage kostenvoordeel per bron te hanteren, maar ook dit levert geen extra informatie op ten opzichte van de genoemde simulaties. Milieu en Innovatie
14
lineair toe, van 0% tot 90% van de empirische kosten. Deze simulatie laat effecten zien van inspanningen die leiden tot kostenverlagingen bij bronnen met hoge marginale emissiereductiekosten. Ter illustratie van de simulaties en de resultaten is in Tabel 4.2 het voorbeeld van fluoride emissie getoond dat ook in hoofdstuk 3 werd gebruikt. Verticaal staan genummerd (1 tot en met 8) bron–milieutechnologie combinaties (n) in de volgorde van oplopende marginale kosten. Per combinatie staan vermeld: de totale emissiereductie (Er), de marginale emissiereductiekosten (cr) en de totale emissiereductiekosten (Cr). De resultaten van de simulaties staan ook aangegeven: het kostenvoordeel als resultaat van de milieuverbeteringen-strategie, respectievelijk de milieuinnovatiesstrategie uitgedrukt als percentage van de empirische data, de volgorde van de combinaties (waarbij de volgorde soms is veranderd) en het gesimuleerde niveau van de totale kosten. Het eindresultaat van de simulatie staat onderaan aangegeven, namelijk de kostenbesparing in de gehele verzameling: de totale kosten door milieuverbeteringen en milieuinnovaties gedeeld door de empirische kosten. De kostenbesparing is uitgedrukt als het percentage van de empirische data. Voorts is de kostenexponent aangegeven die de steilheid van de emissiereductiekostenfunctie aangeeft. In de simulatie van milieuverbeteringen neemt het kostenvoordeel af naarmate de marginale kosten van de bronnen toenemen. In het fluoride voorbeeld is cr(1)=0.3= (3 * 0,1), cr(2)=1=(7 * 0,23) en lineair aflopend tot cr (8) = 1500 = (1500 * 1). De totale kostenbesparing in de verzameling door de milieuverbeteringen is 0,17 (6571897 / 79004000). In de simulatie van de innovaties neemt het kostenvoordeel toe naarmate de marginale emissiereductiekosten van de bronnen toenemen. In het voorbeeld van fluoride is cr(1)=3 (3*1), cr(2)=1 (7*0,87) en lineair oplopend tot cr(8) =150 (1500 * 0,1). De kostenbesparing door de oplopende innovaties is 0,73 (21185429 / 79004000).
Milieu en Innovatie
15
Tabel 4.2 Resultaten van de gesimuleerde innovaties voor fluoride emissie Empirische data n
er
Milieuverbeteringen
cr
Milieuinnovaties
Marginale n(i) crverbetering Crverbetering Marginale n(i) crinnovatie Crinnovatie kosten als kosten als percentage percentage van empirie van empirie 54000 10% 1 0,30 5400 100% 1 3 54000
Cr = er*cr
1
18000
3
2
33000
7
500000
23%
2
1
114286
87%
3
5
7428571
3 570000
18 10000000
36%
3
3
3571429
74%
2
9
435714
4
12000
43
500000
49%
4
12
242857
61%
4
16
307143
5
26000
105
2500000
61%
5
39
1535714
49%
5
28
1214286
6 120000
254 20000000
74%
6
132 14857143
36%
6
49
7142857
7
617
450000
87%
7
444
392143
23%
7
86
102857
30000 1500 45000000
100%
8
1500 45000000
10%
8
150
4500000
8
1000
Totaal
79004000
Kostenbesparing als percentage van de empirische data Exponenten (kcr)
0,89
65718971
21185429
17%
73%
1,22
0,56
Resultaten van de simulaties De te toetsen stelling luidt dat de kostenbesparing door milieuinnovatie en milieuverbetering een functie is van de exponent van de emissiereductiekostenfunctie: hoe steiler de kostenfunctie is en dus hoe groter de exponent, des te groter wordt de kostenbesparing door milieuinnovaties ten opzichte van de kostenbesparing door milieuverbeteringen. De resultaten van de berekeningen zijn vermeld in Tabel 4.3. Daarin staan aangegeven: de emissiereductiekostenfuncties en het aantal bronmilieutechnologie combinaties (n), de empirische exponent van de kostenfuncties (kcr), de kostenverlaging door de gesimuleerde milieuverbetering respectievelijk milieuinnovatie en de verhouding tussen de kostenverlaging door milieuinnovatie respectievelijk milieuverbetering. De samenhang tussen de waarde van de kostenexponent en de kostenverlaging is getoetst aan de hand van lineaire correlatie, waarbij de exponent kcr de onafhankelijke variabele vormt en de kostenverlaging de te verklaren variabele. Als afhankelijke variabele zijn achtereenvolgens genomen: de kostenverlaging door milieuinnovatie, de kostenbesparing door milieuverbetering en de kostenverlaging door milieuinnovaties gedeeld door de kostenverlaging door milieuverbeteringen. Dit is gedaan per kostenfunctie en voor de clusters met een toenemende kostenexponent kcr, waarbij de gemiddelde kostenbesparing per cluster is berekend. Als eis is weer gesteld dat de correlatie coëfficiënt groter moet zijn dan 0,9.
Milieu en Innovatie
16
Tabel 4.3 Kostenbesparing door milieuverbeteringen respectievelijk milieuinnovaties: gesimuleerde verbetering gedeeld door empirische kosten Emissiereductiekostenfuncties n kcr Totale kosten simulatie/empirisch Milieuinnovatie/ milieuverbetering Milieuverbetering Milieuinnovatie NOx chemie NOx NOx elektriciteitscentrales VOS SO2 CO2 SO2 metaal SO2 elektriciteitscentrales SO2 chemie NOx metaal SO2 raffinaderijen NOx raffinaderijen NH3 Metalen lucht Fijne stof Styreen Metalen water Cl-koolwaterstoffen Fosfaat PAK’s Tolueen Propyleen Benzeen Fenol Zink Fluoride Koper Cadmium Correlaties In zes clusters <0,1 0,1-0,2 0,2-0,4 0,4-0,6 0,6-0,9 >0.9 Correlaties
256 102 100 47 36 82 44 19 56 73 18 41 12 13 13 15 16 23 10 6 20 7 13 7 6 8 4 4
0,04 0,06 0,07 0,07 0,08 0,10 0,12 0,15 0,15 0,17 0,19 0,19 0,19 0,22 0,24 0,26 0,27 0,27 0,40 0,46 0,51 0,57 0,59 0,68 0,86 0,89 0,94 1,98
0,68 0,72 0,69 0,74 0,32 0,75 0,52 0,42 0,54 0,75 0,42 0,38 0,65 0,55 0,93 0,81 0,50 0,50 0,71 0,81 0,86 0,72 0,90 0,69 0,84 0,83 0,91 0,93 0,55
0,42 0,38 0,41 0,36 0,78 0,35 0,58 0,68 0,56 0,34 0,68 0,72 0,45 0,55 0,17 0,29 0,46 0,60 0,39 0,29 0,24 0,38 0,17 0,41 0,26 0,27 0,19 0,17 -0,54
0,61 0,53 0,60 0,49 2,44 0,46 1,10 1,63 1,04 0,45 1,65 1,88 0,68 1,00 0,18 0,36 0,91 1,20 0,55 0,36 0,28 0,54 0,19 0,59 0,31 0,32 0,21 0,18 -0,44
5 8 5 5 3 2
0,06 0,16 0,25 0,50 0,81 1,46
0,63 0,55 0,66 0,80 0,79 0,92 0,92
0,47 0,54 0,41 0,29 0,31 0,18 -0,91
0,94 1,11 0,73 0,38 0,41 0,20 -0,87
Het blijkt dat de correlaties tussen de 28 exponenten van de niet geclusterde kostenfuncties en de percentuele kostenbesparing door milieuinnovaties respectievelijk milieuverbeteringen matig zijn. Ze blijven beneden de absolute waarde van 0,9 die als de grens is aangewezen. Dit geldt ook als alleen de kostenfunctie met bedrijfsdata in beschouwing wordt genomen. Op grond van de gestelde hypothese zou men verwachten dat hogere waarden van kcr corresponderen met hogere waarden van de kostenindex voor milieuverbeteringen. De hypothese was immers dat milieuverbeteringen tot relatief sterke kostenverlaging leiden bij vlakke Milieu en Innovatie
17
emissiereductiekostenfuncties. In tabel 4.3 vindt men daar bij de niet geclusterde kostenfuncties weinig van terug. De correlatie-coëfficient is dan ook laag namelijk 0,55; maar de positieve waarde ervan is in ieder geval nog wel in overeenstemming met de hypothese. Bij milieu-innovaties zou een oplopende kcr gepaard moeten gaan met een afnemende kosten index, maar ook dat komt bij de ongeclusterde kostenfuncties niet uit de verf. De correlatie coëfficiënt is dan ook niet meer dan -0,54. Tot slot zou ook de kostenindex milieuinnovatie / milieuverbetering moeten afnemen als kcr toeneemt, maar ook hier is de correlatie gering, namelijk – 0,44. Grafiek 4.1 illustreert het beeld van de correlaties voor de derde variant met de correlatiecoëfficiënt -0,44. Het blijkt dat de geringe correlatie vooral wordt veroorzaakt door de grote spreiding in de afhankelijke variabelen bij een lage waarde van de exponent kcr. Ook komt uit de grafiek duidelijk naar voren dat, zoals voorspeld, de kosten als resultaat van milieuinnovatie ten opzichte van milieuverbetering sterker omlaag gaan naarmate de exponent groter is en dus de empirische kostenfunctie steiler is. Als de kostenfuncties worden samengebracht in zes clusters dan komen de gepostuleerde samenhangen wel duidelijk in beeld (zie onderste deel van tabel 4.3) en worden er ook hoge correlaties bereikt. De berekende correlatiecoëfficiënten voor de clusters liggen vlak boven de waarde van 0,9. Veranderingen in de indeling van de clusters brengen weinig veranderingen in de berekende correlaties. De resultaten worden geïllustreerd door de Grafieken 4.2 en 4.3. Daarin staan horizontaal weergegeven de gemiddelde waarde van de exponenten van elk cluster (in oplopende volgorde) en verticaal de kosten door de milieuverbetering in verhouding tot de empirische kosten, respectievelijk de kosten na milieuinnovaties in verhouding tot de empirische kosten. De kosten zijn geïndexeerd. De index houdt in dat de hoogste kosten na milieuinnovaties respectievelijk milieuverbeteringen, in verhouding tot de empirische kosten op 1 zijn gesteld. Grafiek 4.2 laat zien dat de kostenbesparing door milieuinnovaties groter is naarmate de kostenexponent hoger is, dus de kostenfunctie steiler is. De kostenbesparing door milieuverbeteringen daarentegen is groter naarmate de kostenexponent lager is, met andere woorden: naarmate de kostenfunctie vlakker verloopt. Op grond van de ramingen die in Grafiek 4.2 staan gepresenteerd, kan worden afgelezen dat er een omslagpunt is voor de kostenexponent rond 0,25. Bij de kostenfuncties met exponenten groter dan 0,25 wordt de grootste kostenbesparing door milieuinnovaties bereikt. In de verzamelingen met exponenten kleiner dan 0,25 leveren uitgaven aan milieuverbeteringen de grootste kostenbesparing op. In Grafiek 4.3 is hetzelfde verband weergegeven maar daarin zijn de totale kosten uitgedrukt als aandeel van de empirische kosten van milieuinnovatie gedeeld door de totale emissiereductiekosten uitgedrukt als aandeel van de empirische kosten als resultaat van milieuverbeteringen. De relatie is nu duidelijker zichtbaar. Op grond hiervan kan worden waargenomen dat de kostenbesparing door de milieuinnovaties ten opzichte van milieuverbeteringen gestaag toeneemt naarmate de kostenexponent groter is. Twee gevoeligheidsanalyses zijn uitgevoerd om de robuustheid van de resultaten te beoordelen. Ten eerste is nagegaan in hoeverre de kostenexponent uitsluitend terug te voeren is op het aantal bron-milieutechnologie combinaties in een verzameling, dan wel op de verhouding tussen de Milieu en Innovatie
18
hoogste tot de laagste marginale emissiereductiekosten. De berekende correlatiecoëfficiënt tussen de kostenexponent en het aantal combinaties respectievelijk de ratio hoogste tot laagste marginale kosten, is dermate laag (tussen de exponent en het aantal combinaties -0,53 en die tussen de exponent en de ratio hoogste tot laagste kosten 0,31) dat de resultaten niet alleen daarop terug te voeren zijn. Daarnaast is nagegaan in hoeverre het omslagpunt voor de kostenbesparing door de milieuverbetering respectievelijk de milieuinnovaties bij de exponent kcr met de waarde 0,25 ook opgaat indien het kostenvoordeel per bron-milieutechnologie combinatie wordt gevarieerd Deze waarde blijft vrijwel onveranderd ook al wordt een maximaal kostenvoordeel per combinatie van 10% in plaats van 90% aangenomen. De berekeningen staan in Bijlage 4.1.
Grafiek 4.1 Kosten na milieuinnovaties gedeeld door kosten na milieuverbeteringen 1,20
kostenindex
1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
kostenexponenten
Milieu en Innovatie
19
Grafiek 4.2 Kosten na milieuverbetering respectievelijk milieuinnovaties gedeeld door empirische kosten (clusters) 1,2
kostendaling maximaal=1
1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 0,00
0,20
0,40
0,60
milieuverbetering milieuinnovatie
0,80
1,00
1,20
1,40
1,60
kostenexponent
Grafiek 4.3 Kosten van milieuinnovatie gedeeld door kosten van milieuverbetering (clusters) 1,20
kostenindex
1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
1,40
1,60
kostenexponent
Milieu en Innovatie
20
Analyse van de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties Op basis van de simulaties kan worden geschat in welke verzamelingen van bron-milieutechnologie combinaties er goede verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties te vinden zijn. Daartoe zijn de kostenfuncties verdeeld in twee groepen naar de grootte van de kostenexponent: kcr groter of kleiner dan 0,25. Op grond van de ramingen en grafische presentaties kan worden beargumenteerd dat bij exponenten die groter zijn dan 0,25, milieuinnovaties veelal aantrekkelijk zijn. Hieronder staat in Schema 4.1 aangegeven in welke verzamelingen vooral milieuinnovaties aantrekkelijk zijn en in welke vooral milieuverbeteringen: groep I kent kleine exponenten, groep II grote exponenten. Schema 4.1 Verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties en milieuverbeteringen aan de hand van de exponenten van de 28 emissiereductiekostenfuncties voor bron-milieutechnologie combinaties (bedrijfsdata cursief) Groep I, Totaal 16 Kleine exponent
CO2, SO2, Metalen naar lucht, NH3, NOx, Stof (fijn), VOS,
kcr < 0,25
NOx chemie, NOx elektriciteitsproductie, NOx basismetaal, NOx raffinaderijen, SO2 chemie, SO2 elektriciteitsproductie, SO2 basismetaal, SO2 raffinaderijen
Grote exponent
Groep II, Totaal 12
kcr > 0,25
Benzeen, Cadmium, Fenol, Fluoride, Fosfaat, Koper, Metalen naar water, PAK’s, Propyleen, Styreen, Tolueen, Zink, Cl-Metaal
In groep I valt voor emissiebronnen doorgaans slechts een bescheiden kostenvoordeel door milieuinnovaties te behalen. De kostenbesparing kan vooral door verbetering van de al beschikbare milieutechnologie worden behaald. In deze groep gaat het om de emissiereductie van CO2, SO2, Metalen naar lucht, NOx, NH3, Fijne Stof, VOS en op één na alle (verzamelingen met) bedrijfsdata. In groep I gaat het vooral om het reduceren van ‘bulk-emissies’. In de meeste gevallen is er al meerdere jaren milieubeleid gevoerd waardoor er veel milieutechnologie beschikbaar is. Dit geldt vooral voor de verzurende uitworp (SO2 en NOx) en voor stof. In de jaren zestig en zeventig is milieutechnologie ontwikkeld om aan de strengere milieueisen voor verzurende uitworp en stof te voldoen, waarbij de milieutechnologie voor het afvangen van stof vergaand verbeterd is om tegelijkertijd ook emissies van zware metalen naar lucht op te vangen. Een nuancering is hier echter op z’n plaats. Binnen groep I moet een tweedeling worden aangebracht op grond van verschillen in de mate van verspreiding van milieutechnologie. De mate van verspreiding geïndiceerd aan de hand van het aantal potentiële toepassingen van verschillende typen milieutechnologie bij één type bron, staat in Bijlage 4.2 aangegeven. De beperkte marktkansen voor Milieu en Innovatie
21
milieuinnovaties betreffen met name de subgroep Ia, waarvoor geldt dat één type milieutechnologie sterk is verspreid. Het gaat om de verzamelingen van NOx, zware metalen naar lucht en SO2. Deze emissies kunnen met de al beschikbare milieutechnologie fors worden gereduceerd vooral met lage NOx branders en SCR voor NOx, loogwassers en natte rookgasreiniging voor SO2 en elektrostatische filters voor stof en zware metalen naar lucht. De subgroep I.b betreft verzamelingen waarin nog geen dominant type milieutechnologie is dat bij diverse bronnen wordt gebruikt. Er is weliswaar milieutechnologie beschikbaar, maar deze is nog niet sterk verspreid waardoor er mogelijkheden overblijven om milieuinnovaties te introduceren die beter op de specifieke bronnen zijn afgestemd (efficiëntieverhoging). In deze subgroep zijn er voldoende verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties. Het gaat om emissies van CO2, Stof (fijn) en Vluchtige Organische Stoffen (VOS). Op deze drie terreinen is eind jaren zeventig en begin jaren tachtig vooral onder invloed van de hoge energieprijzen, de ontwikkeling van de proces- en productgeïntegreerde milieutechnologie op gang gekomen om het verbruik van energie en grondstoffen te beperken. Deze technologie is dus vooral gericht op energiebesparing (en recenter op CO2 emissiereductie) en emissiereductie van koolwaterstoffen (VOS). Het beleid gericht op fijne stof (voornamelijk afkomstig van verkeer en binnenklimaat van gebouwen) is pas in de jaren negentig op gang gekomen. De verspreiding is minder groot ook al omdat de product- en procesgeïntegreerd milieutechnologie nu lastiger is om te standaardiseren dan toegevoegde zuiveringstechnologie in verband met verschillende proces- en productkenmerken van bedrijven. In groep II zijn de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties groot. Het gaat om emissies van specifieke stoffen, vooral van afzonderlijke zware metalen en koolwaterstoffen. Aldus doen de verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties zich vooral voor op het terrein van de stofspecifieke milieutechnologie. De indeling van de verzamelingen sluit aan bij de zogenoemde milieubeleidcyclus Als er een nieuw milieuprobleem wordt onderkend in de signalerings- en voorbereidingsfase van het milieubeleid, zijn er nog weinig oplossingen voorhanden om het probleem aan te pakken. Er is dan nog weinig milieutechnologie beschikbaar waardoor emissiereductiekostenfucties steil oplopen. De emissiebronnen hebben nog weinig keuze in milieutechnologie waardoor de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties groot zijn. De emissies van groep II blijken grotendeels te behoren tot de stoffen die in een vroegere fase in de beleidscyclus zitten dan de emissies van verzurende stoffen (NOx, SO2) en Stof uit de groep I.a. Zo zijn de Basisdocumenten van het RIVM voor de verzurende stoffen al begin jaren tachtig opgesteld, terwijl de basisdocumenten voor de meeste stoffen in groep II pas eind jaren tachtig en begin jaren negentig gemaakt zijn. Naarmate het milieuprobleem beter bekend is, komt er meer milieutechnologie beschikbaar waardoor bedrijven ruimere keuzemogelijkheden krijgen waaruit ze de goedkoopste oplossingen kunnen kiezen; de emissiereductiekostenfunctie wordt vlakker als gevolg van de beschikbaar komende milieuinnovaties. De verkoopmogelijkheden van de latere milieuinnovaties nemen dan af en de nadruk moet meer komen te liggen op verbeteringen van de al Milieu en Innovatie
22
beschikbare milieutechnologie. De emissies in groep I behoren tot de categorie stoffen die in een latere fase van de beleidscyclus worden geplaatst, de emissies in groep I.b nemen een tussenpositie in.
4.4 Verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties Op basis van de hiervoor gesimuleerde kostenbesparing en groepsindeling voor milieuinnovaties en verbeteringen zullen wij schatten wat de marge uit verkoop van milieuinnovaties kan zijn om deze vervolgens met de benodigde milieuinnovatie-uitgaven te vergelijken. Een beperking bij de schatting is dat niet alle terreinen van de milieuproblematiek aan de orde komen, maar slechts die milieutechnologie voor emissiereductie van stoffen die naar lucht worden geëmitteerd en van enkele stofspecifieke emissies naar afvalwater. Water- en afvalbeheer komen weinig aan bod, evenmin zaken rond biodiversiteit, ruimtelijke en veiligheidsvraagstukken. De nadruk ligt op de elektromechanische apparaten en daarmee verbonden civielbouwkundige werken, terwijl de verkopen van diverse hulpmiddelen zoals chemicaliën, buiten beschouwing blijven. Hierdoor kan een onderschatting van de verkoopmogelijkheden van milieutechnologie worden verwacht. Tegenover deze onderschatting staat dat er enige eventuele dubbeltellingen op kunnen treden door het meetellen van milieuinvesteringen voor vluchtige koolwaterstoffen en zware metalen voor iedere stof apart bij telling voor de gehele stoffengroep (VOS en zware metalen naar lucht en naar water). De omvang van dubbeltellingen is evenwel bescheiden omdat milieuinvesteringen gericht op aparte stoffen veel specifieker zijn dan die voor stoffengroepen. Een andere beperking betreft omvang van milieuinnovatie-uitgaven. Het is immers lastig om de uitgaven voor milieutechnologie ontwikkeling te voorspellen. Een gedateerd onderzoek voor de periode 1979-1984 wijst erop dat de ontwikkelingaskosten per patent schommelen van 5,3 tot 11,4 miljoen gulden per patent [Van Driel en Krozer, 1987]. Recentere data ontbreken. Evenmin is bekend welk deel van patenten tot innovatie leidt. Enerzijds kan worden verwacht dat tegenwoordig hogere inspanningen nodig zijn om milieutechnologie te realiseren met een hoog zuiveringseffect, want er moet meer onderzoek worden gedaan om een hoog effect te kunnen bereiken of er moet een producten procesgeïntegreerde technologie worden ontwikkeld, wat heel kostbaar kan zijn. Anderzijds blijken leveranciers van milieutechnologie in staat om de opgebouwde kennis beter toe te passen, waardoor de mileuinnovatie-uitgaven worden beperkt, bijvoorbeeld de toepassing van kennis over de defosfateringstechnologie die gebruikt is voor de ontwikkeling van een technologie voor hergebruik van zware metalen uit afvalwater. De kosten van deze milieuverbetering (hergebruik van zware metalen) zijn circa een tiende van de uitgaven aan milieuinnovatie (defosfatering) geweest [Krozer, 1989]. In de simulatie in deze paragraaf is aangenomen dat de jaarlijkse milieuinnovatie-uitgaven op het peil van rond 500 miljoen gulden moeten blijven, dat ze begin jaren negentig hadden. Het gaat in deze paragraaf dus om een vergelijking van de opbrengsten die innovatoren door verkoop van nieuwe milieutechnologie hopen te verwerven met de milieuinnovatie-uitgaven die daaraan voorafgaande moeten worden gemaakt. Deze verkoopopbrengst of innovatierente (ook wel Milieu en Innovatie
23
surplus uit innovatie genoemd) moet ruim voldoende zijn om de alle uitgaven verbonden met de realisatie van innovatieve milieutechnologie te dekken. Uitgangspunt voor het berekenen van de innovatierente is de besparing op de emissiereductiekosten zoals die in paragraaf 4.3 is berekend en in Tabel 4.3 gespresenteerd. De ontwikkelaars van innovatieve en verbeterde milieutechnologie gaat het om verkopen van apparatuur, dus om de verkoop van investeringsgoederen. Kostenbesparende innovatie betekent dat de kosten van het voortbrengen van die kapitaalgoederen omlaag gaan. In de simulaties die volgen is er vanuit gegaan dat de procentuele verlaging van de voortbrengingskosten van de milieuinvesteringen gelijk is aan de procentuele verlaging van de emissiereductiekosten zoals berekend in paragraaf 4.3. Innovatierente ontstaat als die nieuwe milieu-investeringsgoederen tegen een hogere prijs dan de productiekosten kunnen worden verkocht. De maximale innovatierente wordt behaald indien de verkoopprijs op het oude peil van voor de innovatie blijft. De emissiebronnen betalen voor de nieuwe installaties evenveel als voor de ‘oude’ (niet geïnnoveerde) installaties. Ze behalen dus geen kostenvoordelen op hun milieu-investeringen; deze gaan geheel naar de ontwikkelaars. Bij de ramingen van verkoopmogelijkheden is verondersteld dat alle al beschikbare milieutechnologie door een innovatieve milieutechnologie wordt vervangen of ze wordt verbeterd. De opbouw van paragraaf 4.4. is nu verder als volgt. Eerst wordt aan de hand van het fluoride emissiereductie voorbeeld stap voor stap duidelijk gemaakt hoe de kostenbesparingen door milieuinnovaties en milieuverbeteringen zijn omgerekend naar maximale innovatierente of surplus. Vervolgens worden de simulatieresultaten gepresenteerd voor de gehele verzameling van opties voor emissiereductie die in hoofdstuk 3 aan de orde is geweest. De innovatierente bij fluoride emissiereductie De raming van de verkoopbrengsten wordt aan de hand van de emissiereductiekostenfunctie voor fluoride emissiereductie geïllustreerd in Tabel 4.4. Hierbij zijn de investeringsbedragen van de beschreven kostenfunctie gebruikt. De investeringsbedragen zijn verondersteld gelijk te zijn aan de ongedisconteerde verkoopopbrengsten van de milieutechnologie, maar dan verdeeld over de verkoopperiode van 15 jaar. Aldus wordt aangenomen dat in de periode van 15 jaar alle tot dan toe geïnstalleerde milieutechnologie wordt vervangen. De jaarlijkse verkoopopbrengsten zijn contant gemaakt met een discontovoet van 10% (r=0,1) per jaar over de periode van 15 jaar. In Tabel 4.4.a staan in de kolommen 1-5 de empirische data weergegeven; deze zijn hiervoor in paragraaf 3.3 toegelicht. In kolommen 2, 3 en 4 staan emissiereductie, gemiddelde kosten per kilogram emissiereductie en de totale emissiereductiekosten. Deze data zijn uitsluitend voor de volledigheid weergegeven; ze worden in het vervolg niet gebruikt om de verkoopopbrengst te schatten. In kolom 5 staan de empirische data over investeringen die ten grondslag liggen aan de kostenfunctie. De investeringsbedragen die in kolom 5 staan, worden verondersteld gelijk te zijn aan de ongedisconteerde waarde van de verkoopopbrengst. Dit bedrag, in totaal 292 miljoen gulden voor alle
Milieu en Innovatie
24
8 bron-milieutechnologie combinaties samen, vormt de maximale verkoopopbrengst van de geïnnoveerde en verbeterde milieu-investeringen. In Tabel 4.4.b staat in kolom 2 het totale investeringsbedrag van 292 miljoen gulden (de totale ongedisconteerde waarde van de verkoopopbrengst) verdeeld over de 15 jaren, waarin de investeringen worden aangeschaft door de emissiebronnen. De getallen in kolom 2 stellen dus de investeringsuitgaven voor die de emissiebronnen zouden moeten doen als ze in een periode van 15 jaren alle bron-milieutechnologie combinaties zouden moeten installeren op grond van regelgeving en indien alleen de technologieën beschreven in hoofdstuk 3 beschikbaar zijn met de daarbij behorende investeringskosten. Daarbij is aangenomen dat de investeringen om de emissiereductie te bereiken in de tijd exponentieel toenemen. Aldus neemt ook de ongedisconteerde verkoopopbrengst exponentieel toe. Bij de exponentieel toenemende kostenverdeling is als waarde voor de kostenexponent genomen ln (I tn/I t1) (t-1) = 0,3. In kolom 3 is weergegeven de contante waarde van de verkoopopbrengsten bij een discontovoet van 10% gedurende 15 jaar. De contante waarde is berekend met de formule: n
O = Σ Vt * (1+r) -t t =1
waarbij Vt de te verwachten verkoopopbrengsten in jaar t; O de contante waarde van de verkoopopbrengst;; r is de discovoet; t tijd in jaren. De totale contante waarde bedraagt 93 miljoen gulden. De volgende stap is nu het berekenen van de kostenbesparingen op de investeringen dankzij milieu-innovatie en milieuverbetering. Deze zijn afgeleid van de besparingen op emissiereductiekosten zoals berekend in paragraaf 4.3. Zie voor het verschil tussen milieuinnovatie en milieuverbetering nogmaals figuur 4.3 en voor het rekenvoorbeeld betreffende fluoride emissiereductie tabel 4.2. Uit tabel 4.2 ziet men dat een kostenbesparing van 73 procent wordt behaald ten opzichte van de oude technologie indien de kostenverlaging geheel tot stand komt door milieuinnovatie. In de hierna volgende simulatie is er vanuit gegaan dat dit percentage ook opgaat voor het kapitaalgedeelte van de totale emissiereductiekosten. Het impliceert dat als de daling van emissiereductiekosten van fluoride geheel zouden worden toegeschreven aan milieuinnovatie niet alleen op de emissiereductiekosten een besparing van 73 procent wordt bereikt maar ook de voortbrengingskosten van het benodigde kapitaal, de investeringskosten zakken met 73 procent. Volgens kolom 4 van tabel 4.4.b gaat het om 68 miljoen gulden in contante waarde. Verondersteld is echter dat slechts 90% van dit bedrag, dus 61,2 miljoen gulden, kan worden toegeschreven aan milieuinnovatie. Op basis van het geheel van veronderstellingen zouden dus innoverende aanbieders van technologieën ter reductie van fluoride emissies een kostenverlaging van ruim 61 miljoen gulden kunnen realiseren. Dat bedrag is dan tevens de maximale innovatierente die ze realiseren doordat de emissiebronnen niet profiteren van lagere prijzen voor kopers.
Milieu en Innovatie
25
Tabel 4.4.a Empirische data over fluoride emissiereductie Kolom
2
3
4
Tabel 4.4.b Verkoop van milieuinnovatie in miljoen gulden dat verdeeld is in 15 jaren 1 2 3 4
5
Investerings- Jaren Investeringen Contante Maximaal Bron-milieu- Emissie- Marginale Totale bedragen in ongediscon- waarde surplus is technologie reductie kosten kosten teerd bij 73% van combinaties Er (kg) cr (ƒ/kg) Cr=cr*Er miljoen r=0.1 investerings in miljoen gulden gulden -bedrag 1 18000 3 0 0 1 0 0 0,0 2
33000
15
1
2
2
2
1
0,9
3 570000
18
10
30
3
2
2
1,1
4
12000
42
1
4
4
3
2
1,4
5
26000
96
3
5
5
4
2
1,7
6 120000
167
20
100
6
5
3
2,1
7
1000
450
0
2
7
7
4
2,6
8
30000
1500
45
150
8
9
4
3,2
79
292
9
13
5
3,9
10
17
7
4,8
11
23
8
5,9
12
31
10
7,3
13
42
12
8,9
14
57
15
11,0
15
77
18
13,5
292
93
68
Totaal 810000
Totaal Aandeel van milieuinnovaties 90%
61,2
Kanttekeningen bij de rekenmethode Bij de toegepaste rekenmethode kunnen meerdere kanttekeningen worden geplaatst. 1. Een kanttekening betreft de verdeling van de investeringen over de gehele periode van 15 jaar. Hier is aangenomen dat de overheid zodanig strenge milieueisen aankondigt en invoert dat alle beschikbare milieutechnologie door bedrijven moet worden vervangen. Dit houdt tevens in dat de totale emissiereductie in 15 jaar moet worden bereikt, maar dat bedrijven de mogelijkheid hebben om geleidelijk te investeren. Ook is verondersteld dat bedrijven eerst emissies bij de bronnen met de laagste marginale kosten reduceren waarna ze geleidelijk aan de bronnen met hogere kosten aanpakken. Deze aanname is plausibel indien overheid marktconform handelt, bijvoorbeeld met behulp van economische instrumenten. 2. Het tempo waarop bedrijven aan de milieueisen voldoen is uiteraard arbitrair want het voorspellen van ondernemingsgedrag is doorgaans ‘koffiedik kijken’. Hier is aangenomen dat bij de inkoop van milieutechnologie exponentieel toeneem, waarbij de eerder berekende kostenexponenten Milieu en Innovatie
26
worden gevolgd, maar dat de inkoop over 15 jaar wordt verdeeld. Zo zijn bij de fluoride emissiereductie de kosten van 8 bron-milieutechnologie combinaties over 15 jaar verdeeld, waarmee de gesimuleerde exponent lager dan de empirische exponent wordt (bij fluoride 0,30 in plaats van empirische kcr = 0,89). Bij de andere kostenfuncties worden de combinaties als het ware tot 15 jaar ingedikt waardoor de investeringsexponenten groter dan de kostenexponent wordt (bijvoorbeeld bij NOx 0,22 in plaats van kcr = 0,06). Na de optelling nemen de totale investeringskosten toe met kcr = 0,38. 3. Zoals Tabel 4.3 laat zien is een milieuinnovatie gedefinieerd als een kostenverlaging over acht verschillende bron-milieutechnologie combinaties. In werkelijkheid zal de innovatieve inspanning zich eerder concentreren op één of enkele combinaties van de acht. Voor het effect hoeft dat niet zo veel uit te maken. Bijvoorbeeld, in Tabel 4.3 wordt bij de bron-milieutechnologie combinatie 8 een kostenbesparing van 4.050.000 gulden bereikt (90% van de 4.500.000 gulden), dat is rond 70% van de totale kosten, terwijl op basis van de simulatie 73% besparing berekend is. 4. Aangezien de milieuinnovaties concurreren met milieuverbeteringen die geen inspanningen in onderzoek en ontwikkeling vergen, valt op basis van de data in Tabel 4.3 te verdedigen dat de kostenbesparing minder dan 73% bedraagt bij fluoride emissiereductie, namelijk de kostenbesparing door milieuinnovatie minus de kostenbesparing door milieuverbeteringen (73% 17% = 56%). Maar door inspanningen te richten op enkele combinaties met de hoogste marginale kosten boet ook deze correctie aan praktische betekenis in, zoals hierboven in punt 4 is aangegeven. 5. De milieuinnovatie-uitgaven zijn op 500 miljoen gulden per jaar gesteld. Als de onderzoeks- en ontwikkelingsinspanningen over een aanzienlijk aantal jaren zijn verdeeld en er bovendien ook nog tijd verstrijkt tussen het gereed zijn van een nieuwe milieutechnologie voor productie en het feitelijk verkopen daarvan, moet het renteverlies op de ontwikkelingskosten in de berekeningen worden meegenomen, waardoor de milieuinnovatie-uitgaven hoger uitvallen. Dit betekent een onderschatting van de werkelijke kosten verbonden met de realisatie van milieuinnovaties.
Milieu en Innovatie
27
Tabel 4.5 Berekening van innovatierente in milieutechnologie, ongedisconteerd in miljoen gulden per jaar. De totale milieuinvesteringen in alle verzamelingen bedragen circa 166 853 miljard gulden. Jaren Ben- Cad- CO2 Fenol Fluo- Fos- Koper Meta- Meta- NH3 NOx PAK’ Prop- SO2 Stof Sty- Tolu- VOS Zink Tot.ex Totaal zeen mium ride faat len len s yleen(fijn) Reen een CO2 lucht water oxide Surplus 83% 83% 65% 59% 73% 61% 81% 45% 54% 55% 62% 71% 62% 22% 83% 71% 76% 64% 74% Groep II II I.b II II II II I.a II I.b I.a II II I.a I.b II II I.b II 1 0 0 36 0 0 25 15 2 16 36 32 21 0 1 2 3 0 2 9 163 199 2 1 0 59 0 1 26 17 2 17 39 39 25 0 1 3 3 1 2 10 188 247 3 1 0 97 0 1 27 19 3 18 44 49 29 0 1 4 4 1 3 12 217 314 4 2 0 160 0 2 29 22 4 19 48 61 33 0 1 6 4 2 5 14 252 412 5 3 0 263 0 3 31 25 5 19 54 76 38 0 2 9 5 3 6 16 296 558 6 5 1 432 0 4 32 29 6 20 60 95 45 0 3 13 6 4 9 19 349 781 7 9 1 709 0 5 34 33 7 21 66 118 52 0 4 19 7 7 12 22 417 1126 8 14 1 1165 0 7 36 38 9 22 73 147 60 0 6 27 8 11 16 26 502 1667 9 22 2 1915 1 9 38 43 12 24 81 183 69 0 8 40 9 19 22 30 613 2527 10 36 4 3146 1 12 40 50 15 25 90 228 80 0 11 59 10 31 31 35 758 3904 11 58 6 5170 1 17 42 57 18 26 100 284 93 0 16 86 12 51 42 41 951 6121 12 94 10 8496 1 23 44 65 23 27 111 353 108 0 22 127 14 85 58 48 1214 9710 13 151 17 13960 1 31 47 75 29 29 123 440 125 0 31 187 16 140 80 56 1577 15538 14 243 29 22940 1 42 49 85 37 30 137 548 145 0 44 275 18 231 110 65 2089 25029 15 391 47 37696 1 57 52 98 46 31 152 683 168 0 62 404 21 381 152 76 2822 40518 Totaal 1031 120 96244 8 213 552 670 218 344 1216 3335 1090 2 213 1259 139 967 551 479 12407 108651
Milieu en Innovatie
99
De voor fluoride emissiereductie geschetste methode om de innovatierente te berekenen is toegepast op de overige emissies op basis van de kostenreductiepercentages die uit tabel 4.3 zijn af te leiden. Men ziet daar bijvoorbeeld bij de emissiereductie van fluoride een kostenindex milieuverbetering van 0,83 en kostenindex milieuinnovatie van 0,27. Dit betekent dat de totale kostenbesparing bij uitsluitend milieuverbetering 17 procent bedraagt ten opzichte van de oude technologie en de kostenbesparing bij uitsluitend milieuinnovatie 73 procent; dit zijn de getallen die men in tabel 4.2 weer terug vindt. Op analoge wijze is te werk gegaan voor de overige emissies uit tabel 4.3 met deze beperking dat voor de simulatie van de innovatierente alleen de sectordata zijn gebruikt; de bedrijfsdata voor emissiereductie van NOx en SO2 en van gechloreerde koolwaterstoffen blijven buiten beschouwing om dubbeltelling te voorkomen. In tabel 4.5 staan per emissie in de kolommen de ongedisconteerde maximale surplus door milieutechnologische vooruitgang weergegeven. Deze bestaat uit kostenbesparing door milieuinnovaties en voor een deel uit kostenbesparing door milieuverbetering. Het aandeel van milieuinnovaties in het gehele surplus hangt af van de groep waar de emissie in paragraaf 4.3 is ingedeeld. De veronderstellingen zijn als volgt. •
Groep 1a – Milieuverbeteringen. Het innovatie aandeel is 30% en het aandeel milieuverbeteringen dus 70%.
•
Groep 1b – Efficientieverbetering. Het innovatieaandeel is 60%.
•
Groep II - Milieuinnovatie. Het innovatieaandeel is 90%.
Deze aannames zijn gebaseerd op de studies naar de diffusie van nieuwe milieutechnologie, die aangeven dat de verspreiding van milieuinnovaties traag verloopt. De studies naar de verspreiding van muurisolatie voor energiebesparing, VOS-arme verf, membraantechnologie om zware metalen te verwijderen en biologische waterzuivering laten zien dat na circa tien jaren 15% tot 50% van de potentiële totale verkoopmarkt door de nieuwe milieutechnologie wordt ingenomen. Op deze terreinen waren al enkele milieutechnische alternatieven beschikbaar. Op de terreinen van milieuproblematiek waarvoor nog niet veel alternatieven zijn, maar waar wel streng milieubeleid wordt gevoerd, raken milieuinnovaties binnen enkele jaren sterk verspreid, bijvoorbeeld CFK-vervangende stoffen en hoogrendementsketels die circa 90% van de totale markt binnen tien jaar hebben ingenomen [Brezet, 1994; Kemp, 1995]. De gegevens uit tabel 4.5 zijn per groep samengebracht weergegeven, maar nu als contante waarden van de potentiële maximale marge door milieuinnovaties en milieuverbeteringen, in Tabel 4.6. In groep I.a, genoemd milieuverbetering, wordt vooral de al beschikbare milieutechnologie verspreid en verbeterd. Het betreft de emissies van NOx, SO2 en zware metalen naar lucht. Er zijn weinig verkoopmogelijkheden van milieuinnovatie. Hier is zoals werd vermeld aangenomen dat 30% van de potentiële verkopen milieuinnovaties zijn en de rest milieuverbeteringen. In groep I.b, genoemd efficiëntie verbeteringen, worden processen, producten en milieutechnologie beter op elkaar Milieu en Innovatie
afgestemd. Het gaat hierbij om de emissies van CO2, NH3, Stof en VOS waarbij aangenomen is dat 60% van de potentiële verkopen milieuinnovaties en de overige milieuverbeteringen zijn. In groep II, genoemd milieuinnovatie, waarbij 90% innovaties kunnen worden verkocht, gaat het om zware metalen, koolwaterstoffen en enkele anorganische emissies naar lucht. Tabel 4.6. Samenvatting van innovatierente voor nieuwe kostenbesparende milieutechnologie in miljoen gulden; contante waarde bij een discontovoet van 10%. Jaren
Groep I.a Groep I.b Milieuverbetering Efficiëntie verbetering NOx SO2 Metalen CO2 VOS NH3 lucht
1 29 2 32 3 37 4 42 5 47 6 53 7 60 8 68 9 78 10 88 11 99 12 113 13 128 14 144 15 163 Totaal 1182 Totaal per groep Aandeel milieuinnovaties Totaal milieuinnovaties
0 1 1 1 1 2 2 3 3 4 6 7 9 12 15 66
2 2 2 3 3 3 4 4 5 6 6 7 8 10 11 76 1324 30% 397
33 49 73 109 163 244 364 544 812 1213 1812 2707 4044 6041 9024 27231
2 2 2 3 4 5 6 8 9 12 15 19 23 29 36 175
Groep II Totaal Milieuinnovatie Stof Kool- Metalen Overige (fijn) waterstoffen 32 2 23 36 25 181 33 2 25 36 27 204 33 3 26 37 29 236 33 4 28 37 30 281 33 5 31 38 32 347 34 7 34 39 34 441 34 9 38 40 37 578 34 13 44 41 39 778 35 17 51 42 42 1072 35 23 61 44 45 1505 35 30 75 46 48 2145 35 40 96 48 52 3094 36 54 125 51 56 4501 36 72 168 55 60 6591 36 97 230 60 66 9700 514 379 1056 650 323 31653 28299 2030 60% 90% 16979
1827 19203
Uitgaande van de totale ongedisconteerde waarde van milieuinvesteringen van 166.853 miljoen gulden wordt ongedisconteerd 108.651 miljoen gulden innovatierente met milieuinnovaties en milieuverbeteringen behaald. Dit veronderstelt circa 7% jaarlijke kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang. Het is een reële aanname; in paragraaf 5.4 zullen wij zien is de veronderstelde vooruitgang kleiner dan de statistisch waargenomen kostenreductie in de periode 19801996 in de sectoren die op grote schaal milieuinnovaties hebben toegepast. De contante waarde van het maximale surplus door nieuwe milieutechnologie gesommeerd over de investeringsperiode van 15 jaren is berekend op 31.6 miljard gulden (laatste kolom van tabel 4.6). Hiervan kan 19.2 miljard gulden worden toegerekend aan milieuinnovatie (laatste rij van kolom 4.6). Om de innovatierente te Milieu en Innovatie
genereren hebben de ontwikkelaars milieuinnovatie-uitgaven moeten doen. Die lagen zoals in paragraaf 4.2. berekend werd op 500 miljoen gulden per jaar begin jaren tachtig. Op jaarbasis komt de innovatie rente uit op 19.2 miljard gulden ofwel in 15 jaren op 1280 miljoen gulden per jaar. Dat is ruim 2,5 maal de jaarlijkse milieuinnovatie-uitgaven. De getallen uit de simulatie suggereren dus dat de milieuinnovatie uitgaven wel worden gedekt door te behalen innovatierente. Op deze conclusie valt echter nogal wat af te dingen. Een eerste punt van kritiek kan zijn dat de aannames over kostenbesparingen, leidend tot surplussen van 22% tot 83% in tabel 4.5 wel aan de zeer hoge kant zijn. Dit valt te pareren met de constatering dat de verlaging van emissiereductiekosten over een periode van 15 jaren gespreid correspondeert met een jaarlijkse kostenverlaging van 2% tot 12% wat aannemelijk is in het licht van empirische studies naar milieutechnlogische vooruitgang die in de paragrafen 5.3 en 5.4. worden besproken. Een tweede punt van kritiek is mogelijk dat men feitelijke milieuinnovatie-uitgaven niet moet vergelijken met veronderstelde resultaten. Enerzijds is het nog maar de vraag of de feitelijke uitgaven van 500 miljoen gulden toereiken om hoge kostenbesparingen te behalen, ofschoon de praktijk uit het verleden dit bevestigt. Anderzijds is de geschatte milieuinnovatie-uitgave van 500 miljoen gulden berekend op basis van onvolledige statistieken, maar het betreft alle terreinen van industriële milieuaantasting, dus ook categorieën die niet zijn opgenomen in de verzameling van emissiereductiekostenfuncties, wat impliceert dat het relevante bedrag aan milieu-innovatie uitgaven lager is dan de genoemde 500 miljoen gulden. Een laatste kanttekening is dat de berekende innovatierente een maximum bedrag is. De innovatoren kunnen de prijs hoog houden door octrooien, dus beschermd tegen concurrenten en afnemers die geen kant op kunnen omdat de overheid hen tot milieuinvesteringen dwingt. Het ligt voor de hand dat in werkelijkheid de marktsituatie minder extreem zal zijn en dus de innovatierente lager. Ofschoon de ramingen op realistische aannames gestoeld zijn, valt niet te ontkennen dat de simulatie is gebaseerd op incomplete statistische gegevens en deels op intuitieve aannames. De uitkomsten moeten dan ook gezien worden als een eerste terreinverkenning die een idee probeert te geven van orde van grootte van de betrokken verschijnselen. Na bovenstaande overwegingen bespreken we nu kort de resultaten per groep uit tabel 4.6. Groep 1.a, genoemd milieuverbetering, betreft de emissies van NOx, SO2 en zware metalen naar lucht. Hier is aangenomen dat 30% van de potentie verkopen milieuinnovaties zijn en der rest milieuverbeteringen. De totale verkoopmogelijkheden van de groep I.a bedragen circa 1,3 miljard gulden, maar de mogelijkheden voor milieuinnovaties zijn minder dan 0,4 miljard gulden in 15 jaar. Op dit terrein zijn er dus weinig verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties. In groep I.b, genoemd efficiëntie verbeteringen, gaat het om de emissies van CO2, NH3, Stof en VOS. Daarbij is aangenomen dat 60% van de potentiële verkopen milieuinnovaties en de overige milieuverbeteringen zijn. De verkoopmogelijkheden zijn fors, namelijk 28,3 miljard gulden, waarin vooral de verkoop van nieuwe milieutechnologie voor de CO2 emissiereductie van belang is (ruim 27 miljard gulden in 15 jaar). Exclusief de CO2 emissiereductie zijn de verkoopmogelijkheden kleiner, namelijk slechts 1,068 Milieu en Innovatie
miljard gulden. De verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties zijn groot, bijna 17 miljard gulden, maar vrijwel alles moet gericht zijn op de CO2 emissiereductie. Voor de drie overgebleven emissies in groep I.b (VOS, NH3 en Fijne Stof) zouden voor de gehele periode slechts 0,99 miljard gulden kunnen overblijven. Dit is te weinig om forse inspanningen daarop te richten. In groep II, genoemd milieuinnovatie, waarbij 90% innovaties kunnen worden verkocht, gaat het om zware metalen, koolwaterstoffen en enkele anorganische emissies naar lucht. In deze groep zijn ruime verkoopmogelijkheden: ruim 2,03 miljard gulden, waarvan circa 1,8 miljard gulden alleen voor milieuinnovaties. De beperking voor de milieuinnovatie-uitgaven is dat het om 12 verschillende stoffen gaat, maar het is wel mogelijk om gedurende 15 jaar meerdere innovaties te realiseren. Ook al zou de veronderstelling over de kostenbesparing door innovatie in groep II naar beneden worden bijgesteld, dan nog zijn de potentiële verkoopopbrengsten voldoende. Dit komt door de forse verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties voor CO2 emissiereductie. Voor wat betreft totale verkoopmogelijkheden zijn er dus geen belemmeringen om de milieutechnologie ontwikkeling op peil te houden of zelfs te verhogen. Verzadiging is wel te verwachten op terreinen waarop milieutechnologie al lange tijd beschikbaar is; dit is vooral het geval bij reductie van verzurende emissie, stof en VOS terwijl er veel verkoopmogelijkheden zijn voor nieuwe milieutechnologie voor energiebesparing en emissiereductie van specifieke stoffen. De bovengenoemde verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties worden onderschat in die zin dat de potentiële verkopen van nieuwe milieudiensten en producten gedurende het gebruik van milieutechnologie buiten beschouwing zijn gebleven. De verkoopmogelijkheden van milieudiensten en -producten kunnen zeer fors zijn als emissiebronnen veel uitbesteden want de uitgaven om milieutechnologie gedurende haar levensduur te gebruiken zijn groter dan de milieuinvesteringen. In Bijlage 4.3 zijn op basis van de emissiereductiekostenfuncties de totale emissiereductiekosten van milieutechnologie gedurende haar levenscyclus geschat. Daaruit blijkt dat de levenscycluskosten ruim 3 maal zo groot zijn als de milieuinvesteringen. Arbeid is het belangrijkste deel daarvan en daarnaast worden energie en vele hulpstoffen gebruikt waarvoor nieuwe kostenbesparende milieutechnologie kan worden ontwikkeld.
4.5 Betekenis in het milieubeheer In dit hoofdstuk is nagegaan in hoeverre het mogelijk is om de toekomstige verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties te schatten, rekening houdend met de concurrentie van milieuverbeteringen bij de al beschikbare milieutechnologie en met de voortschrijdende milieueisen. Milieuinnovatie is gedefinieerd als het ontwikkelen en op de markt brengen van milieuapparatuur tegen lagere kosten dan de bestaande milieutechnologie bij de bron-milieutechnologie combinaties met hoge kosten als ze een milieueis krijgen voorgeschreven. Dergelijke milieuinnovaties zijn het resultaat van omvangrijk onderzoeks- en ontwikkelingswerk. De uitgaven hiervoor hebben het karakter van een investering met onzekere opbrengsten. Milieuverbeteringen daarentegen zijn kostenverlagingen op de bestaande, breed voorgeschreven en toegepaste milieutechnologie bij bronnen met relatief lage kosten. Deze Milieu en Innovatie
verbeteringen zijn veelal het resultaat van leerprocessen bij de productie en bij het gebruik van de technologie (learning by doing en learning by using) en vergen geen of weinig voorafgaande investeringen in onderzoek en ontwikkeling. De simulaties van de verkoopmogelijkheden en innovatierente van milieuinnovatie zijn gedaan op grond van informatie over de emissiereductiekostenfuncties van de al beschikbare milieutechnologie in combinatie met aannames over de te behalen kostenverlaging door milieuinnovatie respectievelijk milieuverbetering. Omdat de emissiereductiekostenfuncties exponentieel oplopen, zijn er in vrijwel alle verzamelingen emissiebronnen te vinden die dermate hoge kosten moeten maken als ze met de beschikbare milieutechnologie aan de strengere milieueisen moeten voldoen, dat het aantrekkelijk is om nieuwe, innovatieve milieutechnologie te gebruiken. Derhalve kunnen in alle verzamelingen verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties (‘marktniches’) worden gevonden. In sommige verzamelingen zijn deze beperkt omdat daar al enkele typen milieutechnologie beschikbaar zijn waarmee aan de strenge milieueisen tegen lage kosten kan worden voldaan. Deze kunnen worden verbeterd. Er is aangetoond dat de kostenvoordelen door het gebruik van milieuinnovaties, in vergelijking met de verbeteringen van de al beschikbare milieutechnologie, groter zijn naarmate emissiebronnen hogere marginale emissiereductiekosten moeten maken, ofwel: de verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties nemen toe naarmate de emissiereductiekostenfuncties steiler zijn. Uit de simulaties blijkt dat, gegeven de veronderstellingen over kostenbesparingen door milieuinnovaties en milieuverbeteringen, bij de kostenexponent kcr > 0,25 milieuinnovaties voor emissiebronnen doorgaans aantrekkelijker zijn dan milieuverbeteringen. De ramingen van de kostenbesparingen door milieuinnovatie en milieuverbetering en op basis daarvan de berekening van de innovatierente die maximaal te behalen valt door het op de markt brengen van nieuwe milieutechnologie geven aan dat er verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties zijn die een vergelijkbaar of zelfs iets hoger gemiddeld niveau van milieuinnovatie-uitgaven dan tot nu toe rechtvaardigen. Voorwaarde is wel dat de verspreiding van milieuinnovaties voor CO2 emissiereductie door milieueisen wordt uitgelokt, want op dit terrein zijn veruit de grootste verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties. Ook het bestrijden van de stofspecifieke, vaak sterk toxische, emissies van zware metalen en koolwaterstoffen biedt veel ruimte voor milieuinnovaties want hiervoor is nog weinig goedkope technologie beschikbaar. Op de traditionele terreinen van milieubeleid, zoals de emissiereductie van SO2 en NOx en het afvangen van zware metalen uit afgas is nu al relatief goedkope milieutechnologie beschikbaar. Hier is het verbeteren van de al beschikbare milieutechnologie een meer aantrekkelijke optie dan het innoveren. Waar al veel technologie beschikbaar is, is het doorgaans goedkoper om proces- en milieutechnologie beter op elkaar af te stemmen dan om de ingrijpende technologische vernieuwing na te jagen.
Milieu en Innovatie
5. Zijn milieuinnovaties economisch aantrekkelijk? Een traditionele en nog steeds gangbare opvatting is dat de overheid door milieueisen te stellen bedrijven op kosten jaagt, wat negatieve gevolgen heeft voor de bedrijfsresultaten. In dit hoofdstuk wordt die stelling aan nader onderzoek onderworpen. In het bijzonder wordt aandacht besteed aan het proces van milieuinnovatie en -verbetering en de mogelijkheid om langs die weg de gevreesde kostenstijging ten gevolge van strengere milieueisen te matigen, te voorkomen of zelfs om te zetten in een kostendaling.
5.1 Inleiding Volgens de gangbare theorie nemen door milieueisen de productiekosten toe. Milieutechnologie levert immers geen directe bijdrage aan de productie, maar brengt wel kosten met zich mee. Derhalve heeft streng milieubeleid negatieve productiviteitseffecten. Milieuinnovaties kunnen slechts de negatieve effecten beperken, aldus de gangbare theorie [Withagen, 1999]. In recent onderzoek komt evenwel ook een tegengestelde argumentatie naar voren, namelijk dat milieueisen positieve effecten op het bedrijfsresultaat hebben. Het eerste positieve effect is de kostenbesparing in de bedrijfsvoering die ontstaat door de impuls om het gebruik van afval, energie en grondstoffen door te lichten en onnodige verliezen in te perken. Het tweede is dat bedrijven die milieutechnologie aanbieden opbrengsten uit de verkoop van milieutechnologie in binnen- en buitenland behalen wat positieve bestedingseffecten heeft. Het derde positieve effect is dat bedrijven een kwaliteitsvoordeel behalen als milieueisen de doorslag geven om veiligere en gezondere producten op de markt te brengen waar meer vraag naar blijkt te bestaan dan was voorzien voordat de eisen werden gesteld. De positieve effecten op het bedrijfsresultaat worden bereikt als bedrijven de mogelijkheid hebben naar geschikte oplossingen te zoeken, en daaruit de beste te selecteren; bovendien moeten de milieueisen voldoende streng zijn om nieuwe uitdagingen te stellen en nieuwe oplossingen uit te lokken [Schrama en Van Lierop, 1999]. De gedachte dat het mogelijk is om een streng milieubeleid te voeren dat tevens de economische ontwikkeling stimuleert, wint veld in het overheidsbeleid. In het moderne politieke spraakgebruik wordt het vaak win-win strategie genoemd. Hierbij wordt een doorslaggevende rol aan de technologische ontwikkeling toebedacht: innovatieve milieutechnologie zou ervoor moeten zorgen dat verdergaande emissiereductie tegen lage kosten en met positieve economische effecten kan worden gerealiseerd [Ministerie VROM, 1997]. De verwachting dat voldoen aan strengere milieueisen kan samengaan met kostenbesparing door de positieve neveneffecten op processen en producten, berust op twee aannames. De eerste aanname is dat het huidige productieproces van bedrijven niet optimaal is ingericht, zodat er bij een gegeven productietechnologie en typen producten mogelijkheden liggen voor optimalisaties die de kosten omlaag brengen. De optimalisatiemogelijkheden zijn niet discutabel; ze worden alom onderkend. De tweede aanname moet zijn dat de emissiereductiekosten onder invloed van strengere milieueisen niet of amper toenemen, want als de kosten wel sterk oplopen dan moeten per saldo negatieve effecten op het bedrijfsresultaat worden verwacht. De aanname van een vlakke
emissiereductiekostenfunctie is niet zonder meer plausibel en ze moet worden onderbouwd. Het zal blijken (uit paragraaf 5.2) dat de meningen van diverse auteurs verdeeld zijn en sterk bepaald worden door het gekozen perspectief. Voor de hand ligt de stelling dat aanscherping van milieueisen gepaard gaat met kostenverlagende milieutechnologische vooruitgang. Deze kan door de strengere eisen zijn uitgelokt; bijvoorbeeld door milieutechnologie forcerende normstelling. Het zou ook andersom kunnen zijn: milieueisen worden pas aangescherpt als redelijk duidelijk is dat betaalbare milieutechnologieën beschikbaar zijn. In beide gevallen zijn de uitkomsten mede afhankelijk van de strategie van de ondernemingen: anticiperen ze op de te verwachten milieueisen of wachten ze af. Paragraaf 5.3 brengt deze kernvraag in beeld. Ze geeft een aantal theoretische overwegingen die aannemelijk maken dat strengere milieueisen milieuinnovaties en -verbeteringen uitlokken. Dit matigt de kostenstijging bij aanscherpend milieubeleid, zodat de ex post emissiereductiekostenfunctie vlakker verloopt dan ex ante was voorspeld. Verder is dit hoofdstuk vooral beschrijvend van karakter. De kernparagraaf van dit hoofdstuk is paragraaf 5.4 die laat zien dat in de laatste twee decennia van de vorige eeuw een vergaande emissiereductie gepaard ging met dalende kosten per gereduceerde eenheid emissie. In paragraaf 5.5 wordt met behulp van scenarioanalyses geïllustreerd dat bij streng milieubeleid milieuinnovatie een kostenbesparend alternatief voor de toepassing van de al beschikbare milieutechnologie is. Paragraaf 5.6 laat zien hoe met behulp van levenscyclusanalyses van producten de milieuknelpunten en de aangrijpingspunten voor de kostenbesparende milieuinnovaties in de keten van bedrijven kunnen worden opgespoord.
5.2 Effecten van milieueisen op de productiviteit In deze paragraaf wordt een kort literatuuroverzicht van de effecten van milieueisen op de productiviteit gegeven. Diverse studies benadrukken de negatieve productiviteitseffecten, maar er zijn ook studies die erop wijzen dat strenge milieueisen slechts beperkte negatieve of zelfs positieve productiviteitseffecten hebben. Negatieve productiviteitseffecten van milieueisen Diverse studies zijn gedaan om de negatieve productiviteitseffecten van milieueisen te bepalen. Vooral in de jaren tachtig is veel onderzoek gedaan naar de negatieve effecten van milieueisen op de geaggregeerde productiviteit (total productivity). Deze aandacht houdt verband met de stagnatie in de economische groei in de jaren zeventig en tachtig. Onderzoekers hebben getracht om de oorzaken daarvan te achterhalen. Daarbij is statistisch materiaal gebruikt over input- en outputprijzen en vervolgens is met behulp van factoranalyse nagegaan welke factoren in sterke mate aan de toename van de inputprijzen hebben bijgedragen. Op basis van de factoranalyse is getracht om het aandeel van de milieueisen in de stagnatie te berekenen [Haveman en Christainsen, 1981; Gallop en Roberts, 1983; Barbera en McConnell, 1986]. De meeste studies zijn gedaan op nationaal- en sectorniveau in de Verenigde Staten. Er zijn echter weinig statistische studies op het bedrijfsniveau omdat de beschikbare statistieken dergelijke studies niet toelaten, onder andere in verband met de geheimhouding van
bedrijfsgegevens. De aannames in de onderzoeken zijn dat iedere factor die van invloed is op de stagnatie, apart kan worden bepaald, dat de factoren geen onderlinge wisselwerking hebben, dat milieueisen een productiviteitsverlies opleveren en dat veranderingen in de productieschaal, mede door de strenge milieueisen, geen positieve effecten op de productiviteit opleveren [McCain, 1978]. Tabel 5.1 geeft een overzicht van enkele onderzoeken naar de effecten van milieubeleid op de productiviteit. Aangegeven is het geraamde aandeel van het milieubeleid in de stagnatie van de economische groei, weergegeven in percentages ten opzichte van alle andere factoren, zoals hoge olieprijzen en hogere arbeidskosten [naar Jaffe et al., 1995]. Tabel 5.1 Effecten van milieuregulering op de daling van productiviteit Studie: auteurs en jaartal
Periode
Industrie
Aandeel van milieuregulering in de totale daling van productiviteit
Barbera en McConnell 1990
1970-1980
Chemie,
10% - 12%
Bouwmaterialen, IJzer en Staal Barbera en McConnell 1990
1970-1980
Papier
30%
Denison 1979
1972-1979
Private sector
16%
Gallop en Roberts 1983
1973-1979
Elektriciteitssector
44%
Gray 1987
1973-1978
240 Nijverheid sectoren
12%
Haveman en Christainsen 1981
1973-1975
Nijverheid
8% - 12%
Norsworthy, Harper en Kunze
1973-1979
Nijverheid
12%
Naar Jaffe et al., 1995 De resultaten betreffen de jaren zeventig, dat wil zeggen de periode waarin het milieubeleid opgekomen is en waarin meerdere factoren tot negatieve productiviteitseffecten kunnen hebben bijgedragen, zoals hoge olieprijzen, de forse stijging van het arbeidsaandeel in het nationaal inkomen, de uitbreiding van de publieke sector, veranderingen in de internationale sectorstructuur en schaalvergroting. Het geraamde aandeel van het milieubeleid in de stagnatie van de economische groei varieert van 8% tot 44%; de meeste studies wijzen op de beperkte effecten van het milieubeleid op de productiviteit ten opzichte van de andere factoren in de onderzochte periode. Ook wordt onderkend dat de scheiding tussen de afzonderlijke factoren lastig te onderbouwen is. De analyses hebben statistisch significante productiviteitseffecten in de sectoren met strenge milieueisen aangetoond. Maar de relatie tussen de negatieve effecten en de milieueisen is discutabel omdat er geen eenduidige scheiding tussen diverse groei beïnvloedende factoren is gemaakt. Bovendien kan het negatieve effect tijdelijk zijn, namelijk alleen in de beginfase van de invoering van milieubeleid, waarna een aanpassingsproces van bedrijven op kan treden.
Enkele recentere studies waarin de effecten van het milieubeleid op de productiviteit in de jaren tachtig zijn geanalyseerd, geven een genuanceerder beeld. Er worden weliswaar negatieve productiviteitseffecten waargenomen, maar deze worden veel kleiner geacht dan de effecten die in de jaren zeventig zijn waargenomen. De ramingen voor Duitsland geven aan dat de bijdrage van strenge milieueisen aan de daling van de productiviteit ten hoogste 2,5% is (in de pulpindustrie). Doorgaans is het effect veel lager. In de studie wordt de mogelijkheid van positieve neveneffecten onderkend, maar in de analyse niet meegenomen [Conrad en Wastl, 1995]. In enkele andere studies is daarentegen wel meer aandacht besteed aan het optreden van positieve neveneffecten van de strenge milieueisen op de sectorale productiviteit. In de sectorstudie naar de effecten van regulering van SO2 emissie op de elektriciteitssector in de Verenigde Staten zijn veranderingen in de sectorstructuur en arbeid- en kapitaalbesparende effecten meegenomen. Het belangrijkste statistisch waargenomen effect van de strengere milieueisen is schaalvergroting in de sector. Volgens de studie kan de schaalvergroting een wezenlijk deel van de kostenstijging door strengere milieueisen ondervangen, waardoor er geen negatieve productiviteitseffecten optreden. Schaalvergroting bleek een positief neveneffect op de productiviteit te hebben gehad. Een ander positief, statistisch waargenomen effect is de invloed van de strengere milieueisen op de technologische ontwikkeling namelijk dat bedrijven meer onderzoek en ontwikkeling doen [Yaisawarng en Klein, 1994]. Ook is onderzocht in hoeverre er een positief verband is tussen de O&S uitgaven, de patenten (niet per se op milieuterrein) en de strengheid van milieueisen. De studie naar de effecten van milieueisen op O&S uitgaven en patenten in de Verenigde Staten wijst erop dat in de sectoren met hoge milieukosten, meer O&S uitgaven zijn, maar ook dat er geen verband tussen de hogere O&S uitgaven en de toename van het aantal patenten is waar te nemen. De auteurs stellen op grond van deze resultaten voorzichtig vast dat er onder invloed van de strengere milieueisen er een positief productiviteitseffect kan optreden omdat er meer O&S uitgaven worden uitgelokt [Jaffe en Palmer, 1997]. Voorts is nagegaan in hoeverre strengere milieueisen ertoe leiden dat nieuwe milieutechnologie wordt toegepast waardoor positieve effecten op het bedrijfsresultaat optreden. Een studie in de pulp- en papierindustrie in de Verenigde Staten wijst erop dat strenge milieueisen ertoe leiden dat de bedrijven die nieuwe milieutechnologie toepassen, lagere kosten maken dan de bedrijven die de al langer beschikbare milieutechnologie toepassen. De bedrijven met een nieuwe milieutechnologie behalen voordelen ten opzichte van de andere bedrijven. Als gevolg daarvan wordt de concurrentie tussen de bedrijven in de pulp- en papierindustrie aangescherpt en dat kan een positief neveneffect op de productiviteit hebben [Gray en Shadbegian, 1998]. De effecten van de milieueisen op schaal en technologie zijn vooralsnog discutabel. De relatie tussen de strengheid van milieueisen en de schaalvergroting in een sector is onzeker omdat de effecten van de andere schaalbeïnvloedende factoren moeilijk te bepalen en te scheiden zijn van het milieubeleid. Om dezelfde reden zijn de positieve effecten van de strenge milieueisen op O&S uitgaven en op innovaties onzeker. De resultaten van deze onderzoeken kunnen ook anders worden uitgelegd, namelijk dat er meer O&S uitgaven worden gedaan, maar dat deze uitgaven, gemeten in patenten, minder effectief zijn. Het is wel aannemelijk dat door de strengere milieueisen de verschillen
in emissiereductiekosten tussen de bedrijven in één sector en tussen de sectoren onderling, toenemen. Op basis van de onderzoeken tot nu toe kan worden geconcludeerd dat de strengere milieueisen weinig aantoonbare positieve of negatieve effecten op de productiviteit hebben gehad. In de bovengenoemde studies ligt de nadruk op de economische effecten van milieueisen die aan productieprocessen worden gesteld. Er zijn ook studies gedaan naar de effecten van milieueisen op de producten zelf. De aanname in die studies is dat strengere milieueisen tot een relatieve toename van de O&S uitgaven voor het milieubeheer leiden, wat ten koste gaat van O&S uitgaven om beter verkoopbare producten te maken. Hierdoor zouden productinnovaties stagneren. De onderzoeken gedaan om deze stelling empirisch te onderbouwen tonen een prijsstijging aan van producten die sterk gereguleerd zijn, zoals pesticiden en medicijnen. Deze wordt verklaard door de hoge O&S uitgaven om aan de strengere milieu- en veiligheidseisen te voldoen, waardoor de productieve O&S uitgaven worden beperkt [Hartje, 1984; Schultze, 1985; Eads, 1990]. Ook is de stelling verdedigd dat toename van de O&S kosten niet tot een productiviteitsverlies hoeft te leiden als de betere milieukwaliteit van de producten de waarde van het product voor de koper verhoogt. Deze stelling is geanalyseerd in een onderzoek naar de effecten van strenge veiligheidseisen voor medicinale producten op innovaties in medicijnen. Getoetst is in hoeverre de veiligere producten tot een grotere verkoopopbrengst leiden dan de minder veilige producten. Deze verwachting is empirisch bevestigd. Het bleek voldoende aantrekkelijk te zijn om de nieuwe, veiligere producten te ontwikkelen omdat er voldoende verkoopmogelijkheden voor de veilige producten zijn, mits de milieuregelgeving geen overmatige beperkingen aan de innovaties oplegde. Pas als de eisen dermate streng zijn dat innovaties geen verkoopvoordelen opleveren, maken bedrijven te hoge O&S kosten ten opzichte van de extra opbrengsten door de verkoop van innovaties [Kip Viscusi en Moore, 1993]. Op basis van deze studies kan worden verwacht dat het negatieve productiviteitseffect van strenge milieueisen aan producten alleen dan ontstaat als de O&S kosten tot een prijsstijging van de producten leiden en er geen of onvoldoende bereidheid bij afnemers is om voor milieuvriendelijkere, gezondere of veiligere producten te betalen. Deze aanname is niet zonder meer realistisch. In de eerste plaats hoeft de prijsstijging ten gevolge van milieugerichte O&S kosten niet op te treden, want deze kan productvernieuwing uitlokken, waardoor kostenbesparingen op energie en grondstoffen in de productie worden bereikt die de O&S kosten compenseren of overtreffen. Daarnaast is er vraag naar kwalitatief hoogwaardige producten, waaronder ook de gezondere en veiligere producten, waardoor een prijsstijging van de kwalitatief hoogwaardigere producten geaccepteerd wordt, mits de prijsstijging niet te groot is. Voorts kan het milieugericht O&S ertoe leiden dat er producten worden gemaakt die bij de gebruikers van producten tot een kostendaling bijdragen zoals apparaten die een lagere energierekening of minder ziekteverzuim opleveren. Positieve productiviteitseffecten van milieueisen In recente onderzoeken komt ook een omgekeerde argumentatie aan de orde. Deze luidt dat strengere milieueisen vooral positieve productiviteitseffecten hebben, mits bedrijven worden uitgedaagd om de
nieuwe milieutechnologie in te voeren en de vrijheid krijgen om de beste oplossing te kiezen. De positieve economische effecten ontstaan ten eerste doordat bedrijven kosten besparen onder invloed van de impuls om minder energie en grondstof te verbruiken, ten tweede door milieutechnologie te exporteren en ten slotte door de verkoop van veiligere en gezondere producten die kostenvoordelen bij gebruikers opleveren. Voorbeeldstudies in bedrijven wijzen uit dat milieueisen een efficiënter gebruik van energie en materialen kunnen uitlokken, waardoor per saldo kosten worden bespaard. Er is een omvangrijke literatuur over emissiereductie die met kostenbesparing gepaard gaat. Daarin wordt de nadruk gelegd op de product- en procesgeïntegreerde technologie die minder vervuilend en vaak goedkoper dan de toevoegde zuivering zou zijn. Aldus zou het voorkómen van het ontstaan van emissie (preventie) kostenvoordelen opleveren ten opzichte van het afvangen van emissie nadat ze is ontstaan. Daarnaast levert product- en procesgeïntegreerde technologie vaak kostenbesparing op energie en materialen. De studies geven aan dat de kostenbesparingen pas aan het licht komen als materialen- en energiestromen worden doorgelicht [Huisingh et al., 1985; Sarokin et al., 1985; Dieleman en De Hoo, 1993; Riele en Zweers, 1994; Van Berkel, 1996; Verheggen et al., 1996]. Daarnaast wijzen studies erop dat strenge milieueisen de ontwikkeling van milieutechnologie en daarmee de export van apparaten en machines stimuleren. Strenge milieueisen vergroten de verkoopmogelijkheden in het binnenland waardoor ervaring met milieutechnologie wordt opgebouwd en de mogelijkheden voor export vergroot worden [Weidner, 1985; Klaassen en Nentjes, 1986; Krozer en Nentjes, 1988]. Daarbij is erop gewezen dat investeringen in milieutechnologie mondiaal sterk toenemen en dat de groei van de investeringen niet beperkt is tot geïndustrialiseerde landen, maar dat ook in de ontwikkelingslanden milieuinvesteringen toenemen. Tevens is aangetoond dat de geïndustrialiseerde landen netto exporteurs van milieutechnologie zijn en gezien de ontwikkeling van patenten blijven deze landen ook in de komende jaren netto exporteurs van milieutechnologie. Milieuinnovaties zijn immers een belangrijke factor in de export. Strenge milieueisen lokken dus ontwikkeling van nieuwe milieutechnologie uit en geven daarmee een impuls aan de export. Op basis van patenten blijkt dat de ontwikkelaars van milieutechnologie, die vooral in de apparaten- en machinebouw te vinden zijn, de belangrijkste ontwikkelaars en exporteurs van milieutechnologie zijn en niet de ‘vervuilende’ sectoren zoals chemie, basismetaal, raffinage en voedingsmiddelenindustrie (die zelf weinig aan ontwikkeling van milieutechnologie uitgeven). De milieutechnologie betreft vooral zuiveringsapparatuur voor lucht- en wateremissies, alternatieve energie en in mindere mate technologie voor afvalverwerking. Het invoeren van strenge milieueisen in het binnenland, die op den duur ook in de andere landen zullen worden ingevoerd, is dus een strategie die een bijdrage levert aan de export van apparaten en machines [OTA, 1994; Lanjouw en Mody, 1996]. Een derde positief productiviteitseffect van strengere milieueisen is een kwaliteitsverhoging. Enkele studies wijzen erop dat het management wordt gedwongen om processen, producten en diensten door te lichten om de mogelijkheden voor kwaliteitsverhoging in het eigen bedrijf en bij de klanten na te gaan. Hierdoor kunnen de bedrijven een kwaliteitsvoordeel ten opzichte van de andere
bedrijven behalen. De bedrijven die ertoe in staat zijn om nieuwe oplossingen voor milieueisen te realiseren en tevens kwaliteitsvoordeel tegen lage kosten te behalen, zouden een concurrentievoordeel kunnen behalen [Porter, 1991; Porter en Van der Linden, 1995]. Er zijn diverse beperkingen aan de studies naar de positieve productiviteitseffecten van strenge milieueisen. Een beperking is dat de studies vooral gebaseerd zijn op de waarnemingen in individuele bedrijven, waardoor analyses anekdotisch zijn. Er zijn bovendien weinig systematische studies gedaan, zoals vergelijkingen tussen sectoren of in de tijd. Een andere beperking is dat niet helder is in hoeverre de kostenbesparende oplossing voldoende is om aan de strenge milieueisen te voldoen. Ook de condities waaronder de concurrentievoordelen kunnen optreden zijn amper gesystematiseerd, bijvoorbeeld naar grootte van bedrijven, kennisniveau, en dergelijke. De waarnemingen van de positieve neveneffecten van strenge milieueisen kunnen evenmin statistisch worden onderbouwd, omdat in de huidige milieustatistieken alleen het onrendabele deel van de milieutechnologie wordt waargenomen. Het is wel mogelijk om de positieve effecten aan de hand van voorbeeldstudies te systematiseren.
5.3 Milieustrategieën van bedrijven De studies die de positieve effecten van milieueisen op de productiviteit benadrukken wijzen erop dat de bedrijven die anticiperen op strengere milieueisen met milieuinnovaties en -verbeteringen in staat zijn daarmee de stijging van hun emissiereductiekosten te beperken en zelfs de kosten naar beneden te brengen. De vraag ligt voor de hand waarom bedrijven deze mogelijkheden onvoldoende zouden benutten. De gedachtegang dat strenge milieueisen positieve neveneffecten op het bedrijfsresultaat kunnen opleveren staat of valt met een plausibele verklaring voor de inefficiënties in bedrijfsbeslissingen, die blijkbaar in vele ondernemingen te vinden zijn. Inefficiënties in beslissingen Een verklaring voor inefficiënties in bedrijfsbeslissingen biedt de gedragstheorie van ondernemingen die in hoofdstuk 2 aan de orde is geweest. Op grond van de gedragstheorie kan worden verklaard dat kostenbesparing en emissiereductie pas aan het licht komen als er strenge milieueisen worden gesteld en bedrijven de vrijheid krijgen om de beste oplossing te kiezen. De verklaring hiervoor is dat milieubeheer geen hoofdactiviteit is waardoor bedrijven proberen aan de eisen te voldoen zonder hun hoofdprocessen te veranderen. Veranderingen zijn immers riskant voor de hoofdactiviteit. Pas bij strenge milieueisen gaat de bedrijfsleiding meerdere afdelingen van bedrijven bij het zoeken naar een efficiënte oplossing betrekken waardoor nieuwe milieutechnologie wordt ontwikkeld en toegepast. Enkele voorbeeldstudies naar de diffusie van ‘schonere technologie’ bevestigen het belang van de bedrijfsinterne afwegingen bij investeringsbeslissingen. Het management van de emitterende bedrijven baseert zijn beslissingen over milieutechnologie in sterkere mate op de gepercipieerde risico’s dan op een formele kostenkanten afweging. Het gevolg hiervan is dat potentieel rendabele maar te riskant geachte technologie niet wordt toegepast [Kemp et al., 1992]. De opvatting dat de bedrijfsinterne
overwegingen in sterkere mate bepalend zijn voor investeringen dan de formele kosten-baten afweging is ook bevestigd door een statistische studie naar de deelname van bedrijven aan een vrijwillig energiebesparingsprogramma. In de studie is nagegaan in hoeverre de bedrijfsspecifieke factoren de deelname beïnvloeden. De studie bevestigt dat bedrijfsspecifieke factoren, en niet de kosten-baten analyses van de investeringen, de deelname aan een energiebesparingprogramma beïnvloeden [DeCanio en Watkins, 1998]. Daarnaast zijn er onzekerheden over de toekomstige milieueisen, de wijze waarop deze zullen worden ingevoerd en de geschiktheid van de milieutechnologie om aan de eisen te voldoen. Daarbij is de kostenafweging ondergeschikt aan de beoordeling in hoeverre in de toekomst strenge milieueisen worden ingevoerd en gehandhaafd, de beschikbaarheid van kennis over de kosten en de effecten van milieutechnologie, het oordeel over de invloed van maatschappelijke organisaties op besluitvorming, en dergelijke. [Franke en Swart, 1986; Cramer en Schot, 1990; Kemp, 1990]. Bovendien zijn zelfs de belangrijkste parameters voor een kosten-baten afweging vaak onzeker, zoals de ontwikkeling van de energieprijzen in verband met investeringen in energiebesparing. Een statistische studie naar de invloed van de energieprijzen op de vervanging van kapitaalsgoederen wijst op de trage diffusie van energiebesparingstechnologie als de energieprijzen stijgen, maar de lange termijn energieprijzen onzeker zijn [Thomson en Taylor 1995]. Ook een onderzoek naar de investeringsbeslissingen van bedrijven in de energiebesparingtechnologie wijst erop dat de oplossingen die op grond van de formele kosten-baten afweging aantrekkelijk zouden zijn, veelal niet worden toegepast. De belangrijkste redenen hiervoor zijn het gebrek aan kennis van de relevante parameters voor de beslissing (onder meer kennis van de toekomstige elektriciteitstarieven en de veranderingen van energieprijzen), preoccupatie met andere kostenfactoren dan energiekosten (zoals de kapitaalslasten) en weinig ervaring met de toepassing van energiebesparingtechnologieën [Velthuijsen, 1995]. Deze studies zijn gedaan voor de ontwikkelde landen, doch vergelijkbare resultaten zijn in de minder ontwikkelde landen gevonden. Zo wijst een studie naar de productiviteit in de elektriciteitsvoorziening in enkele ontwikkelingslanden op een forse potentiële maar niet benutte emissiereductie van 15% tot 20% waarmee tevens kosten bespaard zouden kunnen worden [Cavendish en Anderson, 1994]. Een ander knelpunt wordt gevormd door de kosten verbonden met het risico dat de invoering van product- en procesgeïntegreerde milieutechnologie (‘schonere technologie’) met zich meebrengt. Dit risico bestaat vanwege benodigde nieuwe kennis om veranderingen in de productie te realiseren en de daarmee verbonden kosten, maar vooral vanwege de onzekerheden verbonden aan het gebruik van een technologie waarmee het bedrijf nog geen ervaring heeft. De omschakelingskosten (costs of change over of costs of transition) kunnen zo hoog zijn dat de, qua investeringskosten voldoende aantrekkelijke, product- en procesgeïntegreerde milieutechnologie toch te duur blijkt te zijn. De installatie van geïntegreerde milieutechnologie blijft dan beperkt tot situaties waarin ingrijpende veranderingen in het productieproces sowieso moeten worden gerealiseerd [Hartje en Lurie, 1984]. De statistische analyses bevestigen de argumentatie dat de product- en procesgeïntegreerde milieutechnologie alleen bij hoge kapitaalsinvesteringen wordt ingevoerd [Zimmerman, 1985].
Milieustrategieën: afwachten of anticiperen Deze empirische bevindingen kunnen aan de hand van twee typen bedrijfsmilieustrategie worden beschreven. Stel dat een bedrijf met een aantal emissiebronnen, of een groep van bedrijven met emissiebronnen, met toekomstige strengere milieueisen wordt geconfronteerd. Bedrijfsleiding kan dan kiezen tussen afwachten of anticiperen. Het wachten op de invoering van de strengere milieueisen betekent toepassing van de al beschikbare milieutechnologie, terwijl het anticiperen ontwikkeling of inkoop van nieuwe milieutechnologie kan inhouden. Anticiperen betekent dat het bedrijf bij de weinig strenge milieueisen hogere kosten maakt dan strikt noodzakelijk is, namelijk voor milieuinnovatie of extra zoekacties naar en testen van nieuwe milieutechnologie, maar dat later, na de invoering van de strengere milieueisen, de kosten lager zullen zijn. Het anticiperen op toekomstige milieueisen is onzekerder dan het afwachten, want het is onzeker in hoeverre de aangekondigde milieueisen worden ingevoerd en in hoeverre de milieuinnovatie naderhand voldoende zal blijken. Deze afweging staat in de Figuur 5.1 gepresenteerd. Horizontaal staat de emissiereductie, Er. Verticaal staan de totale emissiereductiekosten, Cr. De strengere milieueisen leiden tot een hoger emissiereductiepercentage; dit gaat van Er1 naar Er2. In de figuur staan emissiereductiekostenfuncties weergegeven: A en B. De kostenfunctie ‘Afwachten’, A, is gebaseerd op het gebruik van de al beschikbare milieutechnologie. Ze loopt exponentieel sterk op en er is een grote mate van zekerheid over het verloop van de curve want de toe te passen milieutechnologieën zijn immers beschikbaar en bekend (zoals in hoofdstuk 2 is beschreven). De kostenfunctie van het ‘Anticiperen’, B, laat zien dat bij de huidige bescheiden milieueis Er1 hogere kosten worden gemaakt om een nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen of te kopen, vervolgens te installeren en te gebruiken, maar dat de toename van de milieukosten bij de strengere milieueis Er2 beperkt is. De emissiereductiekostenfunctie vlakt af. De omschakelingskosten (waaronder onderzoek en ontwikkeling) zijn in de figuur weergegeven door een toename van de vaste kosten van Cr tot Cri. Het ‘Anticiperen’ heeft een grotere onzekerheidsmarge dan het ‘Afwachten’ want nieuwe milieutechnologie is nog niet goed bekend. Bij de bedrijfsbeslissing over de vraag wat te doen om aan de verwachte strengere milieueis ten aanzien van emissiereductie Er2 te voldoen gaat het dus om het afwegen van de hoge, maar zekere kosten van afwachten tegenover de mogelijk lagere, maar onzekere kosten van anticiperen. Bij de afweging kan het bedrijf ook rekening houden met positieve neveneffecten van de milieuinnovaties op productiekosten door besparing op energie en materiaal, met de verkoop van nieuwe milieutechnologie aan andere bedrijven en met de positieve effecten op het kwaliteitsbeheer in bedrijven. Figuur 5.1
Model voor milieustrategieën: afweging tussen het afwachten of het anticiperen
Marginale emissiereductiekosten
Afwachten A2
B2 Anticiperen
B1 Cri A1 Cr 0
Er1
Er2
Emissiereductiepercentage
A1 B1, de contante waarde van de omschakelingskosten bij milieuinnovaties A2 B2, de contante waarde van het kostenvoordeel van milieuinnovaties ten opzichte van de al beschikbare milieutechnologie Hoe milieueisen de emissiereductiekosten beïnvloeden is mede afhankelijk van de wijze waarop ze worden ingevoerd. Van belang is de keuzevrijheid in uitvoering die aan de onderneming wordt gelaten. Bovendien is de anticiperende strategie alleen mogelijk indien de milieueis ruim voor de invoering wordt aangekondigd opdat bedrijven nieuwe milieutechnologie kunnen ontwikkelen. Verder is deze strategie afhankelijk van het innovatief vermogen van bedrijven, waaronder innovatief management en middelen om aan milieuinnovaties uit te geven. Bedrijven moeten er ook op kunnen vertrouwen dat de aangekondigde milieueisen werkelijk zullen worden ingevoerd. De bedrijven die anticiperen behalen een kostenvoordeel ten opzichte van de concurrentie, wanneer bij invoering van de strenge milieueisen later, hun kosten lager blijken. Maar dit voordeel is riskant als de bedrijven verwachten dat de milieueisen niet streng zullen zijn of zullen worden uitgesteld. Ze zullen dan afwachten om de omschakelingskosten te beperken. Ook bij weinig strenge milieueisen of vertraging bij de invoering, kunnen geen kostenvoordelen ten opzichte van de concurrentie worden behaald en is er geen stimulans om milieutechnologie te ontwikkelen of te kopen. In dergelijke situaties zal meestal de al beschikbare milieutechnologie worden geïnstalleerd en gebruikt, waarop naderhand verbeteringen kunnen worden aangebracht. In geval de overheid dan toch besluit om een strenge milieueis in te voeren en te handhaven, zullen de kosten hoog blijken te zijn, ofschoon de kosten bij sommige bronnen lager worden indien er veel milieuverbeteringen mogelijk zijn. In de kadertjes staan twee voorbeelden van afwegingen. Scheepvaart kan op strenge milieueisen inspelen door
De overheid stelt eisen om VOS-emissie afkomstig van
brandstofbesparing waarmee emissiereductie van onder
oplosmiddelen in drukinkt te reduceren. De drukkerijen
meer CO2, NOx en SO2 wordt bereikt en op de
kunnen hieraan voldoen door apparatuur te kopen die
brandstofkosten wordt bespaard. Een verbeteroptie is
emissie van VOS-houdende oplosmiddelen afvangt en
het minderen van de vaarsnelheid en het optimaliseren
vervolgens de afgevangen VOS te verkopen als
Milieutechnologische vooruitgang Enkele studies tonen aan dat emissiereductiekosten daadwerkelijk omlaag gaan als gevolg van de kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang. De kosten worden echter door meerdere factoren beïnvloed die moeilijk apart te analyseren zijn. De investeringskosten van milieutechnologie kunnen dalen als gevolg van betere productietechnologie van de milieuapparaten bij de aanbieders, die deze dan tegen een lagere verkoopprijs kunnen aanbieden. Voorts leren de aanbieders van milieutechnologie om hun aanbod beter op de eisen van emissiebronnen af te stemmen. De emitterende bedrijven zullen minder kosten maken door een betere afstemming tussen de in te kopen milieutechnologie en de al geïnstalleerde procestechnologie, maar ook omdat ze steeds beter in staat zijn om kwaliteitseisen aan de aangeboden apparaten en de daarbij behorende diensten te stellen. Ook de operationele kosten kunnen dalen. Kostenbesparing kan bovendien optreden door de installatie van milieuapparaten die bij de inkoop (investering) weliswaar duurder zijn maar in gebruik veel goedkoper, bijvoorbeeld omdat ze minder energie verbruiken. Daarnaast kunnen de emitterende bedrijven leren om een nieuwe milieutechnologie efficiënter te gebruiken. De kostenbesparende technologische vooruitgang wordt vaak beschreven door een dalende kostenfunctie als functie van een coëfficiënt van de leerfunctie die door de genoemde factoren wordt beïnvloed en het aantal jaren dat de milieutechnologie wordt gebruikt. De functie wordt als leerfunctie formeel beschreven door: cr(t) = cr(o)
-kt
waarbij, cr(o) de marginale emissiereductiekosten aan het begin van het leerproces; cr(t) de marginale emissiereductiekosten in het jaar t; k coëfficiënt van de leerfunctie; t het aantal jaren van het leerproces. Studies naar de toepassing van nieuwe milieutechnologie in de elektriciteitssector in de Verenigde Staten wijzen op een kostendaling van SO2-emissiereducerende technologie na enkele jaren gebruik. De daling is 20% tot 30% ten opzichte van de situatie kort na de installatie [Wiersma, 1989,
p. 230-235]. Een studie naar de kosten van milieutechnologie ontwikkeling van enkele illustratieve typen milieutechnologie over een periode van circa tien jaar toont aan dat er een forse kostenreductie in het gebruik optreedt. De waargenomen kostendaling van de onderzochte voorbeelden varieert van 2,7% tot 7,5% per jaar gedurende de waargenomen periode. Een sterke kostendaling is vast te stellen in de NOx emissiereducerende technologie, een zwakke in defosfatering [Jantzen et al., 1995]. Een theoretische studie [Honig et al., 2001] veronderstelt een sterke kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang indien (a) de totale verkoopmarkt groot is waardoor de kosten van milieutechnologie ontwikkeling kunnen worden gedekt, (b) de toegevoegde zuiveringstechnologie vaak kan worden toegepast want innovatie in de procesgeïntegreerde milieutechnologie is erg kostbaar en (c) de techniek ‘technologie-intensief’ is, dat wil zeggen: veel onderzoek- en ontwikkelingsinspanning vergt. Aan de hand hiervan zijn vijf clusters van milieutechnologieën gemodelleerd met de gemiddelde jaarlijkse kostenbesparing in het gebruik van milieutechnologie (kostenbesparende milieutechnische progressie) van 1,4%, 4,9%, 7,6% 9,8% en 9,2%. Dit wijst op 50% kostenbesparing in het gebruik van milieutechnologie na 7 tot 50 jaar. De aannames die ten grondslag liggen aan de clustering zijn evenwel niet altijd consistent, bijvoorbeeld: de hoogrendementsketel is een productgeïntegreerde technologie, maar hier is een hoge progressie gevonden. Omgekeerd is de geregelde driewegkatalysator die een zeer grote verkoopmarkt kent en een toegevoegde zuiveringstechnologie is in de cluster met een lage progressie geplaatst. Al met al kan er dus wel een forse milieutechnologische progressie worden verondersteld, maar de factoren die daaraan ten grondslag liggen zijn nog niet voldoende onderbouwd. Meer onderzoek op dit terrein is weliswaar nodig, maar er is voldoende empirische basis om te veronderstellen dat door de leerfunctie in de milieutechnologie de gemiddelde emissiereductiekosten in de loop van de tijd dalen, waardoor de emissiereductiekosten nagenoeg constant blijven of zelfs afnemend zijn. Daarnaast is het aannemelijk dat de leerfunctie van milieutechnologie gedurende een lange periode doorgaat, namelijk gedurende de diffusie van het nieuwe type milieutechnologie en de periode van het gebruik ervan. Dat impliceert een totale leerperiode van ten minste 15 tot 20 jaar want de gemiddelde levensduur van milieutechnologie is circa 21 jaar (onder aanname van 60% civielbouwkundig deel dat in 25 jaar wordt afgeschreven en 40% elektromechanisch deel dat in 15 jaar wordt afgeschreven). Illustratief hiervoor is dat de milieutechnologie die begin jaren zeventig werd ontwikkeld tot nu toe nog wordt verbeterd, zoals de anaërobe en aërobe biologische waterzuivering en het ontwerp van de verbrandingskamer voor de lage NOx-branders.
5.4 Emissiereductiekosten in de praktijk De positieve effecten van milieuinnovatie en -verbeteringen op de emissiereductiekosten komen in deze paragraaf aan de orde. Aan de hand van statistische data over de verzurende emissie naar lucht en over de emissie van zuurstofbindende stoffen naar water wordt aangetoond dat in Nederland de gemiddelde emissiereductiekosten (in guldens per kilogram emissiereductie) in de afgelopen twee
decennia zijn gedaald, terwijl in dezelfde periode het emissiereductiepercentage sterk is toegenomen. De strengere milieueisen hebben dus weinig negatieve productiviteitseffecten gehad. Veder wordt in deze paragraaf nagegaan in hoeverre het model voor milieustrategieën opgaat, dat wil zeggen of bedrijven op de vereiste toekomstige emissiereductie met milieuinvesteringen anticiperen. Hierbij nemen wij aan dat dan statistisch een hoog niveau van milieuinvesteringen bij een laag emissiereductiepercentage wordt waargenomen, want bedrijven voeren onderzoeks- en ontwikkelingskosten op om aan de toekomstige strengere milieueisen te kunnen voldoen (omschakelingskosten). Dit wordt gevolgd door sterk dalende gemiddelde emissiereductiekosten bij een hoger emissiereductiepercentage. Het alternatief is afwachten van de milieueisen waarbij vooral de al beschikbare milieutechnologie wordt verbeterd. Hierbij wordt statistisch een laag niveau van milieuinvesteringen waargenomen, waarna oplopende gemiddelde emissiereductiekosten bij verdergaande emissiereductie worden waargenomen. Ofschoon dit onderscheid indicatief is omdat strengere milieueisen in een sector zowel milieuinnovaties als -verbeteringen kunnen uitlokken, worden de milieustrategieën van bedrijven empirisch onderbouwd. Emissiereductie van verzurende emissie De berekening van de gemiddelde emissiereductiekosten is gedaan aan de hand van de emissie en de totale emissiereductiekosten van NOx en SO2 voor een drietal sectoren: raffinaderijen, chemische industrie en basismetaal. Deze emissies dragen bij tot verzuring van de atmosfeer. De verzuring wordt gemeten in zuurequivalenten, waarbij de bijdrage van NOx gelijk is aan 1 terwijl de bijdrage van SO2 gelijk is aan 0,7. Dus de verzuring van één kilogram NOx plus één kilogram SO2 is 1,7 kilogram zuurequivalent. Deze sommering is gedaan omdat er geen uitsplitsing van de emissiereductiekosten naar NOx en SO2 mogelijk is. De statistische data over de kosten hebben namelijk betrekking op alle emissies naar lucht tezamen, waarbij de reductie van de verzurende emissie veruit de meeste kosten met zich meebrengt. De tijdreeksen betreffen de periode 1980 tot 1996. Alle hierna gepresenteerde berekeningen zijn gebaseerd op de data van het Centraal Bureau voor de Statistiek (CBS). De statistische basisdata staan in Bijlage 5.1. De berekening van de gemiddelde emissiereductiekosten is als volgt uitgevoerd: (1) berekenen van de emissiereductie per jaar, (2) berekenen van de totale emissiereductiekosten per jaar, (3) delen van de emissiereductiekosten door de emissiereductie. Emissiereductie De emissiereductie is gelijk aan de onbestreden emissie minus de restemissie. De cijfers van de restemissie zijn ontleend aan CBS, Kwartaalberichten Milieu 87/1, 87/3, 87/4, 88/1, 88/3, 89/1, 89/3, 89/4, 93/2, 93/3, 93/4, 94/2, 94/3, 95/1, 95/4, 96/4, 97/4. Van de onbestreden emissie wordt geen statistiek bijgehouden. Wij hebben de cijfers over de onbestreden emissie geconstrueerd aan de hand van de fysieke hoeveelheid, namelijk kilogrammen product die in een bepaald jaar zijn geproduceerd.
1
Voor Raffinaderijen is gebruikt de som van nafta, benzine, gas en dieselstookolie ( ). Voor de Chemie is gebruikt de som van anorganische producten, organische producten, kunststoffen (primair), benzeen, ammonia voor technisch gebruik en ammonia voor markt. Voor Basismetaal is gebruikt de som van ruw ijzer en ruw staal. De keuze van de productie-index op basis van materialenhoeveelheid in plaats van op basis van productiewaarden is ingegeven door de overweging dat daarmee de effecten van veranderingen in de grondstof- en productsamenstelling in de berekeningen voor een belangrijk deel worden ondervangen, bijvoorbeeld de effecten van verplaatsing van bulkproductie naar het buitenland. De productie-index is geconstrueerd op basis van de statistieken in CBS, Statistisch Zakboek (Verbruik), 1981 tot en met 1997. Aangenomen is dat in het beginjaar 1980 geen bestrijding van verzurende emissie plaatsvond. Voor dat jaar is de productie-index op 100 gesteld en de onbestreden emissies gelijk aan de statistisch geregistreerde restemissies. Kosten De emissiereductiekosten van de verzurende emissie per sector worden niet afzonderlijk vermeld in de statistieken. Daarom hebben wij als benadering daarvan de wel bekende kosten van bestrijding van emissies naar lucht genomen. Er is aangenomen dat de trend van de kosten van bestrijding van luchtverontreiniging in de onderzochte sectoren gelijk is aan de trend in de emissiereductiekosten van verzuring. Dit is aannemelijk want eerder in hoofdstuk 2 is aangetoond dat de emissiereductiekosten van NOx en SO2 veruit het grootste aandeel in de totale kosten innemen indien CO2 emissiereductie buiten beschouwing blijft. Dat laatste is plausibel want in de onderzochte periode werd in Nederland geen CO2 beleid gevoerd en de emissiereductiekosten daarvan werden statistisch niet waargenomen. De genomen emissiereductiekosten zijn afkomstig uit CBS Milieukosten van Bedrijven 1980 en 1981, 1982 en 1983, 1984, 1985 en 1986, 1987 en 1988, 1989, 1990, 1992, 1993, 1994, 1995, 1996. De statistische kostendata zijn in de lopende prijzen (nominale kosten) maar deze zijn in de reële prijzen omgerekend (de omrekening staat in Bijlage 3.1). Gemiddelde emissiereductiekosten De geraamde jaarlijkse totale emissiereductiekosten in constante prijzen zijn gedeeld door de jaarlijkse emissiereductie. Hiermee worden per jaar de gemiddelde emissiereductiekosten geraamd in guldens per kilogram emissiereductie. Voorts zijn milieuinvesteringen in de bestrijding van emissies naar lucht weergegeven (in constante prijzen van 1980) om na te gaan in hoeverre bepaalde sectoren op de milieueisen hebben geanticipeerd door middel van hoge milieuinvesteringen. In aanvulling op deze ramingen is nagegaan of de totale emissiereductiekosten een toenemend aandeel van de toegevoegde 1. De optelling tot een hoofdproductgroep bij raffinaderijen is aanvaardbaar als de verhoudingen tussen de producten niet wezenlijk verandert, want deze beïnvloeden de emissie. De veranderingen in de productsamenstelling zijn niet groot. In de onderzochte periode is er een lichte toename in het aandeel van nafta en benzine van gemiddeld 31% begin jaren tachtig tot gemiddeld 43% eind jaren negentig ten koste van stookolie, die daalt van gemiddeld 34% begin jaren tachtig tot gemiddeld 23% eind jaren negentig. De veranderingen zijn zodanig dat de optelling aanvaarbaar is.
waarde in beslag nemen. Een toenemend aandeel van de emissiereductiekosten betekent dat er een grotere druk van het milieubeleid op de bedrijfsvoering ontstaat waardoor de productiviteit negatief wordt beïnvloed. De totale emissiereductiekosten gedeeld door de toegevoegde waarde is berekend in lopende prijzen en als percentage weergegeven. De toegevoegde waarde is gebaseerd op de gegevens van CBS Statistisch Zakboek 1980 tot en met 1997, productie en verbruik door industrie. De gemiddelde emissiereductiekosten als functie van het emissiereductiepercentage voor de periode 1985 – 1996 zijn per sector en emissie grafisch weergegeven. De resultaten van de ramingen zijn in de Tabellen 5.2.a, 5.2.b, en 5.2.c opgenomen. Daarin staan de trends in de verzurende emissie in de sectoren raffinaderijen, chemie en basismetaal voor de periode 1980 – 1996. Het gaat om emissiereductie en emissiereductiekosten. Alle tabellen zijn als volgt opgebouwd. In de rijen staan berekende data per jaar en in de kolommen: •
Tijdreeks in jaren vanaf 1980 tot en met 1996.
•
Emissie in miljoen kilogram per jaar op basis van CBS-statistieken (restemissies).
•
Index voor materialengebruik aan de hand van productiestatistieken.
•
Onbestreden emissie op basis van de materialenindex.
•
Emissiereductie: onbestreden emissie minus restemissie.
•
Emissiereductiepercentage: emissiereductie gedeeld door onbestreden emissie maal honderd.
•
Milieuinvesteringen in constante prijzen (1980=100).
•
Milieukosten in constante prijzen (1980 = 100).
•
Gemiddelde emissiereductiekosten in guldens in constante prijzen van 1980.
•
Toegevoegde waarde trend in lopende prijzen.
•
Aandeel van de milieukosten in de toegevoegde waarde in lopende prijzen.
Emissiereductiekosten verbonden met verzuring In Tabel 5.2.a. staan de data voor raffinaderijen. De emissiereductie neemt niet alleen absoluut toe maar ook als percentage van de onbestreden emissie. In de laatste jaren wordt per jaar bijna 50% emissiereductie bereikt. Er zijn imperfecties in de data voor de periode 1981-1984 waardoor de restemissie groter is dan de door ons berekende onbestreden emissie. Het aandeel van de milieukosten in de toegevoegde waarde schommelt tussen 5% en 8%. Er is geen eenduidige trend omhoog of omlaag. De schommelingen hebben te maken met veranderingen in de internationale olieprijzen. De essentiële gegevens van de tabel zijn samengevat in Grafiek 5.1. Langs de horizontale as die tevens de jaargangen 1985 tot en met 1996 aangeeft, staan de emissiereductiepercentages; verticaal de daarmee corresponderende gemiddelde kosten per bestreden eenheid zuurequivalent. Uit de grafiek blijkt dat de reële gemiddelde emissiereductiekosten in 1985 circa 6 gulden per kg emissiereductie van H+ bedragen waarmee per jaar 10% emissiereductie wordt bereikt. Vanaf 1987 nemen de reële gemiddelde emissiereductiekosten trendmatig af tot circa 2 gulden per kg emissiereductie van H+ in 1996. Hiermee wordt meer dan 50% emissiereductie bereikt.
In Tabel 5.2.b staan de data voor de verzurende emissie en emissiereductiekosten van de chemische industrie. De onbestreden emissie en emissiereductie namen absoluut en relatief fors toe. Vanaf 1984 nam het jaarlijkse percentage emissiereductie toe tot 78% in 1995, waarna een lichte daling optrad. In de laatste jaren is per jaar ruim 70% emissiereductie bereikt. Het aandeel van de milieukosten in de toegevoegde waarde is veel lager dan bij de raffinaderijen en is in de jaren negentig tussen 1,3% en 1,8%. In de Grafiek 5.2 zijn de essentiële gegevens voor de reductie van verzurende emissie in de chemische industrie samengevat. De grafiek voor chemie heeft dezelfde opbouw als de grafiek voor de raffinaderijen: horizontaal de emissiereductiepercentages, verticaal de daarmee corresponderende gemiddelde emissiereductiekosten. De reële gemiddelde kosten schommelen. In 1984 bedragen ze circa 2,5 gulden per kg emissiereductie waarmee per jaar rond 40% emissiereductie wordt bereikt. In de daaropvolgende jaren nemen de reële gemiddelde kosten af tot circa 1,5 gulden per kg emissiereductie in 1988 met een emissiereductie rond 50%. Daarna nemen deze kosten licht toe tot 2 gulden per kg emissiereductie in 1996, waarmee 73% emissiereductie wordt bereikt. In Tabel 5.2.c staan de verzurende emissie en de emissiereductiekosten in het basismetaal. De totale emissie en de emissiereductie schommelen. In de jaren negentig is er een toename van het emissiereductiepercentage van 26% in 1990 tot 43% in 1996. Het aandeel van de milieukosten in de toegevoegde waarde is lager dan bij de raffinaderijen, maar hoger dan in de chemie en neemt in de jaren negentig fors af namelijk van circa 5% tot circa 2,3%. In Grafiek 5.3 zijn de essentiële gegevens voor de reductie van verzurende emissie in het basismetaal samengevat. De grafiek voor basismetaal heeft dezelfde opbouw als de grafieken voor de raffinaderijen en de chemie: horizontaal staan emissiereductiepercentages, verticaal de gemiddelde kosten per eenheid emissiereductie. De reële gemiddelde emissiereductiekosten schommelen in de jaren tachtig. Vanaf 1991 is er een trendmatige daling van de reële gemiddelde emissiereductiekosten. De kosten in basismetaal zijn fors hoger dan in raffinaderijen en chemie, namelijk 23 gulden per kg emissiereductie in 1991. Hierna nemen de kosten zeer sterk af tot 5 gulden per kg emissiereductie in 1996. Uit de berekeningen blijkt dat in de energie-intensieve sectoren in de jaren negentig de emissiereductie absoluut en percentueel ten opzichte van de onbestreden emissie toeneemt. Als resultaat hiervan zijn in 1996 de restemissies met 30% tot 50% gedaald ten opzichte van 1980. In de raffinaderijen nemen de reële gemiddelde emissiereductiekosten in de jaren negentig trendmatig af; eind jaren negentig bedragen ze de helft van het kostenniveau van tien jaar eerder. Dit is bereikt ondanks de aanscherping van het milieubeleid. In de chemie zijn de gemiddelde kosten ongeveer gelijk gebleven maar daar is een veel hoger emissiereductiepercentage bereikt. In het basismetaal is de relatieve daling van de gemiddelde emissiereductiekosten nog veel groter dan in de vorige twee sectoren en wordt er eveneens een hoog emissiereductiepercentage bereikt. Daarnaast valt op dat in de loop van de tijd de kosten per bestreden kilogram zuurequivalent (H+) in deze drie sectoren lager zijn geworden en naar elkaar toe zijn gegroeid met als gevolg dat ze eind jaren negentig 2,5 tot 5 gulden per kg emissiereductie bedragen. Weliswaar is het op basis van beschikbare cijfers alleen mogelijk de
gemiddelde kosten te berekenen, maar een daling of het gelijk blijven daarvan is alleen mogelijk als ook de marginale kosten dalen of gelijk blijven. Om de resultaten van de ramingen op basis van CBS statistieken te controleren, zijn de kostenfuncties ook op basis van de Milieubalans van RIVM geraamd [RIVM, 1998 en RIVM, 2000]. De basisgegevens staan in Bijlage 5.1. In de Milieubalans staan de verzurende restemissies en de jaarlijkse kosten in de volgende sectoren: handel en diensten (HDO), rioolwaterzuiveringsinstallaties, afvalverwerking, bouw, huishoudens (consumenten), de energiesector, industrie, landbouw, raffinaderijen en het verkeer. De data hebben betrekking op de jaren 1985, 1990 en de periode 19951999. Hierin zijn emissies van SO2 , NOx en NH3 opgenomen. De omvang van de onbestreden emissie is aan de hand van productiegroei geschat omdat andere data niet beschikbaar zijn. De ramingen van de emissiereductiekostenfunctie op basis van de RIVM data bevestigen in grote lijn de bevindingen op basis van de CBS gegevens, namelijk dat de gemiddelde emissiereductiekosten gelijk blijven en zelfs afnemen bij vergaande emissiereductie. Voor ons doel hebben de RIVM data enkele beperkingen. De beperkingen zijn dat alleen de meest recente data beschikbaar zijn waardoor het lastig is om een trend uit het verleden door te trekken en dat het lastig is om de fysieke hoeveelheden van diensten te ramen omdat daarin geen eenduidige materialen-input is dat als grondslag voor de productie-index kan worden gebruikt, waardoor het lastig is om de onbestreden emissie en de emissiereductie te berekenen.
G ra fiek 5 .1 G em iddelde em issieredu ctiekosten voor redu ctie va n verzu rende em issie in ra ffina derijen gerela teerd a a n het em issieredu ctiep ercenta ge p er ja a r in de p eriode 1 9 8 5 -1 9 9 6 7 ,0
fl./kg reductie zuurequivalent
6 ,0 5 ,0 4 ,0 3 ,0 2 ,0 1 ,0 0 ,0 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
em issieredu ctiep ercenta ge
gem iddelde em issieredu ctiekosten
Tabel 5.2.a Verzurende emissie (SO2 en NOx) en emissiereductiekosten in raffinaderijen, kosten in miljoen gulden of in gulden per kilogram (in constante prijzen van 1980) Jaar RestMateriaal OnbeEmissie- Emissie- Milieu- Milieu- Gemid. Toegev. Milieuemissie trend streden reductie reductie investe- kosten kosten waarde kosten/ index emissie ringen (totaal) Toegev. waarde mln kg mln kg mln kg (%) fl.mln fl.mln fl./kg fl.mln H+ H+ H+ 1980 85 100 85 0 0% 34 38 0,0 1224 3% 1981 90 89 75 -15 -20% 58 39 -2,6 991 4% 1982 92 90 76 -16 -22% 8 40 -2,4 1028 4% 1983 90 100 84 -6 -7% 6 38 -6,9 1089 4% 1984 88 103 87 -1 -1% 13 42 -49,2 1186 4% 1985 70 93 78 9 11% 34 55 6,2 1911 3% 1986 66 115 97 31 32% 201 72 2,3 2872 3% 1987 69 112 95 26 27% 92 94 3,7 1279 9% 1988 74 119 100 27 26% 35 102 3,8 1687 7% 1989 71 116 98 28 28% 13 103 3,7 1915 7% 1990 67 111 94 27 28% 68 106 4,0 2234 6% 1991 62 117 99 37 38% 18 110 3,0 2556 5% 1992 60 121 103 43 42% 19 111 2,6 1622 9% 1993 62 125 106 44 41% 49 113 2,6 2548 6% 1994 59 126 107 48 45% 72 126 2,6 2130 8% 1995 61 133 112 51 46% 10 121 2,4 1945 8% 1996 56 137 116 60 52% 21 105 1,8 2468 6%
G rafiek 5.2 G emiddelde emissiereductiekosten voor reductie van verzurende emissie in de chemische industrie gerelateerd aan het emissiereductiepercentage per jaar in de periode 1985 - 1996
zuurequivalent
fl./kg reductie
2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0%
20%
40%
60%
80%
100%
emissiereductiepercentage
gemiddelde emissiereductiekosten
Tabel 5.2.b Verzurende emissie (SO2 en NOx) en emissiereductiekosten in chemische industrie, kosten in miljoen gulden of in gulden per kilogram (in constante prijzen van 1980) Materiaal OnbeJaar RestEmissie- Emissie- Milieu- Milieu- Gemid. Toegev. Milieuemissie trend streden reductie reductie investe- kosten kosten waarde kosten/ index Toegev. emissie ring waarde mln kg mln kg (%) fl.mln fl.mln fl./kg fl.mln mln kg H+ H+ H+ 1980 83 100 83 0 0% 30 75 0 7037 1% 1981 79 97 80 1 1% 29 76 71,0 7627 1% 1982 76 88 73 -2 -3% 34 75 -33,2 6829 1% 1983 72 93 77 6 7% 32 75 13,5 8986 1% 1984 65 121 100 35 35% 20 76 2,2 11009 1% 1985 64 125 104 40 39% 48 79 2,0 10979 1% 1986 62 118 98 36 37% 41 78 2,2 11427 1% 1987 59 130 108 48 45% 69 81 1,7 12904 1% 1988 65 145 120 55 46% 95 87 1,6 15950 1% 1989 59 152 126 67 53% 129 97 1,5 15009 1% 1990 53 170 141 88 62% 142 112 1,3 13543 1% 1991 47 160 133 86 65% 100 131 1,5 12107 1% 1992 42 137 114 72 63% 99 146 2,0 11470 2% 1993 37 142 118 80 68% 118 164 2,0 11429 2% 1994 39 163 135 96 71% 83 183 1,9 14984 2% 1995 35 192 159 124 78% 128 186 1,5 16945 1% 1996 40 177 147 107 73% 88 194 1,8 14878 2%
fl./kg reductie van zuurequivalent
G rafiek 5.3 G emiddelde emissiereductiekosten voor reductie van verzurende emissie in basismetaal gerelateerd aan emissiereductiepercentage per jaar in de periode 1985 - 1996 30,0 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0,0 0%
10%
20%
30%
40%
50%
emissiereductiepercentage
gemiddelde emissiereductiekosten
Tabel 5.2.c Verzurende emissie (SO2 en NOx) en emissiereductiekosten in basismetaal, kosten in miljoen gulden of in gulden per kilogram (in constante prijzen van 1980) Jaar RestMateriaal OnbeEmissie- Emissie- Milieu- Milieu- Gemid. Toegev. Milieu emissie trend streden reductie reductie investe- kosten kosten waarde kosten/ index emissie ring Toegev. waarde mln kg mln kg mln kg (%) fl.mln fl.mln fl./kg fl.mln H+ H+ H+ 1980 26 100 26 0 0% 35 95 0 2578 4% 1981 21 100 26 5 20% 76 101 20,2 2544 4% 1982 16 79 20 5 23% 120 116 25,0 2594 5% 1983 16 82 21 5 23% 76 129 26,7 2850 5% 1984 16 106 27 11 41% 57 141 12,7 3509 5% 1985 17 103 26 10 36% 34 148 15,3 3431 5% 1986 20 99 25 5 22% 12 133 24,4 3051 5% 1987 18 96 25 6 26% 13 125 19,4 2935 5% 1988 18 105 27 9 33% 13 123 14,0 3719 4% 1989 19 108 28 9 32% 14 124 13,9 2114 7% 1990 20 103 27 7 26% 68 127 18,4 3442 5% 1991 20 98 25 6 22% 65 126 22,6 3106 5% 1992 18 102 26 8 32% 22 111 13,3 3053 5% 1993 18 113 29 12 40% 5 100 8,7 3001 4% 1994 18 115 30 12 40% 3 86 7,3 3565 3% 1995 18 119 31 12 40% 7 71 5,7 4047 2% 1996 17 118 30 13 43% 21 61 4,7 3522 2%
Emissiereductie van zuurstofbindende stoffen De tweede voorbeeldstudie betreft emissiereductiekosten bij de bestrijding van zuurstofbindende stoffen in afvalwater. De emissiehoeveelheid wordt statistisch waargenomen door middel van het aantal inwonersequivalenten. Het aantal inwonersequivalenten geeft de hoeveelheid zuurstof aan die gebruikt wordt om organisch materiaal in afvalwater af te breken. De emissiegegevens zijn van de voedingsmiddelenindustrie en van raffinaderijen en de chemie tezamen want de emissiegegevens uit de jaren tachtig laten een opsplitsing van raffinaderijen en chemie niet toe. Deze drie sectoren nemen tezamen veruit het grootste aandeel van de totale industriële lozingen van zuurstofbindende stoffen voor hun rekening. De berekeningswijze is vergelijkbaar met de berekening voor de verzurende emissie. Ook hier is de periode 1980 tot en met 1996 beschouwd. De data over de restlozingen van deze sectoren zijn gebaseerd op CBS Statistisch Zakboek 1980-1998. De onbestreden emissie is geraamd aan de hand van de productie-index van voedingsmiddelen en chemie. Voor de productieindex van de voedingsmiddelenindustrie zijn de volgende voedingsmiddelen gebruikt: eetbare olie en vetten, melkproducten, vlees, aardappelen, frisdrank, bier en wijn. Hiermee zijn veruit de meeste producenten meegenomen. De index voor de emissie van chemie en raffinaderijen tezamen is gebaseerd op de index van chemie, omdat deze sector veel meer lozingen van zuurstofbindende stoffen veroorzaakt. De milieuinvesteringen en -kosten zijn geraamd aan de hand van de uitgaven van CBS Milieukosten van Bedrijven. Het gaat daarbij om investeringen en kosten van bedrijven in de drie genoemde sectoren met betrekking tot reductie van hun emissie in water, waarbij de kosten van chemie en raffinaderijen zijn opgeteld. Er worden weliswaar ook andere emissies gereduceerd waarmee kosten zijn gemoeid, maar de zuurstofbindende stoffen zijn qua omvang veruit de belangrijkste emissie in water. Waterzuiveringsinstallaties worden primair gebouwd om de zuurstofbindende stoffen te reduceren. Alleen de kosten van eigen activiteiten zijn meegenomen, dat wil zeggen exclusief heffingen, retributies en leges. De resultaten staan in de Tabel 5.3.a en Tabel 5.3.b. Beide tabellen zijn als volgt opgebouwd, per kolom: •
Tijdreeks in jaren van 1980 tot en met 1996.
•
Emissie in miljoen kg per jaar op basis van CBS statistieken (restemissies).
•
Index voor materialengebruik aan de hand van de productiestatistieken.
•
Onbestreden emissie op basis van de materialenindex.
•
Emissiereductie: onbestreden emissie minus restemissie.
•
Emissiereductiepercentage: emissiereductie gedeeld door onbestreden emissie maal honderd.
•
Milieuinvesteringen in constante prijzen (1980=100)
•
Milieukosten in constante prijzen (1980=100).
•
Gemiddelde (constante) kosten in guldens per kilogram emissiereductie.
De resultaten zijn ook in Grafiek 5.4 en 5.5 samengevat voor de periode 1985 – 1986 waarbij verticaal staan weergegeven de gemiddelde emissiereductiekosten en de trend van milieuinvesteringen (1985 =
100) in constante prijzen (1980=100) en horizontaal de daarmee corresponderende emissiereductiepercentages. Emissiereductiekosten verbonden met zuurstofbindende stoffen In Tabel 5.3.a staan de data voor de voedingsmiddelenindustrie. De emissiereductie neemt absoluut en als percentage van de onbestreden emissie, toe. In de laatste jaren wordt per jaar circa 73% emissiereductie bereikt. De essentiële gegevens van de tabel zijn samengevat in Grafiek 5.4. Langs de horizontale as staat het emissiereductiepercentage en jaren 1985 tot en met 1996; verticaal de daarmee corresponderende gemiddelde kosten per inwonersequivalent. Uit de grafiek blijkt dat de reële gemiddelde emissiereductiekosten tot eind jaren tachtig fors zijn gedaald van ruim 100 tot minder dan 30 gulden per inwonersequivalent en sindsdien min of meer constant zijn gebleven, namelijk tussen 24 en 28 gulden per inwonersequivalent. De voedingsmiddelenindustrie is blijkbaar in staat om lozingen van zuurstofbindende stoffen naar afvalwater zonder extra milieukosten verdergaand te beperken. In Tabel 5.3.b staan data voor de chemische industrie. De emissiereductie neemt zowel absoluut als in percentages van de onbestreden emissie, toe. De laatste jaren wordt per jaar ruim 86% emissiereductie bereikt. De emissiereductiekosten zijn sterk gedaald, van ruim 400 gulden per inwonersequivalent in 1981 naar 14 gulden in 1996. De essentiële gegevens van de tabel zijn samengevat in Grafiek 5.5. Langs de horizontale as staat het emissiereductiepercentage in de jaren 1985 tot en met 1996, verticaal de daarmee corresponderende gemiddelde kosten per inwonersequivalent. Uit de grafiek blijkt dat de reële gemiddelde emissiereductiekosten schommelen tussen 14 tot 40 gulden per inwonersequivalent en er wordt wel een zeer forse emissiereductie bereikt. Uit de berekeningen blijkt dat in de industrieën met een forse vervuiling naar afvalwater de gemiddelde emissiereductiekosten dalen, terwijl een hoger emissiereductiepercentage wordt bereikt.
fl./inwonersequivalent
Grafiek 5.4 Gemiddelde emissiereductiekosten van zuurstofbindende stoffen in de voedingsmiddelenindustrie gerelateerd aan het emissiereductiepercentage in de periode 1985-1996 60 50 40 30 20 10 0 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
emissiereductiepercentage gemiddelde emissiereductiekosten
Tabel 5.3.a Emissiereductie van de zuurstofbindende stoffen in miljoen inwonersequivalenten (i.e.) en emissiereductiekosten in de voedingsmiddelenindustrie in miljoen gulden of in gulden per kilogram (in constante prijzen van 1980) Jaar RestMateriaal Onbestre- Emissie- Emissie- MilieuMilieuGemid. emissie trend den reductie reductie investering kosten kosten index emissie mln i.e. mln i.e. (%) fl.mln fl.mln fl./kg mln i.e. 80 5,6 100 5,6 0,0 0% 120 91 81 5,8 99,9 5,6 -0,2 -4% 63 102 -494 82 4,8 99,8 5,6 0,8 14% 24 90 115 83 4,3 99,7 5,6 1,3 23% 41 100 78 84 3,6 99 5,6 2,0 35% 26 101 51 85 3,4 101 5,6 2,2 40% 26 99 44 86 3,8 101 5,7 1,9 33% 28 96 51 87 3,8 101 5,7 1,9 33% 18 92 49 88 3,5 103 5,7 2,2 39% 26 86 38 89 3,3 105 5,9 2,6 44% 37 83 32 90 3,3 101 5,6 2,3 42% 119 87 37 91 2,1 108 6,0 3,9 65% 33 93 24 92 2,1 104 5,8 3,8 65% 34 95 25 93 2,0 105 5,9 3,9 66% 41 101 26 94 2,0 106 5,9 4,0 67% 23 111 28 95 1,7 107 6,0 4,3 72% 39 108 25 96 1,6 107 6,0 4,4 73% 36 113 26
fl./inwonersequivalent
Grafiek 5.5 Gemiddelde emissiereductiekosten voor zuurstofbindende stoffen in raffinaderijen en chemie gerelateerd aan het emissiereductiepercentage in de periode 1985-1996 50 40 30 20 10 0 0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
emissiereductiepercentage
gemiddelde emissiereductiekosten
Tabel 5.3.b Emissiereductie van zuurstofbindende stoffen in miljoen inwonersequivalenten (i.e.) en emissiereductiekosten in de chemische industrie en bij raffinaderijen, kosten in miljoen gulden of in gulden per kilogram (in constante prijzen van 1980) Jaar RestMateriaal Onbestre- Emissie- Emissie- MilieuMilieu- Gemid. emissie trend den reductie reductie investering kosten kosten index emissie mln i.e. mln i.e. (%) fl.mln fl.mln fl./kg mln i.e. 80 2,4 100 2,4 0,0 0% 88 43 81 2,2 97 2,3 0,1 5% 46 50 400 82 2,0 88 2,1 0,1 6% 207 50 416 83 1,5 93 2,2 0,7 33% 53 53 72 84 1,4 121 2,9 1,5 52% 61 47 31 85 1,3 125 3,0 1,7 57% 72 48 28 86 1,5 118 2,8 1,3 47% 145 54 40 87 1,4 130 3,1 1,7 55% 75 61 36 88 1,3 145 3,5 2,2 63% 99 62 28 89 1,1 152 3,6 2,5 70% 107 60 24 90 1,1 170 4,1 3,0 73% 318 61 20 91 0,9 160 3,9 3,0 77% 130 57 19 92 0,9 137 3,3 2,4 73% 85 57 24 93 0,9 142 3,4 2,5 74% 64 64 26 94 0,9 163 3,9 3,0 78% 56 66 22 95 0,6 192 4,6 4,0 87% 101 60 15 96 0,6 177 4,2 3,6 86% 40 52 14
De beschreven daling, respectievelijk het gelijkblijvend van de gemiddelde emissiereductiekosten bij sterke stijging van het emissiereductiepercentage komt overeen met de theorie die in de voorgaande paragrafen werd ontwikkeld. Het is mogelijk dat in de onderzochte periode de productieschaal per installatie toenam waardoor de kosten per eenheid emissiereductie afnamen, maar gezien de resultaten in hoofdstuk 3 is dit waarschijnlijk beperkt. Bovendien is de kostendaling groter dan de productietoename. Door de milieutechnologische vooruitgang kan de verwachte exponentiele stijging van de gemiddelde en daarmee ook van de marginale emissiereductiekosten worden voorkomen en kan er zelfs kostenverlaging worden gerealiseerd. Indicatie van bedrijfsmilieustrategieën Er zijn twee bedrijfsmilieustrategieën onderscheiden: (a) het anticiperen op de te strenge milieueisen door ontwikkeling van milieutechnologieën die aan de strenge eisen kunnen voldoen tegen lagere kosten dan de al beschikbare milieutechnologieën, (b) het verbeteren van de al beschikbare milieutechnologie. Om na te gaan welke strategie vooral is gekozen, zijn de genoemde statistische trends van milieuinvesteringen en de gemiddelde emissiereductiekosten geïndexeerd. Zoals vermeld, is de verwachting dat een hoog niveau van milieuinvesteringen gevolgd door een forse daling van de gemiddelde emissiereductiekosten tot nagenoeg constante of zelfs lagere marginale emissiereductiekosten, op de anticiperende strategie van bedrijven wijst. Hierbij besluiten bedrijven om te investeren in onderzoek en ontwikkeling van nieuwe kostenbesparende milieutechnologie voordat de strengere milieueisen worden gesteld. In alle overige situaties is vooral voor een afwachtende strategie door middel van verbeteringen van de al beschikbare milieutechnologie gekozen. In Tabel 5.4 staan indexen in milieuinvesteringen en emissiereductiekosten voor de periode 1985-1996 onderaan weergegeven met de factor voor de jaarlijkse kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang. Uit de trends blijkt dat de raffinaderijen vooral hebben geanticipeerd op de strenge milieueisen. Er zijn forse milieuinvesteringen in de jaren 1986-1987 gedaan, waarna in de daarop volgende twee jaar de gemiddelde emissiereductiekosten met circa 40% zijn gedaald. Ook in de jaren 1993-1994 hebben ze fors geïnvesteerd, waarna een sterke kostendaling van 33% is bereikt. De statistieken indiceren dat ook in het basismetaal vooral voor het anticiperen is gekozen. In het basismetaal is in de jaren 1990-1991 fors geïnvesteerd, waardoor de gemiddelde emissiereductiekosten in de daarop volgende twee jaar met 41% zijn gereduceerd. Hiermee is in deze twee sectoren een zeer hoge jaarlijkse kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang geboekt: 11% in raffinaderijen en 10% in het basismetaal. Een ander beeld rijst uit de statistieken voor de chemische industrie bij de reductie van verzurende emissie en bij reductie van zuurstofbindende stoffen in de voedingsmiddelenindustrie, in de chemie en in raffinaderijen. Het niveau van de milieuinvesteringen schommelt en de daling van de gemiddelde emissiereductiekosten is geleidelijk. Dit indiceert de afwachtende strategie. De jaarlijkse kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang is veel lager dan bij het anticiperen namelijk: circa 1% in de chemische industrie bij
reductie van verzurende stoffen; bij reductie van zuurstofbindende stoffen in afvalwater circa 4% in de voedingsmiddelenindustrie en 6% in de chemische industrie en raffinaderijen. Tabel 5.4 Geïndexeerde trends van milieuinvesteringen en gemiddelde emissiereductiekosten voor de periode 1985-1996 om de anticiperende c.q. afwachtende bedrijfsmilieustrategie te indiceren. Jaren Emissiereductie van verzurende stoffen Emissiereductie van zuurstofbindende stoffen Raffinaderijen Chemische Basismetaal Voedingsmiddelen Chemische industrie en industrie industrie Raffinaderijen Investe- Gem. Investe- Gem. Investe- Gem. Investe- Gem. InvesteGem. ring kosten ring kosten Ring kosten ring kosten ring kosten 1985 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 1986 585 37 84 110 35 159 106 115 201 143 1987 268 59 142 86 37 127 68 112 104 128 1988 101 62 196 80 38 91 101 86 138 101 1989 37 60 267 74 40 91 143 73 148 84 1990 198 64 293 65 198 120 456 85 441 73 1991 53 47 207 77 190 147 126 54 181 69 1992 56 41 204 104 64 87 129 57 118 85 1993 142 42 245 104 15 56 159 59 89 91 1994 211 42 171 97 8 47 88 63 78 78 1995 29 38 265 77 22 37 150 57 141 54 1996 60 28 183 93 61 30 140 59 55 51 Percentage -0,11 -0,01 -0,10 -0,04 -0,06 kostenbesparende technologische vooruitgang Een kanttekening bij de resultaten is dat in de raffinaderijen en in het basismetaal slechts enkele bedrijven te vinden zijn, terwijl in de chemie en de voedingsmiddelenindustrie vele en sterk uiteenlopende bedrijven te vinden zijn. Aldus zouden de waargenomen statistische resultaten deels kunnen worden verklaard door een meer geleidelijke invoering van milieueisen bij uiteenlopende emissiebronnen in deze laatste twee sectoren, waardoor investeringen een minder abrupte toe- en afname tonen. Daarnaast is het aannemelijk dat het anticiperen op strenge milieueisen bij de uiteenlopende emissiebronnen, zoals in chemische industrie, inderdaad veel lastiger is dan bij minder diverse emissiebronnen, zoals bij raffinaderijen. De statistische analyse is daarom een indicatie voor de effecten van milieustrategieën op kosten. Meer onderzoek is nodig om de relatie tussen de investeringen in nieuwe milieutechnologie en de daling van de marginale emissiereductiekosten te bepalen, en zo een betere onderbouwing te verkrijgen voor de stelling dat door te anticiperen op milieueisen met behulp van technologie ontwikkeling een forse kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang kan worden bereikt. De condities om te kunnen anticiperen, komen in de volgende hoofdstukken aan bod. In de volgende twee paragrafen wordt alvast een voorschot hierop gegeven door aan te tonen dat het anticiperen vaak een rendabele strategie is indien de te verwachten milieueisen daadwerkelijk worden ingevoerd.
5.5 Scenariostudies van milieuinnovaties en -verbeteringen In deze paragraaf wordt geïllustreerd dat het anticiperen op de strengere milieueisen, die naderhand daadwerkelijk worden ingevoerd, door milieuinnovaties in vele gevallen kostenvoordelen oplevert ten opzichte het afwachten en gebruiken van al beschikbare milieutechnologie. Drie voorbeelden worden beschreven. In alle ramingen is de contante waarde van de kostenvoordelen geraamd op basis van de discontovoet van 10% per jaar. Het eerste voorbeeld illustreert dat het anticiperen op de toekomstige milieueisen, die ten tijde van de bedrijfsafweging nog slechts als doelen voor CO2, SO2 en NOx zijn aangewezen, met extra inzet van energiebesparingtechnologie kostenvoordelen oplevert ten opzichte van het voldoen aan de milieueisen uitsluitend met behulp van zuiveringstechnologie. In dit voorbeeld werd geen nieuwe milieutechnologie ontwikkeld maar is enkel de nieuwe en de al beschikbare milieutechnologie beter gecombineerd. Het anticiperen op de milieueisen betreft het toepassen van tot dan toe nog zelden gebruikte energiebesparingtechnologie. In het tweede voorbeeld gaat het om innovaties in de hergebruiktechnologie teneinde afgedankte elektrotechnische apparaten beter te hergebruiken. Aan de hand van het voorbeeld wordt getoond dat productinnovaties in de sensorentechnologie gericht op hergebruik, forse kostenvoordelen bij de inzameling en het hergebruik van elektrotechnische apparaten kunnen opleveren. De innovaties bij de elektrotechnische industrie zijn uitgelokt doordat bedrijven terugnameverplichting van de apparaten verwachtten. In het voorbeeld wordt getoond dat financiële instrumenten kunnen worden gebruikt om de kosten van innovaties te dekken en de productiviteit in het hergebruik te verhogen, waardoor hergebruik op commerciële basis haalbaar wordt. Het derde voorbeeld is procesinnovatie voor het verduurzamen van houtproducten. Deze innovatie is bedoeld om de eigenschappen van hout te verbeteren en daarmee hoogwaardig hout te produceren en te verkopen. Het is een commercieel haalbaar geachte innovatie. De innovator heeft geanticipeerd op milieueisen ten aanzien van lozingen van giftige stoffen die bij chemische verduurzaming worden gebruikt, CO2 emissiereductie en beperkingen in het gebruik van tropisch hoogwaardig hout. De nieuwe technologie is vele jaren in laboratoria onderzocht en vervolgens door een gespecialiseerde aanbieder ontwikkeld. Anticiperen op CO2- SO2- en NOx-eisen De vraag van een grote, internationaal opererende onderneming is geweest in hoeverre er kostenvoordelen te behalen zijn door te anticiperen op milieueisen voor verzurende emissie door energiebesparing, ten opzichte van een emissiereducerende technologie (2). De verwachting is dat het bedrijf te maken zal krijgen met milieueisen van 40% reductie voor stikstofoxiden (NOx) en 70% reductie voor zwaveldioxiden (SO2) ten opzichte van de initiële situatie (in de initiële situatie is het energieverbruik circa 65 PetaJoule (PJ), waarvan circa 70% elektriciteit en 30% brandstof, waarvan 65% olie en 35% gas). De aanscherping van milieueisen is aan de hand van de Nederlandse situatie geijkt [Ministerie VROM, 1988-1989, pag. 36 voor NOx, pag. 59 voor SO2]. Sommige landen zoals 2. De studie is in opdracht van een bedrijf in 1996 uitgevoerd door P. van Duijse en J. Krozer van het Instituut voor Toegepaste Milieu Economie (TME).
Duitsland en Japan hebben strengere eisen, terwijl vele andere landen minder strenge milieueisen stellen. De emissies van NOx en SO2 komen bij verbranding in de onderneming vrij, vooral door het stoken voor verwarming in ketelhuizen. Deze emissies kunnen worden beperkt door toegevoegde zuiveringstechnologie gericht op NOx en SO2. Daarnaast kunnen de emissies worden beperkt door technologieën gericht op energiebesparing waardoor de verzurende emissie voor een deel wordt gereduceerd. Hier gaat het dus om emissiereductie met behulp van procesgeïntegreerde milieutechnologie. Sommige typen technologie voor energiebesparing leveren per saldo kostenbesparingen op (een lagere energierekening). Andere technologie (‘extra’) brengt per saldo kosten met zich mee maar draagt bij tot emissiereductie van NOx en SO2 . Met 'extra' worden warmtepompen en warmteopslag bedoeld; apparaten die veel brandstof besparen maar wel elektriciteit gebruiken. De kosten van elektriciteit zijn meegenomen, maar de emissies bij de elektriciteitscentrales zijn buiten beschouwing gelaten. Met de maximale inzet van de technologie voor energiebesparing (inclusief ‘extra’) is het niet mogelijk om de doelstellingen voor NOx- en SO2- emissiereductie te bereiken. Toegevoegde zuiveringstechnologie is in aanvulling op de energiebesparing nodig om aan de gestelde milieueisen te voldoen, maar ze is in beperktere mate nodig dan wanneer de technologie voor energiebesparing geheel ontbreekt. De geraamde reële jaarlijkse kosten van de aanpak op basis van zuiveringstechnologie alleen en op basis van energiebesparing in combinatie met zuiveringstechnologie om de bovengenoemde emissiereductie te bereiken staan in Grafiek 5.6 weergegeven. De geraamde kosten van energiebesparing zijn lager geweest dan de bedrijfsinterne ramingen omdat de bedrijfsexperts meer energiebesparing, tegen lagere investeringskosten verwachtten dan onderzoekers realistisch achtten. Het onderzoek is dus conservatief ten aanzien van de rentabiliteit van energiebesparing geweest. De jaarlijkse kosten is de som van kapitaalslasten en operationele kosten (arbeid, energie en overige) na aftrek van kostenbesparing bij energiebesparing (contant gemaakt tegen 10% discontovoet). De negatieve kosten in de grafiek zijn netto inkomsten door energiebesparing. De aanpak met extra energiebesparingtechnologie en een beperkte inzet van de zuiveringstechnologie is per saldo goedkoper dan met alleen zuiveringstechnologie voor NOx en SO2. Het positieve aanvullende effect van energiebesparing is het anticiperen op de CO2-eisen. Ten tijde van dit onderzoek is de energiebesparing in deze onderneming op gang gekomen. De invoering van ‘extra’ energiebesparing werd belemmerd door de matige rentabiliteit van de onderneming. Ook de onzekerheden over de milieueisen ten aanzien van verzuring in diverse landen hebben bij de beslissing parten gespeeld. In dit kader is door het bedrijf beargumenteerd dat de milieueisen in de weinig geïndustrialiseerde landen zo onzeker zijn dat het investeren in uitsluitend emissiereductie sowieso weinig aantrekkelijk is.
G r a fiek 5 .6 K o s ten v a n v er z u r in g r ed u c tie (c o n ta n te w a a r d e m et d is c o n to v o et v a n 1 0 % ) 6 5 4 miljoen gulden
3 2 1 0 -1
1
2
3
4
5
6
7
8
9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
-2 -3 -4 -5 ja r en m et en er g ieb esp a r in g
a lleen em is s ier ed u c tie
Verbeteringen in het hergebruik In deze studie zijn de kosten geraamd van het storten van elektrotechnische apparaten in vergelijking met het hergebruik van dergelijke afgedankte apparaten in de Europese Unie. De aanleiding voor de studie was het voornemen van de Europese Commissie om, in navolging van de initiatieven in enkele lidstaten van de EU, een stortverbod voor elektrotechnische apparaten in te voeren en terugname van deze apparaten te verplichten. In de studie zijn enkele kostenramingen gedaan. Naast de kostenraming 3
van terugname en hergebruik is ook de terugnamelogistiek van de apparaten meegenomen ( ). Om een hogere productiviteit in het hergebruik te bereiken zijn enkele milieuinnovaties opgenomen: het zodanig ontwerpen van de apparaten dat ze gemakkelijk demontabel zijn en het inbouwen van een identificatie-eenheid (sensor) om terugnamelogistiek en hergebruik te vergemakkelijken. De identificatie-eenheid kan eenvoudig zijn, zoals een barcode waarop aangegeven staan: het type apparaat, de schadelijke stoffen en de plaats waar die stoffen zich in het apparaat bevinden. Maar de sensor kan ook complexer (en duurder) zijn, zoals het monitoren van storing en reparaties in de levensloop van het apparaat. Om de uitgaven voor de realisatie van de innovatie te dekken is nagegaan welke financiële instrumenten kunnen worden toegepast. De kostenramingen van retourlogistiek en hergebruik zijn gedaan voor televisies, videorecorders en computers, dat wil zeggen: bijna 80% op gewichtsbasis van alle afdankte elektrotechnische apparaten. Het gaat hierbij om ruim 1 miljard
producten binnen de EU. De huidige aanpak van afgedankte apparaten is vooral shredden, persen en storten. Daarbij komen diverse giftige stoffen vrij. Doordat steeds meer kunststoffen in de apparaten worden verwerkt, wordt het shredden telkens duurder. Door strengere milieueisen nemen bovendien de stortkosten van de reststoffen na het shredden en persen toe. Om de kosten van terugname en hergebruik te ramen zijn vier scenario’s voor de periode 1992 - 2010 opgesteld waarbij rekening is gehouden met de toename van de hoeveelheid van deze drie afgedankte producten. Het kostenverloop op basis van gedisconteerde waarde staat afgebeeld in Grafiek 5.7. In het scenario ‘Storten’ zijn de kosten geraamd van het shredden, persen en storten. In de ramingen van de stortkosten is rekening gehouden met de geleidelijk stijgende verbrandings- en stortkosten van afval in de EU. De gemiddelde kosten voor het storten in het jaar 2010 in de EU zijn geijkt aan de hand van de stortkosten in Duitsland in 1992, die op dat moment de hoogste in de EU waren. In dit scenario nemen de ongedisconteerde kosten voor het afvoeren van elektrotechnische apparaten in de EU toe van circa 6 miljard gulden in 1995 tot circa 11 miljard gulden in het jaar 2000 en tot circa 30 miljard gulden in het jaar 2010. De kostentoename wordt deels door de groeiende verkoop van apparaten (vooral van computers), en deels door de toenemende kosten van het verbranden en storten veroorzaakt. In het scenario ‘Hergebruik’ worden de kosten van inzameling en hergebruik geraamd, inclusief de verkoop van materialen en het storten van restafval. De kosten zijn per product geraamd omdat hergebruik van televisies nu eenmaal veel meer kost dan hergebruik van computers. De kosten van hergebruik zijn geijkt aan de hand van bedrijfservaringen in Nederland en vergeleken met de kosten in Duitsland en Zweden. Deze bleken overeenkomstig de Nederlandse kostenramingen te zijn. In dit scenario nemen de kosten eveneens toe, maar minder sterk dan in het ‘Storten’ scenario. Alleen al door de invoering van strenge milieueisen op het storten wordt het voor ondernemingen geleidelijk aantrekkelijker om apparaten te hergebruiken. Vooral het hergebruik van computers is aantrekkelijk omdat sommige componenten nog een hoge waarde hebben. In het ‘Statiegeld’ scenario wordt aangenomen dat de gespecialiseerde dealers of winkels de inzameling verzorgen. In aanvulling op het hergebruikscenario is verondersteld dat er statiegeld (of prijsopslag) bij de aankoop van de elektrotechnische apparaten wordt betaald dat na het terugbrengen van het apparaat wordt teruggegeven. Statiegeld en prijsopslag zijn bedoeld om een deel van de kosten van inzameling en hergebruik te dekken, waarbij de handel extra uitgaven zal moeten doen om de retourstroom van de apparaten en het statiegeld te kunnen verzorgen. Het gesuggereerde statiegeld of de prijsopslag is zo laag, 20 gulden per apparaat, dat er geen negatieve effecten op de verkoop van nieuwe apparaten te verwachten zijn. Als gemiddelde levensduur is aangenomen: televisie 7 jaar, audio-video 5 jaar en computers 3 jaar. In het statiegeldscenario zijn er vanaf het vijfde jaar van het programma forse inkomsten voor producenten en dealers te verwachten als in alle landen van Europese Unie ineens statiegeld wordt ingevoerd omdat ze het statiegeld of de prijsopslag reeds innen, 3. De studie is in 1996 uitgevoerd door P. Doelman en J. Krozer van het Instituut voor Toegepaste Milieu Economie (TME) voor CARE project.
maar deze pas jaren later, nadat de gebruikers apparaten afdanken en inleveren, teruggeven. Na circa tien jaar nemen de kosten fors toe door de terugbetaling van het statiegeld en doordat de geretourneerde afgedankte apparaten moeten worden vervoerd en hergebruikt. Het vierde scenario is aanvullend op het voorafgaande statiegeldscenario. In dit ‘Ecodesign’ scenario is verondersteld dat apparaten demontabel zijn en dat het hergebruik wordt ondersteund door een identificatie-eenheid in de apparaten. Op de identificatie-eenheid wordt, zoals gezegd, informatie opgeslagen over de opbouw van het apparaat, de goed bruikbare delen en de giftige stoffen en onderdelen. Door het demontabele ontwerp en de identificatie-eenheid wordt de arbeidsproductiviteit in de hergebruikfase verhoogd en wordt op de stortkosten bespaard. De effecten van deze innovaties op de arbeidsproductiviteit zijn onbekend. Derhalve is aangenomen dat de productiviteit 10% per jaar stijgt. Er zijn diverse methoden om een hogere productiviteit te bereiken. In de eerste plaats kan het ontwerp van de apparaten zodanig worden verbeterd dat demontage in hoge mate automatisch geschiedt in plaats van handmatig. Een andere milieuinnovatie in het ontwerp is het vermijden van stoffen die na afdank tot gevaarlijk afval behoren, dan wel ervoor te zorgen dat deze stoffen gemakkelijk te scheiden zijn waarna ze worden afgevoerd. Daardoor dalen de kosten van het afdanken van afval. Als de kosten van hergebruik beperkt kunnen blijven, wordt commercieel hergebruik haalbaar. Ook in het ecodesignscenario zijn er inkomsten uit statiegeld c.q. prijsopslag (zoals in het statiegeldscenario) maar de kostentoename na de teruggave van het statiegeld blijft beperkt omdat de productiviteit in hergebruik stijgt. De statiegeld- en ecodesignscenario’s zijn alleen mogelijk als marktpartijen samenwerken om statiegeld of prijsopslag in te voeren en een bevredigende kostenverdeling in de keten te bereiken. In deze scenario’s zijn dan belangrijke kostenvoordelen te behalen ten opzichte van het uitsluitend storten of hergebruiken van elektrotechnische apparaten. De kostenvoordelen worden behaald door extra investeringskosten in de beginfase om het statiegeld in te voeren en de ontwerp-, hergebruik- en sensorentechnologie te ontwikkelen.
G r a fiek 5 .7 H er g e b r u ik k o s ten v a n a fg e d a n k te ele k tr o te c h n is c h e a p p a r a te n in E u r o p e s e U n ie, c o n ta n te w a a r d e 1 0 % d is c o u n t 6000 4000
mln gulden
2000 0 -2 0 0 0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11 12 13 14 15 16 17 18 19
-4 0 0 0 -6 0 0 0 -8 0 0 0 ja r e n S to r te n
H e r g e b r u ik
S ta tie g e ld
E c o d e s ig n
Procestechnologie voor houtverduurzaming In deze voorbeeldstudie worden de kosten van een fundamenteel nieuwe procestechnologie vergeleken met de kosten van de bestaande technologieën (4). De nieuwe procestechnologie Providing LAsting Timber Option (Plato) is erop gericht om laagwaardige houtsoorten fysisch te verduurzamen waardoor het hout de kwaliteit van hoogwaardig hout krijgt. Het Plato-proces is gebaseerd op de inwerking van warmte en druk op hout. Deze technologie ontstond als neveneffect van onderzoeken naar de chemische eigenschappen van hout teneinde de toepassingen van vernieuwbare grondstoffen in de chemie te vergroten. De Plato-technologie concurreert met de toepassing van hoogwaardige houtsoorten uit het tropisch regenwoud en de chemische verduurzaming van hout. Het chemisch verduurzamen van hout behelst het creosoteren met toxische creosootolie, verzilten met sterk toxische zouten van koper of arseen en het verven van het hout. Hoogwaardig hout wordt geïmporteerd uit (voornamelijk) tropisch regenwoud. Voorts wordt laagwaardig hout chemisch verduurzaamd. In deze studie is geraamd in hoeverre de potentiële afnemers van Plato-hout extra kosten maken ten opzichte van het gebruik van hout dat met al beschikbare technologie verduurzaamd is en ten opzichte van het gebruik van tropisch hoogwaardig hout. De kosten van Plato zijn dus vergeleken met de kosten van andere verduurzamingtechnologieën De kosten van Plato-technologie zijn geraamd op basis van de schattingen van de ontwikkelings- en productiekosten van hout waarbij de onderzoekskosten buiten beschouwing zijn gebleven. In dit geval omvatten ze een bescheiden deel van de totale uitgave aan deze milieuinnovatie. Bij de kostenraming is onderscheid gemaakt tussen de
productiekosten bij beperkte milieueisen en de kosten die door strenge milieueisen kunnen optreden. Ten aanzien van hoogwaardig tropisch hout is verondersteld dat het hout duurzaam moet worden geteeld (in plaats van voornamelijk houtkap) waardoor er extra kosten voor ruimtegebruik en arbeid worden gemaakt. Ten aanzien van emissie is verondersteld dat sterk giftige stoffen (waaronder PAK’s en zware metalen) zoveel mogelijk moeten worden voorkomen met behulp van diverse milieuvoorzieningen bij de productie en extra beschermende maatregelen in het gebruik, zoals extra behandeling om het uitloggen naar water en bodem te voorkomen. Bij de kostenraming is onderscheid gemaakt tussen de situatie met en de situatie zonder beleid gericht op CO2 emissiereductie. Dit is gedaan omdat Plato-proces hout verdicht waardoor meer hout per eenheid product wordt gebruikt. Hout houdt CO2 vast dat pas bij de verbranding vrijkomt. Het vastgehouden CO2 is in mindering gebracht op het CO2 dat vrijkomt bij productie en afdank. Hiermee wordt bespaard op de kosten van CO2-emissiereductie. De kosten van de huidige mix van verduurzaamd hout en tropisch hardhout, alsmede de kosten van de afzonderlijke technologieën om hout te verduurzamen, staan in Grafiek 5.8. In de grafiek is geen rekening gehouden met CO2-beleid, dat wil zeggen dat de kosten van CO2-emissiereductie buiten beschouwing zijn gelaten. Verticaal staan de productiekosten en de kosten van emissiereductie bij strenge milieueisen per kubieke meter hout. Horizontaal staan de technologieën: •
Als eerste staan de gemiddelde kosten van de huidige-mix waarin tropisch hoogwaardig hout (hardhout) en enkele technieken voor chemische verduurzaming zijn meegenomen op basis van de productiestatistieken voor hout en meubelindustrie.
•
Creosoteren is een chemische verduurzamingtechnologie gebaseerd op de inwerking van creosootolie op hout.
•
Chemische verduurzaming waarbij koper-arseenzouten zijn gebruikt in combinatie met een vacuümdroging is een derde technologie.
•
Chemische verduurzaming waarbij eveneens koper-arseenzouten worden gebruikt maar dan in combinatie met het dompelen van het hout in baden.
•
Lakken van hout met de gangbare witte verf op basis van oplosmiddelen is de vijfde technologie.
•
Plato en Plato-light zijn twee varianten van dezelfde technologie met verschillende aannames over het energieverbruik.
4. Het onderzoek is in 1995 gedaan door J. Krozer en M. Lavrano in het kader van TME.
Grafiek 5.8 Kosten van houtverduurzamingstechnologie gulden per kubieke meter hout
gulden/m3
2500 2000 1500 1000 500
lig ht Pl at o
en kk
Pl at o
D om
m uu V
ac
La
og dr
pe le n
en
n re te so Cr eo
H ui di ge m ix
0
types of technologies
productiekosten
milieukosten
Het produceren van Plato-hout is duurder dan het produceren van chemisch verduurzaamd hout (technologieën 2, 3 en 4), maar goedkoper dan import van hoogwaardige tropische houtsoorten. Platohout zal wel goedkoper worden dan het huidige chemisch verduurzaamde hout als strenge milieueisen aan emissie van giftige stoffen worden gesteld, omdat de emissiereductiekosten bij het gebruik van Plato-technologie veel lager zijn. Als tevens de kostenvoordelen door het vasthouden van CO2 worden meegenomen, dan wordt de Plato-technologie economisch gezien nog aantrekkelijker omdat de hoeveelheid vastgelegde CO2 (na aftrek van het energieverbruik in de productie) hoger is dan bij de alternatieven. De kosten van de verduurzamingtechnologieën zijn afhankelijk van de houtsoort. In deze berekeningen is een goedkope houtsoort (populier) als uitgangspunt genomen. Met de Platotechnologie is het dus mogelijk om de oplopende kosten van houtgebruik door strenge milieueisen, te beperken. Op korte termijn moeten de inkopers van hout weliswaar hogere kosten maken, maar na de invoering van de milieueisen voor verduurzaamd hout zijn de gemiddelde kosten van Plato-hout lager dan de gemiddelde kosten van de huidige technologieën. De belangrijkste belemmeringen voor de introductie van deze technologie zijn de imperfecties in het proces, waardoor kwaliteit van Plato-hout nog onvoldoende is, en de onzekerheden over de werkelijke invoering van de aangekondigde milieueisen voor chemische verduurzaming. Relevantie van voorbeelden De voorbeelden geven aan hoe de tijdige aankondiging van strenge milieueisen en mogelijkheden om hierop te anticiperen een impuls geven aan milieutechnologische ontwikkeling die beter rendeert dan de bestaande technologie. Het resultaat hiervan is dat een milieutechnologie kan worden toegepast die anders niet zou worden toegepast omdat ze minder relevant wordt geacht. Milieueisen kunnen ook een aanzet geven tot samenwerking tussen de marktpartijen waardoor milieuinnovaties worden bereikt die
onvoldoende aantrekkelijk zijn voor iedere partij afzonderlijk maar wel voldoende rendabel voor de marktpartijen als geheel, zoals bij terugname en hergebruik. Ook lokken de strenge milieueisen de realisatie van commercieel aantrekkelijke technologie uit die anders niet zou worden ontwikkeld en toegepast omdat de marktomvang doorvoor onvoldoende zou zijn. De voorbeelden illustreren dat tijdig aangekondigde strengere milieueisen een impuls voor kostenbesparende milieuinnovaties kan opleveren en dat bedrijven met anticiperende milieustrategieën deze mogelijkheden zullen onderkennen en er op inspelen. In het eerste voorbeeld van NOx- en SO2emissiereductie voldoet het bedrijf dat energie bespaart deels aan strengere milieueisen en behaalt hiermee kostenvoordelen ten opzichte van het gebruik van uitsluitend de al beschikbare milieutechnologie. Het bedrijf beperkt daarmee de negatieve effecten van de strenge milieueisen met een positieve indirecte bijdrage aan het bedrijfsresultaat, namelijk door kostenbesparing in verband met lager energieverbruik. De milieuinnovatie in het hergebruik van de elektrotechnische apparaten in het tweede voorbeeld beperkt de negatieve effecten van een stortverbod en terugnameverplichting zodanig dat hergebruik op commerciële basis haalbaar wordt. De Plato-houtverduurzamingtechnologie is een innovatie die anticipeert op strenge milieueisen ten aanzien van houtverduurzaming. De innovatie zal een verkoopbaar product kunnen opleveren als die strenge eisen ook feitelijk worden ingevoerd. Verkoop van het nieuwe product levert dan een directe positieve bijdrage aan het bedrijfsresultaat. Het positieve milieueffect van de innovatie is een belangrijk en beoogd effect van de nieuwe technologie.
5.6 Kosten in de levensloop van producten Daling van emissiereductiekosten kan ook worden bereikt door verbeteringen van de beschikbare milieutechnologie in de levensloop van producten. Onder de levensloop van een product wordt verstaan de milieugerelateerde lotgevallen van een product gedurende zijn tocht door de productie-, gebruiks- en afvalketen; hierbij wordt ook wel gesproken van een 'netwerk' of 'cluster' van bedrijven. De keten begint met de winning van grondstoffen, gevolgd door de bewerking daarvan, de fabricage van het eindproduct, distributie, consumptie en de lotgevallen van het afval na consumptie. Iedere stap in de keten brengt zijn eigen specifieke milieubelasting met zich mee. In de milieukunde is de levenscyclusanalyse gericht op de inventarisatie en milieukundige beoordeling van het verbruik van de 5
grondstoffen en van de ontstane emissies en het afval in de opeenvolgende fasen in de levensloop ( ). Op die manier valt te identificeren op welke plaatsen in de keten de grootste milieubelasting plaatsvindt en welke producten de meeste milieubelasting met zich mee brengen. Hierbij moet wel de kanttekening worden gemaakt dat bij het trekken van de conclusies voorzichtigheid geboden is want beoordelingen in de levensloop zijn uitermate complex terwijl de beschikbare emissie- en afvalgegevens zijn dikwijls onvolledig. Bij de analyse van de resultaten van de ramingen moet de nadruk liggen op het identificeren van de meest milieubelastende activiteiten in de levensloop van
producten om de activiteiten gericht te kunnen verbeteren terwijl het vergelijken van de producten onderling vaak dubieus is aangezien er vele onzekerheden in de data en in de berekeningswijze zijn [Krozer en Vis, 1999]. De methode van de levenscyclusanalyse is begin jaren negentig aangepast omdat er behoefte bestond aan beter inzicht in de economische consequenties van strengere milieueisen voor de levenscyclus van het product Vooral van belang is de vraag op welke plaatsen in de keten de grootste milieukosten moeten worden gemaakt indien er strenge milieueisen gesteld worden. Zo kan er worden nagegaan op welke terreinen hoge milieukosten worden gemaakt in geval de al beschikbare milieutechnologie wordt gebruikt en valt te identificeren op welke terreinen het de moeite waard is om op strenge milieueisen te anticiperen door nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen en toe te passen. Het kan namelijk economisch aantrekkelijk zijn om nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen, met name op die plaatsen waar de emissiereductiekosten als gevolg van het gebruik van de al beschikbare milieutechnologie hoog zijn. Hiervoor is een model ontwikkeld genaamd Decision model for Environmental Strategies of Corporations (DESC) [Krozer en Nijenhuis, 1990; Krozer, 1992]. Het model is ontwikkeld op verzoek van de Nederlandse Unilever Bedrijven en bedoeld om managers te helpen bij het nemen van beslissingen over inspanningen in het milieubeheer. In de databases van DESC zijn de al beschikbare milieutechnologieën opgenomen waarmee bedrijven aan diverse strenge milieueisen kunnen voldoen. Met behulp van het model kan dus worden nagegaan wat de kosten zijn in geval bedrijven voor de strategie kiezen om strenge milieueisen af te wachten. Door simulatie met het model kunnen ze nagaan welke milieuinnovaties forse kostenbesparingen kunnen opleveren. In de Engelstalige literatuur komen diverse begrippen voor om de methoden van kostenramingen in de levensloop aan te geven: life cycle cost, full cost, total cost, total cost of ownerschip. In navolging van de literatuur over cost engineering wordt hier over life cycle cost (levenscycluskosten) gesproken [Dhillon, 1989; Fabrycki en Blanchard, 1991; Cohan en Gess, 1993; Krozer 1996]. De life cycle costing modellen zijn bedoeld om kosten te ramen rekening houdend met reparaties, afschrijvingen, discontovoet en andere economische parameters. Het specifieke van het DESC-model ten opzichte van andere modellen voor levenscycluskosten is dat dit model aansluit bij de input-output modellen voor materialenstromen waarmee een verband wordt gelegd tussen fysieke grootheden (materiaalstromen) en productie- en milieukosten [Heijungs, 1994; Duchin en Steenge, 1999]. In deze paragraaf zullen enkele resultaten van berekeningen met het DESC-model worden gepresenteerd om aan te geven wat de milieukosten in de levenscyclus zijn en welke kostenvoordelen de gerichte milieuverbeteringen kunnen opleveren, waarbij de kostenberekeningen, die dus gebaseerd zijn op toepassing van bestaande technologieën om aan de strenge eisen te voldoen, het ijkpunt zijn. Daartegenover kunnen de uitkomsten worden gesteld die mogelijk te realiseren zijn bij innovatie in
5. Voor de berekeningen is gebruik gemaakt van de database PIA die ontwikkeld is door de Nederlandse Unilever Bedrijven, het Bureau voor Milieu en Informatie en het Instituut voor Toegepaste Milieu-Economie (TME).
bepaalde fasen van de levensloop van producten. De berekeningsmethode van milieukosten met het DESC-model staat in Schema 5.1 weergegeven.
Schema 5.1 Berekeningswijze met het DESC-model. Activiteiten in de ketens
Strenge milieueisen
Extra milieukosten
Huidige kosten
Materialenstroom
Reductie als
Emissie-
Guldens per kg
Totale
incl. huidige
en emissies
percentage
reductie
reductie
emissiereductie
van huidige
in kg
milieukosten
kosten
emissie Productie
--->
Distributie
--->
Gebruik
--->
Afdank
--->
Eerst worden de belangrijkste stappen in de productlevensloop en de belangrijkste materiaalstromen per stap geïnventariseerd. Dan worden de huidige kosten, indien nodig per stap en per kostenfactor, aangegeven. Vervolgens worden emissiereductie en emissiereductiekosten bij strenge milieueisen per emissie en stap geraamd. Het sommeren van de huidige en de potentiële emissiereductiekosten bij strenge milieueisen per stap in de keten en voor de totale keten is de laatste stap in de berekening. Op basis daarvan kunnen de activiteiten met een sterke toename van de emissiereductiekosten worden geselecteerd, waar milieuinnovaties (anticiperen) dus potentieel veel kostenvoordelen opleveren. Milieuinnovaties als het anticiperen op de te verwachten toekomstige strenge milieueisen zijn pas rendabel als de totale kosten (productie- en emissiereductiekosten) lager zijn dan de totale kosten inclusief de kosten van toepassing van de al beschikbare milieutechnologie met eventuele milieuverbeteringen. In het DESC-model is uitgegaan van strenge milieueisen voor emissiereductie namelijk tot een niveau waarop de milieukwaliteit op peil blijft, het zogenoemde no effect level van emissie [RIVM, 1989; Weterings en Opschoor, 1992]. In het model zijn milieutechnologieën opgenomen waarmee bedrijven en huishoudens aan de eisen kunnen voldoen, waarvan de emissiereductiekostenfuncties die in hoofdstuk 2 zijn gepresenteerd, een belangrijk onderdeel vormen. Bij de berekening worden de hoogste gemiddelde kosten gebruikt onder aanname van 3% milieutechnische progressie per jaar. Deze kosten zijn in Bijlage 5.2 gepresenteerd. De berekeningsmethode is toegelicht in Bijlage 5.3 aan de hand van een studie naar de vergelijking van dieselolie met raapzaad-methyl-ester (RME). Voorbeelden van het milieugericht ketenbeheer De milieukundige levenscycluskosten analyse geeft aan in welke stappen in de levensloop de milieukosten als gevolg van strenge milieueisen sterk toenemen en waar dus forse kostenvoordelen van milieuinnovaties en -verbeteringen kunnen worden verwacht. In deze paragraaf zullen wij met een
aantal voorbeelden laten zien dat het mogelijk is de knelpunten te identificeren en oplossingen te vinden. De wijze waarop aandachtspunten voor milieuinnovaties en -verbeteringen in de levensloop worden geïdentificeerd, wordt toegelicht aan de hand van de levenscyclus van een televisietoestel. In Tabel 5.5 staat de berekening voor een televisietoestel [Doelman, 1994]. Het gaat daarbij om de huidige en de potentiële emissiereductiekosten die verdeeld zijn over een aantal fasen in de levensloop: •
productiefase bestaande uit design, productie van onderdelen van het televisietoestel, assemblage en verpakking van het toestel voor distributie;
•
distributiefase, deze omvat overhead van de productie- en verkooporganisatie van de aanbieders, levering via groot- en detailhandel en transport naar klanten;
•
consumptiefase waarin elektriciteit door huishoudens wordt gebruikt, verpakking wordt afgedankt en reparaties aan het toestel worden gedaan;
•
afdankfase waarin het toestel wordt ingezameld en verwerkt en een deel van de materialen uit het toestel wordt hergebruikt.
In de huidige situatie is distributie de grootste kostenfactor vanwege het transport en de opslag van de toestellen, gevolgd door de productie en dan pas het consumptief gebruik, inclusief de ondersteunende activiteiten zoals het leveren van elektriciteit door elektriciteitscentrales. De bedrijven die televisies produceren kunnen besparen op de kosten door bijvoorbeeld de directe verkoop van de toestellen via internet of via de groothandel waardoor een deel van de distributiekosten wordt vermeden. De kostenfactoren in de levensloop veranderen als strenge milieueisen worden gesteld. De emissiereductiekosten zijn dan het hoogst in de consumptiefase. De elektriciteitsprijs kan hoger worden door milieumaatregelen bij de elektriciteitscentrales. Ook de milieukosten in de productie kunnen fors toenemen, met name door maatregelen om de emissie van zware metalen te beperken. De extra emissiereductiekosten in de distributie- en afdankfase zijn daarentegen beperkt. Tabel 5.5 geeft een maximumschatting van de extra kosten door streng milieubeleid. De toename van de milieukosten door strenge milieueisen kan vooral worden beperkt door het ontwikkelen van energiezuinige toestellen. Ook het verminderen van de storingsgevoeligheid en daarmee het aantal reparaties in de consumptiefase is van belang voor de milieukosten. Bij de productie zijn lozingen van zware metalen kostbaar. Derhalve is het van belang om procesgeïntegreerde oplossingen te vinden waarmee de lozingen zo veel mogelijk worden voorkomen.
Tabel 5.5 Levenscycluskosten van een televisie in guldens Stappen in de keten
Productie- en
Extra
gebruikerskosten
emissiereductiekosten
bij de huidige
door strenge milieueisen
milieueisen
Tabel 5.5 Levenscycluskosten van een televisie in guldens Productie: design, onderdelen, verpakking, assemblage
703
46
Distributie: overhead, transport, groot- en detailhandel
767
12
Consumptie: energie, verpakking, reparatie
377
106
13
16-22
1.849
180-186
Afdank: inzameling en verwerking, excl. hergebruik Totaal
Op soortgelijke wijzen zijn milieukundige levenscycluskosten voor diverse producten geraamd waarna mogelijke verbeteringen zijn beoordeeld. De studies zijn uitgevoerd in opdracht van diverse bedrijven om nieuwe producten te ontwikkelen of aanpassingen in de levensloop te bereiken, met uitzondering van de studie naar de auto. In verband met vertrouwelijkheid van sommige gegevens kan het basismateriaal alleen op aanvraag bij de auteur worden ingezien. Tabel 5.6 geeft een overzicht van de levenscycluskosten van een aantal onderzochte producten (kolommen 1 en 2). In de consumptieprijs (kolom 3) zijn de kosten veroorzaakt door de huidige milieueisen inbegrepen. De extra emissiereductiekosten (kolom 4) treden op als strengere milieueisen worden opgelegd waar met de al beschikbare milieutechnologie aan kan worden voldaan. Daarnaast staat het percentage van de extra kosten in de consumptieprijs (kolom 5) en de belangrijkste oorzaak van de extra kosten in de levensloop (kolom 6). Ten slotte staat aangegeven (kolom 7) hoe groot de daling van de extra emissiereductiekosten zou zijn indien er een nieuwe milieutechnologie zonder extra kosten zou worden ingevoerd. De mogelijkheden daartoe worden toegelicht. De producten zijn illustratief voor een groot deel van de (materiële) consumptie en diverse ketens [Krozer, 1992; Krozer, 1993; Krozer en Lavrano, 1994; Krozer, 1995; Krozer, 1994; Doelman en Krozer, 1995; Doelman en Krozer, 1996; Hennis, et al. 1996]).
Tabel 5.6 Levenscycluskosten (lcc) en emissiereductiekosten in de levensloop van producten 2 3 4 5 6 7 Producten Eenheid Consumptie- Extra emissie- Aandeel Hoofdoorzaak Aandeel van reductiekosten milieuvan hoofdoorzaak (incl. prijs, gulden per milieukosten in de totale verpakking) gulden per kosten eenheid milieukosten in lcc eenheid Plantaardig kg 6,4 0,3 4% Nitraat52% vet bemesting Tomaat kg 2,0 0,6 32% Energieverbruik 93% in productie Dierlijk vet kg 2,8 0,8 27% Afdank, 81% zuivering van afvalwater Katoenen stof kg 17 1,9 11% Bedrukken van 78% de stof Wasmiddel kg 9 1,6 18% Zuivering van 62% afvalwater Keukenkastje 1 stuk 800 61 8% VOS spaanplaat 49% Kantoorstoel
1 stuk
490
14
3%
Kopieerapparaat (*) Auto
1 stuk
2600
228
9%
130000 52577 km (*) excl. hulpmiddelen in het gebruik
7416
14%
Kunststof en het storten Elektrotechniek
97%
Brandstofgebruik
93%
Plantaardige vet De analyse van de levensloop omvat: de primaire agrarische productie, de industriële verwerking, verpakking, transport en distributie, consumptie en afvalverwerking. Het aandeel van de extra emissiereductiekosten als gevolg van strenge milieueisen in de consumptieprijs bedraagt 4%. De grootste kostenpost is het voorkomen van de uitspoeling van nitraten afkomstig van bemesting naar het grondwater (circa 52% van de totale milieukosten). Een tweede belangrijke kostenpost is het voorkomen van de uitspoeling van pesticide naar grond- en oppervlaktewater en de verspreiding van pesticide in de lucht. Dit kostenprofiel komt voor bij diverse hoogwaardige voedingsmiddelen vooral vanwege de bemesting van de gewassen. De emissiereductiekosten zijn echter relatief laag en ze zijn vooral in de landbouw te vinden. De belangrijkste milieuverbeteringen die verder gaan dan de al beschikbare milieutechnologie zijn evenwichtsbemesting waardoor er een balans tussen in- en output van mest wordt bereikt en daarnaast biologische (geïntegreerde) bestrijding, waardoor het totale pesticidengebruik drastisch wordt beperkt. Deze verbeteringen kunnen de emissiereductiekosten beperken maar ook de productiekosten in de landbouw doen toenemen. De ramingen zijn gedaan om de belangrijkste mogelijke verbeteringen in de levensloop aan te geven. Het belangrijkste aandachtspunt, in geval van plantaardig vet is de leverancier van grondstoffen in het buitenland (in dit geval in de zonnebloemteler). De milieueisen aan de leveranciers in het buitenland en de
41%
mogelijkheden tot beïnvloeding van de leveringen zijn beperkt. Producenten van plantaardig vet zijn wel bezig om milieuaspecten in het kwaliteitssysteem, waar inkopen aan worden getoetst, te integreren. Daartoe zijn diverse proefprojecten gestart. Kastomaat De analyse van kastomaten omvat de teelt en de veiling van kastomaten, inclusief de levering van meststoffen, in vergelijking met de tomatenteelt van de koudegrond. De extra emissiereductiekosten van kastomaten door het stellen van strenge milieueisen zijn 32% van de consumentenprijs. De belangrijkste oorzaak van de kostenstijging is de potentiële milieueis om CO2-emissie te reduceren, waarvoor energiebesparende maatregelen in de kassen moeten worden genomen (circa 93% van de potentiële milieukosten). De tweede oorzaak is de afvoer van het chemisch verontreinigde substraat voor de teelt (gevaarlijk afval). De tomatenteelt van de koudegrond is goedkoper dan de teelt van kastomaten maar ze is seizoensgebonden. Dit kostenprofiel geldt voor meerdere kasproducten. De belangrijkste verbetering is vernieuwing van het energiebeheer in de tomatenteelt waardoor veel minder energie wordt verbruikt. Dat kan bijvoorbeeld door verdergaand gebruik van afvalwarmte, maar het is onzeker hoeveel deze energiebesparing per saldo aan kostenbesparing oplevert. Ook is het mogelijk om de energieintensieve kasteelt op de teelt van hoogwaardige producten toe te spitsen (dit is ondertussen gangbaar, maar ten tijde van onderzoek was dat controversieel). Een geïntegreerde bestrijding zorgt voor minder chemisch afval. De kostenramingen zijn gedaan om de effecten van de veranderingen in de tomateninkoop voor industriële verwerking te bepalen en kwaliteitsbeheer bij de leveranciers van tomaten te stimuleren. Kastomaten zijn overigens voor industriële verwerking economisch en milieukundig niet aantrekkelijk omdat ze veel duurder zijn dan tomaten van de koudegrond. Dierlijke vet De analyse omvat de gehele levensloop: visserij en veeteelt, in beperkte mate ook plantenteelt, de industriële verwerking, de verpakking, transport en distributie, consumptie en afdank. De extra emissiereductiekosten zijn circa 27% van de consumentenprijs. Gebruikt vet wordt deels weggespoeld en komt dan terecht in het riool of wordt in de vuilnisemmer gegooid en als afval verwerkt. De belangrijkste oorzaak van de extra kosten, circa 81% van de totale extra kosten in de levenscyclus, is de afvoer via het riool naar de waterzuiveringsinstallatie. Het gaat daarbij om de kosten van afvalwaterzuivering. Dit kostenprofiel komt bij meerdere vet- en oliehoudende producten in voeding voor. De belangrijkste verbetering die niet als de al beschikbare milieutechnologie in het DESC-model is opgenomen, is een verandering in het consumentengedrag, namelijk vet niet meer afspoelen maar als groente-, fruit- en tuinafval gescheiden inleveren. Deze verbetering is vrijwel kosteloos te realiseren en brengt zeker milieukwaliteitvoordelen met zich mee. Het doel van de ramingen is geweest om de aandachtspunten voor verbeteringen aan te geven. Om de resultaten van deze analyse bij consumenten te toetsen zijn vragen over de afdank van vet aan een panel van consumenten
voorgelegd. Het panel bevestigde dat het afdanken van vet een belangrijk aandachtspunt is. Naar aanleiding hiervan kwam er consumentenvoorlichting over de scheiding van afgedankt vet als groentefruit- en tuinafval. Katoenen stof De analyse omvat de belangrijkste stappen in de levensloop van katoenen stof voor een heren overhemd: katoenteelt, weven, verven en confectie van een overhemd. De extra emissiereductiekosten zijn circa 11% van de prijs van een katoenen overhemd. De belangrijkste oorzaak van de extra kosten is het beperken van de lozing van kleurstoffen na het kleuren van de stof (circa 78% van de totale extra kosten). Dit kostenprofiel komt bij veel producten voor die met sterk toxische stoffen zijn behandeld. De belangrijkste vernieuwingen zijn het gebruik van minder toxische kleurstoffen en de toepassing van hoogwaardige procestechnologie om lozingen te voorkomen. Milieuvriendelijke kleurstoffen en procestechnologie zijn weliswaar duurder, maar in combinatie worden verliezen van materialen beperkt en kan op hoogwaardige verkoopmogelijkheden worden ingespeeld waardoor er per saldo geen verlies optreedt. De ramingen zijn gedaan om de milieugerichte inkoop van kleding door een textielhandelaar en kledingwinkelier te ondersteunen. Deze resultaten hebben het belang van de kleurstoffen bij kledinginkopen door de detailhandel bevestigd. De leveranciers worden verplicht om de gebruikte kleurstoffen te specificeren en om de meest toxische kleurstoffen te mijden. Wasmiddel De analyse omvat de belangrijkste stappen in de fabricage van de bestanddelen van het wasmiddel (in dit geval een sulfaathoudend wasmiddel), de productie van het wasmiddel, het gebruik ervan en de behandeling van afvalwater na afvoer naar het riool. De extra emissiereductiekosten zijn circa 18% van de consumentenprijs. De belangrijkste oorzaak van de extra kosten is de zuivering van enkele slecht afbreekbare bestanddelen uit het afvalwater (circa 62% van de milieukosten). Dit kostenprofiel moet bij meerdere persoonlijke verzorgingsmiddelen worden verwacht. De belangrijkste vernieuwing is het verhogen van de afbreekbaarheid van de componenten en een betere dosering van het wasmiddel door consumenten. Hiermee zijn geen extra kosten gemoeid, integendeel veeleer kunnen kostenbesparingen bij consumenten worden bereikt. De kostenramingen zijn gedaan om verbetering in de productsamenstelling te ondersteunen. De resultaten van de analyses hebben bijgedragen aan de doorlichting van het product om de afbreekbaarheid te verbeteren en de hoeveelheid verpakkingen te verminderen. Recent is de dosering van wasmiddel door consumenten onder de aandacht gekomen. Om de effecten van productvernieuwingen op de emissiereductiekosten te illustreren zijn veranderingen in de samenstelling van de wasmiddelen gesimuleerd. De simulatie is gedaan aan de hand van fictieve data, die echter wel aan werkelijke gegevens over de samenstelling van wasmiddelen zijn ontleend. Het gaat om de vier alternatieven: fosfaathoudende wasmiddelen, wasmiddelen met fosfaat zijn grotendeels door de wasmiddelen met sulfaat en zeoliet vervangen (dit staat weergegeven in Tabel 5.6), de vloeibare en poederwasmiddelen zijn vervangen door compacte wasmiddelen, dus de
verpakking veranderd is, en ten slotte zijn de biologisch goed afbreekbare wasmiddelen geïntroduceerd. Alle vernieuwingen die in 1991, dus ten tijde van de eerste analyse (de sulfaathoudende wasmiddelen), nog fictief waren, zijn vijf jaar later al op grote schaal ingevoerd. In Grafiek 5.9 zijn de extra emissiereductiekosten in de levensloop van wasmiddelen weergegeven. De milieukosten van fosfaathoudende wasmiddelen zouden onder invloed van strenge milieueisen met circa 4 gulden per kilogram kunnen stijgen vooral door de hoge milieukosten in de grondstofproductie. Daarbij zijn vooral de emissies van zware metalen naar water bij de verwerking van fosfaaterts van belang. Door de vervanging van fosfaten zijn de potentiële milieukosten fors gedaald. De milieukosten in de gebruiksfase zijn veruit de grootste geworden. De daarop volgende verbeteringen in de verpakkingen en in de afbreekbaarheid van wasmiddelen hebben de potentiële milieukosten doen dalen tot minder dan 1 gulden per kg. G r a f ie k 5 . 9 D a lin g v a n m ilie u k o s t e n d o o r m ilie u v e r b e t e r in g e n b ij w a s m id d e le n in g u ld e n s p e r t o n w a s m id d e l 4500 4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 F o sfa a t
S u lf a a t G r o n d s to f
F a b r ic a g e
C om pact V e r p a k k in g
A fb reek b a a r G e b r u ik
Keukenkast De analyse omvat: de productie van de belangrijkste onderdelen (hout, spaanplaat, lijm, metalen en kunststof), de productie van de keukenkast, het gebruik en de afdank. Spaanplaat is qua gewicht het belangrijkste materiaal. De extra emissiereductiekosten zijn circa 8% van de verkoopprijs. De belangrijkste oorzaak is het afvangen van de VOS-emissie bij de productie van spaanplaat met name de emissie van formaldehyde uit lijm. Deze veroorzaakt circa 49% van de totale milieukosten. Een andere milieukostenfactor is afvoer van afval na afdank van de kast. Dit kostenprofiel is bij veel meubilair te verwachten. De vernieuwingen zijn gebruik van hoogwaardige(re) producten met een langere levensduur en het beperken of vervangen van het lijmgebruik waardoor de kosten weliswaar iets omhoog gaan maar tevens een hogere kwaliteit van het meubilair wordt geboden. De
berekeningen zijn gedaan ter ondersteuning van het milieugericht ontwerpen. Op basis van de berekeningen heeft het bedrijf een nieuw keukenontwerp gemaakt dat door het bedrijf en de potentiële afnemer kwalitatief goed beoordeeld is. De verkoop voor het goedkoopste marktsegment viel tegen omdat de prijs hoger uitviel dan het gangbare goedkoopste alternatief, maar aanpassingen voor de duurdere marktsegmenten hebben ook positieve resultaten opgeleverd. Kantoorstoel De analyse omvat: productie van onderdelen (kunststof, staal en aluminium), productie (waaronder het coaten), gebruik en afdank van stoelen. Kunststof en staal zijn de belangrijkste materialen. De extra emissiereductiekosten zijn circa 3% van de verkoopprijs. De belangrijkste oorzaken zijn VOS-emissie bij de productie van kunststof en de stortkosten van kantoorstoelen. Deze twee veroorzaken circa 97% van de extra milieukosten. Dit kostenprofiel is vergelijkbaar met het profiel van de keukenkastjes. De ramingen zijn gedaan ter ondersteuning van het milieugericht ontwerpen van een bedrijf, waarbij rekening wordt gehouden met terugname en hergebruik. Daaruit bleek dat terugname en hergebruik rendabeler kunnen zijn dan het storten en verbranden van de stoelen. De analyse heeft bijgedragen tot veranderingen in het ontwerp van een kantoorstoel gericht op betere demontage en hergebruik. Er kwamen vervolgstudies naar commerciële terugname en hergebruik. De mogelijkheid voor teruggave van het kantoormeubilair is aan klanten geboden, waarna een nieuwe stoel ontworpen is die aan de terugname- en hergebruikeisen voldoet. De spin-off van het project is een doorlichting van het kantoorassortiment op milieuaspecten en een inventarisatie van wensen van klanten op dit punt. Het ontwerpen met het oog op hergebruik biedt dus verbetering. Kopieerapparaat De analyse van dit elektrotechnische apparaat voor professionele gebruikers omvat de productie van het apparaat, dat wil zeggen het assembleren van de belangrijkste onderdelen en het gebruik van het apparaat, inclusief het onderhoud, maar exclusief hulpmiddelen bij het gebruik (met name papier). De extra emissiereductiekosten als gevolg van strenge milieueisen zijn circa 9% van de levenscycluskosten. De belangrijkste oorzaken hiervoor zijn de productie van de elektrotechnische onderdelen, circa 41% van de extra kosten, en het elektriciteitsverbruik gedurende het gebruik van het apparaat. Dit kostenprofiel geldt ook voor diverse huishoudelijke apparaten. De belangrijkste vernieuwingen zijn het verlengen van de levensduur van de apparaten om de kosten in de productie te verlagen en het zodanig ontwerpen van de apparaten dat energiebesparing in de gebruiksfase optreedt. De berekeningen zijn gedaan om productontwikkeling te ondersteunen. Er is een apparaat op de markt gebracht dat kostenvoordelen voor de afnemers oplevert, waarbij de analyse van de milieukundige levenscycluskosten in de besluitvorming over de ontwerpkeuze is gebruikt. Auto
De analyse van de levensloop van de auto omvat de productie van de belangrijkste materialen (staal, kunststof en aluminium) en het gebruik van de auto. De volgende aannames zijn gehanteerd: de inkoopkosten van de auto zijn 26.000 gulden, de gebruiksduur is 10 jaar, de kilometrage is 130.000 km. De extra emissiereductiekosten zijn circa 14% van de totale kosten van levensloop van een auto. De belangrijkste oorzaak van de extra kosten is brandstofgebruik. Dit is circa 93% van de totale extra milieukosten. Dit kostenprofiel geldt voor diverse apparaten met intensief gebruik van energie en hulpmiddelen in de gebruiksfase. De belangrijkste vernieuwing is het besparen op brandstof in het gebruik. In de studie zijn geen andere verbeteringen onderzocht. De ramingen zijn bedoeld geweest om enkele methoden voor milieueconomische analyses onderling te vergelijken. De resultaten zijn gebruikt om in opdracht van het Ministerie van Verkeer en Waterstaat te onderbouwen dat een aanpassing van de jaarlijkse APK keuring ten gunste van een kwaliteitscertificaat die door de autofabrikanten en garages zou worden verstrekt, milieukundige en economische voordelen zou opleveren omdat er dan minder vervuiling en beter onderhoud zou plaatsvinden, maar er zijn forse weerstanden tegen veranderingen in keuringsmethoden zijn gevonden. Gevolgen van milieueisen voor consumentenprijzen Uit de voorbeelden blijkt dat bij strenge milieueisen die gebaseerd zijn op no effect level voor de Nederlandse situatie de extra emissiereductiekosten, berekend als percentage van de totale kosten, van de verschillende producten fors uiteenlopen. De kosten van de hier beschreven producten zouden bij strenge milieueisen met 3% tot zelfs 35% stijgen ten opzichte van de huidige consumentenprijs. Deze stijging is alleen te verwachten als de al beschikbare milieutechnologie wordt toegepast om aan de eisen te voldoen zonder rekening te houden met milieuinnovaties. Het belang van de milieukundige analyse met behulp van levenscycluskosten is dat er gericht kan worden aangegeven waar de economisch aantrekkelijke mogelijkheden voor de milieuinnovaties liggen. Door de gerichte milieuinnovaties in de levensloop, wordt de kostentoename vaak beperkt of zelfs voorkomen. De effecten van strenge milieueisen op de consumentenprijzen blijven dan eveneens beperkt, vooral als kostenbesparende milieuinnovaties op de meest dure activiteiten in de levensloop worden gericht. Om de kostenbesparende milieuinnovaties goed te richten moeten de prioriteiten in de levensloop per productgroep worden gespecificeerd want er zijn grote verschillen in milieuprofielen van uiteenlopende consumentenproducten en daardoor zijn er verschillende milieukostenprofielen te vinden. In het algemeen is het onderscheid tussen kortcyclische en duurzame producten relevant. Bij de milieukosten van veel voedingsmiddelen speelt de emissiereductie in de landbouw een belangrijke rol, maar ook het consumentengedrag en de verpakkingen. Bij duurzame consumptiegoederen geldt dat de extra kosten van een nieuwe milieutechnologie of een nieuwe duurdere grondstof over het algemeen opwegen tegen de daarmee te bereiken kostenbesparing in de gebruiksfase van producten door lager energieverbruik, minder reparaties, minder onderhoudsgevoeligheid, en dergelijke. Door duurzame consumptiegoederen meer milieugericht te ontwerpen worden de totale levenscycluskosten verlaagd. Het identificeren van de stappen in de levensloop waarin kostenbesparende milieuinnovaties
efficiënt zijn, is evenwel lastig omdat de milieuprofielen van de producten onderling zo sterk verschillen, zelfs als het gaat om producten die in het gebruik vergelijkbaar zijn. Derhalve is er geen andere weg dan de analyses per productgroep uit te voeren.
5.7 Betekenis van milieuinnovaties voor kosten De algemene vraagstelling in dit hoofdstuk luidde of milieuinnovaties in staat zijn de hogere kosten verbonden met strenge milieueisen te matigen en misschien zelfs in staat zijn om een positieve bijdrage te leveren aan het bedrijfsresultaat van de innoverende bedrijven. In de literatuur is erop gewezen dat de dwang om aan milieueisen te voldoen de aanzet kan geven tot het wegnemen van inefficiënties in de bedrijfsvoering. Dit komt doordat in het bedrijfsbeheer meer aandacht komt voor kostenbesparend milieubeheer door materialen- en energiebesparing, effectief ruimtegebruik en dergelijke. Verder ontstaan er verkoop- en exportmogelijkheden voor de ontwikkelaars van milieutechnologie. Ook draagt een beter milieubeheer in bedrijven bij aan een positief bedrijfsimago en kwaliteitsbeheer. Hier zijn nuanceringen in dit positieve beeld aangebracht. Er is betoogd dat alleen de bedrijven die verwachten dat ze in de toekomst aan strenge milieueisen zullen moeten voldoen en die gezien hun economische positie op de strenge milieueisen kunnen anticiperen, betere bedrijfsresultaten behalen. Dat komt omdat milieuinnovaties een toename van de emissiereductiekosten beperken of teniet doen waardoor goed milieubeheer per saldo kostenvoordelen oplevert. Hoe strenger de verwachte milieueisen zijn, des te groter is de waarschijnlijkheid dat de verwachte kostenvoordelen van milieuinnovaties opwegen tegen de milieuinnovatie-uitgaven verbonden met het anticiperen zoals extra onderzoek en ontwikkeling om een nieuwe milieutechnologie te realiseren. De emissiereductiekosten blijken dan ex post lager te zijn dan van tevoren was berekend in prognoses die uitgaan van toepassing van de al beschikbare (conventionele) milieutechnologie. Echter, als bedrijven onzeker zijn over de strengheid en over de invoering van de toekomstige milieueisen, als de overheid weinig strenge milieueisen stelt, of als de economische positie van bedrijven de uitgaven niet toelaat, dan is het riskant om de kosten verbonden met het anticiperen te maken en is het veelal aantrekkelijker om de al beschikbare milieutechnologie toe te passen en zo nodig enigszins te verbeteren. Uit de analyse van de feitelijke kostenontwikkeling op basis van statistische data voor reductie van verzurende emissie naar lucht en zuurstofbindende stoffen in afvalwater in enkele sectoren in de jaren tachtig en negentig, bleek inderdaad dat een sterke toename van het emissiereductiepercentage gepaard ging met een daling van de gemiddelde emissiereductiekosten per eenheid zuurequivalent en per inwonersequivalent. De daling van de gemiddelde emissiereductiekosten is vooral sterk gebleken in de sectoren die forse milieuinvesteringen hebben gedaan voorafgaand aan de invoering van strenge milieueisen. Dit suggereert dat het anticiperen door middel van milieuinnovaties kostenvoordelen heeft opgeleverd. Maar ook milieuverbeteringen brengen kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang met zich mee al is deze minder sterk dan bij milieuinnovaties. Daardoor komen de emissiereductiekosten van diverse sectoren in de loop van de tijd steeds dichter bij elkaar en
stabiliseren op een laag niveau. De analyse bewijst niet dat een anticiperende milieustrategie altijd loont, maar wel dat er in werkelijkheid veel mogelijkheden zijn om de kosten van emissiereductie omlaag te brengen, waarbij aanscherping van milieueisen niet per se de negatieve effecten op het bedrijfsresultaat oplevert. Enkele voorbeeldstudies naar de anticiperende milieustrategieën waarbij milieuinnovaties zijn ingevoerd bevestigen de berekeningen op basis van het statistisch materiaal. De voorbeeldstudies wijzen erop dat er aanzienlijke energiebesparingmogelijkheden zijn die echter pas worden benut als er een sterke stimulans vanuit milieubeleid bestaat. Is die stimulans er niet, dan krijgen andere rendabele investeringen een hogere prioriteit dan kostenbesparing door minder energiegebruik. Daarnaast kunnen strenge milieueisen in het afval- en waterkwaliteitsbeheer een sterk impuls geven om nieuwe diensten en procestechnologie te ontwikkelen waarmee per saldo baten voor bedrijven worden gegenereerd. Het anticiperen op de strenge milieueisen kan dus een rendabele optie zijn. Een belangrijk aandachtspunt bij het stellen van strenge milieueisen is dat bedrijven voldoende mogelijkheden hebben om naar rendabele oplossingen te zoeken. Het belang daarvan komt vooral tot uitdrukking in de analyses van de emissiereductiekosten in de levensloop van producten als gevolg van strenge milieueisen. De analyses wijzen erop dat vele bedrijven met een aanzienlijke stijging van de emissiereductiekosten (soms tot 35%) te maken krijgen als strenge milieueisen worden gesteld en ze onvoldoende mogelijkheden hebben om te anticiperen. Maar als de mogelijkheden om te anticiperen wel aanwezig zijn en bedrijven in staat zijn om de kostenbesparende innovatie gericht te realiseren in de levenscyclusstappen met hoge potentiële milieukosten, dan wordt de kostentoename drastisch beperkt. Uit de meeste voorbeelden van producten blijkt dat enkele gerichte oplossingen bij één à twee stappen in de levensloop het grootste deel van de kostenstijging teniet doen waardoor de negatieve effecten van milieueisen op de consumentenprijzen worden beperkt.
6. Leidt streng milieubeleid tot veel milieuinnovaties? In het vorige hoofdstuk is beargumenteerd dat strenge milieueisen nodig zijn om kostenbesparende milieuinnovaties uit te lokken, maar de vraag is of dat voldoende is om het proces van milieuinnovatie op gang te brengen waardoor kan worden voorkomen dat emissiereductiekosten excessief oplopen. In dit hoofdstuk wordt op deze vraag ingegaan. Wij zullen zien dat behalve de strengheid van de milieueis, ook andere factoren een belangrijke rol spelen, met name een langdurige voorbereiding, een trage invoering van de strengere milieueis en onzekerheid over de aard van de milieueis.
6.1 Inleiding Uit de gangbare economische theorie kan het volgende antwoord worden afgeleid op de vraag of en hoe scherpere milieueisen doorwerken op milieuinnovatie. Gegeven de strengere milieueisen en voldoende handhaving hiervan zullen bedrijven voor hun emissiebronnen milieutechnologie selecteren die aan de milieueis voldoet tegen de laagst mogelijke kosten (1). Als de emitterende bedrijven niet zelf innoveren dan zullen de gespecialiseerde aanbieders van milieutechnologie in het ‘gat in de markt’ springen dat ontstaat door de strengere milieueis. Ze zullen nieuwe milieutechnologie ontwikkelen en aanbieden. Deze gedachtegang staat of valt met twee veronderstellingen, namelijk dat het milieubeleid zulke strenge eisen invoert dat de ontwikkeling van een nieuwe milieutechnologie aantrekkelijk wordt en dat de nieuwe milieutechnologie op die eisen kan worden afgestemd. Beide veronderstellingen gaan zelden op. De eerste veronderstelling, dat milieubeleid dermate strenge milieueisen stelt dat ze nieuwe, effectievere milieutechnologie afdwingt, gaat alleen op bij de zogenoemde technologie-forcerende milieueisen. Bij de technologie-forcerende milieueisen dwingt de overheid het gebruik van een nieuwe, voldoende effectieve milieutechnologie bij emissiebronnen af, ongeacht de kosten van de nieuwe milieutechnologie. Maar in de gangbare politieke praktijk geldt als uitgangspunt dat de eisen qua kosten ‘redelijk’ moeten zijn (conform Alara beginsel dat in paragraaf 3.1 aan de orde kwam). Derhalve zijn er maar weinig voorbeelden van technologie-forcerende milieueisen. Het blijft bij incidentele voorbeelden in het buitenland, zoals Zero Automotive Emission voorschriften in de staat Californië in de Verenigde Staten die auto’s met elektrische aandrijving moeten uitlokken, of de Verpackungsverordnung in Duitsland, waarin een zeer hoog hergebruik van alle verpakkingen wordt vereist. De technologie-forcerende milieueisen zijn dus uitzonderingen. In Nederland zijn mij geen technologie-forcerende milieueisen bekend, tenzij het voorschrift uit begin jaren negentig voor zeer lage concentratie van dioxine emissie bij de afvalverbrandingsinstallaties als een technologieforcerende eis wordt beschouwd; er was toen technologie beschikbaar, namelijk rookgasreiniging met actieve kool, maar die is zeer duur. Het is ook moeilijk vol te houden dat de overheid technologieforcerende milieueisen moet stellen als het zeer onzeker is of die wel te realiseren zijn. Als de eisen niet kunnen worden nageleefd, bijvoorbeeld omdat er geen technologie voorhanden is, dan zijn ze niet 1.Een volledig overzicht van deze gangbare benadering geven Pearce en Turner, 1990, pag. 61-119.
te handhaven en moeten hogere emissies worden gedoogd, met als negatief neveneffect dat de legitimiteit van dit milieubeleid wordt ondergraven. Het milieubeleid kan technologie-forcerende milieueisen dus alleen voor uitzonderlijk zwaarwegende milieuvraagstukken inzetten. In alle andere gevallen moet de strengheid van milieueisen worden afgestemd op een qua kosten acceptabel geachte best beschikbare technologie (BAT). In plaats van milieutechnologie uit te lokken worden de milieueisen doorgaans dus afgestemd op datgene wat technisch mogelijk is en qua kosten acceptabel. De tweede veronderstelling, dat milieutechnologie gemakkelijk aan de milieueisen kan worden aangepast, moet op basis van de resultaten in de hoofdstukken 3 worden verworpen. Daar is onderbouwd dat het aanbod van milieuinnovaties die op specifieke bronnen zijn afgestemd, vaak tekort schiet. Dit is bijvoorbeeld het geval als een nieuwe milieutechnologie net niet aan de eisen voldoet of juist te veel emissie tegen te hoge kosten reduceert, of als de ontwikkeling van een nieuwe milieutechnologie zeer kostbaar is, dan wel technisch of economisch niet goed mogelijk. De vraag wat dan wel de mogelijkheden van de overheid zijn om door strengere milieueisen milieuinnovaties uit te lokken, wordt in dit hoofdstuk beantwoord door na te gaan langs welke weg de aanscherping van milieueisen de innovatie beïnvloedt. Uitgangspunt is dat milieuinnovaties alleen worden uitgelokt als de ontwikkelaars van milieutechnologie met reden kunnen verwachten dat hun milieuinnovatie een voldoende hoge winst zal opleveren. Deze winst is het resultaat van drie factoren: kosten die moeten worden gemaakt voor de ontwikkeling van nieuwe milieutechnologie, de verwachte toekomstige verkoopopbrengsten minus de productiekosten van de nieuwe apparatuur en ten slotte de discontovoet waartegen de verwachte toekomstige opbrengsten worden herleid tot hun contante waarde. Wij zullen zien dat de doorlooptijd in milieuregulering, dat wil zeggen de periode tussen de start van de ambtelijke voorbereiding van strengere milieueis en het uiteindelijk voldoen aan een milieueis door de emitterende bedrijven, en daarnaast ook de onzekerheden over de aard en scherpte van de te verwachten milieueis een sterke invloed uitoefenen op de contante waarde en daarmee op de verwachte winst. Dit impliceert dat het verkorten van de genoemde doorlooptijd en het verminderen van onzekerheden belangrijke instrumenten van een milieugericht innovatiebeleid zijn. De opbouw van het hoofdstuk is als volgt. Eerst wordt in kort bestek in paragraaf 6.2 een overzicht gegeven van de gangbare economische theorie over de effecten van milieuinstrumenten op milieuinnovatie. Dit om de context aan te geven waarbinnen de analyse wordt gedaan. In paragraaf 6.3 wordt ingegaan op de condities in het milieubeleid die de milieutechnologie ontwikkeling sterk beïnvloeden. Vervolgens wordt een model voor milieutechnologie ontwikkeling gepresenteerd (in paragraaf 6.4), waarna met behulp van een simulatie wordt geïllustreerd wat de gunstige condities voor milieuinnovaties zijn (in paragraaf 6.5). De betekenis hiervan voor het milieubeleid komt in paragraaf 6.6 aan de orde.
6.2 Milieuinstrumenten en milieuinnovaties In deze paragraaf wordt nagegaan wat de effecten zijn van milieuinstrumenten op milieuinnovaties. Daarbij zal de vergelijking aan de orde komen van de instrumenten waarbij de overheid een prijs op
emissie legt waardoor emissiereductie aantrekkelijk wordt gemaakt (de economische instrumenten) en de instrumenten waarbij de overheid emissiereductie bij bedrijven voorschrijft (directe of fysieke regulering) of afspraken met bedrijven over emissiereductie maakt (convenanten). Bij de vergelijking van de instrumenten moet worden bedacht dat het huidige milieubeleid vooral gebaseerd is op de politiek vastgestelde milieueisen, die vervolgens per emissiebron in de vergunning worden voorgeschreven, waarbij dwang als laatste middel wordt gebruikt (directe milieuregulering). Er is dus meer ervaring met directe milieuregulering dan met economische instrumenten. De gangbare theorie over milieuinstrumenten en -innovaties Milieuinnovatie is in de gangbare, neoklassieke, milieueconomische theorie vooral bestudeerd vanuit de vraag welk type milieuinstrument bij emissiebronnen de milieuinnovatie het meest bevordert. Is dit een instrument van de fysieke dan wel de economische regulering, met name de emissieheffing [Downing en White, 1986; Nentjes en Wiersma, 1987; Kemp 1995]. In de literatuur is beargumenteerd dat de fysieke regulering, waarmee doorgaans doelvoorschriften worden bedoeld, vooral de kostenverlagende milieuinnovatie stimuleert omdat de omvang van de emissiereductie vast staat. Er is geen stimulans om emissies verder te reduceren dan hetgeen door het milieubeleid is voorgeschreven. Een belangrijk argument in het voordeel van de economische instrumenten is dat deze instrumenten zowel de kostenreducerende innovaties als de emissiereducerende innovaties stimuleren, omdat voor de emissie die na zuivering resteert (restemissie) wordt betaald, bijvoorbeeld in de vorm van heffingskosten. De emissiebronnen hebben belang bij de kosten- en emissiereducerende milieuinnovaties. Het is dan aantrekkelijk om de effectievere milieutechnologie te gebruiken want er worden minder heffingskosten betaald. Een tweede gedachtelijn is dat bij economische instrumenten de financiële voordelen van een kostenverlagende milieuinnovatie groter zijn dan bij fysieke regulering, met name omdat bij lagere (marginale) kosten het aantrekkelijk wordt de uitstoot verder terug te dringen en zo te besparen op bijvoorbeeld heffingskosten. Op grond van deze argumentatie wordt verwacht dat de economische instrumenten een sterkere stimulans aan milieuinnovaties geven dan doelvoorschriften. De emissiereductiekosten zullen sneller en sterker dalen bij toepassing van economische instrumenten dan bij de directe regulering. Deze argumentatie is hieronder grafisch uitgebeeld. In Figuur 6.1 staan verticaal de marginale emissiereductiekosten en horizontaal het emissiereductiepercentage. Stel dat een bedrijf emissiereductie Er1 al heeft bereikt, maar door strengere milieueisen wordt gedwongen om emissiereductie Er2 te bereiken. Het bedrijf kan al beschikbare milieutechnologie gebruiken, waarvan de marginale kosten door de curve Cr1 zijn weergegeven. Een andere mogelijkheid is om nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen en te gebruiken, waardoor emissiereductie tegen lagere kosten wordt behaald; dit staat weergegeven in de curve Cr2. Hierdoor behaalt het bedrijf een kostenvoordeel in vergelijking met de toepassing van de al beschikbare milieutechnologie. Als de overheid haar milieueisen door middel van directe regulering afdwingt, dan is het voor het bedrijf economisch aantrekkelijk om milieutechnologie te realiseren waarmee het kostenvoordeel kan worden behaald dat
gelijk is aan het veld ABCD. Voorbij het punt Er2 heeft het bedrijf geen reden om emissie te reduceren want dat wordt niet geëist. Als de overheid een economisch instrument toepast om hetzelfde percentage emissiereductie te bereiken, weergegeven in de figuur door prijs P, dan kan het bedrijf een groter kostenvoordeel behalen door middel van nieuwe milieutechnologie; dit is weergegeven door het veld ABED. Het extra kostenvoordeel door de toepassing van een nieuwe milieutechnologie onder invloed van economische instrumenten ten opzichte van de fysieke regulering staat weergegeven door het veld CED. Dit voordeel bestaat uit besparing van heffingskosten. Figuur 6.1 Grafische presentatie van de neoklassieke theorie over de effecten van milieuinstrumenten op milieuinnovaties marginale emissiereductiekosten
Cr1
P
D
Cr2 E
A C B Er1
Er2
emissiereductiepercentage
De bovenstaande argumentatie, die aan de neoklassieke theorie over de effecten van milieuinstrumenten op milieuinnovaties is ontleend, is op verschillende punten verder genuanceerd. Een nuancering met betrekking tot de effectiviteit van instrumenten betreft de allocatie van de onderzoeks- en ontwikkelingskosten die een onderdeel vormen van milieuinnovatie-uitgaven voor de activiteiten gericht op output (product- of procesinnovaties) en emissiereductie (milieuinnovaties). De analyse is gebaseerd op de aanname dat bedrijven moeten kiezen tussen de O&S inspanning voor de outputverhogende innovaties en de inspanningen om aan milieueisen te voldoen, dat wil zeggen, ten gunste van de milieuinnovaties. Dit betekent dat milieuinnovaties ten koste van de outputverhogende innovatie gaan. In de theoretische modellen is nagegaan welke effecten strengere milieueisen op O&S hebben en in hoeverre er een verschil bestaat tussen de fysieke regulering (door doelvoorschriften) en de economische regulering (door heffingen). Het resultaat van deze theoretische analyses is dat de
economische instrumenten (zoals heffingen) meer flexibiliteit bieden in de allocatie van de O&S uitgaven tussen producten en milieubeheer dan de invoering van doelvoorschriften die de O&S uitgaven voor milieubeheer afdwingen. De effecten van de instrumenten op milieuinnovaties zijn evenwel afhankelijk van de substitutie-elasticiteit tussen product- en milieugericht O&S. Als de substitutie-elastisiteit groter is dan 1, dan leidt een heffing in vergelijking met een doelvoorschrift tot meer milieugerichte O&S en daarmee tot meer milieuinnovaties ten koste van de output gerichte innovaties. Als de substitutie kleiner is dan 1, dan leidt een doelvoorschrift tot meer milieugerichte O&S [Magat, 1978; Mendelsohn, 1984] (2). Voorts is er in de literatuur op gewezen dat de vormgeving van het milieubeleid invloed heeft op de effecten van de economische instrumenten. Allereerst wordt de opbrengst van de heffing vaak niet aan de bedrijven teruggegeven, waardoor de emitterende bedrijven zowel de heffings- als de zuiveringskosten moeten betalen. Bovendien spelen bij de vormgeving van de instrumenten diverse, vaak tegenstrijdige, overheidsdoelen, waardoor combinaties van meerdere instrumenten in aanvulling op elkaar worden gebruikt. Daardoor is het lastig om de effecten van de afzonderlijke instrumenten te bepalen. De voordelen van de economische instrumenten ten opzichte van de fysieke regulering hangen dus af van de wijze waarop een milieuinstrument wordt uitgewerkt. De vormgeving van de invoering van de instrumenten heeft ook gevolgen voor de milieutechnologie ontwikkeling. De overheid kan er namelijk voor kiezen om de economische instrumenten op zo’n laag niveau te stellen dat de bronnen niet te veel emissie reduceren waardoor milieutechnologie ontwikkeling sowieso niet aantrekkelijk is. Daardoor stagneert de emissiereductie, wordt er geen kostenvoordeel door nieuwe milieutechnologie behaald, maar is er wel een aanhoudende stroom van overheidsinkomsten. Een andere mogelijkheid is dat bedrijven hoge heffings- en zuiveringskosten betalen, maar dat de overheid de opbrengst daarvan niet ten gunste van betalende bedrijven maar voor andere bestemmingen aanwendt. Hierdoor worden bedrijfsmiddelen onttrokken en dat kan tot gevolg hebben dat emitterende bedrijven minder budget voor milieuinnovaties overhouden [Bohm en Russel, 1985]. Naast en in aanvulling op de neoklassieke theorie is de evolutionaire theorie van technologie ontwikkeling gebruikt om de effecten van instrumenten op milieuinnovaties te vergelijken. Een van haar aandachtspunten betreft de verschillen tussen de toegevoegde zuiveringstechnologie en de product- en procesgeïntegreerde milieutechnologie (‘schone technologie’). De resultaten op basis van de evolutionaire theorie bevestigen de neoklassieke analyse dat economische instrumenten in sterkere mate de geïntegreerde milieutechnologie uitlokken omdat de bedrijven dan meer keuzemogelijkheden in emissiereductie hebben en omdat het reduceren van emissie permanent wordt gestimuleerd. Daardoor wordt het aantrekkelijk om processen of producten aan milieueisen aan te passen. Deze uitwerkingen zijn in enkele overzichtsstudies te vinden [Verbruggen, 1991; Kemp, 1995]. 2. In het model van Magat (1978) is een belangrijke aanname dat O&S milieukosten (inputvariabele) een goede maatstaaf is voor de winst en emissiereductie (outputvariabele) en dat O&S kosten voor producten en voor milieubeheer even effectief zijn. Mendelsohn (1984) bevestigt de analyse en voegt hieraan toe dat de invoering van milieueisen onzeker is. De argumentatie is dan dat doelvoorschrift meer milieugericht O&S uitlokt omdat hierbij de onzekerheden over de invoering minder groot zijn.
Een andere nuancering van de gangbare theorie betreft de deelbaarheid van milieutechnologie. De genoemde neoklassieke analyses gaan uit van onbeperkte deelbaarheid van milieutechnologie, met een onbeperkt scala aan mogelijkheden voor emissiereductie oplopend van 0% tot 100%. De beperkte deelbaarheid van milieutechnologie voor emissiebronnen en de geringe flexibiliteit in het aanbod van milieutechnologie zijn als argumenten aangevoerd voor de stelling dat economische instrumenten in vele situaties weinig of geen voordelen ten opzichte van de fysieke regulering opleveren. Stel dat doelvoorschriften zijn afgestemd op de al beschikbare milieutechnologie en dat meer emissiereductie zeer hoge kosten met zich meebrengt (zowel in gebruik van de al beschikbare als in het gebruik van de nieuwe milieutechnologie). In die situaties waarin de emissiereductiekostenfuncties zeer steil oplopen doordat er slechts één dure milieutechnologie is en waarin bovendien de kosten van milieuinnovaties hoog zijn ten opzichte van de financiële voordelen ervan, zoals bij de verspreide emissies van vele kleine diffuse bronnen, hebben de economische instrumenten geen voordelen ten opzichte van doelvoorschriften. Het nadeel van de heffing is dat de emissiebronnen de heffingskosten betalen zonder dat ze iets (kunnen) doen aan verdergaande emissiereductie [Becker et al., 1993]. Dit argument in spiegelbeeld, geldt ook voor subsidies: emissiebronnen verwerven inkomsten door subsidies maar er wordt geen extra emissiereductie bereikt. Nog een nuancering betreft het krachtenveld waarbinnen de milieueisen worden gesteld. Hierbij is erop gewezen dat de milieueisen minder streng kunnen zijn dan voor het milieubeleid wenselijk is, bijvoorbeeld omdat de economische belangen van emissiebronnen domineren. Als de milieueisen minder streng of de heffingen lager worden, dan daalt de verkoop van milieuinnovatie, waardoor de stimulans voor O&S uitgaven afneemt [Heyes en Liston-Heyes, 1997]. In aanvulling op de bovengenoemde nuanceringen zijn in theorie de effecten van diverse economische instrumenten geanalyseerd, waaronder subsidies, heffingen en verhandelbare emissierechten. Daarbij is ook nagegaan in hoeverre sommige combinaties van instrumenten nog positievere effecten opleveren, zoals de combinatie van heffingen en subsidies met doelvoorschriften [Milliman en Prince, 1989]. De moeilijkheid die zich hierbij voordoet is dat al die instrumenten categorieën vormen waarbinnen per categorie aanzienlijke verschillen kunnen bestaan door de verschillen in vormgeving van milieubeleid [Opschoor en Vos, 1991; Kip en Krozer, 1991]. Er zijn heffingen, zoals de emissieheffing om de prijs van emissies te verhogen, de gebruikersheffing om een dienst te betalen, de administratieve heffingen voor registraties, de productheffingen om substitutie te stimuleren, er is belastingdifferentiatie, zoals een lagere BTW op ‘schonere producten’ en tarievendifferentiatie op afvalstoffen om hergebruik te stimuleren. Ook zijn er uiteenlopende typen subsidies in de vorm van schenkingen, zachte leningen, kredietgaranties, participaties, en indirecte steun zoals belastingvoordeel voor de aanschaf van milieutechnologie, vrijstellingen van winst-, dividend- of van onroerendgoedbelasting. Voorts varieert het doel van subsidies, zoals van subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling, subsidies voor emissiereductie, voor bijvoorbeeld de inkoop van milieutechnologie of een bedrijfsverplaatsing. Er zijn retourpremiesystemen, waarbij een bedrag bij aankoop van een product wordt betaald en bij de teruggave uitgekeerd, zoals statiegeld met enkele
varianten daarop, zoals stof-statiegeld of prijsopslag voor hergebruik van afgedankte producten. De marktscheppende instrumenten veranderen de economische randvoorwaarden, zoals bij de emissieruil tussen bedrijven of de emissiehandel, de afgifte van gebruiksrechten of het instellen van een gebruiksquota. Ook de garantie voor een verkoopprijs en de kwaliteitsgarantie scheppen een markt, zoals prijsgarantie voor oud papier waardoor oud papier kan worden ingezameld en verkocht. Daarbij is het onderscheid tussen de bron- en de objectgerichte instrumenten relevant aangezien het eerste type erop gericht is om emissie bij de bron te beperken en het tweede om volume van grondstof of product te beperken. Daarmee zijn de objectgerichte instrumenten vaak ingrijpend en met forse neveneffecten omdat substituten worden uitgelokt. De hoofdlijnen in de instrumententheorie zijn door al deze nuanceringen weliswaar niet aangetast, maar de nuanceringen zijn wel van belang omdat enkele aannames in de theorie niet helemaal realistisch zijn. Derhalve is van belang om de effecten van diverse instrumenten op milieuinnovaties meer in detail te bezien dan in de vorige subparagraaf. Wij behandelen achtereenvolgens: doelvoorschriften, heffingen, milieusubsidies, verhandelbare emissierechten en convenanten. Doelvoorschriften De gangbare theorie gaat uit van doelvoorschriften. Een nuancering van de gangbare theorie betreft het verschil tussen doel- en middelvoorschriften in vergunningen. De middelvoorschriften zijn specificaties van milieutechnologie die door emissiebronnen moeten worden toegepast, bijvoorbeeld specificatie van de maximale gasdruk in een verwarmingsketel om veiligheid te garanderen, of voorschriften aan bedrijfsvloeren bij benzinestations om de bodem te beschermen. Daarbij wordt doorgaans precies voorgeschreven welke prestaties het apparaat moet kunnen leveren en soms wordt zelfs het apparaat gespecificeerd. De meeste voorschriften in de vergunningen zijn doelvoorschriften. Doelvoorschriften zijn specificaties van de hoeveelheid emissie bij de emissiebron meestal in de vorm van een emissieconcentratie eis, waardoor de bronnen een keuze in milieutechnologie hebben. In de praktijk wordt de eis vaak op één type milieutechnologie afgestemd die door de vergunningverlener ook wordt aanbevolen. Ook de handhaving van voorschriften in vergunningen geschiedt op basis van lijsten met slechts enkele milieutechnologieën. De praktijk van het toepassen van doelvoorschriften die neerkomen op verkapte middelvoorschriften schept een barrière voor de invoering van nieuwe milieutechnologie die door de vergunningverlener niet is meegenomen in zijn aanbevelings- en controlelijst. De aanbieders wier milieutechnologie wel is meegenomen kunnen zo een dominante positie op de markt van milieutechnologie verwerven en deze lange tijd handhaven, wat fnuikend is voor milieuinnovaties. Ten aanzien van doelvoorschriften wordt in de gangbare theoretische benadering vaak ervan uitgegaan dat de voorschriften die aan uiteenlopende bronnen worden opgelegd, uniform van aard zijn. In werkelijkheid worden de doelvoorschriften weliswaar op basis van de (inter)nationale richtlijnen opgesteld, maar de uitvoerende overheden hebben de mogelijkheid om doelvoorschriften regionaal en
sectoraal aan te passen, mits dat deugdelijk gemotiveerd is. De milieueisen zijn in beginsel uniform in diverse regio’s en in diverse sectoren, maar ze worden steeds vaker per branche gedifferentieerd. De differentiatie is bedoeld om beter tegemoet te komen aan de specifieke overheidsdoelen, zoals het behoud van werkgelegenheid in bepaalde sectoren en om rekening te kunnen houden met de situatie van een branche. Ook kan de invoering van milieueisen worden uitgesteld of de handhaving ervan versoepeld (gedogen) om aanpassingen in de productie toe te laten. Vervolgens worden de eisen van de provinciale en lokale overheden aan de emissiebronnen opgelegd, waarbij de overheden met het bedrijf overleggen over de wijze waarop het bedrijf aan de milieueisen zal moeten voldoen en de vereiste technologie zal invoeren, waarna de milieueis in de vergunning van het bedrijf wordt voorgeschreven. De landelijke en lagere overheden zorgen voor handhaving van de voorgeschreven milieueisen. Bij de invoering van milieueisen houden de lagere overheden in toenemende mate rekening met de specifieke bedrijfssituatie. Vaak worden afspraken tussen de vergunningverlenende instantie en het bedrijf gemaakt over de fasering en de wijze waarop aan de verplichtingen wordt voldaan, de zogenoemde ‘vergunningen op hoofdlijnen’. Ook zijn er mogelijkheden geschapen om voorschriften op te stellen waaraan bedrijven in de toekomst kunnen voldoen. Daarbij worden de voorschriften als een minimumeis opgevat en krijgen de bedrijven de vrijheid om de wijze waarop en de periode waarin aan de eis wordt voldaan, zelf te bepalen. Daardoor wordt de mogelijkheid geboden om nieuwe milieutechnologie in de toekomst in te voeren (vergunning op basis van bedrijfsplannen) en om het ontstaan van emissie te voorkomen (preventie als voorwaarde voor vergunningverlening). Derhalve neemt de rol van de lagere overheden toe en krijgt het verlenen van de vergunning in toenemende mate het karakter van een onderhandeling tussen lagere overheden en bedrijven over de minimumeisen op korte termijn en meer vergaande emissiereductie op de langere termijn [Doelman et.al., 1991; Kemp, 1998; Kloppenburg, 2000]. Differentiatie van doelvoorschriften kan ertoe leiden dat de effectiviteit afneemt doordat per saldo minder strenge milieueisen worden ingevoerd, maar het voordeel is dat de efficiëntie toeneemt omdat meer rekening gehouden wordt met de marginale emissiereductiekosten van bedrijven. In enkele voorbeeldstudies is getoond dat de regionale en lokale overheden terdege rekening houden met de verschillen in kosten van bedrijven. Ramingen van emissiereductiekosten bij de gedifferentieerde doelvoorschriften in vergelijking met een regulerende heffing wijzen erop dat, gegeven de beschikbare milieutechnologie, deze twee elkaar weinig ontlopen (qua statische efficiëntie). Tevens blijkt dat de regulerende heffing in sterkere mate milieuinnovaties stimuleert, waardoor haar effecten rekening houdend met technologie ontwikkeling (dynamische efficiëntie), positiever zijn. Dit is getoond voor emissiereductie van zware metalen in afvalwater [Klink, et al. 1991] en voor zuivering van biologisch afbreekbare stoffen in afvalwater [McConnel en Schwartz, 1993]. De differentiatie van milieueisen brengt hogere invoeringskosten met zich mee maar daar staat tegenover dat bedrijven dan lagere emissiereductiekosten hebben. Heffingen
De belangrijkste nuancering van de gangbare theorie over de effecten van heffingen op de ontwikkeling van milieutechnologie betreft het onderscheid tussen de financieringsheffingen en de regulerende heffingen. De financieringsheffing is bedoeld om inkomsten te genereren waarmee collectieve voorzieningen worden betaald, zoals collectieve waterzuiveringsinstallaties. Tot nu toe zijn de meeste heffingen (en soortgelijke belastingen) in het milieubeheer bedoeld om overheidsuitgaven te financieren. De regulerende heffingen worden slechts incidenteel toegepast waarvan de heffing op de CO2-emissie van kleinverbruikers de belangrijkste is. Er kunnen echter wel regulerende neveneffecten van de financierende heffingen optreden omdat een hoge heffing emissiereductie aan de bron uitlokt, zoals bij de heffing op lozingen van biologisch afbreekbare stoffen door bedrijven [Bressers, 1983; Schuurman, 1988]. Ook zijn er regulerende neveneffecten van administratieve heffingen aangezien de kosten van sommige procedures zeer fors zijn, bijvoorbeeld van testen en voorzorgsmaatregelen die door de overheid in aanvulling op bedrijfstesten neemt, zoals toelating van bestrijdingsmiddelen in Zweden en vergunningverlening aan stortplaatsen in sommige staten de Verenigde Staten. De kosten hebben de argumentatie tegen hoge administratieve heffingen uitgelokt, namelijk dat de kostbare procedures de milieuinnovaties belemmeren want ze werpen een drempel op tegen de introductie van producten en processen die minder milieuschadelijk kunnen zijn [Fleischner, 1998] De effecten van een heffing op milieuinnovaties worden vooral bepaald door de grondslag waarop de heffing is gekozen. De grondslag voor financieringsheffingen wordt doorgaans zodanig gekozen dat er weinig regulerende neveneffecten optreden, zoals bij een afvalstoffenheffing per huishouden in plaats van per eenheid afval, waardoor afvalreductie geen financiële voordelen voor de bron oplevert. De grondslag van de regulerende heffingen is zodanig gesteld dat tegen een zo laag mogelijk tarief een zo groot mogelijk effect bij de bron kan worden bereikt. Bij de regulerende emissieheffing is het heffingsniveau gebaseerd op de marginale emissiereductiekosten om het beoogde emissiereductie percentage te bereiken en bij de regulerende productheffing is het heffingsniveau gebaseerd op de kosten van de substituten voor vervuilende producten. Gegeven het nagestreefde emissiereductiepercentage kunnen ten opzichte van doelvoorschrift twee positievere effecten van de regulerende heffing op milieuinnovaties worden verwacht. Ten eerste zal het totale verkoopvolume van nieuwe milieutechnologie groter zijn want bedrijven betalen voor restemissie en zullen daardoor trachten meer emissiereductie te bereiken. Ten tweede krijgen de emitterende bedrijven de mogelijkheid om de milieutechnologie optimaal op hun situatie af te stemmen want ze hebben de vrijheid om al dan niet aan de milieueis te voldoen. Ze zijn immers niet afhankelijk van het voorschrift dat bepaalde emissiereductie afdwingt. Zo kunnen bedrijven die vanwege hun specifieke productie of beperkte omvang hoge emissiereductiekosten maken, wachten totdat een aanbieder een voor hun geschikte milieutechnologie ontwikkelt. Daardoor ontstaan bij de regulerende heffing meer verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties dan bij doelvoorschriften wat in tegenspraak is met het argument van beperkte deelbaarheid van milieutechnologie. Milieusubsidies
Het ontwikkelen van milieutechnologie is op zichzelf geen belangrijk doel in het overheidsbeleid, met uitzondering van het economisch beleid dat de concurrentiepositie van de aanbieders versterkt, maar dit blijft hier buiten beschouwing. Derhalve worden de subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling verstrekt om emissiereductie tegen lage kosten te bereiken. De positieve effecten van subsidies op milieuinnovatie hangen af van het type subsidie, waarbij drie typen van belang zijn: subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling, voor inkoop van nieuwe milieutechnologie en subsidie per eenheid emissiereductie. Ze worden hieronder achtereenvolgens besproken. Daarbinnen zijn vele varianten mogelijk. Alleen al de subsidie-instrumenten om milieutechnologie ontwikkeling te steunen omvatten steun bij kennis- en informatieoverdracht (zoals missies, beurzen, conferenties), subsidie in diverse fasen van milieutechnologie ontwikkeling (zoals voor demonstratieprojecten), sectorale subsidies (zoals voor onderzoek naar energiebesparing en duurzame energiebronnen in het kader van het klimaatbeleid) en risicobeperkende steun bij het financieren van milieugerichte projecten (zoals vrijstelling van dividendbelasting bij zogenoemde ‘groene investeringen’). De totale omvang van subsidies in het milieubeheer is onbekend maar het gaat om een groot bedrag (ruim één miljard gulden 3
per jaar) waarvan een belangrijk deel voor milieutechnologie is bestemd ( ). A.
Subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling
Een subsidie voor milieutechnologie ontwikkeling is bestemd voor de aanbieders om een zodanige milieutechnologie te realiseren dat emissiebronnen aan strengere milieueisen tegen acceptabel geachte kosten kunnen voldoen. De subsidies zijn dus bedoeld om op den duur strengere milieueisen te kunnen stellen. Nentjes (1988) analyseert de positieve effecten van dergelijke subsidies op milieuinnovaties aan de hand van een model waarin de aanbieder van milieutechnologie voor de vraag staat of hij het risico zal nemen een schonere milieutechnologie te ontwikkelen die het de regelgever mogelijk maakt een strengere milieueis te formuleren en in te voeren. In het model is aangenomen dat de kans op de invoering lager wordt door aangeslagen naarmate de eis strenger en dus duurder is. Het eerste positieve effect van deze subsidie op het aanbod van milieuinnovaties is dat de kans toeneemt dat een nieuwe milieutechnologie wordt ontwikkeld die aan de strengere doelvoorschriften voldoet. Een tweede effect is dat de O&S kosten bij de aanbieders worden beperkt waardoor het aantrekkelijk wordt om de ontwikkeling te starten. De cruciale aanname in dit model is dat subsidie wordt verstrekt voor die milieutechnologie ontwikkeling die aan de strengere milieueisen voldoet. De imperfecties in de subsidieverlening blijven dus buiten beschouwing en dit is een zwakke plek in het model want in werkelijkheid staan in de 3. Er bestaat geen goed overzicht van de subsidies voor milieutechnologie. Vollebergh (1994) schatte de totale subsidie voor milieutechnologie in Nederland in 1993 op circa 1.230 miljard gulden. Dat was toen ruim 10% van alle milieukosten. De directe subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling zijn veel kleiner, namelijk circa 100 miljoen gulden per jaar [Hofman, 1998]. Veruit de grootste kostenpost is geen subsidie maar een belastinguitgave (gederfde belastinginkomsten), namelijk de Regeling vervroegde afschrijving milieu-investeringen (Vamil), de Energie-investeringsaftrekregeling voor energiebesparing (EIA) en de Regeling vervroegde afschrijving arbo-investeringen (Farbo). Het meest volledige overzicht van subsidieregelingen voor het milieubeheer is te vinden in losbladig Handboek Milieusubsidies, uitgegeven door Kluwer
subsidieregelingen meestal vele criteria waarvan emissiereductie er slechts één is. Bovendien worden de voorstellen voor subsidies door een groep van bestuurders en deskundigen beoordeeld waarbij de eigen belangen, voorkeuren en interpretaties een rol spelen. Als de subsidies vooral aan verspreiding van de al beschikbare milieutechnologie worden besteed, treden er onbedoeld negatieve effecten op op de milieuinnovaties. De verkoopprijs van de al beschikbare milieutechnologie wordt nog lager ten opzichte van de nieuwe milieutechnologie waardoor de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties dalen en de risico’s verbonden met milieuinnovatie-uitgaven toenemen. B.
Subsidies voor de inkoop van milieutechnologie
Een volgend type subsidie biedt steun aan emissiebronnen als ze nieuwe milieutechnologie inkopen. Deze subsidie is vooral bedoeld om de investeringskosten bij de bronnen te beperken. De redenering is dat diffusie van de proces- en productgeïntegreerde oplossingen (‘schone technologie’) kosten bespaart door lager materiaal- en energieverbruik en dat een deel van de kosten verbonden met het gebruik van toegevoegde zuiveringtechnologie wordt voorkomen, waardoor positieve productiviteitseffecten bij emissiebronnen kunnen optreden. Verwacht wordt dat de subsidie de diffusie van ‘schone technologie’ versterkt, waarmee de verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties toenemen en ontwikkelingsuitgaven aantrekkelijker worden. Ook bij deze subsidie is het positieve effect afhankelijk van de kennis en de administratieve procedures bij de overheid. In Nederland is daarbij steun via de Regeling vervroegde afschrijvingen milieuinvesteringen (Vamil) de grootste financieringsbron van milieutechnologie. Hierbij wordt toegestaan de installaties die op de lijst van ‘schone technologie’ staan versneld af te schrijven. De lijst wordt eerst ambtelijk voorbereid en vervolgens politiek vastgesteld. Het opstellen van de lijst is lastig want om de lijsten van ‘schone technologie’ bij te houden zijn periodieke doorlichtingen noodzakelijk van alle beschikbare en nieuwe typen milieutechnologie [Nentjes en Scholten, 1989]. Hier treden forse vertragingen op. Het blijkt namelijk dat de eenmaal opgestelde lijsten jarenlang worden gebruikt, zo is de Vamil-lijst uit 1998 weinig veranderd ten opzichte van de lijst van WIR-milieupremies uit 1988, terwijl sommige nieuwe en effectievere typen milieutechnologie niet op de lijst staan. Als de kennis bij de overheid te beperkt is en de lijsten verouderd zijn, zijn er overwegend negatieve effecten van subsidies op milieuinnovaties te verwachten. Immers de inkoop van al lang beschikbare milieutechnologie wordt gesteund en de nieuwste technologie (nog) niet, waardoor de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties afnemen. C.
Subsidie voor emissiereductie
De subsidies voor emissiereductie kunnen naar rato van emissiereductie of naar rato van emissiereductiekosten zijn. Hier wordt alleen de eerste - naar rato van emissiereductie - beschouwd. Beide typen subsidies zijn tot voor kort in de praktijk nog niet ingevoerd, enkele uitzonderingen daargelaten zoals de invoering van de Joint Implementation en de Clean Development Mechanisms
voor CO2-emissiereductie in het kader van het Kyoto-protocol (4). Een argument tegen de subsidies voor emissiereductie is dat ze op gespannen voet staat met het beginsel in het milieubeleid dat de ‘vervuiler betaalt’. Het belangrijkste argument ten gunste van deze subsidies is dat het negatieve effect van strenge milieueisen op de internationale concurrentiepositie van bedrijven wordt beperkt omdat de emissiereductiekosten worden gesubsidieerd. Er bestaat de opvatting dat dergelijke subsidies een vergelijkbaar effect als de regulerende heffing hebben, indien er bij de toekenning van de subsidies voldoende informatie over de effectiviteit daarvan bestaat, waarmee een raming van de emissiereductie per eenheid subsidie kan worden gemaakt. Als de informatie onvoldoende is, kan de emissiebron te veel of juist te weinig subsidie ontvangen. Om dit informatieprobleem te ondervangen wordt een premie voor informatie over emissie per eenheid output voorgesteld. De subsidie zou moeten toenemen naarmate emissie per eenheid output afneemt omdat de emissiereductiekostenfunctie oploopt; er is dan meer subsidie nodig om de kosten te compenseren [Carraro en Sinicalco, 1992]. Daartegen zijn diverse argumenten ingebracht. Een argument tegen de subsidie naar rato van emissiereductie is de lastige administratie ervan, waardoor inefficiënties optreden. Emissiereductie is immers moeilijk controleerbaar en de kosten zijn slecht voorspelbaar. Ook een argument is het prijsverstorend effect van de subsidie voor emissiereductie want ze zal tot lagere productiekosten leiden, waardoor de productie kan toenemen en er per saldo juist meer emissie ontstaat in plaats van minder. Het gevolg is een onnodig hoge vervuiling [Kanazawa, 1994; Pieters, 1997]. Nog een beperking is dat de bronnen met de hoogste emissie, waar ook de grootste emissiereductie valt te realiseren tevens de meeste steun ontvangen waardoor in feite de productie van deze bronnen wordt gesubsidieerd. Om deze nadelen te ondervangen wordt gepleit voor de combinatie van heffing en subsidie waarbij de inkomsten van de heffing ten gunste van dezelfde sector komen doordat het in de vorm van subsidie voor de inkoop van milieutechnologie wordt uitgekeerd [Carraro en Siniscalco, 1994; Sigman, 1995; Palmer en Sigman, 1997]. Dit kan effectief zijn, maar de beperking hiervan is dat de transactiekosten hoog zijn want zowel de heffingen als de subsidies moeten worden beheerd en gecontroleerd. Een combinatie van subsidie en heffing die hier op lijkt is eind jaren tachtig in Nederland toegepast om de verspreiding van de driewegkatalysator bij auto’s te versnellen. Verhandelbare rechten Het instrument van de verhandelbare rechten is gebaseerd op de gedachte dat de rechten op milieugebruik moeten worden verdeeld om tot een evenwicht tussen de belangen van emissiebronnen en van degenen die door de emissies schade en hinder ondervinden. Het systeem van verhandelbare rechten gaat uit van de toekenning van eigendomsrechten aan benadeelden waarna deze rechten door de bronnen kunnen worden gekocht om te mogen emitteren. Deze ‘belevingsrechten’ (amenity rights) bieden de mogelijkheid om de milieuschade te beperken tot het niveau dat de benadeelden acceptabel
4. In Nederland heeft het Departement voor Milieubeheer voorgesteld om de grootste bronnen te ondersteunen [Koutstaal, 1989; Duyse et al., 1998].
achten [Mishan, 1993]. Het instrument van de verhandelbare belevingsrechten is tot nu toe in deze vorm niet uitgewerkt en toegepast. Een ander, meer uitgewerkt en toegepast instrument is dat van de verhandelbare emissierechten. Het instrument houdt in dat de overheid een plafond voor de emissie in een gebied of voor een bepaalde sector vaststelt en vervolgens de emissierechten tussen de emitterende bedrijven verdeeld, waarna bedrijven en benadeelden de rechten kunnen in- en verkopen [Dales, 1972; Tietenberg, 1984]. De verhandelbare emissierechten zijn in 1995 in de Verenigde Staten ingevoerd voor SO2-emissies in de elektriciteitssector. De essentie van dat systeem is dat een emissieplafond voor een reeks van jaren door de overheid wordt vastgesteld en dat het totaal van de gratis onder gevestigde elektriciteitscentrale volgens vaststaande criteria te verdelen emissierechten overeenkomt met de emissie onder dat plafond. De rechten kunnen vrij worden verhandeld tussen de bronnen onderling en ook de niet-emitterende organisaties en bedrijven mogen rechten kopen en verkopen. De emissiebronnen mogen de rechten die ze in een jaar hebben verkregen maar niet gebruikt om emissie te dekken, bewaren. Het bewaren van een eventueel overschot van emissierechten voor later heet banking. De positieve effecten van verhandelbare emissierechten op milieuinnovaties zijn aangevochten op theoretische gronden. De argumentatie van Malueg (1989) en Marin (1991) was dat de effecten beperkt zouden zijn omdat milieutechnologie niet deelbaar is, waardoor het inkopen van een nieuwe milieutechnologie pas bij hoge emissiereductiekosten aantrekkelijk is, dat emitterende bedrijven veel meer transactiekosten maken waardoor ze minder geld voor milieuinnovaties uit kunnen geven en dat ze uit strategische overwegingen emissierechten vasthouden, bijvoorbeeld om de markttoegang voor de minder vervuilende nieuwkomers te beperken. De empirische waarnemingen weerleggen deze theoretische verwachting. De emissiereductiekosten van SO2-emissies in de elektriciteitssector zijn in 1995 sterk gedaald ten opzichte van de verwachting in 1990, vooral door de vervanging van hoogzwavelige kolen door laagzwavelige kolen (circa 40% kostendaling), door de lagere transportkosten van kolen (circa 50% kostendaling) en door het beter mengen van hoog- en laagzwavelige kool. Ook is er een forse daling in de kosten van rookgasreiniging waargenomen, onder meer door een hogere bezetting van de apparatuur. Als gevolg van de invoering van verhandelbare emissierechten zijn er dus wel belangrijke kostenverlagingen tot stand gekomen, maar dan vooral door milieuverbeteringen en maar weinig door nieuwe milieutechnologie [Ellerman et.al., 1997:44; Klaassen en Nentjes, 1997:399]. Convenanten Een instrument dat in het Nederlandse milieubeleid in de jaren tachtig en negentig sterk is opgekomen, is het convenant. Een convenant is een afspraak tussen de overheid (vaak met meerdere departementen zoals die van Economische zaken en Milieubeheer) en het bedrijfsleven (meestal een branche of meerdere branches) over beoogde emissiereductie en de fasering van de emissiereductie, waarbij bedrijven vrij zijn in de wijze waarop ze hieraan voldoen. De convenanten zijn privaatrechtelijke
overeenkomsten. In beginsel kan het nakomen van de afspraken worden afgedwongen via de rechter (contractuele aansprakelijkheid). In de praktijk zal dat minder eenvoudig zijn en het is de vraag of de overheid zover zou gaan. De overheid vertrouwt op de vrijwillige medewerking van bedrijven en ze stimuleert de naleving van de afspraken door middel van subsidies. Begin jaren tachtig zijn de eerste convenanten in Nederland afgesloten, eind jaren negentig waren er al ruim 80 convenanten in werking [Van de Meer, 1997]. De convenanten in het Nederlandse milieubeleid krijgen navolging in andere Europese landen en in de Verenigde Staten. In de Europese Unie is een sterke toename van het aantal convenanten waar te nemen, namelijk van 23 afspraken in de jaren 1982 tot en met 1986 naar 123 in de periode 1992 tot en met 1996. De meeste convenanten werden afgesloten in Nederland en Duitsland, maar met uitzondering van Griekenland, hebben alle lidstaten van de Europese Unie ten minste één convenant gesloten [Karamanos, 2001]. De belangrijkste overweging van de overheid bij het afsluiten van convenanten is dat de invoering van milieueisen via vergunningen veel tijd vergt omdat hiervoor wettelijke bepalingen nodig zijn terwijl het afsluiten van convenanten snel kan verlopen. Een andere overweging is dat de afspraken beter aansluiten op diverse specifieke situaties in bedrijven waardoor kostenvoordelen ten opzichte van de gangbare voorschriften worden behaald. De aanname van de overheid is dat bedrijven zich aan de afspraken houden omdat ze een bedrijfsbelang hebben (zoals imago en kwaliteitsbeheer) en omdat de dreiging bestaat dat als het niet tot een convenant komt of als het convenant niet wordt nageleefd, er wettelijke milieuvoorschriften komen die nog strenger zijn. De aanname sluit aan bij de bedrijfskundige opvatting dat bedrijven er belang bij hebben om aan de beperkte eisen te voldoen, waarmee ze een barrière voor de invoering van strengere milieueisen opwerpen [Wagner, 1991]. Deze argumentatie wordt bevestigd in de studie naar het internationale convenant om 50% CFK’s te reduceren, het Montreal Protocol, waarbij een aantal landen die het protocol ratificeerden de CFKemissie reeds gereduceerd hadden voordat ze deze afspraken maakten. De naleving van de afspraken blijkt vooral plaats te vinden in de landen die zich CFK-vervanging financieel kunnen permitteren [Murdoch en Sandler, 1997]. Ofschoon de bekorting van de voorbereidingsduur van milieueisen een belangrijke doel van de conventanten is, blijken zowel de voorbereidingsduur van de convenanten als de naleving ervan sterke verschillen te vertonen. De analyse van acht convenanten die in de jaren tachtig zijn afgesloten toont aan dat de voorbereidingsduur van deze convenanten wisselt van 0,5 jaar tot maar liefst 7,5 jaar terwijl het gemiddelde circa 6 jaar is. Ook het nakomen van de afspraken wisselt. De naleving was hoog in vier van acht convenanten, maar daar was de afgesproken emissiereductie minder vergaand dan bij de wettelijke milieueisen. In Tabel 6.1 zijn de resultaten van dit onderzoek samengevat [Klok, 1989]. De studie naar zes convenanten in zes Europese landen bevestigt de Nederlandse resultaten ten aanzien van de voorbereidingstijd en de mate van naleving van de afspraken [EEA, 1997].
Tabel 6.1 Voorbereidingsduur en nakomen van 8 convenanten [naar Klok, 1989] Convenant/Gedragscode
Voorbereidingstijd
Nakomen van afspraken
Kwikbatterijen
Eind 1982 - eind 1985 (4 jaar)
Matig
Alkalinebatterijen
Medio 1986 - eind 1987 (1 jaar)
Matig
Drankverpakkingen
Begin 1980 - eind 1985 (6 jaar)
Matig
PET-flessen
Begin 1980 - eind 1986 (7 jaar)
Voldoende
Cadmium in kratten
Medio 1985 - begin 1988 (2.5 jaar)
Hoog
Zware bedrijfsvoertuigen
Eind 1986 - medio 1987 (0.5 jaar)
Hoog
CFK’s in spuitbussen
Eind 1982 - begin 1988 (5.5 jaar)
Hoog
Fosfaten in wasmiddelen
Medio 1979 - eind 1987 (7.5 jaar)
Hoog
Een recente vergelijking in de verfindustrie van de naleving van milieueisen die in vergunningen zijn vastgelegd met de naleving van milieuafspraken die in een convenant zijn vastgelegd, toont aan dat beide onvoldoende worden nageleefd, maar dat de afspraken in het convenant nog het minst. Circa 60% van de onderzochte bedrijven heeft maatregelen ingevoerd om aan de in het convenant afgesproken milieueisen te voldoen, maar slechts en kleine minderheid heeft het afgesproken milieuzorgsysteem ingevoerd. Daarnaast zijn de naleving van het Cadmiumbesluit, dat het gebruik van cadmium verbiedt, en de naleving van het convenant KWS 2000 onderzocht. Ook hier bleek dat de naleving van de wettelijke milieueisen in vergunningen veel beter is dan de naleving van de afspraken in het convenant. Deze resultaten liggen in de lijn van de algemene verwachting over de effectiviteit van convenanten. Een interessante uitkomst, in het licht van deze studie naar milieuinnovaties, is dat de economische en technische haalbaarheid een belangrijk motief was om de eisen en afspraken na te leven. De naleving kan blijkbaar verbeteren als nieuwe milieutechnologie beschikbaar is die tegen acceptabele kosten kan worden toegepast. Voorts blijkt dat een positief imago bij het publiek en de overheid door de bedrijven van groot belang wordt geacht [Van Peppel, 1995]. De kostenvoordelen van de convenanten zijn beperkt in vergelijking met de doelvoorschriften in vergunningen en marktconforme instrumenten omdat een deel van de afgesproken milieumaatregelen onvoorwaardelijk is en derhalve sowieso moet worden ingevoerd [Wit et.al., 1999]. Niettemin beschouwen vele auteurs convenanten als hét voorbeeld van milieubeleid waarmee milieuinnovaties worden gestimuleerd omdat hier milieudoelen voor de toekomst worden gesteld en de keuze van de milieutechnologie aan de bedrijven wordt overgelaten. Deze opvatting berust op de aanname dat de afspraken in convenanten worden nageleefd en dat het technologiebeleid de afspraken ondersteunt [Wallace, 1995]. Een tegengestelde theoretische argumentatie is dat convenanten in veel mindere mate milieuinnovaties stimuleren dan de wettelijke milieueisen via vergunningen, omdat de eenmaal gemaakte afspraken ter discussie worden gesteld met als gevolg uitstel of versoepeling van de afspraken [Sunnevåg, 1998].
De ervaringen tot nu toe wijzen erop dat convenanten weinig stimulans voor milieuinnovaties vormen. In de Verenigde Staten is nagegaan in hoeverre de afspraken over uitstel van milieueisen, die bedoeld zijn om nieuwe technologie te ontwikkelen (de zogenoemde waivers) een stimulans aan milieuinnovatie geven. De waivers blijken geen stimulans te geven omdat ze tevens de mogelijkheid bieden om de afspraken niet na te komen [Ashford en Heaton 1979; Ashford et al., 1985]. Ook is nagegaan in hoeverre in de Verenigde Staten diverse andere milieuinstrumenten, gericht op afspraken tussen overheid en bedrijven, milieuinnovaties stimuleren. Daarbij zijn in beschouwing genomen: het geven van milieuinformatie door bedrijven aan publiek en overheid, het bieden van technologieoverzichten door de overheid aan bedrijven en het opstellen van bedrijfsplannen in vergunningen en convenanten. De conclusie van de studie is dat deze instrumenten milieuinnovaties amper stimuleren [Ashford, 1996]. Een andere studie wijst erop dat de vergunningverlening op basis van bedrijfsinterne plannen voor emissiereductie weinig milieutechnologie ontwikkeling op gang brengt. De afspraken in vergunningen over flexibele fasering van de milieueisen bieden geen stimulans voor milieuinnovatie. Ook de rol van de milieucoördinatie bij deze vergunningverlening blijft beperkt tot bemiddeling in onderhandelingen [Van de Woerd, 1997]. Voorts zijn de meningen van bedrijven en deskundigen onderzocht over de vraag in hoeverre de convenanten die met enkele doelgroepen zijn afgesloten nieuwe milieutechnologie stimuleren. Het onderzoek is weliswaar beperkt in opzet met veertien interviews met bedrijven die met drie convenanten te maken hebben (grafische industrie, zuivel, metaalindustrie) en zes interviews met deskundigen, maar de resultaten bevestigen de bevindingen dat de effecten van convenanten op het gebruik van de nieuwe milieutechnologie beperkt zijn. Daarbij hebben de betrokken bedrijven een negatiever oordeel dan de externe deskundigen (waardering 2 respectievelijk 7 op de schaal van 10). Voorts blijkt dat het voorschrijven van maatregelen helpt om milieutechnologie te verspreiden. In het convenant met de grafische industrie zijn niet alleen afspraken over emissiereductie gemaakt maar ook afspraken over het type milieutechnologie dat moet worden ingevoerd. De milieutechnologie is in werkboeken vastgelegd die om de vier jaar worden bijgesteld. Deze aanpak blijkt resultaat te boeken: de afgesproken milieutechnologie komt na de ontwikkeling gedeeltelijk in de werkboeken terecht; circa 30% komt direct in de werkboeken, circa 50% na enige vertraging [Hofman en Schrama, 1999]. Al met al zijn de positieve effecten van convenanten op het gebruik milieuinnovaties beperkt. De instrumenten- en innovatietheorie Het voorgaande literatuuroverzicht van de instrumententheorie bevestigt dat economische instrumenten in sterkere mate dan doelvoorschriften milieuinnovaties kunnen stimuleren, maar ook dat de effecten sterk worden bepaald door de wijze waarop aan de instrumenten wordt vormgegeven. De economische instrumenten hebben voordelen, echter alleen onder aanvullende condities. Wij zullen de belangrijkste punten hieronder nog eens samenvatten: •
De positieve effecten van de regulerende heffing op milieuinnovaties zijn vooral afhankelijk van de wijze waarop de heffingsinkomsten worden teruggegeven door de overheid en de
administratieve kosten die hiermee verbonden zijn. Als de heffingsinkomsten bestemd worden voor de financiering van milieuinnovatie bij de emissiebronnen die de heffing hebben opgebracht, dan zijn er forse stimulansen voor milieuinnovaties te verwachten. •
Als de toekenning van subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling of voor de inkoop van nieuwe milieutechnologie op basis van verouderde kennis geschiedt, worden milieuinnovaties eerder belemmerd dan gestimuleerd. De mate waarin de beoordelaars bereid zijn om te kiezen voor milieuinnovatie en dus de onzekerheid over de effecten van een nieuwe milieutechnologie te accepteren, bepaalt de effecten van de subsidies op milieutechnologie ontwikkeling.
•
De subsidie naar rato van emissiereductie lijkt een spiegelbeeld van de heffing maar daarbij moeten twee belangrijke kanttekeningen worden gemaakt: de administratiekosten zijn hoog want er is veel informatie nodig over de emissiereductiekostenfuncties om subsidie doelmatig te verstrekken nog voordat de emissiereductie daadwerkelijk is bereikt en de effectiviteit is laag omdat deze subsidie de groei van emissiebronnen stimuleert.
•
De verhandelbare emissierechten hebben positieve effecten op milieuinnovaties als een stringent milieubeleid wordt gevoerd (dus een laag plafond).
•
De effecten van convenanten op milieuinnovaties zijn beperkt. Voor zover er positieve effecten optreden, worden deze vooral uitgelokt door de dreiging van regelgeving en door de subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling in het kader van het convenant.
De instrumententheorie beziet de effecten van milieuinstrumenten op milieuinnovaties vanuit het gezichtspunt van de overheid. De basale veronderstelling daarin is dat milieueisen aan emitterende bedrijven die tot dan toe nog weinig milieukosten hebben gemaakt, de inspanningen in onderzoek en ontwikkeling bij deze bedrijven uitlokken waardoor ze milieuinnovaties realiseren. Maar een strengere eis leidt niet vanzelf tot ontwikkeling van milieutechnologie want deze bedrijven hebben daar geen direct belang bij. Derhalve zullen ze proberen om de al geïnstalleerde technologie te verbeteren of de al langer beschikbare en vertrouwde milieutechnologie te kopen om aan de milieueisen te voldoen. Hier valt een stimulans om milieutechnologie te ontwikkelen weg. Alleen als de eisen zo streng zijn dat de beschikbare alternatieven niet aan de eisen voldoen of zeer kostbaar zijn, zal nieuwe milieutechnologie nodig zijn waardoor er vraag naar milieuinnovaties ontstaat. De beperking van de instrumententheorie voor het analyseren van milieutechnologie ontwikkeling is dat ze op technologieforcerende milieueisen is gestoeld, terwijl deze sporadisch worden toegepast. In werkelijkheid wordt milieutechnologie door bedrijven ontwikkeld op grond van de verwachting dat ze milieuinnovaties realiseren die in de toekomst zodanig kunnen worden verkocht dat ze winst behalen. Strengere milieueisen zijn uiteraard nodig om de vraag naar milieuinnovaties uit te lokken, maar dat is niet voldoende. Om de gevolgen van de strengere milieueisen en de vormgeving van milieuinstrumenten voor milieuinnovaties te bepalen, moet dus de invalshoek van een bedrijf dat milieutechnologie ontwikkelt en aanbiedt worden gekozen. Aldus wordt nagegaan onder welke condities in het milieubeleid het rendabel is om milieutechnologie te ontwikkelen en te verkopen. De
belangen en afwegingen van de aanbieders zijn anders dan die van de emitterende bedrijven, want de aanbieders hebben in beginsel belang bij strengere milieueisen. Bij strenge milieueisen ontstaat de vraag naar milieuinnovaties waardoor de aanbieders hun milieuinnovaties kunnen verkopen. Bij weinig strenge milieueisen zullen de aanbieders de al beschikbare milieutechnologie trachten te verkopen om de uitgaven laag te houden. De realisatie van milieuinnovaties is dus wel afhankelijk van de schatting van de uitgaven en de opbrengsten ervan. De aanbieders moeten eerst kosten van onderzoek en ontwikkeling maken, die jaren later na de voorbereiding en invoering van strengere milieueisen door verkoopopbrengsten kunnen worden terugverdiend. De nieuwe technologie moet dus fors meer verkoopopbrengsten opleveren dan de te verwachten milieuinnovatie uitgaven hiervoor. In het vervolg zullen wij ons concentreren op de factoren die de hoogte van de verwachte opbrengsten beïnvloeden; in het bijzonder die de snelheid waarmee nieuwe milieueisen worden vastgesteld en ingevoerd en de onzekerheden waarmee de aanbieders van milieutechnologie worden geconfronteerd.
6.3 Wachttijd en onzekerheden in het milieubeleid Een moeilijkheid voor de innovatoren bij de afweging in hoeverre een milieuinnovatie winstgevend zal zijn, is de lange tijdspanne tussen het signaleren van een milieuprobleem en verkoopmogelijkheden van milieutechnologie. Tussen het eerste maatschappelijke signaleren van een milieuprobleem en de bestrijding ervan door installatie van de benodigde milieutechnologie bij de meeste daarvoor relevante bronnen verlopen vele jaren, meestal twee tot drie decennia. In een zekere fase in die periode valt een beslissing over de te stellen milieueisen waarmee tevens een keuze gemaakt wordt voor een bepaald type milieutechnologie of een groep milieutechnologieën. Daaraan voorafgaand moeten de aanbieders van milieutechnologie duidelijk hebben gemaakt wat ze aan technologie beschikbaar hebben. De periode is tussen de beslissing van de onderneming om een nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen en de volledige realisatie van de verkopen is lang. De belangrijkste fasen in het beleidsproces (de doorlooptijd) zijn hieronder afgebeeld in schema 6.1 en zullen achtereenvolgens nader worden beschreven. Wij zullen zien dat voor de ontwikkelaars en aanbieders van milieutechnologie vooral de wachttijd en de invoeringsperiode van belang zijn. •
de signaleringsperiode, tussen de eerste waarneming van een milieuprobleem en het politieke besluit om milieueisen voor te bereiden;
•
de voorbereidigsperiode waarin milieueisen in het beleid ambtelijk en politiek worden voorbereid en vastgesteld;
•
de tijd die gemoeid is met de ontwikkeling van milieutechnologie, aangegeven met de pijl.
•
de wachttijd tussen het tijdstip waarop de aanbieders de nieuwe milieutechnologie demonstreren en potentieel zouden kunnen verkopen en het tijdstip waarop de strengere milieueisen worden vastgesteld, de invoering gestart wordt waarna de aanbieders hun milieuinnovaties kunnen gaan verkopen. Deze staat aangegeven met een stippellijn.
•
de invoeringsperiode waarin milieueisen worden ingevoerd en gehandhaafd, en waarin de aanbieders hun milieuinnovaties daadwerkelijk kunnen verkopen.
Schema 6.1 Doorlooptijd van milieuregulering Jaren 0
> 10
5-15
10 - 20
(a) (b) (c) (d) (e)
a. Signaleringsperiode De beleidsvoorbereiding van milieueisen wordt vaak geïnitieerd door signalen over negatieve milieueffecten zoals onveiligheid, gevaar voor gezondheid en hinder. Deze signalen worden afgegeven door diverse organisaties zoals milieuorganisaties, bewoners, onderzoekers en bedrijven. Lang niet alle signalen over de achteruitgang van milieukwaliteit geven aanleiding voor de overheid om strengere milieueisen voor te bereiden. De signalen moeten voldoende sterk zijn om de voorbereiding van nieuwe milieueisen te starten. Het opstellen van nieuwe milieueisen begint nadat milieuaantasting is gesignaleerd en er sociale en politieke druk is opgebouwd om emissiereductie af te dwingen. De tijdspanne tussen de signalering van een milieuprobleem en de start van beleidsvoorbereiding is doorgaans lang, vaak langer dan 10 jaar. Zo is de afbraak van de ozonlaag door CFK’s al in 1972 aangetoond en gesignaleerd terwijl het opstellen van milieueisen om de emissie van CFK’s te beperken pas in de jaren tachtig is begonnen. De signaleringsperiode was dus circa tien jaar, wat uitzonderlijk snel is in vergelijking met vele andere milieuvraagstukken. Een veel langere signaleringsperiode betreft pesticiden. De negatieve effecten van pesticiden op de milieukwaliteit en de volksgezondheid zijn al in 1946 gemeld, maar tot in de jaren zeventig is vooral onderzoek gedaan. De voorbereiding van milieueisen startte pas eind jaren zeventig. Er zijn dus ruim dertig jaren gepasseerd voordat de signalen over gezondheids- en milieuschade tot politieke besluitvorming leidden [Sheail, 1991]. De periode van signalering kan door bedrijven -zowel emitterende bedrijven als aanbieders van milieutechnologie- worden aangegrepen om milieutechnologie te ontwikkelen die de oplossing voor de gesignaleerde vraagstukken kan opleveren. De ontwikkeling omvat vooral chemicalieën, machines en apparaten. De ontwikkelingstijd hiervan is weliswaar ook lang, vaak meer dan 10 jaar, maar de periode van signalering is doorgaans dermate lang dat de snelheid waarmee een nieuwe technologie wordt ontwikkeld van beperkt belang is, met andere woorden de milieuinnovatoren kunnen er de tijd voor nemen, mits ze tijdig en adequaat op de gesignaleerde problemen inspringen. Een probleem bij de beslissing om te gaan innoveren is de onzekerheid in hoeverre het signaleren van milieuproblemen daadwerkelijk tot het opstellen van milieueisen leidt, want vele signalen werken
traag of helemaal niet door in de overheidsbeslissingen. Derhalve wordt in het model voor milieuinnovaties dat in het vervolg wordt gepresenteerd, aangenomen dat de ontwikkelingskosten een gegeven omvang hebben en onafhankelijk zijn van de lengte van de ontwikkelingstijd en dat de resultaten van milieuinnovatie-uitgaven onzeker zijn. De kosten zijn dus onafhankelijk van de tijd, met name van de lengte van de signaleringsperiode, ofschoon in werkelijkheid moeten de ontwikkelaars rekening houden met een rente die ze over de innovatie-uitgaven betalen. b.
Voorbereidingsperiode
Nadat een milieuprobleem politiek en ambtelijk is onderkend worden de milieueisen ambtelijk voorbereid. Een van de eerste stappen in de voorbereiding is de inventarisatie van de mogelijkheden voor emissiereductie. Als de voorbereiding voor de strengere milieueisen start, zijn er vaak al enkele typen nieuwe milieutechnologie ontwikkeld want de ontwikkelaars weten dat de strengere milieueisen zullen worden opgesteld op basis van gedemonstreerde typen milieutechnologie. Ze weten echter niet of hun milieutechnologie aan de strengere milieueisen voldoet en voor de overheid acceptabele emissiereductiekosten met zich mee zal brengen. De aanbieders die bij de start van de beleidsvoorbereiding de milieuinnovatie kunnen demonstreren zijn first movers. Ze hebben het voordeel dat de overheid bij het opstellen van de milieueisen met hun aanbod rekening houdt, maar ze zijn onzeker over de verkoopmogelijkheden nadat de milieueisen zijn vastgesteld en ingevoerd. Er is mij geen overzichtsstudie van de voorbereidingstijd bekend en de onderstaande beschrijving is op twee voorbeeldstudies gebaseerd namelijk verzuring [Van der Straaten, 1994, pag. 131-145] en zware metalen in afvalwater [Klink, et al., 1991, pag. 70-80]. Nadat de beleidsvoorbereiding is gestart, worden milieukundige en technologische onderzoeken gedaan om de negatieve milieueffecten en de beschikbare oplossingen hiervoor te inventariseren. De onderzoeken duren ten minste 2 tot 4 jaar, maar vaak nog veel langer in verband met nieuwe vindingen en oplossingen en verschillen in opinies over de ernst van de milieueffecten en over de gevonden oplossingen. Na afronding van de onderzoeken start een ambtelijke en vervolgens een politieke behandeling van een milieueis die in een Algemene Maatregel van Bestuur (AMvB) uitmondt. De ambtelijke en politieke behandelingen nemen 5 tot 8 jaar in beslag. De totale doorlooptijd van de beleidsvoorbereiding van milieueisen is dus circa 7 tot 12 jaar, maar kan ook veel langer zijn, bijvoorbeeld als in de tussentijd een convenant wordt gesloten, waardoor de voorbereiding van wettelijke milieueisen wordt uitgesteld. De voorbereidingstijd is in sommige sectoren veel langer in verband met onderhandelingen over uitzonderingsbepalingen zoals een langere invoeringsperiode. De voorbereidingstijd wordt soms bekort door de druk van de publieke opinie, maar hierna kan een lange invoeringsperiode volgen, zoals bij bodemvervuiling. Dit komt voor als er onvoldoende overheidsbudget is voor oplossingen, als de bronnen niet aansprakelijk kunnen worden gesteld of als diverse voorwaarden aan de invoering worden gesteld, bijvoorbeeld als de overheid een periode in acht neemt waarin investeringen uit het verleden worden afgeschreven en vervangingsinvesteringen worden gerealiseerd.
Deze beschrijving van de voorbereiding is gebaseerd op de invoering van milieueisen met behulp van fysieke regulering zoals bij de invoering van doelvoorschriften. De voorbereiding van de economische instrumenten is in die zin vergelijkbaar dat de grondslag voor heffing of subsidie ook wordt opgesteld op basis van onderzoeken naar de kosten van de beschikbare milieutechnologie. Ook hierbij moet een nieuwe milieutechnologie vroegtijdig worden gedemonstreerd, lang voordat de economische instrumenten zijn ingevoerd. Het verschil qua doorlooptijd in de voorbereiding is dat economische instrumenten bij de wet moeten worden ingevoerd terwijl doelvoorschriften een minder zware procedure kennen, namelijk invoering door AMvB in het kader van de Wet Milieubeheer. De AMvB hoeft niet door het parlement te worden behandeld. De voorbereidingstijd van een economisch instrument duurt dus doorgaans nog langer dan de voorbereiding van een doelvoorschrift want de behandeling en invoering van een wet kunnen enkele jaren in beslag nemen. Om de voorbereidingstijd van de economische instrumenten te bekorten worden afspraken met bedrijven over de invoering van premies en prijsopslagen (in plaats van heffingen en statiegeld) op afvalstoffen en emissies gemaakt die door stichtingen worden beheerd, zoals de Stichting Batterijen en de Stichting Verpakkingen en Milieu. De voorbereidingstijd van subsidies is vaak veel korter dan die van heffingen en statiegeld. Omdat er meestal weinig bezwaren tegen subsidies zijn, worden nieuwe subsidieregelingen vaak binnen enkele jaren voorbereid en ingevoerd. c.
Milieutechnologie ontwikkeling
De plaats van technologie ontwikkeling in de voorbereidingsperiode kan nu worden gespecificeerd. Ondernemers die het risico nemen om bij signalen over milieuproblemen te investeren in technologie ontwikkeling moeten rekening houden met de voorbereidingsprocedure van milieueisen. De voorbereiding van strengere milieueisen geschiedt door het Directoraat Generaal Milieubeheer, veelal in overleg met andere ministeries. In dit kader wordt onder andere geïnventariseerd wat de beschikbare milieutechnologische mogelijkheden (BAT milieutechnologie) zijn om emissiereductie te bereiken (conform het Alara-beginsel). De inventarisaties komen tot stand op basis van studies en in overleg met emitterende bedrijven en aanbieders van milieutechnologie. De resultaten worden hierna vastgelegd in documenten waarin een motivatie voor milieueisen wordt gegeven (zoals de basis- en criteriadocumenten). Voorts worden subsidies aan bedrijven verstrekt om te testen in hoeverre nieuwe milieutechnologieën aan de milieueisen voldoen, of ze hoge kosten met zich meebrengen en of ze goed toepasbaar zijn bij verschillende emissiebronnen. Een belangrijk motief van de aanvragers van subsidies voor milieutechnologie ontwikkeling is het anticiperen op toekomstige milieueisen; ruim 67% van de aanvragen is hiervoor bedoeld [Arentsen en Hofman, 1996]. Ook overheidsinvesteringen worden wel gebruikt om nieuwe typen milieutechnologie te testen, bijvoorbeeld bij geurbestrijding in waterzuiveringsinstallaties. Op basis van de inventarisaties wordt een aantal beschikbare technologische alternatieven gekozen die acceptabel worden geacht om aan de milieueisen te voldoen tegen redelijke emissiereductiekosten. De selectie van de alternatieven geschiedt vaak in commissies waarin
vertegenwoordigers van de vergunningverlenende instanties en het bedrijfsleven, alsmede onafhankelijke deskundigen, deelnemen. Een voorbeeld hiervan is de werkgroep zware metalen van de Commissie Uitvoering Wet Verontreiniging Oppervlaktewater (CUWVO) die aan de hand van modellen van het RIVM en testen bij bedrijven aanbevelingen opstelt over de milieutechnologie voor emissiereductie van zware metalen naar afvalwater. De aanbevelingen zijn bedoeld voor de vergunningverlenende instanties (provincies en waterschappen) en de handhavers. Een andere aanpak in de selectie van de meeste geschikte milieutechnologie is een instituut (bijvoorbeeld TNO) te vragen om de overheid bij het opstellen van de milieueisen te ondersteunen. De voorstellen voor een geschikte milieutechnologie worden met de belanghebbenden besproken. De nieuwe milieueis wordt gebaseerd op de effecten van de al beschikbare milieutechnologie en de gedemonstreerde nieuwe milieutechnologie. Er zijn mij geen studies naar de afwegingsmechanismen bekend. Op grond van eigen ervaring ontstaat een beeld van overleg tussen een beperkt aantal deskundigen van overheden en bedrijven die in werkgroepen de milieueisen voorbereiden. Op basis van het overleg wordt getracht om overeenstemming te bereiken over de invoering van de milieueis, waaraan kan worden voldaan met behulp van enkele, qua kosten acceptabel geachte, typen milieutechnologie. De specificatie van een milieutechnologie kan zijn een maximaal toegestane concentratie van emissie, zoals 30 gram NOx per m3 afgas. Deze specificatie wordt vervolgens door de overheid gebruikt om de AMvB voor te bereiden. In de AMvB wordt de milieueis vastgesteld, waarna handleidingen voor vergunningverlenende instanties (provincies, gemeenten en waterschappen) en voor handhavers worden opgesteld en voorlichting aan bedrijven wordt gegeven, vaak ondersteund met subsidies voor kennisuitwisseling over milieutechnologische alternatieven. De aanbieders van milieuinnovaties moeten vroegtijdig in de voorbereidingsperiode, bij voorkeur al voor de inventarisatie en onderzoeken, hun nieuwe milieutechnologie demonstreren om te laten zien dat deze aan de specificaties van de toekomstige strengere milieueisen voldoet. De verkoopmogelijkheden nemen toe naarmate de gedemonstreerde nieuwe milieutechnologie beter aan de specificaties voldoet. Als de ontwikkelaars niet op tijd kunnen demonstreren dat de nieuwe milieutechnologie aan de specificaties voldoet, dan moeten ze wachten tot de volgende cyclus van voorbereiding van milieueisen en genoegen nemen met beperkte verkoopmogelijkheden van hun milieuinnovaties in uitzonderingssituaties, zoals in geval van technologie-forcerende eisen of bij de vergunningverlening op basis van bedrijfsplannen. Na een geslaagde demonstratie moet de nieuwe milieutechnologie meestal nog worden aangepast voor toepassing bij uiteenlopende emissiebronnen. Na de beoordeling van de nieuwe milieutechnologie duurt de voorbereiding van de milieueisen meestal zo lang dat de snelheid waarmee een nieuwe gedemonstreerde milieutechnologie aan diverse bedrijfssituaties wordt aangepast, weinig relevant is. De politiek stelt uiteindelijk de milieueisen vast. Enkele typen milieutechnologie die door de overheid geschikt worden geacht, worden opgenomen in de handleidingen voor het opstellen en handhaven van vergunningen of in de werkboeken voor de naleving van convenanten, terwijl de verkoop van de andere typen milieutechnologie afhankelijk is
van de motivatie van emitterende bedrijven bij de onderhandelingen met de overheden over vergunningen. d.
Wachttijd
Als de nieuw gedemonstreerde milieutechnologie aan de beoogde milieueisen voldoet en de emissiereductiekosten acceptabel worden geacht dan moeten de aanbieders dus rekening houden met een wachttijd voordat de milieueisen worden ingevoerd en milieuinnovaties kunnen worden verkocht. De wachttijd is de periode tussen het demonstreren van een nieuwe milieutechnologie aan de overheid en potentiële klanten en de invoeringsperiode van de nieuwe milieueis. De wachttijd is vaak 6 tot 8 jaar, want zo lang duurt de periode van ambtelijke en politieke voorbereiding van de milieueisen. Ze is korter als een milieuprobleem sterk in de publiciteit staat of als er een zeer grote milieuschade wordt verwacht, maar soms moeten de aanbieders rekening houden met een wachttijd van 10 jaar of nog langer voordat de milieuinnovatie kan worden verkocht. Een voorbeeld van een lange wachttijd betreft de invoering van ontzwavelingstechnologie. De patenten van de raffinaderijen voor de technologie van ontzwaveling van afgas (Claus units) zijn al eind jaren zestig ingediend, terwijl de invoering van milieueisen ter bestrijding van verzuring bij de raffinaderijen vanaf het midden van de jaren tachtig op gang kwam. De wachttijd is dus circa vijftien jaar geweest. Gedurende de wachttijd is de technologie weliswaar verbeterd en andermaal gedemonstreerd, maar de lange wachttijd (mede door de weerstand van raffinaderijen om de oplossingen in te voeren vanwege hoge kosten bood weinig stimulans om de milieuinnovaties als eerste op de markt te brengen. Bij convenanten wordt de wachttijd bekort omdat het maken van afspraken eenvoudiger is dan de invoering van wettelijke milieueisen. Dat neemt niet weg dat de wachttijd van convenanten ook lang kan zijn, meestal vier jaar of langer. Zo is in het convenant met de grafische industrie afgesproken om de toepassing van milieutechnologie iedere vier jaar te evalueren en zo nodig bij te stellen. Een studie naar het convenant wijst erop dat na vier jaar de meeste, maar nog lang niet alle, nieuwe typen milieutechnologie in de werkboeken voor grafische bedrijven is opgenomen. Voorts blijft onbekend in hoeverre de maatregelen die in de werkboeken wel opgenomen staan, daadwerkelijk zijn ingevoerd [Hofman en Schrama, 1999]. De wachttijd in de convenanten is dus minimaal vier jaar. Het bekorten van de wachttijd is lastig want het overleg tussen de belangengroepen over de strengheid van de milieueisen en de politieke behandeling van de eisen verloopt traag. Bovendien is de voorbereiding en invoering van de eisen gebonden aan de capaciteit van het overheidsapparaat en aan juridische procedures, zoals de behandeling van diverse bezwaarschriften en beroepsprocedures. Gedurende de voorbereidingstijd van milieueisen kunnen de aanbieders hun milieuinnovaties niet verkopen want de emissiebronnen die aan de eisen moeten voldoen hebben er geen belang bij om emissiereductiekosten te maken (ook al zijn de kosten van milieuinnovaties lager dan de kosten van de al beschikbare en aangeboden milieutechnologie). De emissiebronnen hebben belang bij uitstel van de milieueisen en dus belang bij een lange voorbereidingstijd van de milieueisen.
e.
Invoeringsperiode
Na de voorbereidingsperiode volgt de invoering van de milieueisen. Ook in deze fase moeten de ontwikkelaars wachten omdat de milieueisen niet bij alle bronnen tegelijk worden ingevoerd. De invoeringsperiode en de wijze van invoering beïnvloeden de diffusie van de milieutechnologie. De invoeringsperiode van milieueisen varieert, maar is meestal lang, soms zelfs enkele decennia, omdat de vereiste milieutechnologie vaak pas op het moment dat het bedrijf toe is aan vervanging- en uitbreidingsinvesteringen behoeft te worden geïnstalleerd. Mede daardoor is de invoering afhankelijk van de economische conjunctuur. Daarnaast treden bij de invoering imperfecties op waardoor niet de goedkoopste of de meest effectieve maar een minder goede optie wordt gekozen. Er zijn vele redenen hiervoor, onder meer de tegenstrijdige belangen tussen overheden onderling en tussen overheden en marktpartijen, de geringe capaciteit van overheden om nieuwe vergunningen te verlenen en de uitzonderingsbepalingen om de emissiereductiekosten beperkt te houden. Vaak wordt de invoering van de al vastgestelde strenge milieueisen gedurende de invoeringsperiode alsnog uitgesteld om tegemoet te komen aan de wensen van deelbelangen. Door de aarzelingen aan het begin van de invoeringsperiode zijn de verkopen van milieuinnovaties aanvankelijk bescheiden en nemen ze vervolgens toe, zoals bij het mestbeleid. Ook bij nieuwe milieuproblemen kan de urgentie van oplossingen pas na enkele jaren politiek aan de orde komen, waarop een versnelling van de invoering volgt, want als blijkt dat de invoering geen uitstel duldt, worden de eisen alsnog versneld ingevoerd om voldoende emissiereductie te bereiken. Nog een andere wijze van invoering is dat strenge milieueisen snel bij een aantal bronnen worden ingevoerd, waarna een geleidelijke invoering bij de andere bronnen volgt. Hiermee wordt getracht een concurrentievoordeel te behalen. De aanpak is bedoeld om strenge milieueisen bij die emissiebronnen in te voeren die belang hebben bij de milieuinnovaties omdat ze hiermee een concurrentievoordeel behalen. Deze strategie, strategische milieumarketing genoemd, is bij de onderhandelingen over de internationale handel aan de orde gekomen. Sommige ontwikkelingslanden beschuldigen de ontwikkelde landen ervan dat ze strenge milieueisen gebruiken om handelsbarrières in te voeren, zoals milieueisen aan voedingsmiddelen in verband met pesticiderestanten, eisen aan de invoer van kleurstoffen die in textiel zijn verwerkt, apparatuur op schepen om zwavelemissie en olielozing te beperken. Een variant hierop is dat de milieuoverheid de gehele invoeringsperiode bekort om snel een oplossing te verkrijgen, zoals bij rampen. Ook in dit geval behalen de aanbieders die hoge kosten voor milieuinnovatie maken en daarmee snel milieuinnovatie realiseren de first mover voordelen op een relatief korte termijn. In het beleidsproces tussen signalering van het milieuprobleem en volledige bestrijding van de vervuiling zijn twee fasen in het bijzonder van belang voor de milieuinnovatoren, namelijk de wachttijd en de lengte van de invoeringsperiode. De ontwikkelaars van milieutechnologie moeten dus niet alleen rekening houden met de wachttijd, maar ook met het tempo waarin en de wijze waarop een milieueis na de wachttijd wordt ingevoerd. De gangbare wachttijd schatten wij op 6 tot 8 jaar en de gangbare invoeringsperiode op ten minste 10 jaar maar deze zal vaak langer zijn. Er verstrijken dus 16
tot 18 jaar vanaf de beëindiging van de investeringsuitgaven aan milieutechnologie ontwikkeling tot het incasseren van alle verkoopopbrengsten. Zulke lange termijnen werken ontmoedigend op de bereidheid flinke kosten te maken om te innoveren, zoals in paragraaf 6.4 aan de hand van een simulatiemodel zal worden gedemonstreerd. Onzekerheden in het milieubeleid Een lange wachttijd en invoeringstijd zouden weinig problematisch zijn indien de ontwikkelaars redelijk zeker van de toekomstige verkopen zouden zijn maar in werkelijkheid zijn vooruitzichten voor de verkoop van milieuinnovaties onzeker. Een deel van de onzekerheden vloeit voort uit het feit dat overheid zelf vele compartimenten kent. Ofschoon in de milieu-economische theorie vaak wordt gesproken over een milieuregelgever, wordt de invoering van milieueisen in werkelijkheid niet vanuit één ‘centrale’ organisatie aangestuurd. Dit hangt samen met de verdeling van verantwoordelijkheden tussen overheden en de activiteiten van diverse particuliere belanghebbenden. Om te beginnen is het vaststellen van de milieueisen verdeeld tussen enkele departementen, zoals energie bij Economische Zaken, natuurbeheer bij Landbouw, waterbeheer bij Waterstaat, afvalstoffen bij Milieubeheer. Voorts is de invoering gedelegeerd naar diverse lagere overheden en publieke organisaties zoals gemeentes, provincies, waterschappen, enkele rijksdiensten (zoals rijkswaterstaat of recreatieschappen) die een eigen verantwoordelijkheid bij de invoering behouden. Ook wordt de scheiding tussen overheid- en private sector steeds minder eenduidig door de privatisering van overheidsdiensten in de semicommerciële instellingen (zoals fondsen die subsidies verstrekken), door de uitbreiding van de overheidsbedrijven (zoals nutsbedrijven voor afvalstoffen en waterleidingbedrijven voor drinkwater) en activiteiten van de niet-commerciële particuliere instellingen (zoals bij invoering van convenanten). Ook zijn sommige milieueisen niet zonder meer handhaafbaar en afdwingbaar. De milieueisen worden weliswaar formeel ambtelijk door het milieudepartement opgesteld en politiek door het parlement in een wet vastgesteld, maar in de praktijk wordt slechts een deel van de eisen als afdwingbare voorschriften aan bedrijven opgelegd. Daarnaast zijn er milieudoelstellingen die niet in een wet zijn vastgelegd maar slechts een door de overheid gewenste emissiereductie aangeven. Al deze factoren vergroten de onzekerheden bij de invoering van milieueisen. Hieronder komen twee studies aan de orde die de onzekerheden illustreren: bestrijding van zware metalen naar water die de belemmeringen door de sectorale verdeling van taken in het milieubeleid illustreert en VOS-emissie in verf waarin belangenverschillen tussen marktpartijen aan de orde komen. Verdeling van verantwoordelijkheden Een voorbeeld van een gedeelde verantwoordelijkheid in het milieubeleid waarbij milieutechnologie wordt onderbenut, ligt op het terrein van emissie van zware metalen naar water. Dit voorbeeld is gebaseerd op enkele studies naar de mogelijkheden van een integrale emissiereductie van zware metalen door middel van economische instrumenten en de gevolgen hiervan voor de verspreiding van
milieutechnologie, waarbij zware metalen in het productieproces worden hergebruikt. De studies betreffen de situatie in de jaren tachtig [Klink et al., 1991; Nentjes en De Vries, 1990]. De belangrijkste zware metalen als het gaat om hoeveelheid emissie zijn cadmium, kwik, chroom, nikkel, zink en lood. Zware metalen komen in het riool terecht doordat huishoudens reststoffen via de gootsteen verwijderen, zoals verfresten en inkten. Ook uitspoeling van wegdek is een belangrijke bron van zware metalen in het rioolwater. Zware metalen worden gebruikt om het oppervlak van metalen tegen corrosie te beschermen, maar ook voor verf en inkt, voor de bewerking van leer, in katalysatoren enzovoorts. Bij de productie wordt al een deel van de metalen naar het water geloosd. Zware metalen breken niet af en worden dus alleen verspreid. De emissiereductie van zware metalen betekent in veel gevallen dat ze uit het water worden gehaald en in het slib terechtkomen. Een deel van de zware metalen komt in het slib van rioolwaterzuiveringsinstallaties. Tot voor kort werd in Nederland het rioolwaterzuiveringslib op landbouwgronden als bemesting gebruikt, met als gevolg verontreiniging van de voedselketen. Een ander deel van de zware metalen wordt als vast afval afgevoerd. Ze komen via de afvalverwerking in de lucht en vervolgens door neerslag weer op de bodem terecht of ze komen via het storten van het afval in de bodem terecht. Het beleid ten aanzien van zware metalen valt onder diverse instanties. De regulering van de emissie van zware metalen naar water valt onder de taken en verantwoordelijkheden van het Ministerie van Verkeer en Waterstaat. De uitvoering van het beleid is gedelegeerd aan Rijkswaterstaat voor zover het emissie naar rijkswater betreft en aan de waterschappen voor zover het gaat om emissie naar het overige water. Het Departement van Milieubeheer stelt emissienormen naar lucht en bodem vast. Het milieubeleid ten aanzien van landbouwgrond valt onder de verantwoordelijkheid van het Ministerie van Landbouw. Afvalverwerking ten slotte valt onder de verantwoordelijkheid van nutsbedrijven en provinciale overheden. Tot op heden ligt de nadruk in het milieubeleid op het verminderen van de emissie van zware metalen naar afvalwater. Doelvoorschriften aan bedrijven stellen een maximum aan de concentratie zware metalen in het afvalwater van bedrijven. Daarnaast is er een heffing op de emissie van zware metalen naar afvalwater die primair bedoeld is om rioolwaterzuivering bij waterschappen te financieren; dit is een aanvulling op de heffing op biologisch afbreekbare stoffen. De maximum concentratie is zodanig gesteld dat één goedkoop type zuiveringstechnologie hieraan voldoet (de zogenoemde ontgifting en neutralisatie). De heffing op zware metalen naar oppervlaktewater varieert per regio. Het heffingstarief was in de jaren tachtig gemiddeld 60 gulden per kilogram zware metalen in afvalwater, intussen is het gemiddeld circa 75 gulden per kilogram zware metalen in afvalwater. Als gevolg van de nadruk in het beleid op emissiereductie van zware metalen naar water is de waterzuiveringstechnologie voor zware metalen goed verspreid, maar het neveneffect hiervan is dat veel zware metalen terechtkomen in het slib dat na zuivering overblijft. Hiervoor hoeft namelijk geen heffing te worden betaald. Het is mogelijk om de verspreiding van zware metalen via het zuiveringslib tegen te gaan door meer hergebruiktechnologie in de productieprocessen toe te passen. De zware metalen worden afgescheiden uit het afvalwater en kunnen door het bedrijf worden hergebruikt en verkocht. Er is veel
hergebruiktechnologie beschikbaar, maar ze is duur. Zolang de kostenvoordelen van hergebruik van zware metalen niet opwegen tegen de kosten van de aanschaf en het gebruik van de hergebruiktechnologie, zullen bedrijven deze niet vrijwillig installeren. De spontane invoering van hergebruiktechnologie wordt dus beperkt door de hoge kosten ervan, met uitzondering van enkele dure zware metalen zoals zilver en chroom. Er zijn hoge omschakelingskosten. Berekeningen voor hergebruik van zware metalen in de metaalindustrie wijzen erop dat het uitlokken van hergebruiktechnologie door een emissieheffing op water en slib, dus onafhankelijk van het medium waarin zware metalen terechtkomen, bij de invoering van de heffing tot hoge kosten leidt omdat bedrijven grote bedragen kwijt zijn aan heffingen voor zware metalen in het zuiveringsslib. Maar na de omschakeling van de tot nu toe gangbare technologie voor eindzuivering op hergebruiktechnologie, nemen de kosten fors af en zijn ze vergelijkbaar aan de situatie van vóór de heffing. Naast de omschakelingskosten wordt het invoeren van milieueisen die hergebruik uitlokken, waardoor veel minder verplaatsing van zware metalen plaatsvindt, beperkt door de genoemde opdeling van verantwoordelijkheden. Zo spelen waterbeheerders de hoofdrol in de commissie die milieueisen stelt ten aanzien van zware metalen in afvalwater, terwijl afvalbeheerders een ondergeschikt positie in de besluitvorming innemen. Mede daardoor zijn de milieueisen aan de vracht van zware metalen onafhankelijk van waar ze terechtkomen, vele jaren vooruitgeschoven ofschoon de beschikbaarheid van milieutechnologie hiervoor wel werd onderkend. Daarnaast zijn overheden terughoudend bij het stellen van strengere milieueisen aan de verplaatsing van zware metalen bij productieprocessen omdat een deel van de bedrijven matig rendeert en omschakelingskosten de rentabiliteit kunnen verlagen (zoals bij oppervlaktebehandelingbedrijven) en omdat een deel van de lozingen over vele kleine bronnen verspreid is (kleine bedrijven) waardoor meting van deze lozingen kostbaar is. Belangentegenstellingen in de keten Er zijn diverse belanghebbenden in de keten met uiteenlopende wensen en belangen. Vooral de productgebonden emissiereductie is afhankelijk van de marktvraag naar nieuwe, minder vervuilende producten en de mate waarin diverse bedrijven in de keten op de vraag inspelen. Een voorbeeld hiervan is de analyse van de vervanging van VOS-rijke door VOS-arme verf dat gebaseerd is op studies uit begin en medio jaren negentig [Kremers, et.al., 1991; Derksen en Krozer, 1996]. De vervanging is afgesproken in 1986 in het kader van convenant KWS 2000 tussen de Nederlandse overheid en de producenten van verf. De verwachting was dat de vervanging binnen vijftien jaar volledig zou zijn omdat de VOS-arme verf kwalitatief verbeterde. Echter, de verkoop viel tegen waardoor tempo van vervanging veel lager was dan was afgesproken in het convenant. De beperkte verkoop van VOS-arme verf hangt samen met de perceptie van professionele schilders die menen dat deze verf inferieur van kwaliteit is. Daarnaast spelen de hogere kosten van de VOS-arme verf een rol. Bovendien nemen de kosten van de vervanging in de opeenvolgende stappen in de keten toe want een ieder bedrijf legt een eigen marge boven op de inkoop. De extra productiekosten van VOS-arme verf ten opzichte van VOS-rijke verf zijn laag, namelijk tussen 0% en 10%. De vervanging in de handel
kost gemiddeld circa 16% extra. In de verkoop aan finale gebruikers zijn de extra kosten nog hoger in verband met de beperkte schaal van de distributie en verkoop waardoor een hoge marge op de inkoop wordt gelegd: gemiddeld circa 25% tot 30% extra op de professionele schildersmarkt en circa 35 tot 40% extra op de consumentenmarkt. De milieuoverheid heeft voorgesteld om economische instrumenten voor de kostenegalisatie toe te passen. Om het verschil in kosten tussen VOS-rijke verf en VOS-arme verf te egaliseren zijn ramingen gedaan van een heffing op de productie en import en daarnaast van een prijsopslag in de verkoop van VOS-rijke verf. De heffing is maximaal 2,5 gulden per kilogram verf in productie, de prijsopslag is 3,5 gulden per kilogram verf in distributie. In de ramingen is een restitutie voor VOSarme verf aangenomen, na aftrek van administratie- en handhavingskosten die overigens slechts 3% à 8% van de totale extra kosten zouden zijn. Vooral de prijsopslag is administratief eenvoudig, ze kan samen met restitutie binnen één winkel plaatsvinden. Beide instrumenten zijn evenwel door de betrokken marktpartijen en door de overheid afgewezen omdat de bedrijven bang waren voor de negatieve effecten op verkoop en de overheid de wettelijke mogelijkheden te beperkt achtte. Ten tijde van de ondertekening van het convenant moesten de branche van verfproducenten en de overheid rekening houden met de tegengestelde belangen en percepties van meerdere partijen in de keten, zoals die van verfproducenten en professionele schilders, maar het juist inschatten van de reacties is te lastig gebleken. In het convenant zijn evenmin afspraken gemaakt over de instrumenten om de verkoopmogelijkheden te verbeteren. Aldus is de naleving van de afspraken in het Convenant 2000 met betrekking tot VOS-arme verf onhaalbaar gebleken. Het convenant voorziet niet in mogelijkheden voor aanvullende milieuinstrumenten om de productgebonden emissiereductie te behalen, met als gevolg dat de productgebonden emissiereductie ver bij de afspraken is achtergebleven, terwijl de procesgebonden emissie vergaand gereduceerd werd, mede door het voorschrijven van eisen in vergunningen in aanvulling op de afspraken in het convenant. Betekenis voor milieuinnovatoren De voorbeelden laten zien dat de voorbereiding en invoering van milieueisen voor de innovatoren in die zin onzeker is dat vooraf moeilijk kan worden geschat in hoeverre de meest efficiënte en effectieve milieutechnologie daadwerkelijk zal worden gekozen. De keuze voor een milieutechnologie die de minste kosten met zich meebrengt is niet vanzelfsprekend want vaak worden de oplossingen gekozen die de minste weerstand bij de belanghebbenden oproepen en dat zijn niet altijd de meeste effectieve en efficiënte oplossingen. Bovendien is het lastig om de weerstanden van belanghebbenden over een reeks van jaren te voorspellen. In de milieu-economische theorie is al eerder opgemerkt dat bij het opstellen en invoeren van milieueisen rekening wordt gehouden met diverse deelbelangen, met als gevolg onbedoelde imperfecties bij de voorbereiding en invoering van milieueisen (de zogenoemde X inefficiënties) [Rose-Ackerman, 1977; Nentjes, 1988]. De verkoop van milieuinnovaties is minder zeker dan op grond van milieukundige en economische overwegingen te verwachten zou zijn, hetgeen de risico’s verbonden met milieuinnovaties vergroot.
6.4 Model voor milieuinnovaties In deze paragraaf zal een model voor milieuinnovaties worden gepresenteerd waarmee de invloed van de belangrijkste factoren in het milieubeleid op de winstgevendheid van milieuinnovaties kan worden geanalyseerd. Het gaat hierbij om realistische aannames over beslissingen van de ontwikkelaars van milieutechnologie waarbij zoveel mogelijk rekening is gehouden met de wijze waarop milieueisen worden voorbereid en ingevoerd. Er wordt uitgegaan van een situatie waarin verwacht wordt dat de overheid op een toekomstig, niet precies bekend tijdstip zal overgaan tot het invoeren van een strengere milieueis voor een groep van emissiebronnen. Tevens gaan wij ervan uit dat de signaleringsperiode voor de start van de ambtelijke voorbereiding van milieueisen lang genoeg is om nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen en tijdig te demonstreren. De ontwikkelaars van milieutechnologie weten dat emissiebronnen aan de eis zullen moeten voldoen en dat er vraag naar nieuwe milieutechnologie zal ontstaan. Ze staan voor de taak om nieuwe milieutechnologie te ontwikkelen die na de invoering van de milieueis de geïnstalleerde oude milieutechnologie kan vervangen. Ze weten ook dat ze hun nieuwe milieutechnologie vroeg in de voorbereidingsfase moeten demonstreren zodat het bestaan ervan bekend is bij de opstellers van de eis en deze daarmee rekening kunnen houden. Alleen dan ontstaan er goede kansen voor de innovator om de milieuinnovatie later, bij de invoering van de milieueisen, te kunnen verkopen. De ontwikkelaar verwacht dat de strengere milieueisen na een wachttijd zullen worden ingevoerd, maar hij is onzeker in hoeverre de te stellen milieueisen verkoopmogelijkheden zullen bieden voor zijn specifieke milieutechnologie. De verwachte toekomstige opbrengst uit verkoop wordt door de aanbieders gedisconteerd, tegen een discontovoet waarin de risico’s van onvoldoende verkopen worden opgenomen: hoe groter de onzekerheid des te hoger de discontovoet. De kernvraag is nu of milieuinnovatie in deze context voldoende wordt gestimuleerd. De gedachtegang is dat innovatie alleen van de grond komt indien de ontwikkelingskosten worden terugverdiend uit de toekomstige verkoopopbrengsten en er voldoende winst overblijft. Cruciaal zijn hier de verwachte verkoopopbrengsten. De aandacht gaat uit naar een drietal factoren die de contante waarde van de verwachte opbrengsten in hoge mate bepalen namelijk: •
de wachttijd, dat is de periode tussen het tijdstip waarop aanbieders hun milieuinnovatie aan de opstellers van de milieueis presenteren en het tijdstip waarop de overheid start met de invoering van de nieuwe (strengere) milieueis;
•
de lengte van de invoeringsperiode, dat wil zeggen de jaren vanaf de start van de invoering van de nieuwe strengere milieueis totdat (vrijwel) alle emissiebronnen aan de eis hebben voldaan;
•
onzekerheden over de toekomstige verkopen, tot uitdrukking komend in de discontovoet waarmee de contante waarde van de verwachte opbrengsten wordt berekend.
Het model van milieuinnovaties staat in Figuur 6.2 weergegeven. Verticaal staan de contante waarde van de uitgaven aan milieuinnovatie C en de contante waarde van de verkoopopbrengst door de verkoop van milieuinnovaties I . Horizontaal staat de tijd dat wil zeggen het aantal jaren tussen het
voltooid hebben van de milieuinnovatie en de verkoop van de nieuwe milieutechnologie. Uitgaande van gelijke verkopen per jaar kan in figuur 6.2 de relevante periode worden afgebeeld als de lengte van de wachttijd plus een deel van de lengte van de invoeringsperiode (in de figuur precies de helft van de invoeringsperiode). Zoals in hoofdstuk 4 staat aangegeven, worden milieuinnovatie-uitgaven als een investering opgevat. Hier is ervan uitgegaan dat de uitgaven geconcentreerd plaatsvinden in de ontwikkelingsperiode, weergegeven met de pijl in Schema 6.1 in paragraaf 6.3. Wij gaan uit van een contante waarde van de milieuinnovatie-uitgaven aan het einde van de ontwikkelingsperiode, dus aan het begin van de wachttijd; tijdstip Tm. De uitgave is dus onafhankelijk van de lengte van de wachttijd en is weergegeven door de horizontale lijn Co. De contante waarde van de verwachte verkoopopbrengsten is een afnemende functie van de hierboven gedefinieerde lengte van de periode voor de discontering van de opbrengsten. Genomen is de contante waarde op het tijdstip Tm, dit is het begin van de wachttijd. De steilheid van de opbrengstfunctie wordt bepaald door de discontovoet. Bij grote onzekerheid over de toekomstige opbrengst wordt een hoge discontovoet gehanteerd en verloopt de functie steil. Als er (bijna) geen wachttijd is en bovendien alle verkopen vrijwel onmiddellijk kunnen worden gerealiseerd op tijdstip Tm, dan kunnen de aanbieders winst Pm behalen. Doorgaans moeten de ontwikkelaars wachten tot het tijdstip een later tijdstip Ti waarna ze hun milieuinnovaties tegen de winst Pi kunnen verkopen. Als de wachttijd nog langer is, namelijk tot Te dan verwachten de aanbieders verlies te behalen aangezien de contante waarde van de verwachte verkoop in de toekomst (opbrengsten) lager is aan de kosten. Het gevolg van de langere wachttijd is dat de uitgaven voor milieutechnologie ontwikkeling niet aantrekkelijk zijn. Hoe langer de relevante disconteringsperiode is des te meer ontwikkelaars tot de conclusie zullen komen dat het anticiperen op de strengere milieueis door ontwikkeling van nieuwe milieutechnologie niet lonend is en des te minder milieuinnovaties worden aangeboden. Figuur 6.2 Effecten van de wachttijd en invoeringstijd op de verwachte opbrengst en winst Milieuinnovatie-uitgaven en -opbrengsten (contante waarde) I
Pm
Pi C0
Tm
Ti
Te
Wachttijd plus een deel van de invoeringsperiode
Aan hand van dit model kunnen diverse situaties worden geanalyseerd evenals de effecten van diverse milieuinstrumenten op milieuinnovaties. Ze zijn afgebeeld in figuur 6.3: •
Een bekorting van de invoeringstijd en/of de wachttijd betekent een verschuiving langs de opbrengstencurve naar links en verhoogt de verwachte winst uit innovatie.
•
Minder onzekerheid over de invoering van de eis en dus een lagere discontovoet betekent dat de opbrengstfunctie minder steil wordt: bij een gegeven lengte van de disconteringsperiode wordt de verwachte winst groter. Dit is afgebeeld door I0 , I1 , I2.
•
Een mogelijk instrument is het subsidiëren van milieuinnovatie-uitgaven; door de subsidie verschuift de kostenfunctie naar beneden van C0 naar C1. In figuur 6.4 neemt bij een gegeven disconteringsperiode de winst uit innovatie toe.
Figuur 6.3 Model voor milieuinnovaties bij overheidsregulering Milieuinnovatie-uitgaven en opbrengsten (contante waarde)
C0
C1
I0
I1
I2 Wachttijd en de invoeringsperiode in jaren
6.5 Simulatie van condities voor milieuinnovaties In deze paragraaf worden de resultaten van simulaties gepresenteerd waarmee is nagegaan wat de invloed is van de wachttijd op de verwachte winst van milieuinnovaties bij de aanbieders van milieutechnologie. Verder wordt gekeken naar de invoeringsmethode, namelijk de methode waarbij emissiebronnen na de invoering van strengere milieueisen snel aan de nieuwe norm moeten voldoen en de situatie waarin ze veel tijd krijgen om aan de eisen te voldoen. De kostenvoordelen van milieuinnovaties blijven buiten beschouwing in de veronderstelling dat emissiebronnen sowieso aan de milieueis moeten voldoen of ze nou wel of geen voordelen behalen. Aan de hand van simulaties wordt nagegaan wat de invloed is van de wachttijd die verstrijkt tussen de realisatie van een nieuwe milieutechnologie en de feitelijke invoering van de milieueis die de markt schept voor de verkoop van
de milieuinnovatie. Wij zullen zien hoe deze aspecten van het milieubeleid de winstgevendheid van milieuinnovaties beïnvloeden en daarmee de bereidheid van bedrijven om in milieutechnologie ontwikkeling te investeren. Tot slot wordt nagegaan in hoeverre het huidige beleid milieuinnovaties stimuleert, waarbij data van emissiereductiekostenfuncties uit de hoofdstukken 3 en 4 worden gebruikt. Aannames in simulatie Er is aangenomen dat de milieuoverheid strengere milieueisen stelt. De milieueis creëert een markt voor innovaties waarop de aanbieders verkoopopbrengst gedurende de invoeringsperiode behalen. De jaarlijkse opbrengst moet uiteraard de lopende kosten dekken zoals de productiekosten van de innovatieve zuiveringsapparatuur Na aftrek van de lopende kosten blijft een jaarlijks bedrag over dat contant moet worden gemaakt. Dit is formeel: n
P0 = [ Σ (Vt - Ct) / (1+r)t -] - Ci t=1
Vt staat voor de opbrengst uit verkoop van milieuinnovaties; Ct betreft de lopende (operationele) productiekosten van de milieutechnologie; r is de discontovoet; P0, de winst is gelijk aan de inkomsten It minus Ci, de milieuinnovatie-uitgave P0 de contante waarde van de winst ofwel de innovatierente. De volgende getalsmatige aannames zijn gemaakt. De milieuinnovatie wordt ontwikkeld en komt beschikbaar in de loop van de voorbereidingsperiode. Daarna volgt een periode van wachten. De totale verkoopopbrengsten gedurende de gehele invoeringsperiode zijn 1500 eenheden (som Vt = 1500). De (lopende) productiekosten zijn op 50% van de verkoopopbrengst gesteld (deze kosten zijn aan de lage kant maar ze zijn alleen voor simulaties bedoeld). De contante waarde van de milieuinnovatie-uitgave is 150. De contante waarde van de winst over de jaren is afhankelijk van de lengte van de wachttijd en van de invoeringsmethode. De discontovoet wordt gevarieerd: 0%, 5%, 10% en 15%. De wachttijd is gesteld op 0, 4 of 8 jaren. Drie invoeringsvarianten worden gesimuleerd, waarbij de totale lengte van de invoeringsperiode telkens 15 jaar is. •
De eerste invoeringsmethode is een ‘geleidelijke invoering’ met een opbrengst van 100 eenheden per jaar gedurende 15 achtereenvolgende jaren: 100 eenheden x 15 jaren = 1500 eenheden.
•
De tweede invoeringsmethode is ‘trage invoering’ van milieueisen waarbij in het eerste jaar 2 eenheden kunnen worden verkocht en in het laatste jaar 500 eenheden per jaar. De verkopen in de tussenliggende jaren zijn bepaald door de lineaire interpolatie. De totale verkoop over 15 jaren is dan eveneens 1500 eenheden.
•
De derde invoeringsvariant is ‘snelle invoering’ van milieueisen. Deze is omgekeerd aan de vorige methode want in het eerste jaar worden 500 eenheden verkocht, in het laatste jaar 2 eenheden met interpolatie daartussen en een totale verkoop over 15 jaar van eveneens 1500 eenheden.
De cijfers over de corresponderende spreiding van verkoopopbrengsten in de tijd zijn in Tabel 6.2 te vinden. De tabel is verdeeld in drie delen, per deel staat één invoeringsvariant weergegeven en per invoeringsvariant zijn de verkoopopbrengsten (ongedisconteerd) en de winst (als contante waarde) weergegeven. Berekend zijn verkoopopbrengst en winst in geval van geen (0 jaren) wachttijd, 4 jaar wachttijd en 8 jaar wachttijd. De gehele doorlooptijd van de milieuregulering is dus 15 jaar (bij 0 jaar wachttijd), 19 jaar (bij 4 jaar wachttijd) en 23 jaar (bij 8 jaar wachttijd). Tabel 6.2 Verkoopopbrengsten en winst (na discontering) voor drie invoeringsvarianten, bij wachttijd 0,4 en 8 jaar, discontovoet 10% en geen uitgaven aan milieuinnovatie Jaar Geleidelijke invoering Trage invoering Snelle invoering Opbrengsten Winst Opbrengsten Winst Opbrengsten Winst 0 4 8 0 4 8 0 4 8 0 4 8 0 4 8 0 4 8 1 100 73 2 1 500 227 2 100 41 3 1 334 138 3 100 38 4 1 223 84 4 100 34 6 2 149 51 5 100 100 31 31 9 2 3 1 99 500 31 155 6 100 100 28 28 13 3 4 1 66 334 19 94 7 100 100 26 26 20 4 5 1 44 223 11 57 8 100 100 23 23 29 6 7 1 29 149 7 35 9 100 100 100 21 21 21 44 9 2 9 2 0 20 99 500 4 21 106 10 100 100 100 19 19 19 66 13 3 13 3 1 13 66 334 3 13 64 11 100 100 100 18 18 18 99 20 4 17 3 1 9 44 223 2 8 39 12 100 100 100 16 16 16 149 29 6 24 5 1 6 29 149 1 5 24 13 100 100 100 14 14 14 223 44 9 32 6 1 4 20 99 1 3 14 14 100 100 100 13 13 13 334 66 13 44 9 2 3 13 66 0 2 9 15 100 100 100 12 12 12 500 99 20 60 12 2 2 9 44 0 1 5 16 100 100 11 11 149 29 16 3 6 29 1 3 17 100 100 10 10 223 44 22 4 4 20 0 2 18 100 100 9 9 334 66 30 6 3 13 0 1 19 100 100 8 8 500 99 41 8 2 9 0 1 20 100 7 149 11 6 0 21 100 7 223 15 4 0 22 100 6 334 20 3 0 23 100 6 500 28 2 0 Tot- 1500 1500 1500 408 260 177 1500 1500 1500 223 152 104 1500 1500 1500 578 394 269 aal In Tabel 6.3 zijn de resultaten van de simulaties gegeven: de winstindex in de situatie met en zonder wachttijd, bij uiteenlopende discontovoeten. De referentie, de situatie zonder wachttijd en zonder discontering, is op 100 gesteld. De resultaten betreffen het geval dat milieutechnologie ontwikkeling gratis is (geen milieuinnovatie-uitgaven), bijvoorbeeld omdat de uitgaven volledig gesubsidieerd worden. Daarnaast staan de resultaten in geval de milieuinnovatie-uitgaven die worden gedaan om opbrengsten te genereren 150 eenheden bedragen. De effecten van de disconteringsvoet op de winst
staan weergegeven in de kolommen met 0 jaar, 4 jaar en 8 jaar wachttijd. Hierbij moet worden bedacht dat lange wachttijd en een hogere discontovoet met elkaar samenhangen want uitstel van de verkoop vergroot de onzekerheden waardoor de innovatoren een hoger rendement van de investering zullen eisen. Tabel 6.3 Simulatie van de effecten van discontovoeten, wachttijd op de winstgevendheid (winstindex) Geleidelijk Uitstel Snelle invoering 0 jaar 4 jaar 8 jaar 0 jaar 4 jaar 8 jaar 0 jaar 4 jaar 8 jaar Geen milieuinnovatie-uitgaven (subsidie voor milieutechnologie ontwikkeling) 0% 100 100 100 100 100 100 100 100 100 5% 70 57 47 53 44 36 87 72 59 10% 54 35 24 30 20 14 77 53 36 15% 40 22 13 17 10 6 69 39 23 Milieuinnovatie uitgaven (150 eenheden) 0% 100 100 100 100 100 100 100 100 100 5% 62 46 34 42 30 20 84 64 49 10% 39 18 5 12 0 -8 71 41 20 15% 25 3 -9 -3 -13 -18 61 24 3 Bij volledige subsidiëring van milieuinnovatie-uitgaven, een geleidelijke invoering, de wachttijd van 4 jaar en 10% discontovoet is de winst nog maar 35% en bij 15% slechts 22% van de ongedisconteerde waarde; dit is bij uitstel van de invoering nogmaar 20%, maar betere winstgevendheid wordt behaald bij een snelle invoering van milieueisen. De negatieve effecten van de wachttijd en de discontovoet op winst worden nog sterker als milieuinnovatie-uitgaven worden gemaakt. Bij uitstel van invoering en 10% discontovoet wordt geen winst gemaakt. De winstgevendheid daalt nog verder bij een wachttijd van 8 jaar. Wachttijd en trage invoering van strengere milieueisen hebben sterk negatief effect op de verwachte winstgevendheid van milieuinnovaties, ook al worden zeer lage productiekosten gemaakt. Twee andere typen subsidies zijn te onderscheiden. Een eerste type is subsidie voor het gebruik van milieuinnovaties bij de emissiebronnen. In Nederland is deze vooral bekend in de vorm van vervroegde afschrijvingen van milieuinvesteringen maar er zijn ook andere uitwerkingen zoals zachte leningen voor de inkoop van schonere producten. Deze subsidie vermindert voor de emissiebronnen het benodigde investeringbedrag en in het licht van financiele claims vergroot het de bereidheid van bedrijven om emissies te reduceren in plaats van bijvoorbeeld schadevergoeding te betalen. Dit impliceert tevens meer zekere verkoopperspectieven voor aanbieders van milieutechnologie, een lagere discontovoet en daarmee een hogere innovatierente. Een tweede type is subsidie voor de productie van nieuwe milieutechnologie, zoals ondersteuning aan bedrijfsverzamelgebouwen. Dit type subsidie verlaagt de productiekosten van innovatieve milieutechnologie. Deze twee typen subsidies hebben minder positieve effecten op de winstgevendheid van milieuinnovaties dan de subsidies voor milieuinnovatie-uitgaven omdat ze later worden ontvangen door de innovatoren en dat bovendien alleen wanneer de innovatie in productie wordt genomen.
Rentabiliteit van milieuinnovaties onder invloed van streng milieubeleid Stel dat een groep ontwikkelaars overweegt om milieuinnovaties te realiseren. In hoeverre het huidig milieubeleid met de wachttijd winstgevende milieuinnovaties oplevert, is aan de hand van empirische data gesimuleerd. Nagegaan is of de ontwikkelaars winst uit verkoop van milieuinnovaties behalen onder de aanname dat milieueisen worden gesteld die zo streng zijn dat alle beschikbare milieutechnologie zou moeten worden ingezet om daaraan te voldoen. Daarbij is verondersteld dat de milieueisen vroegtijdig aangekondigd zijn zodat de ontwikkelaars de gelegenheid hebben om in O&S te investeren om de milieuinnovaties te kunnen realiseren. Voor de berekening zijn de geaggregeerde simulatieresultaten van hoofdstuk 4 gebruikt. De investeringen in emissiereductie worden in 15 jaren gerealiseerd in een exponentieel toenemende omvang. Indien de investeringen bestaan uit innovatieve milieutechnologie levert dat volgens tabel 4.6 onderste rij een innovatierente van 19.2 miljard gulden in contante waarde (gedisconteerd tegen 10 procent naar het begin van het investeringsprogramma). In hoofdstuk 4 werd dus uitgegaan van een wachttijd van nul jaren. We kunnen nu het effect van de wachttijd vaststellen. Bij een wachttijd van 4 jaren en een discontovoet van 10 procent krimpt de contante waarde van de innovatie rente van 19.2 miljard gulden naar 13 miljard gulden en bij 8 jaren wachttijd naar 9 miljard gulden, zoals hieronder aangegeven. Wachttijd in jaren
Totale innovatierente in 15 jaar in miljard Innovatierente gemiddeld per jaar gulden
in miljard gulden
0
19
1,28
4
13
0,87
8
9
0,59
Afgezet tegen de jaarlijkse innovatie uitgaven van 0,5 miljard gulden begin jaren negentig zien we dat de in hoofdstuk 4 berekende royale marge voor innoverende aanbieders bij 8 jaren wachttijd bijna is verdwijnen, uiteraard met de voorbehouden die in hoofdstuk 4 werden gemaakt.
6.6 Milieubeleid dat innovaties uitlokt De vraag in dit hoofdstuk was of strengere milieueisen kostenbesparende milieuinnovaties uitlokken. Als dit het geval is zullen de emissiereductiekosten minder stijgen dan vooraf werd verwacht, maar als er weinig milieuinnovatie wordt uitgelokt dan nemen de kosten toe waardoor de weerstanden tegen emissiereductie toenemen. Het antwoord op de vraag is niet zonder meer positief. Op grond van de gangbare theorie en de nuanceringen daarop zou worden verwacht dat de economische instrumenten in sterkere mate milieuinnovaties uitlokken dan het voorschrijven van emissienormen. Dit geldt vooral voor regulerende heffingen en verhandelbare emissierechten omdat hierbij voor de restemissie moet worden betaald en er dus een permanent werkende prikkel is om restemissie van bedrijven te reduceren. De kanttekening daarbij is dat de gangbare theorie gericht is op
de effecten van de diverse instrumenten op de inkoop en het gebruik van milieutechnologie door emitterende bedrijven. Daarmee komt de vraag naar milieuinnovaties in beeld. Daar tegenover staat dat de invloed van de diverse instrumenten op ontwikkeling van milieutechnologie nog weinig onderzocht is. De effecten van strengere milieueisen op realisatie van milieuinnovaties zijn daarom het hoofdthema van dit hoofdstuk. Er is in par. 6.3 op gewezen dat de voorbereiding van milieueisen een lange tijd duurt. De aanbieders moeten eerst uitgeven om milieuinnovaties te kunnen demonstreren, dan lange tijd wachten op de invoering van milieueisen en pas dan kunnen ze verkoopopbrengst behalen. De wachttijd voor de invoering van milieueisen drukt evenwel de contante waarde van de verkoopopbrengsten en daarmee de winstgevendheid van milieuinnovatie. Ook is erop gewezen dat de aanbieders belang hebben bij een korte invoeringsperiode, maar dat staat haaks op de wensen van de emitterende bedrijven die druk uitoefenen om uitstel en hoge uitvoering te verkrijgen. In dit hoofdstuk komt naar voren dat op de algemene stelling dat economische instrumenten milieuinnovaties sterker stimuleren dan fysieke regelgeving, de nodige nuanceringen moeten worden aangebracht. Bij gelijke condities verdienen de economische instrumenten de voorkeur boven fysieke regulering in de vorm van doelvoorschrift, want economische instrumenten scheppen een groter verkoopvolume en ze leveren minder onzekerheden over de verkoop van milieuinnovaties op. Een ander belangrijk voordeel van economische instrumenten is dat de invoeringsperiode kort kan zijn want emitterende bedrijven kiezen zelf een oplossing. Het belangrijkste nadeel van economische instrumenten is dat de voorbereidingstijd lang is omdat er weerstanden tegen deze instrumenten zijn. Convenanten scheppen in vergelijking met doelvoorschriften en economische instrumenten minder verkoopmogelijkheden en de onzekerheid over de naleving van de eisen is groter dan bij doelvoorschriften, maar de voorbereidingstijd is korter. Als convenanten worden aangevuld met economische instrumenten zal dat de milieuinnovatie sterk stimuleren, maar de voorbereidingstijd kan veel langer zijn. Als rekening wordt gehouden met de voorbereidingstijd en de diverse invoeringsmethoden en de daarmee gemoeide tijd, is er geen eenduidig voordeel van één type instrument voor het aanbod van milieuinnovaties: er blijkt een trade off te bestaan tussen de duur van de voorbereidingstijd en de mate van zekerheid over het te verwachten verkoopvolume van milieuinnovaties. De nuanceringen op de gangbare theorie zijn beargumenteerd in de paragrafen 6.3 en 6.4. Als regel hoeven de vergunningen pas te worden aangepast bij uitbreiding van productiecapaciteit en vervanging. Daarin is uitgegaan van het in Nederland bestaande regime van directe regelgeving, dat qua hoofdzaken goed te vergelijken is met het regime in andere Europese landen. Nagegaan is hoe de lengte van de wachttijd en de invoeringsperiode bij het introduceren van strengere milieueisen doorwerkt op de innovatiebereidheid van aanbieders van milieutechnologie. In de praktijk moeten de ontwikkelaars van milieutechnologie 6 tot 8 jaar wachten voordat ze een gedemonstreerde milieuinnovatie kunnen verkopen. De verkoopmogelijkheden zijn dan ook nog afhankelijk van de wijze waarop en het tempo waarin de eisen worden ingevoerd door de emissiebronnen. Dat loopt doorgaans traag om tegemoet te komen aan de wensen van de emissiebronnen. Bij een discontovoet
van 10 procent leidt de wachttijd alleen al tot een halvering van de te verwachten marge. Bovenal is onzeker in hoeverre er oplossingen worden gekozen waarbij milieuinnovaties in het voordeel zijn. De lange wachttijd, de trage invoering en de onzekerheden over het beoogde effect en de kosten van de milieutechnologie waarop de milieueis zal worden gebaseerd, drukken de contante waarde van de verwachte verkoopopbrengsten van de milieuinnovatie zeer sterk. De huidige condities zijn ongunstig voor milieuinnovaties. Om milieuinnovaties zou het beleid aan de aan de volgende voorwaarde moeten voldoen: zo vroeg mogelijk in het voorbereidingsproces duidelijkheid verschaffen over de strengheidmarge waarbinnen de milieueis naar verwachting zal worden vastgesteld, een redelijke zekerheid dat strengere milieueisen in de toekomst ook werkelijk worden ingevoerd, een korte periode tussen het opstellen en het invoeren van strengere milieueisen (een korte wachttijd) en een redelijk snelle invoering van de milieueisen, waarbij bedrijven zelf kunnen beslissen wanneer en op welke wijze ze aan de milieueisen voldoen.
7. Leidt zelfregulering tot milieuinnovaties? In dit hoofdstuk komt de vraag aan de orde in hoeverre onderhandelingen over emissiereductie tussen particuliere belanghebbenden milieuinnovaties kunnen uitlokken. Wij onderscheiden drie groepen van belanghebbenden: zij die de nadelen ondervinden van de emissies en zich inzetten voor het verder terugdringen daarvan, de emitterende bedrijven en de aanbieders van eventueel te ontwikkelen milieutechnologie. De overheid neemt niet direct deel aan het onderhandelingsproces maar ze kan een faciliterende rol spelen door passend milieuinstrumentarium in te zetten.
7.1 Inleiding Het gaat om onderhandelingen en afspraken tussen degenen die schade van de emissie ondervinden (benadeelden), de emissiebronnen en de aanbieders van milieuinnovaties. De aanname is dat benadeelden voordeel hebben van emissiereductie. Ze worden hier beschouwd als de vragers naar emissiereductie. Zolang ze alleen wensen formuleren kan die vraag door emitterende bedrijven genegeerd worden. Anders wordt het wanneer de particuliere vraag van benadeelden wordt ondersteund door geloofwaardige (dreiging met) schadeclaims, beïnvloeding van de publieke opinie over het bedrijf (schade aan imago) of door de bereidheid om aan emissiereductie een financiële bijdrage te leveren. De emissiebronnen zijn erop uit hun emissiereductiekosten zo laag mogelijk te houden. In de eerste plaats door zo weinig mogelijk tegemoet te komen aan de vraag, dus door het emissiereductiepercentage zo laag mogelijk te houden. Milieuinnovatie is welkom omdat dat de mogelijkheid biedt aan de vraag naar emissiereductie tegemoet te komen tegen lagere emissiereductiekosten. De achtergrond van deze analyse is dat in het Nederlands milieubeleid van het afgelopen decennium de nadruk kwam te liggen op emissiereductie door afspraken tussen belanghebbenden, waarbij de overheid alleen de voorwaarden voor de afspraken schept. Het kan gaan om regelingen voor aansprakelijkheidsstelling, het verplicht stellen van bedrijfsinterne milieuzorg met rapportages, kwaliteitscertificaten voor bedrijfsvoering en subsidies voor de bovenmatige inspanningen in 1
milieubeheer ( ). Dit beleid is dus gericht op het bevorderen van zelfregulering. Het motief is dat hiermee emissiereductie tegen lage kosten kan worden bereikt waarbij de overheidsvoorschriften een vangnet of scherper gezegd, een stok achter de deur zijn. De ervaringen met zelfregulering zijn tot nu toe beperkt gebleven tot convenanten die meestal minder effectief zijn dan de wettelijke voorschriften (dit is in paragraaf 6.2 beschreven). Bij convenanten gaat het evenwel om vrijwillige afspraken tussen bedrijven en overheden, terwijl hier wordt ingegaan op de onderhandelingen tussen bedrijven en 1. Zelfregulering is in Nederland door minister P. Winsemius medio jaren tachtig geïntroduceerd [Winsemius, 1986] waarna deze prioriteit in de opeenvolgende Nationaal Milieubeleidsplannen kreeg. Zo stelt het meest recente Nationaal Milieubeleidsplan 4 op pagina 70 dat de overheid vooral de juiste omstandigheden voor partijen (burgers, bedrijven en overheden) moet scheppen om de hun toebedachte rol te vervullen.
particuliere groepen waarbij aangenomen wordt dat de particulieren de mogelijkheid hebben om hun vraag af te dwingen. De opvatting dat milieubeleid langs de weg van zelfregulering kan worden gevoerd, wordt ondersteund door de resultaten van diverse enquêtes bij bedrijven. Die wijzen erop dat de wettelijke milieueisen niet de enige, soms zelfs niet eens de belangrijkste factoren zijn die emissiereductie beïnvloeden. Diverse factoren beïnvloeden beslissingen van bedrijven over emissiereductie. Daartoe behoren onder meer het milieu-imago van het bedrijf bij consumenten, de kwaliteitsbeoordeling door afnemers, de motivatie bij het personeel, de wettelijke aansprakelijkheid, evenals de eisen gericht op vermindering van milieurisico’s gesteld door financiers en verzekeraars [Bressers, 1995]. Maar in hoeverre deze meningen van emissiebronnen daadwerkelijk in het gedrag tot uiting komen is onbekend. De vraag is dus óf en onder welke condities de vraag vanuit groepen van particuliere benadeelden voldoende groot is en duidelijk om als stimulans voor milieuinnovaties te functioneren, want dan worden milieukosten beperkt waardoor emissiereductie beter haalbaar wordt. Dit hoofdstuk is als volgt opgebouwd. In paragraaf 7.2 wordt ingegaan op de mogelijkheden voor en de grenzen van zelfregulering. In paragraaf 7.3 wordt een voorbeeldstudie van onderhandelingen in de verpakkingsketen behandeld. In paragraaf 7.4 wordt een model van onderhandelingen besproken en simulatie van zelfregulering en innovatie gedaan. In paragraaf 7.5 wordt de conclusie getrokken.
7.2 Achtergrond van zelfregulering In theorie zou de toekenning van eigendomsrechten voor milieukwaliteiten aan particuliere belanghebbenden onderhandelingen kunnen uitlokken die tot afspraken leiden over de te bereiken emissiereductie. De afspraken zouden de optimale oplossing tot stand kunnen brengen, dat wil zeggen een emissiereductiepercentage waarbij de marginale baten van de vermindering van milieuschade voor de benadeelden gelijk zijn aan de marginale emissiereductiekosten van de emissiebronnen. Onder geïdealiseerde omstandigheden is de uitkomst van de onderhandeling -en daarmee het optimale welvaartsniveau- onafhankelijk van de wijze waarop de eigendomsrechten van milieukwaliteiten zijn verdeeld. Het doet er dus niet toe of de wetgever of rechter aan de emissiebronnen het recht om te emitteren toekent, dan wel aan de potentiële benadeelden het recht geeft op een schoon milieu en daarmee het recht om emissies te verbieden. De voorwaarden daarbij zijn dat de onderhandelaars hun rechten kunnen afdwingen en dat het onderhandelingsproces kosteloos is, oftewel dat er geen transactiekosten zijn. Bovendien moet de betrokken milieucomponent niet het karakter van collectief goed hebben [Coase, 1960]. De kern van de kritiek op het zogenoemde theorema van Coase is dat in werkelijkheid veelal 2
niet aan de beschreven ideale voorwaarden wordt voldaan ( ). Een kritiekpunt is dat toekenning van
2. Het overzicht van de discussie vanuit de neoklassieke theorie is te vinden in Pearce en Kerry Turner, 1990, p. 70-83. Het overzicht vanuit de speltheoretische benadering is te vinden in Weimann, 1990. De analyse bezien vanuit de politieke theorie geeft De Beus, 1991. Een korte toegankelijke discussie vanuit de institutionele invalshoek is te vinden in Opschoor, 1994, p.110-130. Het proces van
eigendomsrechten vaak niet mogelijk is omdat een goede milieukwaliteit voor de gemeenschap als geheel van belang is, met andere woorden het is een collectief goed. In dat geval doet zich het probleem van free riding voor, dat wil zeggen: private belang ten koste van gemeenschap wordt nagestreefd. Ook is gewezen op de ongelijke machts- en rechtspositie tussen de particuliere belanghebbenden in die gevallen waar het aantal betrokkenen beperkt is en de vervuiling dus als een particulier goed kan worden beschouwd. De benadeelden hebben meestal een zwakkere positie dan de emissiebronnen omdat hun schade pas achteraf, vaak vele jaren na het optreden van emissie, kan worden waargenomen en dan is de schade in veel gevallen irreversibel. Dit is dikwijls het geval met gezondheidschade. Daarnaast is erop gewezen dat de strijd om milieurechten doorgaans hoge transactiekosten met zich meebrengt, met andere woorden: er zijn vele onderzoeken en complexe onderhandelingen nodig om de schade te bewijzen en vervolgens om de kosten van de schadebeperking te verdelen. Dit is vooral lastig bij internationale vraagstukken, zoals bij verzuring. Op nationaal niveau is de realiteit doorgaans dat een emissiebron zich het recht heeft toegeëigend om te vervuilen en degenen die milieuschade lijden als benadeelden proberen zich het recht op een schoon milieu te verwerven via de rechter. Praktisch bezien is het probleem van zelfregulering via onderhandelingen dat de strijd om de vraag wie de milieurechten heeft, moet worden gevoerd via een rechtsgeding over de wettelijke aansprakelijkheid voor milieuschade en dat is kostbaar en tijdrovend. Pas als het rechtsgeding succes heeft, geeft de dreiging met een financiële schadeclaim de benadeelden een steun in de rug en moet de bron hen serieus nemen. De ervaringen met zelfregulering hebben tot nu toe wat betreft emissiereductie wisselende resultaten opgeleverd. De benadeelden blijken in sommige situaties een sterke druk op emissiebronnen te kunnen uitoefenen omdat ze goed georganiseerd zijn, zoals branches of maatschappelijke organisaties. Er zijn voorbeelden van afspraken, zoals tussen industriële bedrijven en veehouders over de beperking van watervervuiling om schade aan veeteelt te voorkomen, die mede onder invloed van dreiging met hoge schadeclaims door veehouders gemaakt zijn. Ook kwamen onder druk van de publieke opinie afspraken tot stand tussen consumentenorganisaties, handel en industrie over de beperking van milieuschadelijke stoffen in producten en werden aansprakelijkheidsclausules opgesteld zoals voor bodemverontreiniging bij de verkoop van onroerend goed. Sommige milieuorganisaties die grond bezitten of pachten maken afspraken met de aldaar gevestigde boeren over een milieukundig verantwoord grondbeheer. Sommige milieukwaliteiten worden geprivatiseerd, bijvoorbeeld met behulp van de belevings- en emissierechten die hoofdstuk 6 zijn besproken en beheersovereenkomsten over natuurgebieden. De transactiekosten van dergelijke overeenkomsten gaan omlaag als er goede informatie op tafel ligt. Milieuboekhouding en -rapportages, alsmede diverse kwaliteitscertificaten en labels om het publiek te informeren en producten met een kwaliteitsgarantie te leveren, dragen daaraan bij.
onderhandeling wordt besproken in Kip Viscusi, et al. 1995, p.711-719. Discussie in het licht van diverse milieuaspecten is te vinden in Ostman, et al., 1997.
Discussies over zelfregulering en milieuinnovaties Gezien de bovengenoemde moeilijkheden is scepsis over de effectiviteit van zelfregulering op zijn plaats. Als in de praktijk de particuliere vraag te zwak blijkt te zijn om emissiereductie bij bronnen te realiseren, is het al helemaal problematisch hoe die particuliere vraag positief zou kunnen doorwerken op de milieuinnovatie. Innovatie via zelfregulering en de waargenomen effecten (al dan niet met subsidie) leveren tegenstrijdige onderzoeksresultaten. De effecten van zelfregulering op milieuinnovatie zijn dan ook discutabel. Sommige onderzoekers menen dat milieubelangen nu al dermate sterk zijn dat de bedrijven die met lage emissiereductiekosten aan de milieueis van milieuorganisaties en consumenten kunnen voldoen, een concurrentievoordeel behalen omdat ze minder aansprakelijkheidsrisico lopen en ze bouwen aan een positief milieu-imago. Voorts is erop gewezen dat vele bedrijven milieubelangen in hun organisatie internaliseren (maatschappelijk verantwoord ondernemen). Daarbij valt overigens wel op dat de onderzoekers zich niet richten op situaties waarin emissiebronnen en benadeelden in een conflictsituatie verwikkeld zijn, maar zich concentreren op posities waar potentieel gemeenschappelijke belangen tussen diverse partijen bestaan en de eventuele belangentegenstellingen diffuus zijn. Het gaat bijvoorbeeld om bedrijven in een keten of contacten tussen producenten en consumenten over productkwaliteit. Op grond hiervan wordt door de onderzoekers aanbevolen om tussen bedrijven onderling en tussen bedrijven en particuliere belanghebbenden netwerken te scheppen waarin alle belanghebbenden ‘leren’ om beter aan de vraag naar emissiereductie te voldoen en zodoende concurrentievoordelen te behalen. Daarbij is er vaak op gewezen dat door samenwerking milieuinnovaties kunnen worden gerealiseerd die individuele ondernemingen niet kunnen behalen omdat hun milieukennis beperkt is. Ook wordt ervoor gepleit dat de overheid de voortrekkende rol vervult omdat anders de samenwerking niet van de grond komt [Tomer, 1992; Cramer en Schot, 1993; Schrama, 1997; Noci en Verganti, 1999; Vickers en Cirdney-Hayes, 1999]. Sommige onderzoekers bouwen op deze gedachtegang voort door te wijzen op het belang van netwerken tussen bedrijven en maatschappelijke organisaties als de milieubeweging. Deze netwerken vormen een gemeenschap (‘sociale niche’) om milieutechnologie te ontwikkelen en te beproeven. Het is immers sowieso noodzakelijk om milieuinnovaties via niches te realiseren omdat de barrières groot zijn. De barrières kunnen zijn: tegenstrijdige doelstellingen, ongeschikte bedrijfscultuur om milieuinnovaties aan te kopen, riskante productie, onderhoudsgevoelige infrastructuur en negatieve sociale en milieukundige neveneffecten van milieuinnovaties [Verheul en Vergragt, 1995; Kemp et al., 1998]. Dat bedrijven op de milieubelangen reageren zou ook blijken uit de waarneming dat onderzoeks- en ontwikkelingsafdelingen van vele bedrijven actief naar milieuinnovaties zoeken. De onderzoekers beargumenteren dat het voldoen aan de milieubelangen het innovatieproces complexer maakt want er worden meer eisen aan technologie ontwikkeling gesteld, waarvoor meer onderzoeksen ontwikkelingsinspanningen nodig zijn om aan de eisen te voldoen [Roome 1994, Clarke en Roome, 1995]. Sommige bedrijven die producten voor het finaal gebruik maken, zouden uit strategische overwegingen de mogelijkheden voor milieuinnovaties systematisch onderzoeken en selecteren. De
waarneming van een planmatige aanpak is gebaseerd op de situatie bij Philips Consumer Electronics [Cramer, 1997]. Het blijft de vraag waar wishful thinking eindigt en de werkelijkheid begint, want door diverse onderzoekers wordt betwijfeld of milieuaspecten een rol van betekenis spelen in de bedrijfsstrategie. Diverse studies benadrukken de beperkingen van zelfregulering voor onderzoek en ontwikkeling in bedrijven. Bij innovatiebeslissingen is het milieubelang meestal beperkt tot slechts enkele afdelingen in een onderneming. Zo laat een recente studie naar het selectieproces van innovaties van het Philipsconcern zien dat milieubelangen geen rol spelen en dat concurrentie en kerncompetenties van het bedrijf de belangrijkste selectiecriteria voor technologie ontwikkeling zijn [Chiesa et al., 1999]. Ook een studie naar de rol van het milieumanagement in grote chemische bedrijven toont aan dat milieumanagers wel een dominante rol vervullen als het gaat om onderhandelingen over het opstellen en het naleven van wettelijke milieueisen in vergunningen, maar dat hun rol in de besluitvorming over bedrijfsvoering en innovatie beperkt is. Ze vervullen geen coördinerende rol (nexusfuncties) in het innovatieproces als het gaat om nieuwe producten en processen, wel als het gaat om de keuze van milieutechnologie waarmee aan de milieueisen kan worden voldaan [Schot, 1991]. Bovendien is de milieukennis in de meeste bedrijven beperkt. Milieueffecten worden vaak door externe deskundigen beoordeeld, zoals installatiebedrijven en adviseurs. Zo wijst een studie naar de verkoop van hoogrendementsketels erop dat inkopers van de ketels, zoals woningbouwcorporaties, hun beslissing op advies van specialisten nemen en er meer milieukundig verbeterde producten verkocht worden naarmate het vertrouwen in de specialisten toeneemt [Brezet, 1994]. Aldus is de bijdrage van zelfregulering aan de versterking van milieutechnologie ontwikkeling bepaald niet vanzelfsprekend. Ook de samenwerkingsmogelijkheden tussen bedrijven, die door onderzoekers worden onderkend, staan op gespannen voet met de ervaring in uitvoeringsprojecten. Zo wijzen de resultaten van een Deens project gericht op de samenwerking tussen bedrijven om milieugerichte producten te ontwikkelen erop dat subsidies voor samenwerking en zelfs de aanwijsbare concurrentievoordelen nog niet voldoende zijn om de samenwerking te realiseren, omdat deze als een belemmering wordt ervaren. In aanvulling op de gangbare economische overwegingen (zoals hoge kosten en te beperkt geachte verkoopmogelijkheden) zijn er ook sociaal-economische factoren zoals de ongelijke posities tussen bedrijven onderling, waardoor één bedrijf een dominante positie kan opeisen, de perceptie dat de ‘trekkers’ in de projecten de ‘volgers’ moeten meedragen en ‘onwillende’ zakelijke relaties die de communicatie bemoeilijken. De onderzoekers pleiten voor meer subsidie maar het is de vraag of hiermee de barrières worden weggenomen [Georg et al., 1992]. Voorts is erop gewezen dat belangen van bedrijven in de productiekolom verschillen, waardoor samenwerking lastig blijft. De grote emittenten, die vooral in grondstoffenverwerking zoals raffinaderijen, basischemie en -metaal te vinden zijn, moeten hoge milieukosten maken met weinig imagovoordelen van goed milieubeheer, waardoor ze weinig belang bij emissiereductie hebben. De meeste bedrijven in de volgende fasen van de keten zijn kleinere emissiebronnen, zoals de industrie die de finale producten maakt, de handel en de dienstverlening. In deze bedrijven zijn de milieukosten
uitgelokt door wettelijke milieueisen weinig relevant, terwijl een goed milieubeheer voor hun imago bij de afnemers en de publieke opinie wel belangrijk is. Op grond hiervan wordt verwacht dat met name de bedrijven die dicht bij de finale gebruikers opereren, voordelen van goed milieubeheer kunnen behalen, mits de consumenten hieraan belang blijven hechten. Dit belang moet evenwel niet worden overschat, want consumenten hechten minder belang aan milieukwaliteit dan aan andere aspecten van het product. Bovendien hebben degenen die milieubelangen behartigen, de milieuorganisaties, doorgaans geen directe invloed op de verkoop van producten maar slechts een indirecte invloed via politiek en imagobeïnvloeding [Dutilh, 1995]. Dat er verschillende milieubelangen in een productiekolom zijn, wordt bevestigd door een studie in de Verenigde Staten naar de vrijwillige deelname van bedrijven aan een programma voor emissiereductie van toxische chemicaliën. Het gaat hierbij om het 33/50 Program dat in 1988 van start ging en beoogde een emissiereductie van 33% in 1992 en 50% in 1995 ten opzichte van de startdatum te bereiken. Vanwege de vrijwilligheid werd een ad random deelname van bedrijven verwacht. In werkelijkheid namen overwegend grote bedrijven, die veel toxische stoffen emitteren, en bedrijven die voor de consumentenmarkt produceren, hieraan deel. Het gaat dus om de bedrijven waarvoor het imago op het terrein van milieubeheer van direct belang is. Overigens waren de effectiviteit van het programma en de deelname eraan beperkt. Een deel van de emissiereductie in de periode tot 1993 werd al voor de start in 1988 gerealiseerd en de beoogde 50% reductie in een periode van acht jaar (1988-1995) betrof geen absolute reductie maar een vermindering van emissie in verhouding tot de productie. Het feitelijke emissieniveau bleef het emissieniveau uit 1988 [Arora en Cason, 1996]. De opvatting dat zelfregulering een forse stimulans zou kunnen geven aan milieuinnovaties is dus niet met stevige argumenten onderbouwd. Even sterk is de argumentatie dat samenwerking en onderzoek gericht op milieuinnovaties pas op gang komen als bedrijven met strenge eisen worden geconfronteerd want dan pas kunnen ze een concurrentievoordeel behalen. In vergelijking met de milieueisen van de overheid zijn er twee beperkingen van zelfregulering bij milieuinnovaties. Een eerste beperking is dat emissiereductie moeilijk juridisch afdwingbaar is en vrijwillig afkopen lastig te organiseren is. Een andere beperking is dat de vraag naar emissiereductie onzeker is omdat er diverse, soms tegengestelde belangen van benadeelden zijn. De onzekerheid hangt ook samen met het gebrek aan informatie over de wensen van benadeelden, maar dit kan door middel van meer overleg en informatie over de uitwisseling worden verholpen. Vraag naar emissiereductie Om tot afspraken over emissiereductie te kunnen komen moet er tegenover de emissiebronnen een groep of instantie staan die de belanghebbenden bij emissiereductie vertegenwoordigt en die bovendien in staat is aan die belangen financiële kracht bij te zetten door druk van de publieke opinie, schadeclaims of de bereidheid een financiële bijdrage te leveren aan de oplossing van de problemen. Dit wordt in het vervolg ‘vraag naar emissiereductie’ genoemd. Het betreft de vraag van omwonenden aan de emissiebronnen zelf, van de afnemers van producten en ten slotte de vraag naar goed
milieumanagement. Enkele voorbeelden worden hieronder uiteengezet. Het gaat dus om de vraag naar emissiereductie waar geen dwangmiddelen van de overheid achter staan, zoals van bewoners in de bedrijfsomgeving, maatschappelijke organisaties en in toenemende mate ook financieringsinstellingen, zoals banken en verzekeringsmaatschappijen. Een reden om emissiereductie te eisen is de aantasting van de leefomgeving, en de negatieve gevolgen voor de gezondheid en het welzijn van bijvoorbeeld lawaai en stank. Milieuaantasting is voor een deel uit te drukken in monetaire termen; denk aan waardedaling van woningbezit of verlies van productieve mogelijkheden in recreatie. Ook kunnen de veroorzakers van schade aangesproken worden op milieuschade bijvoorbeeld in geval van vervuiling van bodem of zee. Ze lopen het risico van aansprakelijkheid. Bedrijven kunnen zich tegen het risico van milieuaansprakelijkheid verzekeren. De uitgaven aan milieuaansprakelijkheidsverzekeringen bedroegen in 1992 bijna 3 miljoen gulden. Hiervan nam het middelgroot- en kleinbedrijf veruit het grootste aandeel op zich, namelijk bijna 1,5 miljoen gulden, gevolgd door de agrarische sector met ruim 1 miljoen gulden per jaar [Veering, 1993]. De kosten van milieuverzekeringen zijn dus laag ten opzichte van de totale jaarlijkse bedrijfskosten van de eigen milieumaatregelen (in lopende prijzen circa 3 miljard per jaar), maar niet alle schade door milieu-incidenten valt te verzekeren, vooral niet als het incident de veroorzaker een negatief imago bezorgt. Enkele grote incidenten hebben bijgedragen tot de perceptie dat milieuschade grote bedrijfsrisico’s met zich meebrengt, zoals olielozingen door de ramp met Exxon Valdez op zee of de consumentenboycot van Shell in Duitsland en Nederland naar aanleiding van de beoogde dumping van een olieplatform in zee. Een andere reden om goed milieubeheer te voeren is de vraag naar milieukundig verbeterde producten, dat wil zeggen producten die in hun levensloop minder milieuschade met zich meebrengen. De kostenvoordelen van milieukundig verbeterde producten zijn soms direct zichtbaar voor de afnemer, zoals de voordelen van huishoudelijke apparaten die weinig elektriciteit verbruiken. In vele gevallen zijn de voordelen echter pas op termijn waarneembaar, zoals bij apparaten die weinig reparaties vragen. Soms zijn de voordelen voor de individuele private gebruikers onzichtbaar, bijvoorbeeld als het gaat om minder schadelijke stoffen in apparaten. Er kan dus onderscheid worden gemaakt tussen de voordelen waarbij vooral de emotionaliteit bij de klanten een rol speelt, dus zonder direct tastbare voordelen en de voordelen die vooral te maken hebben met verbeteringen in de functionaliteit van producten om kosten in de levenscyclus te beperken. Soms gaan deze twee voordelen samen, maar vaak zijn er ook spanningen tussen de emotionele en de functionele milieuvoordelen voor de afnemer. Functionele voordelen van milieukundig verbeterde producten zijn bijvoorbeeld minder veiligheids- en gezondheidsrisico’s in het gebruik voor werknemers en consumenten en verbeteringen in de producteigenschappen zoals minder gewicht van producten, minder slijtage en een lager energieverbruik. De mogelijke kostenbesparing door verbeteringen in de functionaliteit van producten is in het kader van ketenbeheer in paragraaf 5.6 al besproken. Voor zover mij bekend zijn er geen schattingen van de kostenbesparing door de toename in het gebruik van milieukundig verbeterde producten.
Ook is er vraag naar producten met een emotionele waarde, zoals ‘milieuvriendelijkheid’, ‘natuurlijke’ materialen of ‘diervriendelijke’ producten. De totale verkoop hiervan is tot nu toe beperkt gebleven tot 1% tot 2% van de totale consumptieve bestedingen, maar de detailhandel biedt dergelijke producten in toenemende mate aan en de belangstelling van consumenten is potentieel veel groter, want circa 16% tot 20% van de consumenten zegt regelmatig milieuvriendelijke producten te kopen en een nog hoger percentage wenst dergelijke producten [Hoevenagel et al., 1996]. De lage verkoop gezien de belangstelling, hangt samen met de hogere prijs van deze producten en met de onzekerheden over de kwaliteitsvoordelen, want tegenover het voordeel van milieuvriendelijkheid staat dat de producten qua uiterlijk en gemak vaak laag worden gewaardeerd. Wel wordt een toename van de inkopen van producten met hoge emotionele waarde verwacht op grond van de veranderingen in consumentenpercepties, de inkooptrends tot nu toe en de mogelijkheden voor verbeteringen in de kwaliteit, waarbij milieuvriendelijkheid een voordeel zou zijn [Edelkoort, 1995]. Enkele bedrijfstakken hebben nu al te maken met een toename van de consumentenvraag naar milieuvriendelijke producten. De betekenis hiervan voor het bedrijfsresultaat in de nijverheid is groot. Ter illustratie: indien de inkopen van de milieuvriendelijke producten toenemen van 1% tot 2% van de totale particuliere consumptie dan betekent dat een additionele omzet van de milieuvriendelijke producten van circa 3,5 miljard gulden per jaar. Dezelfde percentuele toename zou voor de voedingsmiddelenindustrie betekenen dat de bedrijven die ‘reguliere’ producten leveren omzet derven. De omzetderving is groter dan de huidige totale milieukosten die de voedingsmiddelenindustrie maakt om aan alle overheidseisen te voldoen [Krozer en Doelman, 1996]. Om de inkoop van de milieukundig verbeterde en van milieuvriendelijke producten te ondersteunen worden diverse milieukeuren aan producten afgegeven, zoals Milieukeur, EKO-keur en het Energielabel. Het verwerven van een milieukeur door een bedrijf is kostbaar. De toetsing alleen al kost meer dan 0,3 miljoen gulden per product in aanvulling op de kosten van productontwikkeling en de promotie om deze producten onderscheidend van andere te maken. Nog een reden voor bedrijven om hun milieubeheer goed op orde te hebben is om economische risico’s te vermijden. Goed milieubeheer wordt waargenomen door organisaties die gebaat zijn bij lage risico’s zoals afnemers van producten en diensten, banken en verzekeringsmaatschappijen. Die zien de bedrijfsinterne milieukennis en -beheer als een indicatie van goede bedrijfsvoering wat voordelen bij markttransacties oplevert vooral als het gaat om het afsluiten van langdurige contracten met afnemers en financiers. Behalve als indicatie dat het bedrijf goed geleid wordt, achten vele financiers een goed milieubeheer ook van belang om de financiële risico’s van milieuschade te beperken. Bovendien is milieuschade een signaal aan de financieringsinstellingen dat het management onvoldoende is en dat er dus financieringsrisico’s kunnen worden verwacht. Een van de effecten van dit signaal is een tijdelijke daling van de aandelenkoers van de bedrijven die milieuschade hebben veroorzaakt [Konar en Cohen, 1997]. Risicomijding van goed milieubeheer blijkt ook uit interne onderzoeken van enkele banken die erop wijzen dat de fondsen waarin bedrijven met overwegend goed milieubeheer zijn opgenomen, een lager dan gemiddelde rentabiliteit behalen
maar minder gevoelig zijn voor conjuncturele fluctuaties [Skillius en Wennberg, 1998]. Ook investeerders hebben voordeel bij goed milieubeheer, zoals bij overnames. Om de risico’s van milieuschade te beperken, worden bedrijven doorgelicht (auditing) bij overnames en grote investeringen. Als het milieubeheer onvoldoende blijkt te zijn dan wordt rekening gehouden met extra kosten. Dit drukt de prijs van de overname en de rentabiliteit van de investeringen. Daarnaast verschaffen bedrijven informatie over hun milieubeheer teneinde een goede beeldvorming op te bouwen omdat dat betere vestigingsvoorwaarden oplevert, waaronder een snelle afhandeling van vergunningen [Kaarrer-Rueedi, 1996]. Om de kwaliteit van bedrijfsvoering zichtbaar te maken worden milieucertificaten voor goed milieubeheer afgegeven, zoals ISO 14000. Deze hebben een brede acceptatie gekregen want het bezit ervan draagt bij tot een positief bedrijfsimago waardoor de kans op opdrachten van klanten toeneemt. De kosten voor een bedrijf om een milieucertificaat te verwerven zijn hoog en kunnen tot 0,5% van de jaaromzet oplopen. Daarnaast zijn er de kosten van de periodieke toetsen om het certificaat te behouden. Ondanks de hoge kosten neemt het aantal gecertificeerde bedrijven toe. Er worden blijkbaar grote bedrijfsvoordelen behaald door het goede imago bij de klanten, naast de efficiëntieverbeteringen in de processen. Kosten van milieucoördinatie Er is dus wel een algemene vraag naar emissiereductie maar in de praktijk moet deze uitkristalliseren in de onderhandelingen tussen de vele belanghebbende partijen die tot een overeenkomst moeten komen. Een theoretische studie naar de transactiekosten in de Deense groente- en fruitindustrie wijst erop dat er aan het op de markt brengen van kwalitatief betere producten toenemende marginale transactiekosten zijn verbonden omdat de afnemers van groente en fruit de kwaliteitsverschillen tussen afzonderlijke producten in beperkte mate percipiëren [Foss, 1996]. Deze stelling is plausibel ofschoon empirisch niet getoetst. De onderhandelingen tussen belanghebbenden brengen dus kosten met zich mee, maar mij zijn geen studies bekend naar de werkelijke transactiekosten in het milieubeheer. Als synoniem voor ‘transactiekosten in het milieubeheer’ van bedrijven gebruiken wij verder de term ‘kosten van milieucoördinatie’ omdat deze term ook in de statistieken van milieukosten van bedrijven wordt gebruikt. De inspanningen van bedrijven om rekening te houden met en tegemoet komen aan de milieueisen van de benadeelden en te zorgen voor de uitvoering daarvan worden veelal ‘milieucoördinatie’ genoemd, tegenwoordig worden ook termen als ‘milieumanagement’ of ‘milieuzorg’ gebruikt. De milieucoördinatie is bedoeld om de bedrijfsleiding over het milieubeleid te adviseren en ervoor te zorgen dat het bedrijf zijn milieubeleid uitvoert. Onder milieucoördinatie vallen werkzaamheden als: overleg met diverse belanghebbenden, het verzamelen van informatie over milieueisen en over de geschiktheid van bepaalde milieutechnologie waarmee het bedrijf aan de gestelde eisen kan voldoen. Al deze activiteiten brengen kosten van milieucoördinatie met zich mee die statistisch worden waargenomen. In Tabel 7.1 staan voor de jaren 1980-1997: de statistisch waargenomen netto lasten
van bedrijven in de nijverheid (netto lasten zijn heffingen plus de kosten van eigen activiteiten minus subsidies), de kosten van milieuonderzoek en ontwikkeling (O&S-milieukosten) en de kosten van milieucoördinatie (de gegevens zijn gebaseerd op CBS-statistieken van milieukosten in bedrijven). De kosten zijn in constante prijzen van 1980. In de tabel is onderscheid gemaakt tussen kosten van eigen activiteiten en van uitbesteding aan derden. In de periode 1980-1997 zijn de netto milieulasten met de factor 2,2 toegenomen, de O&S-milieukosten 3,5 keer terwijl de kosten van milieucoördinatie 3,8 keer zijn toegenomen. De statistische gegevens laten zien dat de transactiekosten van bedrijven vanaf eind jaren tachtig sterk toenamen. Ze namen sterker toe dan de kosten van milieuonderzoek en ontwikkeling in bedrijven. Sindsdien is de uitbesteding van O&S aan universiteiten en onderzoeksinstellingen en van de milieucoördinatie aan advies-, accountancy- en ingenieursbureaus drastisch beperkt. De bedrijven waarderen blijkbaar in afnemende mate het meer fundamentele milieuonderzoek van de universiteiten en onderzoeksinstellingen en ze kunnen blijkbaar steeds beter de eisen van de omgeving zelf beoordelen. Al met al zijn er in de jaren negentig twee trends waarneembaar: een trend waarbij milieuinnovatie-uitgaven afnemen ten gunste van de milieucoördinatie en een trend waarbij steeds meer activiteiten in eigen beheer worden gedaan.
Tabel 7.1 Netto lasten, O&S milieukosten en kosten van milieucoördinatie in nijverheid, alle kosten in miljoen gulden in constante prijzen van 1980 Netto lasten O&S milieukosten Kosten van milieucoördinatie Jaar Kosten Index Totaal waarvan Index O&S Totaal waarvan Index kosten uitbesteed coördinatie uitbesteed 1980 1323 100 44 100 41 100 1981 1394 105 59 135 41 100 1982 1265 96 60 137 42 103 1983 1202 91 66 149 43 106 1984 1195 90 51 116 28 70 1985 1277 96 65 148 30 73 1986 1291 98 62 140 33 81 1987 1396 106 75 16% 172 47 25% 116 1988 1540 116 85 20% 192 62 27% 152 1989 1746 132 107 24% 243 86 30% 211 1990 1944 147 120 27% 273 105 31% 258 1991 2127 161 136 33% 309 133 34% 328 1992 2266 171 136 30% 309 137 29% 337 1993 2408 182 133 23% 303 147 20% 362 1994 2677 202 143 22% 325 155 19% 382 1995 2704 204 152 24% 345 163 21% 401 1996 2737 207 142 20% 324 152 18% 375 1997 2868 216 156 19% 355 156 19% 385
7.3 Milieuinnovatie in verpakkingen; baten en belemmeringen Een voorbeeldstudie naar milieuinnovaties in verpakkingen toont aan dat er forse kostenvoordelen door milieuinnovatie in de verpakkingsketen kunnen worden behaald maar dat de verschillen in perceptie tussen de aanbieders en de afnemers over de gewenste oplossingen groot zijn. De studie bevestigt dat het allerminst vast staat dat overleg en onderhandelingen tot overeenstemming over prioriteiten in milieuinnovaties leiden. De verschillen in perceptie leiden ertoe dat weinig milieuinnovaties worden uitgelokt, al worden de beschikbare verpakkingen dikwijls wel verbeterd. De aanleiding voor de studie is het Convenant Verpakkingen uit het jaar 1992 [Doelman en Krozer, 1994; Krozer et al., 1995]. Het Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (VROM) en het bedrijfsleven in de verpakkingsketen (producenten en handel) spraken daarin af dat tussen 1990 en 2000 er 10% minder verpakkingen (preventie) en 60% hergebruik van verpakkingen zouden worden gerealiseerd. Het Nederlandse Convenant Verpakkingen staat niet op zichzelf want in meerdere Europese landen en in de Verenigde Staten zijn milieueisen aan verpakkingen aangescherpt om de sterke groei van verpakkingsafval een halt toe te roepen. Intussen is in de Europese Unie wetgeving met betrekking tot verpakkingsafval ingevoerd en zijn de richtlijnen in het Convenant Verpakkingen daaraan aangepast.
Milieuinnovaties in de verpakkingsketen De waarde van verpakkingen is in Nederland tussen 9 en 11,5 miljard gulden per jaar afhankelijk van de definitie van een verpakking. Producenten van verpakkingen en bedrijven die verpakte producten in omloop brengen zijn aanbieders van verpakkingen. De kosten van het verpakkingsmateriaal, dus exclusief andere kosten zoals van ruimtebeslag, variëren van 4% tot 7% van de productprijs. De kosten van de verpakkingsmaterialen worden door de verpakkers van de producten betaald, zoals de voedingsmiddelenindustrie. In de voedingsmiddelenindustrie lopen de kosten van verpakkingen op tot gemiddeld 10% van de prijs van het product. Als de kosten van logistiek worden meegenomen dan lopen de gemiddelde kosten van verpakkingen op tot ruim 15% van de productprijs; vooral door de kosten van behandeling en ruimtebeslag in winkels. Verpakkingen zijn dus kostbaar. De verpakkingen worden tezamen met de producten verkocht omdat ze verschillende functies vervullen, zoals bescherming ten opzichte van de omgeving, vormgeving en informatie aan de gebruikers. Ze worden door handel en consumenten na gebruik afgedankt. De afnemers van verpakkingen zijn dus tevens de belangrijkste bronnen van afval. De kosten van logistiek betaalt de handel en uiteindelijk de consument. De kosten van het afvoeren en verwerken van verpakkingsafval zijn betrekkelijk laag en worden hoofdzakelijk door de consumenten via de reinigingsheffing betaald. De kosten van verpakkingen zijn dermate hoog dat handel en consumenten vragen om het volume en gewicht van verpakkingen te reduceren waarmee kosten worden bespaard. Naast de afspraken in het convenant is er dus een ‘autonome’ vraag op de verpakkingsmarkt om de hoeveelheid verpakkingen te beperken. Vooral handel en consumenten hebben belang bij kostenbesparende milieuinnovaties in verpakkingen, uiteraard voor zover de verkopen en het gebruik van producten daar niet onder lijden. Dit is één van de drijfveren voor de handel om de functies van verpakkingen periodiek door te lichten en met de leveranciers te onderhandelen over aanpassingen van de verpakte producten. Een deel van de verpakkingskosten is onvermijdbaar omdat anders de kwaliteit van het product achteruitgaat; maar een ander deel is wel te vermijden, zoals een deel van transportverpakking. Milieuinnovaties in verpakkingen kunnen dus bedrijfsbaten opleveren als de vermijdbare kosten worden beperkt. Kort na het afsluiten van het Convenant in 1992 zijn de sociaal-economische en milieukundige effecten geraamd door middel van scenario’s voor de kosten in de keten, de werkgelegenheid en de potentiële afvalreductie tussen het jaar 1991 en 2000. Op de werkgelegenheidseffecten wordt hier verder niet ingegaan omdat ze in dit kader niet van belang zijn. De scenario’s zijn opgesteld voor meerdere typen verpakkingen uitgaande van de basismaterialen papier, karton en plastic, die samen ruim 75% van de totale markt van verpakkingen voor hun rekening nemen. Daarbinnen zijn de belangrijkste productgroepen van verpakkingen geselecteerd: •
binnen papier en karton zijn dat golfkarton, massief karton, vouwkarton, papieren zakken en melkpakken (ongeveer 70% van de markt),
•
binnen plastic zijn dat kratten en kisten, flessen en flacons, zakken en tassen, tubes (ongeveer 38% van de markt).
Voor al deze productgroepen zijn de belangrijkste milieuinnovaties geïnventariseerd. Het gaat om diverse nieuwe verpakkingen en verpakkingsmethoden die in de jaren tachtig en negentig beschikbaar kwamen. De milieuinnovaties zijn omschreven als nieuwe verpakkingsproducten en processen die gericht zijn op materiaal- of afvalbesparing. Ze worden al op de markt aangeboden maar ze zijn nog niet of in slechts beperkte mate verspreid. Er worden vier typen van milieuinnovaties onderscheiden: •
Substitutie van verpakkingsmaterialen, zoals vervanging van een golfkartonnen doos door een plastic krat waardoor het verpakkingsgewicht daalt. Een ander voorbeeld is het vervangen van papieren zakken door kunststoffolie met het gevolg gewichtsreductie;
•
Reductie van de hoeveelheid materiaal per verpakking, bijvoorbeeld lichtere plastic boodschappentassen waarvan een deel statiegeldtassen of lichtere kuipjes en flesjes voor voedingsmiddelen;
•
Reductie van verpakkingen per product, zoals het achterwege laten van karton om tandpastatubes, vermindering van het gebruik van blisters (karton aan de achterkant van het product en met een doorzichtig plastic folie aan de voorkant);
•
Meer materialen- en productenhergebruik, bijvoorbeeld vervanging van melkpakken door flessen met een terugnamesysteem.
Deze vier typen milieuinnovaties zijn gebruikt om de effecten van milieueisen van de overheid en van de onderhandelingen tussen particuliere belanghebbenden op de kosten en het afvalvolume, te ramen. De kosten van verpakking zijn per stap in de keten geraamd: productie van verpakkingsmaterialen, productie van verpakkingen, het afwerken van verpakkingen (zoals het bedrukken), het verpakken van producten, het vervoer naar groot- en detailhandel, het consumeren van verpakkingen, het inzamelen en verwerken (verbranden) en het hergebruik van verpakkingen. De kosten zijn per stap in de keten berekend omdat de kosten en de milieueffecten in de keten ongelijk verdeeld zijn. Bijvoorbeeld, minder verpakkingsmateriaal leidt tot geringere verkoop en omzet bij de producenten van verpakkingen, maar er wordt ook minder ruimte in winkels ingenomen en er is minder verpakkingsafval. In totaal gaan de kosten in de keten omlaag. De retoursystemen voor verpakkingen leiden tot extra kosten bij de gebruikers, onder meer voor retourlogistiek en het schoonmaken van verpakkingen. Het voordeel voor de gebruikers zijn de lagere kosten van afvoer en verwerking van verpakkingsafval en uiteraard ook de kleinere hoeveelheid verpakkingsafval. Baten van onderhandeling In Tabel 7.2 staan de scenario’s van de kosten en het verpakkingsafval in Nederland. Alleen de gesommeerde resultaten voor de gehele keten zijn weergegeven. Het basisjaar is 1990. Er zijn vier scenario’s voor de periode 1991-2000 opgesteld. In de scenario’s zijn geraamd: de jaarlijkse kosten van verpakkingen voor de consumenten, de werkgelegenheid in de verpakkingsketen en de hoeveelheid verpakkingsafval. De volgende scenario’s zijn weergegeven. Het referentiescenario dat ontstaat door extrapolatie van de trends uit het verleden tot het jaar 2000 met een gemiddelde groei van verpakkingen van circa 3% per jaar. De afspraken in het
convenant worden niet gehaald. In dit scenario zijn de effecten getoond van een aanpak die vooral voor aanbieders van verpakkingen gunstig is. De hoeveelheid verpakkingen is door het aanbod gestuurd. In dit scenario wordt vooral tegemoet gekomen aan de belangen van omzetvergroting bij de aanbieders van verpakkingen. In het terugnamescenario wordt tegemoet gekomen aan de milieueisen ten aanzien van terugname en hergebruik. Het is een ontwikkeling die voornamelijk door milieueisen van de overheid wordt gestuurd. In dit scenario zijn de kosten van bedrijven en de omvang van verpakkingsafval geraamd als terugname en hergebruik van transport- en productverpakkingen op grote schaal zouden worden ingevoerd. Milieubeleid dwingt de retour- en hergebruiksystemen voor verpakkingen, ook al worden hoge kosten gemaakt. Het marktscenario is gebaseerd op een brede invoering van de eerder genoemde vier typen milieuinnovaties: materiaalsubstitutie, materiaalreductie, verpakkingsreductie en hergebruik. In dit scenario wordt verondersteld dat aan de belangen van de afnemers van verpakkingen tegemoet wordt gekomen. Er is aangenomen dat handel en consumenten fors inzetten op maatregelen die het verpakkingsafval en de verwerkingskosten waarmee de consument te maken heeft, verminderen. Voorts is schaalvergroting in de distributie verondersteld waardoor er minder transportverpakkingen en minder kartonnen verpakking om de producten nodig zijn. Het milieubeleid speelt in dit scenario geen rol. In deze aanpak is verondersteld dat handel en consumenten de hoeveelheid verpakkingen bepalen. De hoeveelheid verpakkingen wordt dus door de vraag gestuurd. Het innovaties scenario is gebaseerd op het scenario van marktontwikkeling, maar in aanvulling op de bovengenoemde vier typen milieuinnovaties is aangenomen dat de aanbieders een iets hogere prijs kunnen bedingen voor enkele typen verpakkingen die kwalitatief beter zijn, bijvoorbeeld verpakkingen waarin producten langer kunnen worden bewaard. Een jaarlijkse reële prijsverhoging van 3% voor enkele typen verpakkingen is verondersteld. Hierdoor wordt het aantrekkelijk om een kleine hoeveelheid verpakking tegen een hogere prijs te verkopen. Ook hier speelt milieubeleid van de overheid geen rol, maar komt men via onderhandelingen in de keten tot optimale oplossingen wat betreft de kosten voor de consument en de hoeveelheid afval. De kosten van onderhandelingen zijn niet meegenomen in het innovatiescenario.
Tabel 7.2 Scenario’s van kosten en hoeveelheid verpakkingen bij het afsluiten van het Convenant Verpakking voor karton, papier en plastic in het jaar 2000. Scenario’s tot het jaar 2000, per
Kosten voor de consument in
jaar
miljoen gulden per jaar
Basisjaar 1990
Afval x 1000 ton per jaar
9321
1463
Extrapolatie (aanbodgestuurd)
11466
1870
Terugname (milieubeleidgestuurd)
10293
1326
Markt (vraaggestuurd)
8700
1299
Innovaties (meer kwaliteit)
9359
1265
Ten opzichte van het basisjaar 1990 veroorzaakt de extrapolatie van de ontwikkeling tot het jaar 2000 meer kosten en afval. Als er helemaal geen vraag naar reductie van verpakkingsafval is dan blijft het aanbod van verpakkingen toenemen. De kosten voor de consumenten nemen in het jaar 2000 met maar liefst 2,1 miljard gulden toe ten opzichte van het jaar 1990. De oorzaak daarvan is de toename van de kosten in de logistiek en de toename van de hoeveelheid afval met circa 22% waarmee hogere kosten van afvoer en verwerking verbonden zijn. Milieueisen die terugname van verpakkingen verplichten om preventie en hergebruik van afval te bevorderen, veroorzaken kosten die 1,2 miljard gulden lager zijn dan bij de extrapolatie. In dit scenario wordt het hergebruikdoel gerealiseerd, maar preventie is moeilijk te behalen omdat hergebruik op gespannen voet staat met materiaalbesparing. In het marktscenario waarin de vraag naar reductie van verpakkingsafval bepalend is, zijn de kosten van verpakkingen lager en is er ook minder verpakkingsafval. Ten opzichte van het extrapolatiescenario wordt bijna 2,8 miljard gulden minder uitgegeven en ten opzichte van het terugnamescenario is er een voordeel van bijna 1,6 miljard gulden. Er is ook circa 11% minder afval waardoor het preventiedoel wordt behaald, maar het behalen van het hergebruikdoel is minder zeker. Er kunnen dus forse baten door vermindering van verpakkingen worden behaald indien handel en consumenten een vergaande vermindering in de aangeboden verpakkingen kunnen afdwingen. In het innovatiescenario, waarin de nadruk ligt op de kwaliteit in plaats van op de hoeveelheid verpakkingen, treedt ten opzichte van het marktscenario een bescheiden stijging van de kosten in het jaar 2000 op. Er is wel een forse kostendaling ten opzichte van het extrapolatiescenario (2,1 miljard gulden) en ten opzichte van het terugnamescenario (0,9 miljard gulden). Er is een zeer forse afvalreductie mogelijk van bijna 14% in het jaar 2000 ten opzichte van 1990. Het hergebruikdoel wordt ook behaald. Door meer innovaties in verpakkingen kunnen afspraken worden nageleefd met positieve effecten op de kosten voor consumenten. De maximale kostenvoordelen en veel minder verpakkingsafval ten opzichte van extrapolatie zijn in het marktscenario en in het innovatiescenario. De vraag in hoeverre het laatste scenario kan worden gerealiseerd, komt hieronder aan de orde.
Belemmeringen bij de invoering van milieuinnovaties in verpakkingen Gedurende de uitvoering van het convenant zijn vele onderzoeken gedaan naar de milieueffecten van verpakkingen. In het Convenant Verpakkingen is afgesproken dat het bedrijfsleven voor een aantal productgroepen milieuanalyses van de eenmalige en meermalige retoursystemen zal uitvoeren. Het bedrijfsleven heeft hieraan de markteconomische haalbaarheid toegevoegd. De retoursystemen zijn per productgroep geanalyseerd zoals de verpakkingen van wasmiddelen, melkproducten, broodbeleg en sauzen. De analyses zijn gedaan in werkgroepen per productgroep die samengesteld waren uit vertegenwoordigers van zowel producenten en gebruikers van verpakkingen als handel en consumentenorganisaties. Er waren geen vertegenwoordigers van de overheid in opgenomen. Een taak van de werkgroepen was om consensus over de methode en de resultaten van de analyses te bereiken en tevens aan te geven op welke wijze de afspraken kunnen worden nageleefd, bijvoorbeeld welke nieuwe verpakkingstechnologie of verpakkingsproducten kunnen worden gebruikt. Het overleg in deze werkgroepen is een duidelijk voorbeeld van hoe onderhandelingen tussen belanghebbenden vermindering van milieuvervuiling (emissiereductie) kunnen opleveren, maar het is allerminst vanzelfsprekend dat dergelijke onderhandelingen tot een positief resultaat leiden. De analyses hebben tot vele discussies geleid over de criteria voor beoordeling, de betrouwbaarheid van de analyses en over de milieukundige voordelen ten opzichte van de markteconomische haalbaarheid. Hierdoor is een forse vertraging in de uitvoering ontstaan. De doorlooptijd van de analyses was bijna vijf jaar ten opzichte van de geplande twee jaar. De meermalige retoursystemen bleken in bijna alle productgroepen weinig effectief en efficiënt te zijn. Alleen bij melkproducten blijkt het retoursysteem voldoende effectief te zijn maar in de werkgroep zijn twijfels gerezen over efficiëntie van het terugnamesysteem omdat de totale kosten daarvan hoog zijn. Door de druk van maatschappelijke organisaties en de komst van een sterke aanbieder van een geschikt alternatief voor melkpakken, de polycarbonaat fles, is een retoursysteem geïntroduceerd. De introductie van de polycarbonaat fles met statiegeld is een milieuinnovatie die mede door onderhandelingen is bereikt. Er was druk van consumentenorganisaties, de toezichthoudende commissie en de producent van de polycarbonaat flessen nodig om deze innovatie te introduceren. Voor de afnemer van deze verpakking, de zuivelbranche, was deze innovatie geen aantrekkelijk alternatief. De analyses en de onderhandelingen hebben niet geleid tot het invoeren van andere nieuwe typen verpakking. Ze hebben wel bijgedragen aan een beter inzicht in de belangrijkste milieueffecten van verpakkingen. Dit inzicht heeft op zijn beurt bijgedragen aan de invoering van verbeteringen in bestaande verpakkingen, zoals dunnere kuipen, lichtere glazen flessen en lichtere kartonnen dozen. Milieuverbeteringen zijn dus mogelijk gebleken, ofschoon niet duidelijk is óf en in hoeverre de onderhandelingen daarvoor nodig waren. Een positieve impuls hiervan mag wel worden verondersteld aangezien enkele milieuverbeteringen gedurende en kort na de onderhandelingen zijn ingevoerd. De milieuverbeteringen in verpakkingen hebben ertoe geleid dat de stijgende trend in de hoeveelheid afval na 1992 in een dalende trend is omgebogen.
De oplossingen die door de werkgroepen zijn voorgesteld, zijn door meerdere bedrijven en door de overheid als te beperkt beoordeeld en de milieuverbeteringen werden niet voldoende geacht om aan de afspraken in het convenant te voldoen. Daarnaast bestond bij de overheid en bij diverse bedrijven de indruk dat veel innovatievoorstellen niet voldoende op de markt werden gebracht vanwege belemmeringen als restricties in de Warenwet om hergebruikte materialen toe te passen, te veel nadruk op retoursystemen, te lage acceptatie van nieuwe verpakkingstypen bij consumenten, en dergelijke. Om de mogelijkheden voor milieuinnovaties beter te onderbouwen is een strategische conferentie voorbereid. De voorbereiding omvatte een studie naar innovaties, gevolgd door gesprekken met deskundigen van bedrijven en een workshop met een dertigtal deskundigen van de belangrijkste belanghebbenden in de verpakkingsketen. Op de studieresultaten en gesprekken wordt hier verder niet ingegaan omdat ze in dit kader weinig relevant zijn. Uit de resultaten van de onderhandelingen over milieuinnovaties blijkt dat er forse verschillen in perceptie bestaan tussen vragers en aanbieders. Bij de voorbereiding van de strategische conferentie werd al verwacht dat er verschillen tussen de aanbieders (producenten van verpakkingen en bedrijven die producten verpakken) en de afnemers (handel en consumenten) zouden zijn. De aanbieders zouden zoveel mogelijk verpakkingen en verpakte producten willen verkopen. De afnemers - de handel en consumenten - moeten kosten maken om de verpakte producten op te kunnen slaan, op schap te presenteren en om verpakkingsafval af te voeren. Ze zullen de verpakkingen vanuit dat gezichtspunt beoordelen en selecteren. Deze verwachting werd bevestigd. De deelnemers aan de workshop werden in twee groepen verdeeld: (a) de aanbieders van verpakkingen (producenten en onderzoekers), (b) de afnemers van verpakkingen (detailhandel en consumenten- en milieuorganisaties). Na de inventariserende rondes in twee aparte groepen om ideeën voor innovaties te genereren is door beide groepen een consensus bereikt over twaalf clusters van ‘doorbraakinnovaties’ in het verpakken van producten. Deze clusters zijn: 1. Nieuwe verpakkingsmachines: het machinepark moet flexibeler worden (modulair); 2. Beter ontwerp van de verpakkingen met voorbeelden als ballonverpakking, bij de consument vacuüm verpakken, enzovoorts; 3. Betere kwaliteit van producten met voorbeelden als minder bederfelijke voeding, minder fragiel; 4. Normalisatie van de vorm of het volume van de (verpakte) producten zoals een vergelijkbaar vorm of dezelfde afmetingen; 5. Standaardisatie van verpakkingsmateriaal, dat wil zeggen vergelijkbare materialen; 6. Het optimaliseren van de houdbaarheid, dat wil zeggen een betere balans tussen de marktvraag en de kwaliteit van de product-verpakking combinatie; 7. Diverse toepassingen van telecommunicatie in de distributie zoals het elektronisch selecteren van producten op de schap; 8. Vermindering van het aantal functies van verpakking door bijvoorbeeld het scheiden van de promotie- en de transportfunctie van verpakkingen;
9. Productie dichter bij de consumenten brengen waaronder zelf vloeibaar maken, maaltijd samenstellen, toevoegingen erbij doen; 10. Aanpassingen in de verpakkingsmaterialen zoals afbreekbare, vernieuwbare grondstoffen; 11. Aanpassingen in de presentatie van producten zoals billboards, andere schapindeling; 12. Het optimaliseren van de afvoer en de verwerking (cascade) van verpakkingsafval. Vervolgens zijn de mogelijkheden voor innovatie alsmede de belemmeringen, in de groepen beoordeeld. De beoordeling geschiedde per cluster aan de hand van vier criteria voor de mate van aantrekkelijkheid en moeilijkheidsgraad. De mate van aantrekkelijkheid is beoordeeld aan de hand van vier criteria: (a) milieurelevantie, (b) bijdrage aan economie / werkgelegenheid, (c) bijdrage aan milieumotivatie / gedrag van consumenten, (d) bijdrage aan milieuhouding van producenten. De moeilijkheidsgraad is beoordeeld aan de hand van vier criteria: (a) politiek-maatschappelijke hindernissen, (b) technische / organisatorische hindernissen, (c) weerstanden van gevestigde belangen, (d) consumenten weerstand. Dit is door de groepen apart met 0, 1 en 2 genoteerd. De beoordeling is in kwadranten ingevuld. Vervolgens zijn de innovatieclusters op basis van de totaalscore in kwadranten ingedeeld: het totaal per kwadrant is tot en met zes punten of zeven punten en meer. Het resultaat van de beoordeling door vragers en aanbieders staat in Figuur 7.1. Verticaal is de mate van aantrekkelijkheid weergegeven, horizontaal de moeilijkheidsgraad. De beoordelingen van de aanbieders en afnemers van verpakkingen zijn in de figuur weergegeven. De prioriteit van de overheid hoort te liggen bij het kwadrant van de meest aantrekkelijke, tevens de moeilijk haalbare voorstellen voor innovaties. De keuze voor de meest aantrekkelijke clusters spreekt vanzelf. De keuze voor de moeilijk haalbare innovaties is gemaakt omdat deze niet, zoals goed haalbare innovaties spontaan kunnen worden gerealiseerd, maar additionele instrumenten nodig hebben.
Figuur 7.1 Beoordeling van innovatieclusters in verpakkingen door producenten en gebruikers, overeenkomstige beoordeling vet aangegeven Matig tot moeilijk haalbaar,
Moeilijk haalbaar
tot 6 punten
7 t/m 12 punten
Aanbieders Weinig aantrekkelijk
Afnemers
Aanbieders
7
tot 6 punten
Afnemers 5
4
9
7
Aantrekkelijk
1
3
2
1
7 t/m 12 punten
8
12
3
2
4
5
6
6
7
8
9
10
10
11
11
Met uitzondering van het innovatiecluster ‘toepassingen van telecommunicatie’ (cluster 7) dat door de aanbieders en vragers weinig aantrekkelijk is bevonden, zijn alle clusters van innovaties volgens de aanbieders of volgens de vragers aantrekkelijk maar moeilijk haalbaar bevonden (kwadrant 4). Over de aantrekkelijkheid van de innovatieclusters bestaat een redelijke overeenstemming tussen de aanbieders en de vragers ofschoon er enige verschillen in perceptie zijn. De normalisatie van de vormgeving (nr. 4) vinden de aanbieders aantrekkelijk maar deze wordt door de vragers uiterst onaantrekkelijk gevonden. Het omgekeerde geldt voor de standaardisatie van de verpakkingsmaterialen (nr. 5) die door de vragers zeer aantrekkelijk en door de aanbieders zeer onaantrekkelijk is bevonden. Ook over de aantrekkelijkheid van het dichter bij elkaar brengen van productie en consumptie (nr. 9) bestaan kleine verschillen van mening. De beoordeling van de moeilijkheidsgraad verschilt extreem. De grens in de beoordeling is getrokken bij zes punten en meer waardoor een eensluidend oordeel van de vragers en aanbieders over drie clusters kan worden bereikt: het ontwerp van verpakkingen (nr. 2), het optimaliseren van de houdbaarheid (nr. 6) en het aanpassen van verpakkingsmaterialen (nr.10). De beoordeling van vragers en aanbieders van verpakkingen verschilt wezenlijk van elkaar, vooral ten aanzien van de moeilijkheden bij innovaties wordt de haalbaarheid van oplossingen door de aanbieders en afnemers totaal uiteenlopend ingeschat. De verschillen in de beoordeling zijn terug te voeren op de verschillende inschatting in hoeverre een oplossing op grote schaal zal worden verkocht. De strategische conferentie werd niet voortgezet omdat er te weinig animo bij bedrijven was en er bovendien weinig overeenstemming over de innovaties zou worden bereikt.
Betekenis van het voorbeeld In dit voorbeeld is de situatie beschreven waarin de particuliere belanghebbenden over reductie van een milieuprobleem onderhandelen, overigens wel in het kader van raamovereenkomst (Convenant Verpakkingen) tussen overheid en bedrijven. De onderhandelingen hebben in zoverre resultaat opgeleverd dat er onderzoeken naar milieu- en kostenaspecten van verpakkingen zijn gedaan die tot milieuverbeteringen in verpakkingen hebben geleid. Hiermee is een hoeveelheid verpakkingsafval gereduceerd ten opzichte van de trend uit het verleden. De gerealiseerde reductie is evenwel onvoldoende om de afspraken van het convenant na te komen. Innovaties in de zin van nieuwe producten en nieuwe technologie zijn niet bereikt, met uitzondering van polycarbonaat fles. In de werkgroepen voor milieuanalyse en bij de voorbereiding van de strategische conferentie is gebleken dat diverse bedrijven terughoudend zijn om risico’s te nemen als er geen dwang is of geen eenduidige en krachtige vraag van de afnemers. Er is geen overeenstemming bereikt tussen de diverse bedrijven in de keten over mogelijke oplossingen, vooral wegens verschillen in de gepercipieerde risico’s van innovaties, die voortkomen uit de uiteenlopende inzichten en diverse percepties van het eigenbelang in de verpakkingsketen. Sommige oplossingen zijn door de afnemers van de verpakte producten als onwenselijk afgewezen zoals statiegeld door de detailhandel omdat daarmee hogere administratie- en logistieke kosten gemoeid zijn. Andere oplossingen zijn door de producenten van verpakkingen afgewezen, zoals hergebruik van kunststoffen omdat hierdoor hoge verwerkingskosten ontstaan. De bezwaren van deelbelangen werpen belemmeringen op tegen invoering van oplossingen die over de gehele keten bezien, baten kunnen opleveren en de naleving van gemaakte afspraken beter mogelijk maken. Hiermee wordt de opvatting bevestigd dat milieutechnologie ontwikkeling pas op gang komt als er een sterke impuls van buiten is, zoals afdwingbare milieueisen, kansrijke schadeclaims of een consumentenboycot. Het voorbeeld toont verder aan dat er bij onderhandelingen in de verpakkingsketen minder kosten worden gemaakt dan bij overheidsregulering, die vooral hergebruik ten doel stelt, en dat de kosten lager zijn dan wanneer de belangen van de aanbieders van verpakkingen domineren. Er is getoond dat er amper innovaties zijn uitgelokt, maar wel milieuverbeteringen zijn ingevoerd die als minder riskant werden gepercipieerd. De potentiële baten die in enkele scenario’s zijn geraamd, zijn niet gerealiseerd. Al met al is er wat betreft milieuinnovaties wisselend succes bereikt, waarbij vooral milieuverbetering zijn behaald. Hierbij moet worden bedacht dat er in dit voorbeeld een redelijk eenduidige vraag naar minder verpakkingsafval bij diverse belanghebbenden bestaat en dat er druk van de overheid is om afspraken die tussen overheden en bedrijven in het kader van het Convenant Verpakkingen zijn gemaakt, na te komen. Overigens moeten de mogelijkheden van de overheid niet worden overdreven want ze heeft tot nu toe weinig instrumenten kunnen inzetten om het verpakkingsafval te beperken (alleen een terugnameverplichting en een verbod op enkele uitzonderlijk schadelijke producten). In situaties waarbij de vraag naar emissiereductie minder eenduidig is, bijvoorbeeld omdat de relatie tussen emissie en schade qua ruimte of tijd lastig te bepalen is, of
overheidsdruk afwezig is, zullen de onderhandelingen over nieuwe oplossingen nog moeizamer verlopen met nog minder zicht op een positief resultaat.
7.4 Model voor zelfregulering en milieuinnovatie In deze paragraaf wordt een onderhandelingsmodel tussen belanghebbenden gepresenteerd om na te gaan onder welke condities milieuinnovatie door onderhandelingen kunnen worden bevorderd. De groep die belang heeft bij een schoner milieu wordt beschouwd als de vrager naar emissiereductie. De vraag komt tot uitdrukking in de bereidheid om emissiereductie af te dwingen. Voor emissiebronnen die met deze vraag worden geconfronteerd, betekent dat toenemende emissiereductiekosten. Het perspectief van hogere emissiereductiekosten opent voor de aanbieders van milieutechnologie de mogelijkheid om op de potentiële markt met kostenverlagende milieuinnovaties in te spelen. Ze moeten eerst investeren in onderzoek, ontwikkeling en demonstratie van nieuwe milieutechnologie voordat ze deze kunnen verkopen. Nagegaan wordt met welke instrumenten de bronnen en de aanbieders de grootste baten genereren waardoor het ontwikkelen van milieutechnologie aantrekkelijk wordt. Daarbij wordt overheidsregulering met onderhandeling vergeleken. Onderhandeling over emissiereductie De onderhandeling over emissiereductie wordt hieronder toegelicht en de realiteitswaarde hiervan 3
gestaafd aan de hand van de situatie rond een vliegveld ( ). Het betreft geluidshinder door vliegtuigen. Er zijn drie typen belangen. De onderhandelingen worden gevoerd tussen omwonenden (benadeelden), luchtvaartmaatschappijen of eventueel een luchthavenautoriteit die de luchtvaartmaatschappijen in deze onderhandeling vertegenwoordigt (emissiebronnen) en vliegtuigbouwers (aanbieders van technologie). De omwonenden dringen aan op lawaaireductie omdat ze gezondheids- en welzijnschade en waardedaling van hun woningen ondervinden. Echter, de vraag is weinig eenduidig. De belangen van de omwonenden verschillen omdat de afstand tussen de woningen en de lawaaibronnen en daarmee de overlast verschilt. Bovendien zijn sommige benadeelden werknemers van de luchtvaartmaatschappijen waardoor ze ook belang bij de vluchten hebben. Het is dus niet eenduidig vast te stellen welke milieueisen de omwonenden nu precies stellen en in hoeverre ze erin zullen slagen om het vliegtuiglawaai te beperken door wettelijke eisen af te dwingen of te betalen voor lawaaireductie. Bovendien moet worden verwacht dat de druk van de omwonenden afneemt als de meest luidruchtige vliegtuigen worden geweerd of de omwonenden voor de kosten van lawaaibeperking direct of indirect meebetalen. De vraag is dus onzeker.
3. De beschrijving is gebaseerd op een interne discussie over milieustrategie bij Fokker medio jaren negentig naar aanleiding van geluidszonering rond vliegveld Schiphol en de verkoop van de 'stille' Fokker vliegtuigen aan Tirol Airways. Achteraf bezien zijn Fokker vliegtuigen te vroeg gekomen want toen lag de nadruk in de politiek op de beperking van het aantal vliegbewegingen in plaats van op het uitlokken van het gebruik van stille vliegtuigen. De vraag van benadeelden naar 'stille' vliegtuigen is enkele jaren later gekomen, zie enkele interviews in het Polytechnisch Weekblad [Van der Heijden, 1999; Persson, 1999; Tolsma, 1999]. Nog later heeft politiek onderkend dat het milieuprobleem niet zozeer het aantal vliegbewegingen betreft, maar de emissie die een vliegtuig uitstoot.
De luchtvaartmaatschappijen kunnen lawaaireductie bereiken door de vluchten van de meest luidruchtige vliegtuigen te beperken waardoor de kosten van de luchtvloot sterk oplopen (dit is gebruik maken van de al beschikbare technologie). Een andere mogelijkheid is dat de luchtvaartmaatschappijen met de vliegtuigbouwers over de inkoop van nieuwe ‘stille’ vliegtuigen (milieuinnovatie) onderhandelen. De consequentie daarvan is dat de luchtvaartmaatschappijen eerst moeten investeren in geluidsarme toestellen maar ze maken dan op den duur wellicht minder kosten dan wanneer ze het aantal vluchten zouden inperken. De vliegtuigbouwers zullen investeren in onderzoek, ontwerp, ontwikkeling en realisatie van ‘stille’ vliegtuigen als ze winst uit de verkoop van dat type vliegtuig verwachten. De investering is uiteraard afhankelijk van de bereidheid van de luchtvaartmaatschappijen om het nieuwe type vliegtuig te kopen, wat op zijn beurt wordt beïnvloed door de vraag van de omwonenden, maar ook door de groeivooruitzichten van de maatschappijen en de kostenvoordelen van ‘stille’ vliegtuigen ten opzichte van minder vluchten. De verwachte marge van vliegtuigbouwers uit verkoop, gedefinieerd als verkoopopbrengsten, minus de lopende productiekosten van de toestellen nadat ze zijn ontwikkeld, moeten dus hoger zijn dan de investering. De voorwaarden voor een onderhandeling zijn dat (a) de benadeelden voldoende druk uitoefenen om veel lawaaireductie te bereiken, (b) de luchtvaartmaatschappijen een kostenvoordeel kunnen behalen door het gebruik van ‘stille’ vliegtuigen ten opzichte van minder vluchten en (c) de vliegtuigbouwers winst kunnen maken door de verkoop van geluidsarme vliegtuigen. De voordelen voor de benadeelden zijn minder vervuiling en overlast. De te verwachten financiële baten door de inkoop en het gebruik van de innovaties alsmede winst na verkoop is een innovatierente. In dit voorbeeld zijn dat respectievelijk het potentiële kostenvoordeel voor de luchtvaartmaatschappijen en de potentiële winst uit verkoop voor de vliegtuigbouwers. De innovatieprikkel is groter naarmate de potentiële innovatierente toeneemt, die uiteraard samen met de vraag naar emissiereductie toeneemt. Daarnaast is voor de innovatieprikkel van belang aan wie de innovatierente zal toevallen want de aanbieders van milieuinnovaties moeten zicht hebben op voldoende marge uit de verkoop om hun investering in milieutechnologie ontwikkeling te dekken. In het vervolg gaan wij alleen in op de voorwaarden waaronder innovatierente kan worden behaald. De baten van omwonenden blijven in het vervolg buiten beschouwing. Ook de wijze waarop de innovatierente wordt verdeeld, wordt niet verder geanalyseerd. Evenmin is de spin off van de eenmaal ingevoerde milieuinnovatie aan de orde, ofschoon dit effect wel een belangrijk argument ten gunste van de onderhandelingen is. In het bovengenoemde voorbeeld zullen de benadeelden rond andere vliegvelden de druk op de luchtvaartmaatschappijen opvoeren om hun lawaai te reduceren met een beroep op de beschikbaarheid van ‘stille’ vliegtuigen waarna de innovatoren een concurrentievoordeel behalen omdat de luchtvaartmaatschappijen die onder druk staan, de innovaties zullen inkopen. Onzekerheden in de onderhandeling
In andere vergelijkbare gevallen zijn twee typen onderhandelingen te onderscheiden. Het eerste type onderhandeling is die tussen de benadeelden (vragers naar emissiereductie) en de emissiebronnen over de hoeveelheid emissiereductie die de benadeelden bereid zijn om af te dwingen, dan wel te betalen. Daarbij nemen de wensen van de benadeelden af naarmate het probleem beter wordt opgelost en de emissiebronnen met hogere kosten worden geconfronteerd die ze aan de benadeelden zouden kunnen doorberekenen. Het tweede type onderhandeling is die tussen de emissiebronnen en de aanbieders van milieutechnologie over de realisatie van milieuinnovaties en de verdeling van de innovatierente waarmee de bronnen kostenvoordelen en de aanbieders winst kunnen behalen. Hier zijn dus drie belangengroepen in het geding die ieder een zo groot mogelijk deel van de innovatierente naar zich toe proberen te halen: de vragers proberen zo weinig mogelijk te betalen voor verbetering van de milieukwaliteit, de emissiebronnen behalen een groter deel van de innovatierente als ze de inkoopprijs van technologie kunnen verlagen en de aanbieders van milieuinnovaties vergroten hun aandeel van de innovatierente door hun nieuwe milieutechnologie tegen een zo hoog mogelijke prijs te verkopen. Het gaat daarbij uiteraard om de verwachtingen over de toekomstige innovatierente in geval van een geslaagde onderhandeling want de werkelijke resultaten zijn pas bekend nadat de milieuinnovaties zijn gerealiseerd en verkocht. Het is weliswaar aannemelijk dat hoe groter het bedrag aan innovatierente dat potentieel kan worden behaald is tevens de kans groter dat het opweegt tegen de uitgaven die met de realisatie van een nieuwe milieutechnologie zijn gemoeid, maar er zijn twee typen onzekerheden van belang. De eerste betreft de onzekerheid over de vraag naar emissiereductie, de tweede de verkoop van milieuinnovaties. De vraag naar emissiereductie zal wel afnemen naarmate de prijs van emissiereductie hoger ligt maar het blijft onzeker welke andere factoren daarnaast van invloed zijn en hoe sterk die afname zal zijn. De vraag naar emissiereductie is onzeker ook al is de schade goed onderbouwd. De bronnen moeten wel aan de vraag voldoen maar ze zijn erop uit de onzekerheden over de vraag te beperken. Hiermee kunnen ze voorkomen dat ze een te lage emissiereductie behalen en aansprakelijk worden gesteld of juist te hoge kosten maken ten opzichte van de vraag. Om de onzekerheden te beperken maken ze kosten van milieucoördinatie. De milieucoördinatie zorgt ervoor dat bekend wordt welke factoren de vraag beïnvloeden: wie de belanghebbende vragers zijn, welke vraag er werkelijk toe doet en welke van weinig belang kan worden geacht, bijvoorbeeld door te overleggen met de omwonenden over een garantie dat deze zullen meebetalen aan de bestrijding van geluidsoverlast of dat ze een hoeveelheid geluidsemissierechten van de luchtvaartmaatschappijen zullen kopen. Als de bronnen weten wat de vraag is dan kunnen ze de al beschikbare milieutechnologie gebruiken om aan de vraag te voldoen of ze kunnen met de aanbieders over de kostenbesparende milieuinnovaties onderhandelen. In het laatste geval zullen de bronnen proberen geen garantie af te geven dat ze milieuinnovaties na de realisatie zullen kopen want dan lopen ze het risico dat de inkoop achteraf onnodig blijkt te zijn omdat de vraag te beperkt is (evenmin hebben de bronnen belang bij het bekend maken van de mogelijke toekomstige inkoopprijs van milieuinnovaties). Desondanks blijft meestal onzeker hoeveel
emissiereductie per se nodig is en hoe sterk de benadeelden zich hiervoor zullen maken. Er bestaat dan een forse marge tussen de verwachte onder- en bovengrens van de vraag. De aanbieders van milieutechnologie hebben eveneens te maken met onzekere vraag. Ze gaan pas milieutechnologie ontwikkelen als ze voldoende vraag verwachten; de omvang van de vraag beïnvloedt immers de verkoop. De aanbieders kunnen de vraag te hoog inschatten waardoor ze een milieutechnologie ontwikkelen en produceren die ze vervolgens als onverkoopbaar moeten afschrijven. Daarnaast hebben de aanbieders te maken met de onzekerheid in hoeverre de emissiebronnen de milieuinnovaties werkelijk kopen of de al beschikbare milieutechnologie toepassen. Als de bronnen vragen om milieutechnologie te ontwikkelen, zonder de garantie dat ze die later zullen kopen, dan zijn de aanbieders onzeker over verkoop in de toekomst. De aanbieders hebben een beperkt inzicht in de kostenafweging van de bronnen en ze weten niet in hoeverre hun milieuinnovatie lagere kosten oplevert. Deze onzekerheid is niet weg te nemen want de werkelijke kosten worden pas bekend nadat de nieuwe technologie in gebruik is genomen. Voorts is ook het tempo van de verkoop onzeker want zelfs als de emissiebronnen besluiten om milieuinnovaties te kopen, bijvoorbeeld omdat ze dan goedkoper uit zijn dan met de al geïnstalleerde technologie, dan nog zullen ze niet in een keer alle milieutechnologie vervangen maar geleidelijk inkopen om te voorkomen dat ze te veel betalen. De aanbieders zullen bij grotere onzekerheid een hogere discontovoet hanteren. De contante waarde van hun verwachte verkoopopbrengsten wordt daardoor lager. Onderhandelingsmodel voor milieuinnovatie Het eerste type onderhandeling, die tussen emissiebronnen en benadeelden, is door Dosi en Moretto (1997) gemodelleerd. Dit is gedaan om na te gaan in hoeverre de onderhandelingen bij zelfregulering in sterkere mate kostenbesparende milieuinnovaties uitlokken dan in geval de overheid wettelijk afdwingbare doelvoorschriften invoert. In dit model is aangenomen dat de bronnen zelf innoveren, dat zelfregulering lagere emissiereductiekosten met zich meebrengt en dat er een theoretisch welvaartsoptimum door onderhandelingen kan worden bereikt (zoals in paragraaf 7.2 is toegelicht). Echter, een nadeel van zelfregulering voor milieuinnovaties is dat de vraag naar emissiereductie niet afdwingbaar is terwijl het doelvoorschrift dat wel is. Derhalve is de milieueis bij zelfregulering minder zeker. De bronnen hanteren een risicotoeslag in de berekening van de contante waarde van hun milieuinnovatie-uitgaven. Dit houdt in dat ze een hogere discontovoet in de calculaties van de milieuinnovatie-uitgaven hanteren: de discontovoet is hoger naarmate de vraag minder zeker is. Daarom is de milieuinnovatie duurder bij zelfregulering dan bij wettelijke milieueisen en worden de uitgaven uitgesteld. De conclusie van de onderzoekers is dat de voordelen van zelfregulering voor milieuinnovaties niet zeker zijn. Ze pleiten voor een subsidie om milieutechnologie ontwikkeling te stimuleren. De subsidie zou gelijk moeten zijn aan de contante waarde van het kostennadeel dat een milieuinnovator bij zelfregulering ten opzichte van de wettelijke milieueisen ondervindt (4). 4. De effectiviteit van deze aanbeveling valt te betwijfelen want het niet voldoen aan milieueisen van de overheid wordt dan beloond; de negatieve effecten van subsidies zijn in paragraaf 6.3 besproken.
We brengen een nuancering aan op het model van Dosi en Moretto door onderscheid te maken in onderhandelingen tussen vragers en emissiebronnen en tussen de bronnen en de aanbieders van milieutechnologie. Er wordt een situatie gesimuleerd waarin een milieutechnologie wordt ontwikkeld terwijl de bronnen onzeker zijn over de vraag van benadeelden en de aanbieders onzeker zijn over de geschiktheid van deze milieutechnologie. De benadeelden, de bronnen en de aanbieders kennen elkaars gegevens niet en maken hun eigen schattingen. In Schema 7.1 wordt aangegeven wat de variabelen en de achterliggende factoren zijn die de innovatierente bepalen. De innovatierente wordt bepaald door het kostenvoordeel van milieuinnovaties ten opzichte van de al beschikbare milieutechnologie en door de winst van de aanbieders. Het kostenvoordeel wordt beïnvloed door de vraag van benadeelden. De bronnen kunnen hieraan voldoen met behulp van de al beschikbare of nieuwe milieutechnologie, waarvan de laatste lagere kosten met zich meebrengt. Om de vraag te schatten en de kosten te beoordelen maken de bronnen de kosten van milieucoördinatie. Na aftrek hiervan kan het gebruik van een milieuinnovatie een kostenvoordeel opleveren dat contant wordt gemaakt met een discontovoet waarin de onzekerheid over de vraag van benadeelden is meegenomen. De aanbieders hopen de milieuinnovaties te zijnertijd te kunnen verlopen, maar ze weten niet wat de vraag van benadeelden is en in hoeverre de emissiebronnen dus uiteindelijk de milieuinnovaties kopen (5 )
. Na aftrek van de productiekosten behalen de aanbieders marge die ze contant maken tegen een
discontovoet waarin de onzekerheid over de vraag verwerkt is. Na aftrek van de investeringsuitgaven in milieutechnologie ontwikkeling behalen ze al dan niet winst. Het belangrijkste verschil tussen zelfregulering en overheidsregulering is de onzekere vraag naar emissiereductie bij zelfregulering.
5. De concurrentie tussen de aanbieders blijft buiten beschouwing. Bij concurrentie zijn ook relevant: de slaagkans van een aanbieder ten opzichte van de concurrentie (in de tijd) en de slaagkans van milieuinnovaties ten opzichte van de al beschikbare milieutechnologie. De onderhandelingen met slechts één emissiebron (monopolie) zijn niet meegenomen omdat de bron dan geen belang bij onderhandeling heeft, noch de onderhandeling met één aanbieder omdat deze vergelijkbaar is met de groep aanbieders waarbij het hele kostenvoordeel voor de aanbieder is.
Schema 7.1 Variabelen en achterliggende factoren die de innovatierente bepalen Te behalen kostenvoordeel door het gebruik van
De vraag naar emissiereductie
milieuinnovatie bij de emissiebronnen
De prijs van innovatieve milieutechnologie Kosten van milieucoördinatie Onzekerheid over de vraag (discontovoet)
Winst door verkoop van milieuinnovatie bij de
Opbrengsten door verkoop
aanbieders van milieuinnovaties
Lopende productiekosten Onzekerheid over verkoop (discontovoet) Uitgaven aan milieutechnologie ontwikkeling
Wij nemen als vertrekpunt de simulatie van hoofdstuk 4. Daarin werd berekend dat de maximale inzet van milieuverbeteringen en -innovaties 108,6 miljard gulden bedraagt; dit geldt voor een pakket aan milieuinvesteringen met alle al beschikbare milieutechnologie opties. Inzet hiervan bij zelfregulering zou alleen van de grond komen indien bedrijven een financiele claim van die omvang boven het hoofd hangt. In hoofdstuk 4 is uiteengezet dat door het doen van O&S uitgaven er milieuinnovaties tot stand komen waarmee potentieel 31.6 miljard gulden innovatierente kan worden behaald, waarvan de contante waarde op 19,5 miljard is berekend, uitgaande van 10 procent discontovoet en een wachttijd van nul jaren. Ofschoon de raming onvoldoende recht doet aan de diversiteit en complexiteit van milieuvraagstukken, biedt het ons de mogelijkheid om knelpunten bij realisatie van milieuinnovaties in beeld te brengen. Er is in het voorafgaande deel van dit hoofdstuk vastgesteld dat zelfregulering in vergelijking met overheidsregulering de onzekerheid over de precieze omvang en timing van de vraag naar emissiereductie het meest opvallende verschilpunt is. In de simulatie is die onzekerheid vertaald in een discontovoet hoger dan 10% namelijk 15% en 20% bij een wachttijd van nul respectievelijk 4 jaren. Enkele jaren wachttijd bij zelfregulering is een realistische aanname omdat onderhandelingen enige tijd in beslag nemen. De uitkomsten staan samengevat in het onderstaande schema. Wachttijd 0 jaren
Wachttijd 4 jaren
Totaal innovatie-
Innovatierente per
Totaal innovatie-
Innovatierente per
rente in miljard
jaar in miljard
rente in miljard
jaar in miljard
discontovoet
gulden
gulden
gulden
gulden
10%
19,2
1,28
13
0,87
15%
11,1
0,74
6,4
0,42
20%
7,0
0,47
3,2
0,21
Afgezet tegen de jaarlijkse milieuinnovatie-uitgaven van 0,5 miljard gulden (niveau begin jaren tachtig) is het beeld weinig florisant. In vergelijking met de overheidsregulering is de wachttijd weliswaar korter -in het meest gunstige geval 0 jaren- maar daar staat grotere onzekerheid en dus een
hogere discontovoet tegenover. Bij een discontovoet van 20 procent en 0 jaren wachttijd is de innovatierente lager dan bij 8 jaren wachttijd en 10 procent discontovoet. De innovatiestimulansen zijn bij geen van beide varianten goed. Er kunnen echter flankerende instrumenten worden ingezet om de innovatiestimulans te versterken. Een eerste groep van instrumenten richt zich op het beperken van de onzekerheid over de vraag naar emissiereductie bij bronnen. Dit kan met wetgeving voor aansprakelijkheidsstelling, de mogelijkheid om rechten op te kopen, de mogelijkheid van teruggave van afgedankte producten door consumenten, en dergelijke. Dit vermindert de onzekerheid voor de bronnen wat doorwerkt in het aanbod van milieutechnologie. Een instrument in deze groep richt zich op het beperken van de onzekerheid over de verkoop van milieuinnovaties bij aanbieders door inkoop- en prijsgaranties, kwaliteitsgarantie, schadevergoeding bij het niet nakomen van contract, en dergelijke. De overheid springt hier dus in met steunmaatregelen indien de emissiebronnen het qua vraag naar innovatieve milieutechnologie af laten weten of zorgt voor kwaliteitsgaranties met keurmerken en dergelijke. Een tweede groep van instrumenten zijn de subsidies. In hoofdstuk 6 zijn enkele typen onderscheiden, waaronder subsidies voor milieuinvesteringen bij de emissiebronnen (subsidie voor milieucoördinatie bij de bronnen, zoals voor milieumanagement en milieudoorlichting is een variant hierop) en subsidies voor de productie van nieuwe milieutechnologie. Deze subsidies vergroten de toekomstige (potentiële) innovatierente met een gedisconteerde bedrag. Ter illustratie, bij 10 procent subsidie voor de toekomstige milieuinvesteringen van 108,6 miljard is het subsidiebedrag van 10,9 miljard (ongedisconteerd), bij een wachttijd van 0 jaren bedraagt de contante waarde 2,6 miljard gulden bij een discontovoet van 10 procent en 0,7 miljard bij 20 procent discontovoet; een extra wachttijd van 4 jaren drukt deze bedragen met nog eens 32 percent. De subsidie voor de milieuinnovatie-uitgaven verhoogt de innovatierente met het subsidiebedrag. Een nadere vergelijking tussen de subsidies is binnen ons eenvoudig model niet mogelijk.
7.5 Zelfregulering voor milieuinnovaties De vraag van dit hoofdstuk was in hoeverre onderhandelingen tussen particuliere belanghebbenden milieuinnovaties uitlokken, ervan uitgaande dat de groepen die de nadelen van emissies ondervinden de mogelijkheid hebben om emissiereductie af te dwingen of af te kopen. Deze vraagstelling is van belang omdat door zelfregulering de lange voorbereidings- en invoeringstijd verbonden aan overheidsregulering wordt voorkomen. Er is onderscheid gemaakt tussen drie typen onderhandelaars: de benadeelden, de emissiebronnen en de aanbieders van milieuinnovaties. De onderhandeling die milieuinnovaties uitlokt kan innovatierente opleveren namelijk: minder schade bij de benadeelden, een kostenvoordeel voor de emissiebronnen door het gebruik van milieuinnovatie ten opzichte van de al beschikbare milieutechnologie en winst door de verkoop van milieuinnovaties voor de aanbieders. De voorwaarde om de innovatierente te behalen is dat er een afdwingbare vraag naar emissiereductie bestaat want anders is er geen reden om emissiereductiekosten te maken. De vraag moet ook voldoende zeker zijn want anders hebben de bronnen te weinig belang bij de inkoop van
milieuinnovaties omdat ze geen onnodige kosten willen maken. De milieuinnovatie stagneert als de aanbieders van milieutechnologie te hoge risico’s van milieutechnologie ontwikkeling moeten dragen. Daarin zit een belangrijk knelpunt. De onderhandelingen kunnen weliswaar potentieel innovatierente opleveren maar in de praktijk verlopen ze zeer moeizaam door de verschillen tussen belanghebbenden, zoals verschillende percepties, kennisniveaus en belangen. In de huidige situatie zullen de onderhandelingen daarom slechts beperkte milieuverbeteringen uitlokken die weinig investering in milieutechnologie ontwikkeling vergen maar tevens weinig kostenvoordelen bij de bronnen opleveren. De beste mogelijkheden liggen daar waar er directe dreiging is van schadeclaims, bijvoorbeeld bij milieu-ongevallen. Dit stimuleert investeringen in milieuveiligheid, zelfs zonder onderhandelingen vooraf. Verder hebben bedrijven er belang bij om de producten af te stemmen op de milieuwensen van de klant en proberen ze een negatief milieu-imago te vermijden. Bovengenoemde aspecten werken door in de eisen die verzekeringen, banken en andere financiers stellen aan bedrijven en versterken zo de druk om ook bij het uitblijven van overheidsregulering toch te investeren in emissiereductie. Bij de keuze tussen overheidsregulering en zelfregulering door onderhandeling tussen belanghebbenden gaat het om een afweging tussen enerzijds de bekorting van de wachttijd die gemoeid is met het feitelijk invoeren van het overheidsbeleid en anderzijds de grotere onzekerheid over hoe vergaand de emissiereductie moet zijn. Grotere onzekerheid valt te simuleren door een hogere discontovoet te hanteren. In de simulatie aan de hand van empirische data is gebleken dat bij een discontovoet van 20 procent (in plaats van 10 procent) en een wachttijd van nul jaren de innovatierente niet toereikend is om de milieuinnovatie-uitgaven te dekken. Dat is minder dan bij overheidsregulering met 8 jaar wachttijd en 10 procent discontovoet. Zelfregulering zou moeten worden aangevuld met de instrumenten die de vraag naar emissiereductie ondersteunen of anderszins de innovatierente opkrikken. De onderhandelingen leveren betere resultaten voor alledrie partijen als de overheid instrumenten aanreikt die de vraag naar emissiereductie steunen. Enkele instrumenten zijn het zekerder stellen van de vraag naar emissiereductie (zoals met behulp van aansprakelijkheid), het zekerder stellen van inkopen door garanties (zoals het garanderen van productkwaliteiten), subsidie voor het gebruik van milieuinnovaties door de bronnen (bijvoorbeeld vervroegde afschrijving van milieuinvesteringen), subsidie voor milieucoördinatie bij emissiebronnen (bijvoorbeeld voor milieudoorlichtingen), subsidie voor de productiekosten van milieuinnovaties (zoals steun aan bedrijfshuisvesting) en subsidie voor de ontwikkelingskosten van de aanbieders (zoals voor milieutechnologie ontwikkeling).
8. Discussie De algemene vraag in deze studie luidt: in hoeverre is het mogelijk om emissie tegen maatschappelijk acceptabele kosten dermate sterk te reduceren dat milieuaantasting wordt voorkomen. Meer in het bijzonder gaat het om de vragen welke bijdrage de milieutechnologische ontwikkeling daaraan kan leveren en hoe het milieubeleid doorwerkt op de introductie en diffusie van milieutechnologie. Zuiver technisch gezien kan met de reeds beschikbare milieutechnologie en dus zonder verdere verbeteringen en innovaties al een emissiereductie van 70% tot 90% ten opzichte van de onbestreden emissie worden bereikt. De effectiviteit van milieutechnologie is zodoende geen overwegende belemmering om tegemoet te komen aan strengere milieueisen. De toenemende kosten die moeten worden gemaakt om hogere zuiveringspercentage te behalen vormen daarentegen wel een probleem. De empirische gegevens met betrekking tot materialen- en grondstoffenverbruik wijzen erop dat in de meeste situaties de technologische ontwikkeling in staat is geweest het verbruik van materialen en grondstoffen per eenheid product omlaag te brengen en daarmee ook de kosten. Indirect heeft dat ook de emissies per eenheid product verminderd. De prijs van grond- en hulpstoffen is mede door het efficientere gebruik ervan, trendmatig gedaald. Naar analogie zou het mogelijk moeten zijn dankzij de technologische ontwikkeling de emissies per eenheid product en tevens de kosten van emissiereductie per eenheid product in de loop van de tijd naar beneden te krijgen. Op grond van de neoklassieke economische theorie wordt gepleit voor hogere prijzen op vervuiling om emissie te reduceren. Een hoge prijs op vervuiling is ongetwijfeld en belangrijke stimulans voor emissiereductie, maar ze is niet de enige factor die milieutechnologie ontwikkeling uitlokt, mogelijk zelfs niet de belangrijkste. Volgens de evolutionaire theorie is het kernprobleem dat de economische ontwikkeling als het ware gevangen is in een specifiek vervuilend patroon van technologie-ontwikkeling (pad-afhankelijkheid). Het beleid zou gericht moeten worden op het scheppen van de condities voor een trendbreuk in de bestaande situatie die omschreven wordt als lock in. Maar hoe interessant de gedachtegangen van de evolutionaire theorie ook mogen zijn ze bieden tot dusverre maar weinig concrete richtlijnen voor het te voeren milieu- en technologiebeleid. In deze studie richt de aandacht zich op de besluitvorming binnen ondernemingen. Aan de ene kant de bedrijven die door hun materialen en grondstoffenverbruik de emissies veroorzaken (de emissiebronnen) en potentieel de vragers zijn naar milieutechnologie (zowel schone- als schoonmaaktechnologie. Aan de andere kant de aanbieders van milieutechnologie (zowel procesgeïntegreerde als toegevoegde milieutechnologie). Dit zijn de bedrijven die zich tevens bezighouden met onderzoek naar en ontwikkeling van verbeterde en innovatieve milieutechnologie. Verbeterde milieutechnologie is gedefinieërd als een aanpassing in de bestaande milieutechnologie, de innovatie als geheel nieuwe milieutechnologie die het resultaat is van speur- en ontwikkelingswerk. Uitgangspunt is de waarneming dat de vraag naar milieutechnologie alleen van de grond komt door de druk op of de vraag aan het bedrijf van buitenaf, bijvoorbeeld sterke overheidsdwang of aansprakelijkheidsstelling. Aanbod van milieutechnologie en daaraan voorafgaande investeringen in
onderzoek en ontwikkeling komen alleen tot stand bij uitzicht op goede verkoopmogelijkheden en op basis daarvan de verwachting dat op de innovatieinspanningen winst zal worden behaald. De te beantwoorden vraag is nu of de condities voor milieuinnovaties voldoende gunstig zijn en hoe die kunnen worden verbeterd. Het gaat dan om zaken als het beperken van onzekerheden over milieueisen, milieustrategieën bij de innovatie- en investeringsbeslissingen, vormen van overheidsinterventies en onderhandelingen tussen belanghebbenden.
8.1 Milieuinnovaties beperken de milieukosten De overheid stelt milieueisen op basis van bewezen milieutechnologie. Daarbij wordt tevens gekeken naar de kosten van de milieutechnologie. Deze mogen niet excessief hoog zijn. Het probleem is dat de emissiereductiekosten bij hoge zuiveringspercentages behoorlijk kunnen oplopen en dat in het voorbereidingsstadium, dus voordat de technologie breed wordt toegepast, deze kosten moeilijk te voorspellen zijn. De huidige aanpak is gebaseerd op selectie van enkele typen milieutechnologie en waarneming van emissiereductie en de kosten bij enkele bronnen die als demonstratie project dienen. Op basis van de metingen bij die bronnen worden milieueisen opgesteld die door middel van vergunningen in de loop van tijd bij de aangegeven categorieën emissiebronnen worden ingevoerd, ervan uitgaande dat de waarnemingen maatgevend voor vele emissiebronnen zijn. De aanpak is kostbaar want de beheerskosten bedroegen circa 15% van de totale milieukosten in 1996 en ze groeiden in de periode 1980-1996 twee maal zo sterk als de totale milieukosten; niettemin blijft het lastig om de kosten per emissiebron te voorspellen. De ervaring leert dat in werkelijkheid de kosten per eenheid emissiereductie zeer sterk variëren en onder andere afhankelijk zijn van het type emissiebron waar de technologie wordt toegepast. Sommige bronnen hebben vele malen hogere emissiereductiekosten dan andere. Er kan dus niet zonder meer worden aangenomen dat metingen bij enkele bronnen inderdaad maatgevend voor andere bronnen zijn, maar er moet een marginale emissiereductiekostenfunctie worden geconstrueerd om de toename van de kosten door toepassing van milieutechnologieën in meer en meer situaties te schatten. De kostenfunctie wordt geconstrueerd door combinaties van emissiebron en technologie naar de volgorde van kosten per eenheid emissiereductie te rangschikken. In hoofdstuk 3 is een methode ontwikkeld die in staat is de oplopende kostenfunctie te schatten op basis van een beperkt aantal gegevens. Op basis van de empirische gegevens blijkt dat de kostenfunctie kan worden beschreven in de vorm van cri+1= cri * ekcr. Hierin stellen cri+1 en cri de kosten per eenheid emissiereductie van opeenvolgende combinaties van bronnen en milieutechnologie voor. De coëfficiënt kcr als exponent van natuurlijke logaritme bepaalt hoe sterk de kosten van de opeenvolgende combinaties toenemen. Onderzocht is of het mogelijk is coëfficiënt van de exponentiële kostenfuncties voor een verzameling van bron-milieutechnologie combinaties te schatten als er slechts informatie is over de emissiereductie en kosten bij twee emissiebronnen: één met zeer lage en één met zeer hoge marginale emissiereductiekosten. Verder moet het aantal tussenliggende bron-milieutechnologie combinaties bekend zijn. Met de aldus geschatte kostenfunctie kan worden
aangegeven hoe de kosten tussen de bronnen verdeeld zijn. Bij toetsing aan de hand van 28 empirische kostenfuncties bleek dat de toename van de kosten per eenheid emissiereductie per bronmilieutechnologie combinatie met een nauwkeurigheid R>0,9 konden worden geschat voor 27 van de 28 kostenfuncties. De schattingen zijn dus behoorlijk nauwkeurig. Dezelfde schattingsmethode uitgaande van de schaalgrootte van de bronnen levert weinig nauwkeurige resultaten op. Om de te verwachten totale kosten van iedere bron-milieutechnologie combinatie afzonderlijk en gezamenlijk te berekenen moet ook nog de omvang van de totale emissiereductie per combinatie en de rangschikking naar de kostenvolgorde bekend zijn. Dat laatste is buitengewoon lastig want er blijkt geen rechtstreeks verband tussen marginale emissiereductiekosten en schaal van emissiereductie te zijn. De schatting van de totale kosten week minder dan 30% (naar boven of naar beneden) af van de werkelijke totale kosten in 21 van de 28 gevallen. De in hoofdstuk 3 ontwikkelde pragmatische methode biedt mogelijkheden om na te gaan hoe sterk de kosten per eenheid emissiereductie in een verzameling met een bekend aantal bronmilieutechnologie combinaties zullen toenemen als strengere milieueisen worden gesteld. Aan de hand van de steilheid van de emissiereductiekostenfunctie kan tevens het effect van bijvoorbeeld een emissieheffing op het emissiereductiepercentage worden afgeleid. Uit het voorgaande moet de conclusie worden getrokken dat het veelal onmogelijk zal zijn de kosten van uiteenlopende bronnen verbonden met het opleggen van een bepaalde milieueis goed te ramen omdat de daarvoor benodigde informatie ontbreekt. Derhalve kunnen voor een verzameling van qua proces- en productkenmerken redelijk vergelijkbare bronnen (homogene verzamelingen) per type milieutechnologie de kosten alleen bij benadering worden geschat, maar zelfs dan blijft er ruimte voor kostenverschillen die veroorzaakt worden door de variatie in de proces- en productspecificaties van emissiebronnen. De mogelijkheid om milieutechnologie op specifieke proces- en productkenmerken af te stemmen bepaalt in hoge mate de toename van de emissiereductiekosten door strengere milieueisen. In hoofdstuk 4 gaan wij na op welke terreinen van milieuproblematiek het rendabel is om te innoveren. Er wordt onderscheid gemaakt tussen twee typen van kostenbesparende technologische vooruitgang in milieutechnologie: verbeteringen en innovaties. Het onderscheid is van belang voor investeerders en beleidsmakers want milieuverbeteringen zijn veelal weinig kostbaar en het resultaat van de ervaringen opgedaan bij het gebruik van de milieutechnologie terwijl milieuinnovaties vereisen hoge investeringen in onderzoek, ontwikkeling, demonstratie en verkoop. Bij milieuverbeteringen worden de kosten van al beschikbare milieutechnologieën bij uiteenlopende bronnen omlaag gebracht. Bij milieuinnovaties vinden de kostenverlagingen geconcentreerd plaats bij de bron-milieutechnologie combinaties waar de kosten per eenheid emissiereductie hoog zijn, want daar zijn nog weinig alternatieven beschikbaar. Het gaat dus om de situaties die bij een kosteneffectief milieubeleid pas als laatste categorie onder een aangescherpte milieueis zouden moeten vallen. In hoofdstuk 4 wordt gesimuleerd in hoeverre de grootte van coëfficiënt en kostenvoordelen door toepassing van milieuinnovaties danwel van milieuverbeteringen bij emissiebronnen met elkaar samenhangen. Er is aangetoond dat kostenverlaging door milieuverbeteringen ten opzichte van
milieuinnovaties de grootste kostenvoordelen opleveren als de marginale emissiereductiekostenfunctie niet al te sterk oploopt. Het betreft situaties waarin er ruime mogelijkheden zijn om al beschikbare milieutechnologie op specifieke proces- en productkenmerken af te stemmen. Milieuinnovatie levert relatief grote kostenvoordelen op als de marginale emissiereductiekostenfunctie sterk toeneemt. Het gaat om situaties waarin nog weinig alternatieven om emissies te beperken beschikbaar zijn. De verkoopmogelijkheden van de kostensparende milieuinnovaties worden uiteraard groter naarmate er meer bronnen hoge kosten moeten maken om aan de milieueisen te voldoen. Strengere milieueisen zullen daarom de vraag naar nieuwe milieutechnologie bij de bronnen met hoge kosten uitlokken en zo de investeringen in speur- en ontwikkelingswerk gericht op milieuinnovatie stimuleren. Op grond van de steilheid van de kostenfunctie die met de coëfficiënt wordt geschat, kan worden aangegeven in hoeverre bij strengere milieueisen vooral milieuinnovaties, dan wel vooral milieuverbeteringen aantrekkelijk zullen zijn. Uit de simulaties met de in hoofdstuk 3 berekende empirische kostenfuncties komt naar voren dat bij de marginale emissiereductiekostenfuncties met een kostenexponent groter dan 0,25 vooral milieuinnovaties aantrekkelijk zijn, terwijl het bij vlakker verlopende kostenfuncties aantrekkelijker is om de al beschikbare milieutechnologie te verbeteren. Voor een aantal belangrijke milieuproblemen blijken er al zoveel milieutechnische alternatieven beschikbaar te zijn dat daar beperkte verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties moeten worden verwacht. Dit geldt vooral voor verzuring door NOx en SO2 en bestrijding van stof. Hier zijn dus met name de milieuverbeteringen een aantrekkelijke strategie. Kostenvoordelen en daarmee goede verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties zijn vooral te vinden op die terreinen van milieuproblematiek waar nog weinig milieutechnische alternatieven zijn. Dit zijn de relatief nieuwe terreinen, zoals stoffenspecifiek beleid en duurzame energie om CO2 emissie te reduceren. Ramingen wijzen erop dat er weliswaar voldoende verkoopmogelijkheden voor milieuinnovaties zijn om alle uitgaven aan innovaties te dekken uit de innovatierente maar tevens blijkt dat waar milieutechnologie al ruim beschikbaar is, het doorgaans goedkoper is om proces- en milieutechnologie beter op elkaar af te stemmen dan om ingrijpende technologische vernieuwing met behulp van subsidies na te jagen. In het licht van de oplopende emissiereductiekostenfuncties rijst de vraag naar de gevolgen van strengere milieueisen voor de productiviteit indien rekening wordt gehouden met milieutechnologische vooruitgang. In het vele onderzoek dat naar de effecten van milieubeleid op productiviteit is gedaan zijn doorgaans de negatieve effecten benadrukt omdat milieutechnologie niet direct aan het bedrijfsresultaat zou bijdragen. Maar die benadering ziet over het hoofd dat tegenover de kosten van milieumaatregelen ook positieve neveneffecten van milieutechnologie staan, namelijk de kostenbesparing door minder energie- en materiaalverbruik, meer export van milieutechnologie en de ontwikkeling of verbetering van het kwaliteitsbeheer van de productie. Per saldo zijn de waargenomen effecten van milieueisen op de productiviteit licht negatief tot positief. De negatieve effecten zullen domineren als de emissiereductiekosten onder invloed van strenge milieueisen exponentieel sterk oplopen, maar in werkelijkheid blijken er mogelijkheden voor de kostenbesparende milieuinnovaties en milieuverbeteringen te zijn. Dat de mogelijkheden voor kostenbesparende milieuinnovaties en
milieuverbeteringen lang niet altijd worden benut, hangt samen met de besluitvorming van bedrijven. Gebrek aan bedrijfsaandacht voor kostenbesparend milieubeheer kan voortkomen uit eenzijdige concentratie op andere factoren die de hoofdrol in de beslissingen spelen, zoals de preoccupatie met andere lasten, bijvoorbeeld arbeidskosten. Andere belemmeringen voor goed milieubeheer zijn: hoge kosten om goede informatie te verwerven, onderhandelingen met leveranciers, onzekere toekomstige prijzen, en dergelijke. Doorslaggevend voor de doorwerking van aanscherpend milieubeleid op de bedrijfskosten en bedrijfsresultaten is de impuls die milieubeleid uitoefent op de ontwikkeling van milieutechnologie en milieustrategie die bedrijven kiezen. In hoofdstuk 5 is dit geïllustreerd aan de hand van een model voor milieustrategieën: een bedrijf maakt een afweging tussen enerzijds het gebruik van de al beschikbare milieutechnologie waarmee aan de milieueisen wordt voldaan maar op langere termijn hoge kosten worden gemaakt en anderzijds het anticiperen op de strengere milieueisen met behulp van milieuinnovaties. De milieuinnovaties zijn bedrijfseconomisch op korte termijn weliswaar niet aantrekkelijk maar op lange termijn, als het zover komt dat strenge milieueisen worden aangekondigd en ingevoerd, zal de toepassing van milieuinnovaties kostenvoordelen opleveren ten opzichte van het gebruik van de al beschikbare milieutechnologie. Waar daarentegen de strenge milieueueis niet is ingevoerd en de milieueisen bij het oude blijven, zullen de kosten bij het anticiperende en innoverende bedrijf hoger zijn dan noodzakelijk. Technisch bezien, is een gematigde kostenstijging zeer wel mogelijk. Uit empirisch onderzoek blijkt dat in de industrie zich een kostenbesparende vooruitgang in milieutechnologie van gemiddeld 3 tot 7 procent per jaar voordoet, wat voldoende is om de potentiele kostenstijging door toenemende emissiereductie op te vangen. De effecten van de strenge milieueisen op de productiviteit door milieuinnovaties en milieuverbeteringen blijven daardoor beperkt. Dit is verder onderbouwd aan de hand van empirisch materiaal; zowel met behulp van statistieken als met voorbeeldstudies. De statistische analyses van de emissiereductiekosten voor de bestrijding van verzuring naar lucht en naar water in enkele industriële sectoren laten zien dat de kosten per eenheid emissiereductie over de periode 1980-1996 zijn gedaald, terwijl in diezelfde jaren het emissiereductiepercentage steeg. Dit is met name het geval in sectoren die op strenge milieueisen kunnen anticiperen door procesvernieuwing en productontwikkeling. In die sectoren bedroeg de jaarlijkse kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang in die periode gemiddeld 6% tot 11%. Voorbeeldstudies van bedrijven wijzen erop dat het anticiperen met behulp van milieuinnovaties vaak een positieve bijdrage aan bedrijfsresultaat oplevert. Voorts zijn er vele potentiële kostenbesparende mogelijkheden in de levenscyclus van producten, waardoor de negatieve effecten op consumentenprijs worden beperkt of teniet gedaan. Zekerheid omtrent de toekomstige ontwikkeling van milieueisen is een cruciale, bepalende factor om het proces van milieuinnovaties gaande te houden zodat de kosten bij de strenge milieueisen niet te veel gaan toenemen. Er zijn dus milieutechnische mogelijkheden om de emissiereductiekosten ten gevolge van strenge milieueisen vergaand te beperken en positieve productiviteitseffecten te behalen, mits de
milieueisen zodanig worden gesteld en met voldoende zekerheid worden ingevoerd dat bedrijven hierop met behulp van milieuinnovaties kunnen anticiperen. Zolang de milieueisen weinig streng zijn, zijn milieuinnovaties niet aantrekkelijk omdat de bedrijven dan ook met de verouderde milieutechnologie aan de eisen kunnen voldoen en deze zullen blijven toepassen. Op langere termijn zal dit onnodig hoge milieukosten met zich meebrengen omdat de kostenverlagende milieuinnovaties niet werden uitgelokt. Dan dreigt een vicieuse circkel te worden. De perceptie dat de milieukosten toenemen vergroot de weerstand tegen strengere milieueisen en vormt zo een barrière voor kostenverlagende milieuinnovatie en -verbetering. Vergaande emissiereductie is niet zozeer een technologisch probleem maar veeleer een sociaal-economisch en politiek vraagstuk, namelijk hoe aan het milieubeleid zodanig vorm te geven dat emissiebronnen op strengere eisen kunnen anticiperen en aanbieders van milieutechnologie worden aangespoord om te investeren in milieuinnovatie doordat ze voldoende mogelijkheden zien om innovatieve milieutechnologie winstgevend te verkopen.
8.2 Condities voor de kostenbesparende milieuinnovaties In hoofdstuk 6 en 7 komt aan de orde onder welke condities de kostenbesparende milieuinnovaties worden uitgelokt; eerst kwamen de eisen van de milieuoverheid aan de orde, daarna de milieuvraag van particuliere organisaties. In het huidige milieubeleid worden strengere milieueisen niet uitsluitend op grond van milieukundige overwegingen gesteld maar ze zijn gebaseerd op de afweging tussen de beoogde milieueffecten en de te verwachten milieukosten. Derhalve wordt allereerst geïnventariseerd welke typen milieutechnologie beschikbaar zijn, waarna enkele qua emissiereductie en kosten acceptabel geachte typen worden geselecteerd. Op basis van de geselecteerde typen milieutechnologie worden de milieueisen opgesteld en politiek vastgesteld en worden afspraken (convenanten) afgesloten. De huidige gang van zaken is dus niet zo dat de strengere milieueisen nieuwe milieutechnologie uitlokken maar doorgaans omgekeerd: de nieuwe kostenbesparende en effectievere milieutechnologie maakt de invoering van strengere milieueisen mogelijk. In de literatuur over de relatie tussen milieueisen en milieuinnovaties is dit tot nu toe onvoldoende onderkend; de nadruk lag tot nog toe op de effecten van strengere milieueisen op het gebruik van milieutechnologie, waarbij de effectiviteit van verschillende milieuinstrumenten zoals fysieke regulering en economische instrumenten met elkaar zijn vergeleken. In deze studie is uitgegaan van de praktijk van het milieubeleid, waar fysieke regulering in de vorm van milieustandaards het geijkte instrument is en daarnaast in toenemende mate het convenant. De vraag is wat de effecten zijn van de gevolgde procedure bij het vaststellen en invoeren van milieueisen op de ontwikkeling van milieutechnologieën en onder welke condities milieutechnologie ontwikkeling rendabel is. Het vaststellen van milieueisen neemt vele jaren in beslag, meestal meer dan 6 jaar bij convenanten en ruim 8 jaar bij wettelijke milieueisen. Om gedurende de voorbereiding van de strengere milieueisen mee te kunnen dingen bij de inventarisatie en selectie van milieutechnologieën moet een innovator klaar staan om de nieuwe milieutechnologie reeds in een vroeg stadium van het
hele besluitvormingstraject te demonstreren. Alleen milieutechnologie met bewezen effectiviteit en acceptabele kosten bij enkele emissiebronnen wordt gebruikt om de milieueisen te onderbouwen. Hierna worden de milieueisen gedurende meerdere jaren ingevoerd door ze bij de in aanmerking komende bedrijven voor te schrijven. De innovator moet geduld opbrengen want emissiebronnen zijn veelal niet geneigd tot ‘voortijdige’ inkoop van de voorgeschreven milieutechnologie. Het gevolg van de wachttijd bij de voorbereiding en een langdurige invoeringsperiode is dat het voor een innoverend bedrijf niet aantrekkelijk is om hoge kosten te maken voor onderzoek en ontwikkeling van milieuinnovaties: de contante waarde van de toekomstige verkoopopbrengst die uit de innovaties zou zijn te halen is immers lager naarmate de wachttijd langer. Bij het overschrijden van een bepaalde termijn zal de netto contante waarde van de verkoopopbrengst (de innovatierente) lager zijn dan de vooraf gedane uitgaven aan milieuinnovatie. Bovendien worden de verkoopmogelijkheden onzekerder naarmate de voorbereiding en invoering van de milieueisen trager verlopen. Voorts is het tempo van de invoering van strenge milieueisen onzeker want daarbij spelen bijvoorbeeld vervangings- en investeringsbeslissingen van de emissiebronnen een rol alsmede gedeelde verantwoordelijkheden bij de overheden. De genoemde onzekerheden komen tot uitdrukking in een hogere discontovoet wat vervolgens neerslaat in een lagere contante waarde van de verkoopopbrengsten. Een indicatieve raming van de verkoopmogelijkheden van milieuinnovaties in Nederland en van de te verwachten innovatierente met behulp van empirisch materiaal dat in hoofdstuk 4 is getoond, waarbij rekening wordt gehouden met een wachttijd van 8 jaren en een geleidelijke invoering van de strenge milieueisen verdeeld over 15 jaren, wijst erop dat bij een discontovoet van 10% de kosten van speur en ontwikkelingswerk nog maar net worden gedekt. De simulatie suggereert dat het, uitgaande van het huidige beleid, niet rendabel is om milieutechnologie te ontwikkelen, ofschoon er een grote potentiële verkoopmarkt bestaat, tenzij innovatoren subsidies ontvangen. Dit komt omdat de lange wachttijd, trage invoering en onzekerheden de rentabiliteit sterk drukken. Betere condities voor de verkoop van milieuinnovaties kunnen geschapen worden, met name vroegtijdig aankondigen van milieueisen en ze hierna snel invoeren. Dit zou een krachtige stimulans betekenen voor milieuinnovatie. Bij de voorbereiding van milieueisen hebben de convenanten het voordeel dat de wachttijd kan worden bekort, maar de invoering is onzeker. Een snellere installatie van milieutechnologie die aan de strengere eisen voldoet kan worden bereikt met de inzet van economische instrumenten. Deze verbinden aan emissie een prijs en maken het vroegtijdig installeren van schonere technologie daardoor aantrekkelijker, maar de voorbereidingsperiode kan lang zijn in verband met weerstanden tegen bijvoorbeeld de financiële lasten verbonden aan een emissieheffing. Ook subsidie aan milieutechnologie ontwikkeling brengen positieve effecten op winstgevendheid van milieuinnovaties. Een alternatief voor het overheidsbeleid dat kostenbesparende milieuinnovaties tracht uit te lokken, is zelfregulering door middel van onderhandelingen tussen belanghebbenden. Bij zelfregulering schept de overheid de voorwaarden, zoals het juridisch raamwerk om afspraken af te sluiten en naleving af te dwingen. Binnen dat kader onderhandelen particulieren over emissiereductie.
Volgens het theorema van Coase kan bij duidelijke afbakening van wederzijdse rechten van veroorzakers en benadeelden van vervuiling door middel van onderhandelingen, een optimale emissiereductie worden bereikt. Maar hierbij zijn diverse kanttekeningen te plaatsen, waarvan de belangrijkste zijn dat het om situaties moet gaan met weinig betrokkenen aan beide zijden van de onderhandelingstafel en dat een van de partijen aan zijn eisen kracht kan bijzetten door de zaak naar de rechter te brengen. In zo’n situatie zouden aanbieders van milieuinnovaties kunnen inspringen of als derde partij kunnen participeren door reductiemogelijkheden te inventariseren en eventueel afspraken te maken over de ontwikkeling van betere en goedkopere technologieën. Het voordeel van directe onderhandelingen tussen de belanghebbenden zou kunnen zijn dat men sneller tot resultaten komt en schonere technologie sneller wordt geïnstalleerd dan bij fysieke regulering, met zijn langdurige procedures. Dat zou dan een goede stimulans zijn voor milieuinnovatie. Het grote knelpunt is dat in werkelijkheid aan de bovengenoemde voorwaarden voor effectieve onderhandelingen tussen particuliere belanghebbenden zelden wordt voldaan. Als er al onderhandelingen worden gevoerd is dat veelal tussen slechts een deel van de belanghebbenden, via personen die als hun vertegenwoordiger worden beschouwd en in een vrijblijvende sfeer. Aldus is het resultaat van de onderhandelingen onzeker. Dit heeft gevolgen voor de rol die milieuinnovatie kan spelen in de onderhandelingen. Hoewel de potentiële kostenvoordelen van milieuinnovaties marktconform zouden kunnen worden uitgelokt, worden in werkelijkheid alleen beperkte milieuverbeteringen behaald omdat de belangen sterk uiteenlopen. Dit werd aan de hand van de verpakkingsketen geïllustreerd. Beargumenteerd is dat een forse kostenbesparing en vermindering van het verpakkingsafval in de keten kan worden bereikt, maar het blijkt dat de verschillen in perceptie van de belanghebbenden over de haalbaarheid van milieuinnovaties dermate groot zijn dat er geen overeenstemming over de innovaties wordt bereikt, laat staan dat er een gezamenlijke investering gedaan wordt. De mogelijkheden om milieuinnovaties via onderhandelingen uit te lokken zijn gesimuleerd met behulp van een model voor onderhandelingen tussen benadeelden, emissiebronnen en aanbieders van milieuinnovaties, waarbij de laatste twee met een onzekere vraag naar emissiereductie van de zijde van de benadeelden worden geconfronteerd. De aanbieders hebben daarnaast nog te maken met de onzekerheid in hoeverre de bronnen voor hun milieuinnovaties zullen kiezen. De conclusie is dat bij onderhandelen tegenover het mogelijke voordeel van de kortere wachttijd tussen het ontwikkelen en het verkopen van innovatieve milieutechnologie, in vergelijking met fysieke regulering het nadeel staat van een grotere onzekerheid over de uiteindelijke verkoop. De grotere onzekerheid vertaalt zich in een hogere discontovoet. Uit de simulaties komt naar voren dat hoge onzekerheid waardoor de discontovoet op 20 procent komt (in plaats van 10 procent) de contante waarde van de innovatierente zo sterk drukt dat milieuinnovatie-uitgaven niet worden terugverdiend. Nagegaan is welke milieuinstrumenten helpen om milieuinnovaties via onderhandelingen uit te lokken. De milieuinstrumenten die de onzekerheden over de vraag naar emissiereductie beperken zijn aansprakelijkheidstelling, de mogelijkheid om afgedankte producten terug te geven (retour-
systemen) en daarnaast de instrumenten die de inkoop van milieuinnovaties garanderen zoals inkoopen kwaliteitsgaranties. Bij subsidie-instrumenten valt met name te denken aan subsidies voor onderzoek en ontwikkeling. Ramingen met empirische data (die ook voor de ramingen van het overheidsbeleid zijn gebruikt) die uitgaan van 0 jaren wachttijd bij zelfregulering tegenover 8 jaren bij fysieke regulering en 15 jaar invoeringsperiode, wijzen erop dat bij zelfregulering een rendabele milieutechnologie kan worden ontwikkeld als de discontovoet ruim 7% hoger is dan bij de fysieke regulering. Als onderhandelingen bij zelfregulering enkele jaren duren dan is ontwikkeling van nieuwe milieutechnologie niet rendabel. Het realiseren van milieuinnvoties door zelfregulering is mogelijk indien de vraag naar emissiereductie redelijk zeker is. De vraagstelling of vergaande emissiereductie tegen acceptabele kosten kan worden bereikt, wordt in dit onderzoek positief beantwoord. Op vele terreinen van milieuproblematiek is al voldoende effectieve milieutechnologie beschikbaar. De kosten daarvan kunnen nog verder omlaag door verbeteringen gebaseerd op ervaringen in het gebruik. Kostenbesparende milieuinnovaties kunnen worden uitgelokt door middel van strenge milieueisen waar verder ook niet aan wordt getornd en met zo kort mogelijke wachttijden. Algemener gesteld: het beleid moet voldoende stimulansen bevatten om de innovatieve milieutechnologie vroegtijdig te installeren. Een milieubeleid dat in sterke mate milieuinnovaties en -verbeteringen uitlokt zal erin slagen het emissiereductiepercentage over de jaren heen te laten stijgen met slechts bescheiden kostenverhogende effecten en het zal in sommige bedrijven zelfs per saldo kostenbesparing opleveren.
Literatuur Abeslon, P., Cost benefit analysis and environmental problems, Saxon House, 1979. Abrahamse, A.P.J., G.J. van Driel, C. van Ravenzwaaij, Statistiek, Van Gorcum, Assen/Meppel, 1987. Allen, P.M., ‘Evolution, innovation and economics’, in G. Dosi, C. Freeman, R. Nelson, G. Silverberg, L. Soete (eds), Technical Change and Economic Theory, Pinter Publishers, London/New York, 1988, p. 95-119. Anderson, R., A.V. Kneese, P.D. Reed, S. Taylor, R.B. Stevenson, Environmental Improvement, The John Hopkins University Press, 1977, p. 92-93. Apeldoorn, M.E. van, C.A. van der Heijden, F.X.R. van Leeuwen, Criteriadocument styreen, RIVM, rapportnr. 738513003, juli 1986. Arbeitsgruppe STENIM, Institut für Verfahrenstechnik (interne gegevens, contact persoon prof. dr. M. Narodoslavsky), TU Graz, 1995. Arentsen M.J., P.S. Hofman, Technologie: Schone motor van economie, Universiteit Twente, CSTM, 1996, p. 26-33. Arentsen M.J., V. Dinica, E. Marquart, Innovating Innovation Policy. Rethinking Green Innovation Policy in Evolutionary Perspective, Économies et Sociétés, Série Dynamique technologique et organisation, W n 4, 4/2001, p. 563-583. Arora, S., T.N. Cason, ‘Why do firms volunteer to Exceed Environmental Regulations? Understanding Participation in EPA’s 33/50 Program’, Land Economics, Vol. 72, No. 4, November 1996, p. 413-432. Arthur, W.B., Yu.M.Ermoliev, Yu.M. Kaniovski, ‘Path-dependent processes and the emergence of macro-structure’, European Journal of Operational Research, No. 30, 1987, p. 294-303. Arthur, W.B., ‘Competing Technologies, Increasing Returns and Lock-In by Historical Events’, The Economic Journal, Vol. 99, March 1989, p. 116-131. Arthur, W.B., ‘Positive Feedback in the Economy’, Scientific American, February 1990, p. 80-85. Ashford, N.A., G.R. Heaton, ‘The effects of Health and Environmental Regulation on Technological Change in the Chemical Industry: Theory and Evidence’, in T. Hill (ed.), Federal Regulation and Chemical Innovation, American Chemical Society, Washington DC, 1979, p. 45-66. Ashford, N.A., C. Ayers, R.F. Stone, ‘Using Regulation to change the market for innovation’, The Harvard Environmental Law Review, Vol. 9, No. 49, 1985, p. 419-466. Ashford, N., ‘The influence of information-based initiatives and negotiated Environmental Agreements on Technological Changes’, in C. Carraro, F. Lévêque, Voluntary Approaches in Environmental Policy, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 1996, p. 137-150. Ayres, R.U., Resources, Environment, and Economics, Applications of the Material/Energy Balance Principle, A Wiley-Interscience Publication, New York, 1978. Ayres R.U., ‘Industrial Metabolism’, in J.H. Ausubel, H.E. Sladovich (eds), Technology and Environment, National Academy Press, Washington DC, 1989, p. 23-49. Ayres, R.U., ‘The Kuznets curve and the life cycle analogy’, Structural Change and Economic Dynamics, No. 8, 1997, p. 413-426.
Backman, M., M. Karlsson, T. Parker, V. Tulenheimo, R. Thun, (eds), Challenges and approaches to incorporate the environment into business decisions, Invitational Expert Seminar, Opio, 3-5 June 1996, IIIEE Communication, No. 3, 1997. Backman, M., R. Thun (eds), Total Cost Assessment, IIIEE Communication, No. 4, 1999. Balmann, A., M. Odening, H-P. Weikard, W. Brandes, ‘Path-dependence without increasing returns to scale and network externalities’, Journal of Economic Behaviour and Organisation, Vol. 29, 1996, p. 159-172. Barbera, A.J., V.D. McConnell, ‘Effects of pollution control on industry productivity: A factor demand approach’, Journal of Industrial Economics, Volume XXXV, No. 2, December 1986, p. 161172. Barbier, E.B., ‘The Concept of Sustainable Economic Development’, Environmental Conservation, Vol. 14, No. 2, 1987. Baumol, W.J., W.F. Oates, The theory of environmental policy, Prentice-Hall, Englewood Cliffs, 1975, p. 14-55. Becker, N., M.G. Baron, M. Shechter, ‘Economic Instruments for Emission Abatement under Appreciable Technological Indivisibilities’, Environmental and Resource Economics, No. 3, 1993, p. 263-284. Beek, van Th.A., Financiële beoordeling van productinnovaties, Kluwer Bedrijfsinformatie, Deventer, 1997. Beije, P., Technological change in the Modern Economy, Edward Elgar, Cheltenham UK, 1998. Berkel, van C.W.M., Cleaner Production in Practice, IVAM Environmental Research, Universiteit van Amsterdam, 1996. Beus, de J., ‘The Ecological Social Contract’, in D.J. Kraan, R.J. in ‘t Veld (eds), Environmental Protection: Public or Private Choice, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 1991, p. 181-205. Blok, K., E. Worrell, R.A.W. Albers, R.F.A. Cuelenaere, Data on energy conservation techniques for the Netherlands (en het ICARUS 2 model op diskette), Vakgroep Wetenschap en Samenleving, Universiteit Utrecht, 1990. Bohm P., C.S. Russel, ‘Comparative analysis of alternative policy instruments’, in A.V. Kneese, J.L. Sweeney (eds), Handbook of Natural Resources and Energy Economics, Vol. 1, Elsevier, 1985, p. 375-460. Bol, B., P. van Duyse, J. Krozer, Retoursystemen voor Batterijen, Tebodin Consulting Engineers, Den Haag, 1991. Bol, B., P. van Duyse, J. Krozer, Financierings- en verwijderingsstructuur voor afgedankte koelkasten: een analyse van een aantal varianten, Tebodin Consulting Engineers, Den Haag, 1991. Bouma, J.J., J.M.D. Koster, H.R.J. Vollebergh (red.), Milieurendement in theorie en praktijk, Samson HD Tjeenk Willink, 1995, p. 93-109. Bressers, J.Th.A., Beleidseffectiviteit en waterkwaliteitsbeleid - een bestuurskundig onderzoek, TH Twente, Enschede, 1983.
Bressers, J.Th.A., ‘Motieven voor zelfregulering’, in J.Th.A. Bressers, T.J.N.M. de Bruijn, S.M.M. Kuks, K.R.D. Lulofs, Milieumanagement, een systematische aanpak voor bedrijven en andere organisaties, Milieubeleid, Samson HD Tjeenk Willink, 1995, p. 13-25. Brezet, J., Van prototype tot standaard; de diffusie van energiebesparende technologie, Denhatex BV, Rotterdam, 1994. Bringezu, S., ‘Comparison of the Material Basis of Industrial Economies’, in S. Bringezu, M. FischerKowalski, R. Kleijn, V. Palm (eds), Analysis for Action: Support for Policy towards Sustainability by Material Flow Accounting, proceedings of the ConAccount Conference, Wuppertal (Germany), 11-12 September 1997, p. 57-66. Bruijn, de T., P. Hofman, Varieties of Pollution Prevention, paper for the 7th International Conference of the Greening of Industry Network, Rome, 15-18 November 1998. Bruijn, S.M. de, R.J. Heintz, ‘The environmental Kuznets curve hypothesis’, in J.C.J.M. van den Bergh (ed), Handbook of Environmental and Resource Economics, Edward Elgar, Massachusetts, 1999. BSO, Annual reports, 1993 en 1994. Carrao C., D. Sinicalco, ‘Environmental Innovation Policy and International Competition’, Environmental and Resource Economics, Vol. 2, No. 193-200, 1992. Carraro, C., D. Siniscalco, ‘Environmental policy reconsidered: The role of technological innovation’, European Economic Review, No. 39, 1994, p. 545-554. Cavendish, W., D. Anderson, ‘Efficiency and Substitution in Pollution Abatement’, Oxford Economic Papers, No. 46, 1994, p. 774-799. Centraal Bureau voor de Statistiek, Milieukosten van bedrijven, 1980-1997. Centraal Bureau voor de Statistiek, Kosten en financiering van milieubeheer, 1980-1996. Centraal Bureau voor de Statistiek, Speurwerk en Ontwikkeling, 1980-1993. Chiesa, V., E. Giglioli, R. Manzini, ‘R&D Corporate Planning: Selecting the Core Technological Competence’, Technology Analysis & Strategic Management, Vol. 11, No. 2, 1999, p. 255-279. Christensen, P., ‘Driving Forces, Increasing Returns and Ecological Sustainability’, in R. Constanza (ed), Ecological Economics, Columbia University Press, New York, 1991. Christensen, C.M., The Innovator’s Dilemma, Harper Business, 2000, p. 4-68. Clarke, S.F., N.J. Roome, ‘Managing for Environmentally Sensitive Technology: Networks for Collaboration and Learning’, Technology Analysis & Strategic Management, Vol. 7, No. 2, 1995, p. 191-215. Cleven, R.F.M.J., J.A. Janus, J.A. Annema, W. Slooff, Integrated Criteria Document Zinc, Report No. 710401028, August 1993. Coase, R., (1960), ‘The problem of Social Cost’, reprint in R. Dorfman en N.S. Dorfman (eds.), Economics of the Environment, selected readings, W.W. Norton & Company, New York, 1972, p. 142-171.
Cohan, D. Gess, Managing life cycle costs, Decision Focus Incorporated, Mountain View USA, April 1993. Colinsk, J., ‘Why Bounded Rationality?’, Journal of Economic Literature, Vol. XXXIV, June 1996, p. 669-700. Conrad, K., D. Wastl, ‘The Impact of Environmental Regulation on Productivity in German Industry’, Empirical Economics, No. 20, 1995, p. 615-633. Coombs, R., P. Saviotti, V. Walsh, Economics and Technological change, MacMillan Education, 1987. Cooper R.G., E. J. Kleinschmidt, ‘New products: what separates winners from losers?’, in J. Henry, D. Walker (eds), Managing Innovation, Sage Publishers, London, 1991, p. 127-140. Coopers & Lijbrand, Dijker, Van Dien, CIVI Consultancy, Technologische Oplossingsrichtingen voor Milieuproblemen, december 1992. Cramer J., J. Schot, Problemen rond innovatie en diffusie van milieutechnologie, RMNO nr. 44, 1990. Cramer, J., J. Schot, ‘Environmental Comakership Among Firms as a Cornerstone in the Striving for Sustainable Development’, in K. Fischer, J. Schot (eds), Environmental Strategies for Industry, Island Press, Washington DC, 1993, p. 311-328. Cramer, J., ‘Technologische ontwikkeling en milieu’, in F. Dietz, W. Hafkamp, J. van der Straten (red.), Basisboek Milieu-economie, Boom, Amsterdam, 1994. Cramer, J., Milieumanagement: van ‘fit’ naar ‘strech’, Jan van Arkel, Utrecht, 1997. Cyert, R.M., J.G. March, (1959), ‘A Behavioural Theory of Organisational Objectives’, in R.M. Cyert (ed), The Economic Theory of Organisation and the Firm, New York University Press, New York, 1988, p. 125-150. Cyert, R.M., J.G. March, (1963), A behavioural theory of the firm, Englewood Cliffs, N.J. Prentice Hall, New York, 1968. Dales, J.H. (1968), ‘Land, Water and Ownership’, reprint in R. Dorfman en N.S. Dorfman (eds), Economics of the Environment, selected readings, W.W. Norton & Company, New York, 1972, p. 229-245. Daly, H., J.B. Cobb jr, (1989), For the common good, Beacon Press, Boston, 1994. Dasgupta, P.S., G.M. Heal, Economic theory and Exhaustible Resources, Cambridge University Press, Cambridge, 1979, p. 173-192. David, P.A., Technical choice innovation and economic growth, Cambridge University Press, New York, 1975. DeCanio, S.J., W.E.Watkins, ‘Investment in Energy Efficiency: Do The Characteristics of Firms Matter?’, The Review of Economics and Statistics, Vol. LXXX, No. 1, February 1998. Derksen, H.P.J., J. Krozer, ‘Economische aandachtspunten in de uitvoering van Convenant KWS 2000’, in H.B. Diepenmaat et al., Aandachtspunten in de uitvoering van Convenant KWS 2000, TNOMEP, 1996.
D’Iribarne, P., ‘What kinds of alternative ways of life are possible?’, in L. Uusitalo (ed), Consumer Behaviour and Environmental Quality, Gower Publishing Company, Hants, 1983, p. 27-37. Dhillon, B.S., Life Cycle Costing, OPA, Amsterdam, 1989. Dieleman, H., S. de Hoo, ‘Towards Tailor-made progress of pollution prevention and cleaner production, results and implications of the PRISMA project’, in K. Fischer, J. Schot, Environmental strategies for industry, Island Press, Washington DC, 1993. Doelman P., J. Krozer, J. Schot, Een verkenning van de mogelijkheden voor preventie in de milieuvergunningen, Tebodin Consulting Engineers, Den Haag, 1991. Doelman, P., Life Cycle Cost of a Television set, Institute for Applied Environmental Economics (TME), The Hague, 1994. Doelman, P., J. Krozer, Sociaal-economische gevolgen van het Convenant Verpakkingen, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, Den Haag, 1994. Doelman, P., M. Freriks, B. Kothuis, J. Krozer, A. Peer, Ketenbeheer in scheepvaart, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, 1994 (fase 1) en 1995 (fase 2). Doelman, P., J. Krozer, Milieuverbeteringen van keukenkastjes, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, Den Haag, 1995. Doelman, P., J. Krozer, Milieukosten van kopieerapparaten, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, Den Haag, 1996. Dosi, G., L. Orsenigo, ‘Coordination and transformation: an overview of structure, behaviours and change in evolutionary environments’, in G. Dosi, C. Freeman, R. Nelson, G. Silverberg, L. Soete, (eds), Technical change and Economic Theory, Pinter Publishers, London/New York, 1988, p. 13-37. Dosi, G., ‘Opportunity Incentives and the Collective Patterns of Technological Change’, The Economic Journal, No. 107, September 1997, p. 1530-1547. Dosi G., M. Moretto, ‘Pollution accumulation and firm incentives’, Environmental and Resource Economics, Vol. 10, No. 285-300, 1997. Downing P.B., L.J. White, ‘Innovation in Pollution Control’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 13, 1986, p. 18-29. Dragan, J.C., M.C. Demetrescu, E.K. Seifert (eds), Implications and Applications of Bioeconomics, European Association for Bioeconomic Studies, Edizioni Nagard, 1997. Driel, P. van, J. Krozer, ‘Innovatie preventief milieubeheer en schonere technologie’, Tijdschrift voor Politieke Economie, jrg. 10, nr. 4, herfst 1987, p. 227-244. Driel, P. van, J. Krozer, Op zoek naar goede daden, Landelijk Milieu Overleg, Utrecht, 1987. Driel, P. van, J. Krozer, ‘Innovation and preventive environmental policy’, in F.J. Dietz, W.J.M. Heijman (eds), Environmental Policy in a market economy, selected papers from the Congress Environmental Policy in a market economy, Wageningen, Netherlands, 8-11 September, 1987, p. 92115. DTO, Visie 2040-1998, Uitgeverij Hagen & Stam BV, 1997.
Duchin, F.F., A.E. Steenge, ‘Input - ouput analysis, technology and the environment’, in J.C.J.M. van den Bergh (ed.), Handbook of Environmental and Resource Economics, Edward Elgar, London, 1999, p. 1037-1059. Duijse, P. van, A. Nentjes, J. Krozer (m.m.v. K. Blok, M. van Brummelen), Verhandelbare CO2emissierechten, Vrom-raad, Achtergrondstudie 002, 1998. Dutilh, C.E., ‘Mechanismen die het produktbeleid bepalen’, in J.J. Bouma, J.M.D. Kosten, H.R.J. Vollenbergh (red.), Milieurendement in theorie en praktijk, Samson HD Tjeenk Willink, Alphen aan de Rijn, 1995, p. 153-159. Duyvendak, W., I. Horstink, B. Zagema (red.), Het Groene Poldermodel, consensus en conflict in de milieupolitiek, Instituut voor Publiek en Politiek/Vereniging Milieudefensie, Amsterdam, 1999. Eads, G.C., ‘Regulation and Technical Change: Some Largely Unexplored Influences’, Innovation and Technological Progress, Vol. 70, No. 2, 1990, p. 50-54. Edelkoort, L., Eindrapport ex-ante trend onderzoek, Studio Edelkoort, Parijs/Den Haag, 1 juli 1995. Ekvall, G., ‘The organizational culture of idea-management: a creative climate for the management of ideas’, in J. Henry en D.Walker (eds), Managing Innovations, Sage Publications, London, 1991, p. 7379. Elkington J., T. Burke, Groen zaken doen, Maarten Muntinga, Amsterdam, 1990. Ellerman, A.D., R. Schmalensee, P.L. Jaskow, J.P. Montero, E.M. Bailey, Emission Trading Under The U.S. Acid Rain Programme, MIT Centre for Energy and Environmental Policy Research, Cambridge/Massachusetts, 1997. Ernst, M.T., Inleveren van klein huishoudelijk afval, Economisch Instituut voor het midden- en kleinbedrijf, juni 1991. European Environmental Agency (EEA), Environmental Agreements, case studies, Copenhagen, 1997. European Greentable, Environmental Performance Indicators in Industry, practical experiences with development of EPI’s in 12 companies, Report 5, March 1997, p. 18-24. Fabrycki, W.S., B.S. Blanchard, Life cycle cost and economic analysis, Prentice Hall Inc., New Jersey, 1991. Fallen, C., ‘Survival of the Fittest technologies’, New Scientist, No. 1859, 6 February 1983, p. 35-39. Fleischer, M., ‘Key Issue Related to the Legislation of Chemicals in the EU’, in F. Leone, J. Hemmelskamp (eds), The Impact of EU – Regulation on Innovation of European Industry, Expert meeting on Regulation and Innovation, Sevilla, 18-19 January 1998. Flemming, D., ‘Beyond the technical fix’, in R. Welford en R. Starkey (eds), Business and the Environment, Earthscan, 1996, p. 147-150. Foss, K., ‘Transaction costs and technological development: the case of the Danish fruit and vegetable industry’, Research Policy, No. 25, 1996, p. 531-547. Frank, A., H.J.J. Swarte, Milieutechnologieën, toepassingen in Kleine en Middelgrote Ondernemingen, Erasmus Studiecentrum voor Milieukunde Rotterdam, 1986.
Freeman, C., C. Perez, ‘Structural crises of adjustment: business cycles and investment behaviour’, in G. Dosi, C. Freeman, R. Nelson, G. Silverberg, L. Soete, (eds), Technical change and Economic theory, Pinter Publishers, London /New York, 1988, p. 38-69. Friedrich A., G. Pahlke, J. Landrebe, Life Cycle Assessment of Rapeseed Oil or Rapeseed Oil Methylester as a substitute for Diesel Fuel, Federal Environmental Agency, Berlin, 1993. Frischknecht R., P. Hofstetter, I. Knoepfel, R. Dones, E. Zollinger, Ökoinventare für Energiesysteme, Bundesambt für Energiewirtschaft, März 1994. Ganguly, A., Business-driven Research and Development, MacMillan Business, New York, 1999. Gatersleben, B., Ch. Vlek, ‘Household Consumption, Quality of Life and Environmental Impacts: A Psychological Perspective and Empirical Study’, in K.J. Noorman, T. Schoot Uiterkamp, Green Households? Domestic Consumers, Environment and Sustainability, Earthscan Publications Ltd, London, 1988, p. 141-183. Georg, S., I. Ropke, U. Jorgensen, ‘Clean Technology-Innovation and Environmental Regulation’, Environmental and Resource Economics, Vol. 2, 1992, p. 533-550. Gold, B., ‘Technology, Productivity and Economic Analysis’, in B. Gold (ed), Technological Change: Economics, Management and Environment, Pergamon International Library, Pergamon Press, Oxford, 1975, p. 1-42. Gollop, F.M., M.J. Roberts, ‘Environmental Regulation and Productivity Growth: The Case of Fossilfueled Electric Power Generation’, Journal of Political Economy, Vol. 91, No. 4, 1983, p. 654-674. Graedel T.E., B.R. Allenby, AT&T, Industrial Ecology, Prentice Hall, New Jersey, 1995. Grand, L. le, R. Robinson, The Economics of Social Problems, McMillan Press, London, 1976. Gray, B.W., R.J. Shadbegian, ‘Environmental Regulation, Investment Timing, and Technology Choice’, The Journal of Industrial Economics, Vol. XLVI, June 1998, p. 235-256. Gregori, T.R. de, ‘Resources Are Not; They Become: An Institutional Theory’, Journal of Economic Issues, Vol. XXI, No. 3, September 1987, p. 1241-1263. Griliches, Z., ‘The Discovery of the Residual: A Historical Note’, Journal of Economic Literature, Vol. XXXIV, September 1996, p. 1324-1330. Griliches, Z., ‘Productivity, R&D data and the Data Constraints’, American Economic Review, March 1994, Vol. 84, No.1, p. 1-23. Groot, H.L.F. de, D.P. van Soest, ‘Investeren onder onzekerheid’, Economische Statistische Berichten, 26 maart 1999, p. 230-232. Hafkamp, W.A., M.C. Hooyman, A. Scholten, ‘Bedrijfseconomische en sectorale consequenties van de toepassingen van verschillende instrumenten’, in TRN Groep/Volder & Vis, Integratie project Milieu en Economie deelproject 8, Den Haag, januari 1991. Haken, H., (1981), Erfolgsgeheimnisse der Natur, Synergetik: Die Lehre vom Zusammenwirken, Ullstein Sachbuch, 1990. Hanley, N., ‘Are there Environmental Limits to Cost Benefit Analysis?’, Environmental and Resource Economics, No. 2, 1992, p. 33-59.
Hartje, V.J., Adopting rules for Pollution Control, International Institut für Umwelt und Gesellschaft, Wissenschaftzentrum, Berlin, nr. 6, 1984. Hartje V.J., R.L. Lurie, Adopting rules for Pollution Control Innovations: End-of-Pipe versus Process Integrated Technology, International Institut für Umwelt und Gesellschaft, Wissenschaftzentrum, Berlin, 1984. Hartog, H. den, R.J.M. Maas, ‘Een duurzame economische ontwikkeling: macro-economische aspecten van een prioriteit voor het milieu’, in P. Nijkamp, H. Verbruggen (eds), Het Nederlands milieu in de Europese ruimte, Stenfert Kroese Uitgevers, Leiden/Antwerpen, 1990. Havenman, R.H., G.R. Christainsen, ‘Environmental Regulation and Productivity Growth’ (reprint from Natural Resource Journal, Vol. 21, No. 3, July 1981), in H. Peskin, P.R. Portney, A.V. Kneese, (eds), Environmental Regulation and the U.S. Economy, John Hopkins University Press, Baltimore, 1981, p. 55-75. Heel, H.P. van, J.L.A.Jansen, Duurzaam: zo gezegd, zo gedaan, Technische Universiteit Delft, juni 1999. Heertje, A., Economie en technische ontwikkeling, H.E. Stenfert Kroese BV, Leiden, 1973. Herman, R., S.A. Ardekanin, J.H. Ausubel, ‘Dematerialization’, in J.H. Ausubel, H.E. Sladovich (eds) Technology and Environment, National Academy Press, Washington DC, 1989, p. 50-69. Heslinga, D.C., Reinigen en ontvetten met gehalogeneerde oplosmiddelen en waterige systemen - een vergelijkende studie, KWS 2000 rapporten nr. O10, 1995. Heijden, W. van de, ‘Als bedrijf is Schiphol gebonden aan milieuverplichtingen’, Polytechnisch Weekblad, 1 december 1999, p. 2. Heijnes, H., J. Krozer, F. Schelleman, Operational Indicators for Sustainability, Institute for Applied Environmental Economics, The Hague, 1996. Heijnes, H.A.M., H.J. Jantzen, C.A.J.C. Sedee, F. Schelleman, K. van den Berg, A.W.Dilweg, F. van Woerden, J. Okkema, A. Nentjes, Milieu-emissies: kiezen voor winst!, Marktwerking in het milieubeleid: de potentiële kostenvoordelen van een systeem van Verhandelbare Emissierechten, Interprovinciaal Overleg (IPO), mei 1997. Heijungs, R., ‘A generic method for the identification of options for cleaner products’, Ecological Economics, No. 10, 1994, p. 69-81. Heyes, A., C. Liston-Heyes, ‘Regulatory “balancing” and the Efficiency of Green R&D’, Environmental and Resources Economics No. 9, 1997, p. 493-507. Hoevenagel, R., J.B. Opschoor, ‘Economische waardering van milieuveranderingen: mogelijkheden en beperkingen’, Milieu, jrg. 5, Nr. 3, 1990. Hoevenagel, R., U. van Rijn, L. Steg, H. de Wit, Milieurelevant consumentengedrag, Ontwikkeling conceptueel model, Sociaal Cultureel Planbureau, Rijswijk, mei 1996, p. 19-62. Hofman, P.S., ‘Ketengerichte milieutechnologie’, in K. Lulofs, G. Schrama, (red.), Ketenbeheer, CSTM Jaarboek 1998, Twente University Press, p. 71-87.
Hofman, P.S., G.J.I. Schrama, Innovations in the Dutch environmental policy for the industry target group, paper for the eighth Greening of Industry Network Conference, Chapel Hill USA, 15-18 November 1999. Hofman, P.S., Innovation, Negotiation and Path Dependencies in Industry and Policy, paper for the ninth Greening of Industry Network Conference, Bangkok, 21-25 January 2001. Honig, E., A. Hanemaaijer, R. Engelen, A. Dekkers, R. Thomas, Techno 2000; Modellering van de daling van eenheidskosten van technologieën in de tijd, RIVM, 20001, rapportnummer 773008003 Houtsma, W.H., J. van der Schot, Het Nieuwe Ondernemen, Kwaliteit en Milieu in samenwerking, Bureau Houtsma en Van der Schot, 1996. Hueting, R., Correcting of National Income for Environmental Losses: a practical solution for a theoretical problem, paper prepared for the Conference on Ecological Economics, Washington DC, 21-23 May 1990. Hueting, R., P. Bosch, ‘Note on the correction of national income for environmental losses’, in O. Kuik, H. Verbrugggen (eds), In Search of Indicators of Sustainable Development, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 1991, p. 29-45. Huisingh, D.L., M.H. Higler, N. Seldman, Proven Profits from pollution prevention, Institute for Local Selfreliance, North Caroline, State University, 1985. Jaffe, A.B., S.P. Peterson, P.R. Porteny, R.N. Stavins, ‘Environmental Regulation and the Competitiveness of U.S. Manufacturing: What Does the Evidence Tell Us’, Journal of Economic Literature, Vol. XXXIII, March 1995, p. 132-163. Jaffe, A.B., K. Palmer, ‘Environmental Regulation and Innovation: a panel data study’, The Review of Economics and Statistics, Vol. LXXIX, No. 4, November 1997, p. 610-619. Jänicke, M., H. Monch, T. Ranneberg, Umweltentlastung durch Structurwandel - eine Vorstudien für über 31 Industrieländer, IIUG Berlin, 1986, Nr. 1. Jänicke, M., M. Binder, H. Monch, (1977), ”Dirty Industries”: Pattern of Change in Industrial Countries, Environmental and Resource Economics, No. 9, 1997, p. 467-491. Jantzen, J., Model on Sustainable Environmental Strategies (Moses) (en databestanden op dikette), Institute for Applied Environmental Economics, The Hague, 1992. Jantzen, J., (red.), H. Heijnes, P. van Duijse (m.m.v. J-M Visser, M. Buist, B. van Diepen), Technische vooruitgang en milieukosten, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, februari 1995. Jonge, L. de, Europese Best Available Techniques als basis voor milieuvergunningen, ArenA – lucht, nr. 8, december 2000. Kaarrer-Rueedi, E.E., ‘Trends in Toxic Chemical Releases: A Case Study on the Drug Industry in Conneticut and New Jersey’, Journal of Environmental Planning and Management, Vol. 39, No. 4, 1996, p. 577-592. Kanazawa, M.T., ‘Water Subsidies, Water Transfers and Economic Efficiency’, Contemporary Economic Policy, Vol XII, April, 1994, p. 112-121.
Karamanos, P., ‘Voluntary Environmental Aggreements: Evolution and Definition of a New Environmental Policy Approach’, Journal of Environmental Planning and Management, Vol. 44, No. 1, 2001, p. 67-84. Kemp, R., X. Olsthoorn, F. Oosterhuis, H. Verbruggen, ‘Supply and Demand Factors of Cleaner Technologie: Some Empirical Evidence’, Environmental and Resource Economics, Vol. 2, 1992, p. 615-634. Kemp, R., ‘An Economic Analysis of Cleaner Technology, Theory and Evidence’, in K. Fischer, J. Schot, Environmental Strategies for Industry, Island Press, 1993, p. 79-113. Kemp, R., Environmental Policy and Technical Change, MERIT, Universiteit van Maastricht, 1995. Kemp, R., ‘Environmental Regulation and Innovation Key Issues and Questions for Research’, in F. Leone, J. Hemmelskamp (eds), The Impact of EU – Regulation on Innovation of European Industry, Expert meeting on Regulation and Innovation, Sevilla, 18-19 January 1998. Kemp, R., J. Schot, R. Hoogma, ‘Regime Shifts to Sustainability Through Processes of Niche Formation: The Approach of Strategic Niche Management’, Technology Analysis & Strategic Management, Vol. 10, No. 2, 1998, p. 175-195. Kerry Smith,V., ‘Environmental Risk Perception and Valuation: Conventional versus Prospective Reference Theory’, in D.W. Bromley en K. Segerson (eds), The social response to Environmental Risks, Policy Formulation in an Age of Uncertainty, Kluwer Academic Publishers, Boston/Dordrecht/London, 1994. Kip P., J. Krozer, Financiële instrumenten in het afvalstoffenbeleid, ervaringen en mogelijkheden, Tebodin Consulting Engineers, juli 1990. Kip Viscusi, W., M.J. Moore, ‘Product Liability, Research and Development and Innovation’, Journal of Political Economy, Vol. 101, No 1., 1993, p. 161-184. Kip Viscusi, W., J.M. Vernon, J.E. Harrington jr, Economics of regulation and antitrust, The MIT Press (second edition), Cambridge/Massachussets, 1995, p. 89-93 and p. 711-719 Klaassen, G.A.J., A. Nentjes, ‘Macro-economische gevolgen van een intensieve bestrijding van zure regen’, Economische Statistische Berichten, 12 december 1986, p. 165-169. Klaassen, G.A.J., J.B. Opschoor, ‘Economics of sustainability or the sustainability of economics: different paradigms’, Ecological Economics, No. 4, 1991, p. 93-115. Klaassen, G.A.J., A. Nentjes, ‘Sulfur Trading Under the 1990 CAAA in the US: An Assessment of First Experiences’, Journal of Institutional and Theoretical Economics (JITE), Vol. 153, 1997, p. 384410. Klink, J., J. Krozer, A. Nentjes, Technologische ontwikkeling en economische instrumenten in het milieubeleid, Nederlandse Organisatie voor Technologisch Aspectenonderzoek, Den Haag, januari 1991, p. 42-45. Klok, P-J., Convenanten als instrument van milieubeleid, proefschrift, Faculteit der Bestuurskunde, Universiteit Twente, Enschede, 1989.
Klomp, L., J.J.M. Pronk, Kennis en economie 1998, Centraal Bureau voor de Statistiek, Voorburg, 1998, p. 50-64. Kloppenburg, G-J., Vergunningverlening en het stimuleren van milieu-innovaties, provincie Friesland, Leeuwarden, januari 2000. Kneese, A.V., R.U. Ayres, R.C. d’Arge, Economics and the Environment: A Material Balance Approach, Resources for the Future, Washington DC, 1970. Konar, S., M.A. Cohen, ‘Information As Regulation: The Effect of Community Right to Know Laws on Toxic Emissions’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 32, 1997, p. 109124. Koten-Vermeulen, J.E.M. van, C.A. van der Heijden, F.X.R. van Leeuwen et al., Criteriadocument Fenol, RIVM, rapportnr. 738513002, juli 1986. Kothuis, B., J. Krozer, R. Kuil, Environmental Assessment of solvent and waterbased inks, Institute for Applied Environmental Economics, The Hague, 1997. Koutstaal, P.R., Discussiestuk Verhandelbare CO2 reductie-certificaten, Energieonderzoek Centrum Nederland, Petten, januari 1998. Kremers, G.J., H.S. Buijtenhek, C. van Driel, J. Krozer, Financieel instrumentarium voor regulering van verf met organische oplosmiddelen, Tauw, Deventer, juli 1991. Krozer, J., A. Nentjes, ‘Economische infrastructuur en milieu’, Economische Statistische Berichten, nr. 6 januari 1988, p. 34-38. Krozer, J., ‘Vernieuwingen in milieutechnologie’, in H. Vollenbergh (red.), Milieu en Innovatie, Wolters-Noordhoff, Groningen, 1989, p. 117-134. Krozer, J., H.A. Nijenhuis, ‘DESC: Decision model on Environmental Strategies of Corporations’, in O.J. van Gerwen (red.), Financiering van het milieubeleid, Raad voor het Milieu- en Natuuronderzoek, december 1990, p. 101-105. Krozer, J., T. Molier, Financiële Instrumenten ter stimulering van hergebruik van kunststofafval, Tebodin Consulting Engineers, Den Haag, 1991. Krozer, J., ‘Decision model for Environmental Strategies of Corporations’, in L. Preisner (ed), Institutions and Environmental Protection, European Association of Environmental and Resource Economists, proceedings of the conference, Cracow Academy of Economics, Cracow, 16-19 June 1992. Krozer, J., Milieukosten van OMO, Tebodin Consulting Engineers, Den Haag, 1992. Krozer, J., Milieukosten van twee margarines, Tebodin Consulting Engineers, Den Haag, 1993. Krozer, J., M. Lavrano, Kosten van tomaten, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, Den Haag, 1994. Krozer, J., Ecodesign bij Ahrend, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, Den Haag, 1994. Krozer, J., Milieukosten van katoenteelt, verkenning voor het PRIMA-project, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, Den Haag, 1995.
Krozer, J., J. Cramer, P. Doelman, F. Schelleman, Goede verpakking van een lastige boodschap, rapport van voorbereiding van de Strategische Conferentie Verpakkingen, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, Den Haag, 1995. Krozer, J., Environmental Life Cycle Costing, paper presented at the Roundtable Conference on Cleaner Production, Rotterdam, 1996. Krozer, J., P.M. Doelman, D. Tiemessen, Duurzame consumptie: de rol van intermediaire organisaties, Raad voor het Milieubeheer (RMB), Reeks Achtergrondstudie, 1996. Krozer, J., P.M. Doelman, ‘Milieukosten in de voedingsmiddelenindustrie’, Voedingsmiddelentechnologie (VMT), jrg. 26, nr. 25, 2 december 1996, p. 21-23. Krozer, J., Life Cycle Costs of Some Biomass Fuels, paper for the International Conference on Total Cost Assessment, VTT, Finland, June 1997. Krozer, J., K. Maas, Fitness for sustainability, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, 1997. Krozer, J., K. Maas, Environmentally sound shipping, Instituut voor Toegepaste Milieueconomie, 1998. Krozer, J., J.C. Vis, ‘How to get LCA in right direction?’, Journal of Cleaner Technologies, Vol. 6, No. 1, 1998, p. 53-61. Krozer, J., Do environmental technologies contribute to corporate results ?, paper for the Conference Euro Environment, Aalborg, October 2000. Kuil, R.E., J. Krozer, IMAGE, Instituut voor Toegepaste Milieu-economie, 1996. Kuipers, S.K., A. Nentjes, ‘Pollution in a neo-classical world: the classics rehabilitated?’, The Economist, Vol. 121, No. 1, 1973, p. 52-67. Kunreuther, H., D. Easterling, ‘Gaining Acceptance for Noxious Facilities with Economic Incentives’, in D.W. Bromley en K. Segerson (eds), The social response to Environmental Risks; Policy Formulation in an Age of Uncertainty, Kluwer Academic Publishers, Boston/Dordrecht/London, 1994. Lafont, J-J., J. Tirole, ‘Environmental policy, compliance and innovation’, European Economic Review, Vol. 38, 1994, p. 555-562. Lambooij, J.G., Ekonomie en Ruimte, Van Gorcum (3e druk), Assen, 1980, p. 144-177. Landis Gabel, H., B. Sinclair-Desgagne, ‘Managerial Incentives and Environmental Compliance’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 24, 1993, p. 229-240. Lanjouw, J.O., A. Mody, ‘Innovation and the international diffusion of environmentally responsive technology’, Research Policy, No. 25, 1996, p. 549-571. Larson, E.D., M.H. Ross, R.H. Williams, ‘Beyond the era of materials’, Scientific American, Vol. 34, No. 6, June 1986, p. 24-29. Lassman, G., Die Produktionsfunktion und ihre Bedeutung für die betriebswirtschaftliche Kostentheorie, Westdeutscher Verlag, Köln/Opladen, 1958. Leeuwen, C. van, ‘De organisatie van milieu en veiligheid in een grote onderneming’, in H. Vollebergh (red.), Milieu en Innovatie, Wolters Noordhoff, Groningen, 1989, p. 155-176.
Leipert, C., Kostenfolgen des Wachstums als Wachstumsstimulans, International Institut für Umwelt und Gesellschaft, Nr. 7, 1985. Leipert, C., ‘Social Costs of Economic Growth’, Journal of Economic Issues, Vol. XX, No. 1, 1986, p. 109-131. Lilley, S., (1948) ‘Men, Machine and History’, a short history of tools and machines in relation to social progress, Retrospect and Summary, p. 180-226, in E.J. Fisher (red.), Geschiedenis van de techniek, Martinus Nijhoff, Den Haag, 1980, p. 61-93. Lombardini, S., ‘Economy versus Ecology’, in F. Archibugi en P. Nijkamp (eds), Economy and Ecology: Towards Sustainable Development, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 1989, p. 139147. Maas, K., Milieurendement, scriptie over REIM-model voor EPON, Erasmus Universiteit, Rotterdam, augustus 1994. Magat, A., ‘Pollution Control and Technological Advance: A Dynamic Model of the Firm’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 5, 1978, p. 1-25. Malecki, E.J., Technology and Economic Development, Longman Scientific & Technical, 1991. Malueg, D.A., ‘Emission Credit Trading and the Incentive to Adopt New Pollution Abatement Technology’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 16, 1989, p. 52-57. Mansfield, E., (1961) ‘Technical Change and the Rate of Imitation’, in N. Rosenberg (ed), The economics of Technological Change, Penguin modern economics, UK, 1971, p. 284-315. March, J.G., (1971) ‘The technology of foolishness’, in J.G. March (ed), Decision and Organisation, Basil Blackwell, Oxford, 1989, p. 253-265. Marin, A., ‘Firm Incentive to Promote Technological Change in Pollution Control: Comment’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 21, 1991, 297-300. McCain, R.A., ‘Endogenous Bias in Technical Progress and Environmental Policy’, American Economic Review, Vol. 68, No. 4, September 1978, p. 538-546. McConnel, V.D., G.E. Schwarz, ‘The Supply and Demand for Pollution Control: Evidence from Wastewater Treatment’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 23, 1993, p. 5477. Meadows, H., D.L. Meadows, J. Randers, (‘Beyond the limits’), De grenzen voorbij, Spectrum/Aula, Utrecht, 1992. Meer, J. van der, ‘Soepele afspraken zonder ambities’, Intermediair, jrg. 33, nr. 47, 20 november 1997, p. 23-25. Mendelsohn, R., ‘Endogenous Technical Change and Environmental Regulation’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 1, 1984, p. 202-207. Mensink, A.J., C.H.A. Quarles van Ufford, J.M.M. Veeken, Naar een preventief milieubeleid: onderzoek naar belemmeringen en mogelijkheden van preventie bij de houtconserverings- en galvanische industrie, Nijmeegse Milieukundige Studies nr.1, Katholieke Universiteit Nijmegen, 1988.
Metclafe, J.S., ‘Evolutionary Economics and Technology Policy’, The Economic Journal, No. 104, July 1994, p. 931-944. Meulen, A. van der, P.J. Rombout, C.J. Prins, Criteriadocument Fijn Stof, RIVM, rapportnr. 738513006, oktober 1987. Mill, J.S., (1884), The Principles of Political Economy, Book IV, Chapter VI, Penguin Classics, reprint 1985, p. 116. Milliman, S.R., R. Prince, ‘Firm Incentives to Promote Technological change in Pollution Control’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 17, 1989, p. 247-265. Ministerie van Economische Zaken, Milieu en Technologie in Nederland, Tweede Kamer, kamerstuk 17 386, deel II, nr. 3, 1982-1983. Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (Vrom), Milieutechnologie in Nederland, Tweede Kamer, kamerstuk 17 386, deel I, nr.1 en 2, 1981-1982. Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (Vrom), Notitie bestrijding verzurende uitworp, Tweede Kamer, kamerstuk 18 225, 1988-1989. Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (Vrom), Ministerie van Economische Zaken, Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij, Ministerie van Verkeer en Waterstaat, Nota Milieu en Economie, op weg naar een duurzame economie, kamerstuk 25 405, deel I, Den Haag, 18 juni 1997. Mishan, E.J., (1967), The Cost of Economic Growth, Weidenfeld and Nicholson, London, 1993, p. 3046. Murdoch, J.C., T. Sandler, ‘The voluntary provision of a pure public good: The case of reduced CFC emissions and the Montreal Protocol’, Journal of Public Economics, No. 63, 1997, p. 331-349. Nakicenovic, N., ‘Diffusion of Pervasive Systems: A Case of Transport Infrastructures’, in N. Nakicenovic, A. Grubler (eds), Diffusion of Technologies and Social Behaviour, International Institute for Applied System Analysis, Laxenburg, Austria, 1991, p. 483-510. Nationale Raad voor Landbouwkundig Onderzoek (NRLO), Biomassa ten behoeve van energie, NRLO rapportnr. 90/14, Den Haag, 1990. Nelson, R., ‘Recent Evolutionary Theorizing About Economic Change’, Journal of Economic Literature, Vol. XXXIII, March 1995, p. 48-90. Nentjes, A., D. Wiersma, ‘Innovation and pollution control’, International Journal of Social Economics, Vol. 15, No. ¾, 1987. Nentjes, A., ‘Marktconform milieubeleid’, Economische Statistische Berichten, 27 april 1988, p. 401405. Nentjes, A., An Economic Model of Innovation in Pollution Control Technology, paper presented at the Annual Meeting at AAERE, New York, 28-30 December 1988. Nentjes, A., ‘Milieueconomie’, in J.J. Boersema, J.W.Copius Peereboom, W.T. de Groot (red.), Basisboek Milieukunde, Boom, Amsterdam, 1989.
Nentjes, A., Scholten, H., ‘Een financiële impuls voor het milieu?, kanttekeningen bij het initiatiefwetsvoorstel Vermeend-Melkert’, Tijdschrift voor Politieke Economie, jrg. 12, nr. 1, april 1989, p. 1727. Nentjes, A., An Environmental Policy for Sustainable Growth, paper for the International Institute of Public Finance (IIPF), 45th Congress, Buenos Aires, Argentina, Session I, August 1989. Nentjes, A., ‘Groei en bloei: economie en milieukwaliteit’, in Commissie Lange Termijn Beleid, Milieudenkbeelden voor de twintigste eeuw, Kerckebosch BV, Zeist, 1990, p. 477-499. Nentjes, A., J. de Vries, Financiële Instrumenten voor het Nederlands Milieubeleid, Landelijk Milieu Overleg, Utrecht, 1990. Nentjes, A., ‘Krimp’, in S. Braakman, H. Garretsen, S. Kuipers (red.), Met Jan Pen in debat, Amsterdam University Press, Amsterdam, 1995, p. 105-129. Noci, G., R. Verganti, ‘Managing “green” product innovation in small firms’, R&D Management, Vol. 29, No. 1, 1999, p. 3-15. Oegema, T., G. Posma, Rapportage analyse biodiesel, Westelijke Land- en Tuinbouw Organisatie (WLTO), 1994. OTA, Office of Technology Assessment, Industry, Technology, Environment, Competitive Challenges and Business Opportunities, US Congres, Washington DC, 1994. Opschoor, J.B., Monetary valuation of environmental changes: a review of dutch case studies and proposals for methodological research, paper for the Conference on Environmental Policy in a market economy, Wageningen, 8-11 September 1987. Opschoor, J.B., H.B. Vos, Economic instruments for environmental protection, Organisation for Economic Co-Operation and Development, Paris, 1989. Opschoor, J.B., L. Reijnders, ‘Towards sustainable development indicators’, in O. Kuik, H. Verbruggen (eds), In Search of Indicators of Sustainable Development, Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 1991, p. 7-28. Opschoor, J.B., ‘Sustainable development, the economic process and economic analysis’, in J.B. Opschoor (ed.), Environment, economy and sustainable development, Wolters-Noordhoff Publishers, Amsterdam, 1992, p. 25-52. Opschoor, J.B., ‘Economische politiek, milieubeleid en beleidsinstrumenten’, in F. Dietz, W. Hafkamp, J. van der Straten (red.), Basisboek Milieueconomie, Boom, Amsterdam/Meppel, 1994, p. 110-130. Ostman, A., W.W. Pommerehne, L.P. Feld, A. Hart, ‘Umweltgemeingüter’, Zeitschrift für Wirtschafts- und Sozialwissenschaften (ZWS), Nr. 117, 1997, p. 107-144. Palmer, K., H. Sigman, ‘The Cost of Reducing Municipal Solid Waste’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 33, 1997, p. 128-150. Pearce, D.W., R. Kerry Turner, Economics of Natural Resources and the Environment, Harvester Wheatsheaf, London, 1990, p.3-42
Peppel, R.A. van, Naleving van milieurecht; Toepassing van beleidsinstrumenten op de Nederlandse verfindustrie, Kluwer, Deventer, 1995. Persson, M., ‘Dankzij moderne techniek kan traditioneel vliegtuig overboord’, Polytechnisch Weekblad, 15 december 1999. Perrings, C., ‘The natural economy revisited’, Economic Development and Cultural Change, Vol. 33, No. 4, July 1985, p. 827-850. Perrings, C., ‘Reserved rationality and the precautionary principle: technological change, time and uncertainty in environmental decision making’, in R. Costanza (ed), Ecological Economics, Columbia Press, New York, 1991, p. 153-167. Pezzoli, K., ‘Sustainable Development: A Transdisciplinary Overview of the Literature’, Journal of Environmental Planning and Management, Vol. 40, No. 5, 1997, p. 549-574. Pieters, J.H.M., Subsidies and the Environment: on how subsidies and tax incentives may affect production decision and the environment, paper for the UN Fourth Expert Group Meeting on Financial Issues of Agenda 21, Santiago, Chile, 8-10 January 1997. Pigou, A.C., The Economics of Welfare, MacMillan (first edition), London, 1920. Ponting, C., Een groene geschiedenis van de wereld (A green history of the world), Amber, Amsterdam, 1992. Porter, M.E., ‘America’s Green Strategy’, Scientific American, April 1991. Porter, M.E., C. van der Linde, Green and Competitive: ending the stalemate, Harvard Business Review, September/October 1995, p. 119-134. Porter, M.E., Concurrentievoordeel, Uitgeverij Contact (5e druk), Amsterdam/Antwerpen, 1996. Quakernaat, J., J.A. Don, F. van den Akker, ‘Process integrated environmental technology, a must to survive’, in K.J.A. de Waal, W.J. van de Brink, (eds), Environmental Technology, 1987, p. 55-66. Quakernaat, J., J.A. Don, Naar meer preventie-gerichte milieutechnologie in de industriële produktiesector, Raad voor het Milieu- en Natuuronderzoek, 1988, nr. 27. Remner, D.S.; B.L.Low, G.T. Heaps-Nelson, Air Pollution Control: Estimate the Cost of Scaleup, Chemical Engineering, November 1994, p. EE10-EE16 Reijnders, L., Pleidooi voor een duurzame relatie met het milieu, Van Gennep, Amsterdam, 1984. Riele, H.A. ter, A. Zweers, Ecodesign: acht voorbeelden van milieugerichte produktontwikkeling, TNO Produktcentrum in samenwerking met TU Delft faculteit Industrieel Ontwerpen, 1994. RIVM, Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieuhygiëne, Zorgen voor Morgen, Samson H.D. Tjeenk Willink BV, Alphen aan den Rijn, 1989. RIVM, Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieubeheer, Milieubalans 1998, Milieubalans 2000, Samson H.D. Tjeenk Willink, Alphen aan den Rijn, 1998, 2000. Roome, N., ‘Business Strategy, R&D Management and Environmental Imperatives’, R&D Management, Vol. 24, No. 1, 1994, p. 65-82. Ros, J.P.M., J. van der Plaat, Kosten voor de toepassing van terugwintechnieken in een galvanisch bedrijf, RIVM, rapportnr. 851403001, april 1986.
Ros, J.P.M., W. Slooff, Integrated Criteria Document Cadmium, RIVM, Report No. 75847600, May 1988. Rose-Ackerman, S., (1977) ‘Market models for Water Pollution Control’, reprint in O’Riodan, R. Kerry Turner (eds), Annotated Reader in Environmental Planning and Management, Pergamon Press, UK, 1983, p. 63-86. Rosenberg, N., ‘Problems in the economists conceptualization of technological innovation’, in N. Rosenberg, Perspectives on Technology, Cambridge University Press, Cambridge, 1975, p. 61-84. Rosenberg, N., ‘Technological innovation and natural resources: The niggardliness of nature reconsidered’, in N. Rosenberg, Perspectives on Technology, Cambridge University Press, Cambridge, 1975, p. 229-259. Rosenberg, N., (1973)‘Innovative responses to material shortages’, American Economic Review, Vol. 63, No. 2, p. 11-18, reprint in R. Dofman, N.S. Dorfman, Economics of the Environment, W.W. Norton & Company Inc., New York, 1977, p. 390-399. Rosenberg, N., ‘The historiography of technical progress’, in N. Rosenberg, Inside the black box, Cambridge University Press, New York, 1982, p. 3-33. Rosenberg, N., ‘Learning by using’, in N. Rosenberg, Inside the black box, Cambridge University Press, New York, 1982, p. 104-119. Rosenberg, N., L.E. Birdzell, How the West Grew Rich, I.B. Tauris & Co. Ltd, Publishers, London, 1986. Rosseger, G., The Economics of Production and Innovation, Pergamon Press, Oxford, 1980. Rothwell, R., ‘Industrial innovation and government environmental regulation: Some lessons from the past’, Technovation, Vol. 12, No. 7, 1992, p. 447-458. Ruttan, V.W., ‘Usher and Schumpeter on Invention, Innovation and Technological Change’, in N. Rosenberg (ed.), The economics of technological change, Penguin modern economics, UK, 1971, p. 73-85. Ruttan, V.W., Agricultural Research Policy, University of Minnesota Press, 1982. Ruttan, V.W., ‘Induced Innovation, Evolutionary Theory and Path Dependence: Sources of Technical Change’, The Economic Journal, Vol. 107, September 1997, p. 1520-1528. Sarokin, D., W.R. Muir, C.G. Miller, S.R. Sperber, Cutting chemical waste, INFORM report, New York, 1985. Saveage, D.E., A.L. White, ‘New applications of Total Cost Assessment’, Pollution Prevention Review, John Wiley & Sons, Winter 1994-1995. Schot, J., ‘Regelgeving en technologische ontwikkeling’, Tijdschrift voor Politieke Economie, jrg. 11, nr. 3, augustus 1988, p. 79-96. Schot, J., Maatschappelijke sturing van Technische Ontwikkeling, Universiteit Twente, 1991. Schrama, G., ‘Milieustrategie: inspelen op externe belanghebbenden’, in K. Lulofs, G. Schrama (red.), Ketenbeheer, Jaarboek 1998, Centrum voor Schone Technologie en Milieubeleid, Twente University Press, 1997.
Schrama, G, W. van Lierop, Nieuwe sturingsmodaliteiten in het milieubeleid, Publicatiereeks Milieustrategie nr. 14, 1999. Schultze, J., ‘Economic Impact of chemicals control’, Chemistry and Industry, 5 August 1985, p. 512. Schumpeter, J.A., (1939), Business cycles, Porcupine Press, Philadelphia, 1989. Schuurman, J., De prijs van water - een onderzoek naar de aard van de regulerende nevenwerking van de verontreinigingsheffing oppervlaktewater, Gouda Quint BV, Arnhem, 1988. Selden, T.M., D. Song, ‘Environmental Quality and Development: Is There a Kuznets Curve for Air Pollution Emission’, Journal of Environmental Economics and Management, No. 27, 1994, p. 147162. Sheail, J., ‘The regulation of Pesticides Use: An Historical Perspective’, in L. Roberts, A. Weale (eds), Innovation and Environmental Risks, Belhaven Press, London, 1991, p. 38-46. Sigman, H.A., ‘A comparison of public policies for lead recycling’, Rand Journal of Economics, Vol. 26, No. 3, Autumn 1995, p. 452-478. Skillius, Å., U. Wennberg, Continuity, Credibility and Comparability, key challenges for corporate environmental performance measurement and communication, The International Institute for Industrial Environmental Economics, Lund University, Sweden, February 1998. Slob, A.F.L., M.J. Bouwman, M. de Haan, K. Blok, K. Vringer, Trendanalyse Consumptie en Milieu, Den Haag, 1996. Slooff, W., Basisdocument benzeen, RIVM, rapportnr. 758476001, juni 1987. Slooff, W., (red.), Ontwerp basisdocument propyleneoxide, RIVM, rapportnr. 758473001, juni 1987. Slooff, W., P.J.Blokzijl (red.), Ontwerp basisdocument tolueen, RIVM, rapportnr. 758473005, september 1987. Slooff, W., R.F.M.J. Cleven, J.A. Janus, J.P.M. Ros, Ontwerp basisdocument koper, RIVM, rapportnr. 758474003, oktober 1987. Slooff, W., H.C. Eerens, J.A. Janus and J.P.M. Ros, Integrated Criteria Document Fluorides, RIVM, Report No. 758474010 (a), September 1989. Slooff, W., J.A. Janus, A.J.C.M. Matthijsen, G.K. Montizaan, J.P.M. Ros (eds), Integrated Criteria Document PAHs, RIVM, Report No. 758474011 (b), November 1989. Smith, A., (1776), ‘On the natural progress of opulence’, reprint in A. Smith, The Wealth of Nations, Book III, Chapter I, Penguin Classics, London, 1986, p. 481. Solow, R.M., (1973) ‘The Economics of Resources or the Resources of Economics’, reprint in R. Dofman, N.S. Dorfman (eds), Economics of the Environment, W.W. Norton & Company Inc. New York, 1977, p. 354-370. Solow, R.M., Intergenerational Equity and Exhaustable Resources, The Review of Economic Studies, Symposium, 1974, p. 39-45. Stobaugh, Innovation and Competition, Harvard Business School Press, 1988. Sørup, P., Technology, Innovation and environment; Integrated Pollution Prevention and Control. The European IPPC Bureau at Work, paper at Euro Environment, Aalborg, 2000.
Sunnevåg, K., Voluntary Agreements and the incentives for innovation, paper for the CAVA workshop, 26-27 November 1998. Steen, B., S-O. Ryding, The EPS Enviro-accounting method, Swedish Waste Research Council, May 1993. Stoneman, P., The Economic Analysis of Technological Change, Oxford University Press, Oxford, 1983. Stoneman, P., P. Diederen, ‘Technology Diffusion and Public Policy’, The Economic Journal, No. 104, July 1994, p. 918-930. Straten, J. van der, ‘Het Nederlands Milieubeleid’ in F. Dietz, W. Hafkamp, J. van der Straaten, (red.) Basisboek Milieu-economie, Boom, Amsterdam/Meppel, 1994. Tellus Institute, CSG/Tellus Packaging Study, Volume I and II, Boston, May 1992. Thomson, P., T.G. Taylor, ‘The Capital-Energy substitutability Debate: A New Look’, The Review of Economics and Statistics, Vol. LXXVII, 1995, p. 564-569. Tietenberg, T.H., Marketable Emission Permits in Principle and Practices, paper at the Conference Economics of Energy and Environmental Policies: State of Art and Research Priorities, Yxtaholm, Sweden, 6-10 August 1984. Tietenberg, T.H., ‘Economic Instruments for Environmental Regulation’, in D. Helm (ed.), Economic Policy towards the Environment, Blackwell, Oxford, 1991, p. 86-110. Tilton, J.E., ‘Material Substitution: The Role of New Technology’, in N. Nakicenovic, A. Grubler (eds), Diffusion of Technologies and Social Behaviour, Springer Verlag, Berlin, 1991, p. 383-406. Tolsma, H., ‘Strengere milieunormen jagen de vliegtuigtechnologie aan’, Polytechnisch Weekblad, 5 januari 2000. Tomer, J.F., ‘The human firm in the natural environment: a socio-economic analysis of its behaviour’, Ecological Economics, No. 6, 1992, p. 119-138. Tushman, M.L., P. Anderson, ‘Technological Discontinuities and Organisation Environments’, in A.M. Pettigrew (ed.), The Management of Strategic Change, Basil Blackwell, USA 1987, p. 89-122. Tuulenheimo, V., R. Thun, M. Backman, Tools and methods for environmental decision making in energy production companies, IIIEE Communications, Lund, November 1996. Tweede Kamer, Bestrijdingsplan verzuring, kamerstuk 18225, nr. 31, vergaderjaar 1988-1989. United Nations Environment Programme (UNEP), Company Environmental Reporting, Technical report 24, Paris, 1994. Uusitalo, L., ‘Environmental impacts of changes in consumption style’, in L. Uusitalo, Consumer Behaviour and Environmental Quality, Gower, Aldershot, 1983, p. 123-142. Veering, A., De verzekering dekt niet alle schade, MilieuMarkt, oktober 1993. Velthuizen, J.W., Determinants of investment in energy conservation, proefschrift, Rijksuniversiteit Groningen, 1995.
Verbruggen, H., ‘Milieutechnologie: de gestuurde deus ex machina’, in J.W.A. van Dijk, L.G. Soete (red.), Technologie in een open economie, Samson, Bedrijfsinformatie, Alphen aan den Rijn/Zaventem, 1992. Verheggen, A.H.M., J. Krozer, B.A.S. Kothuis, ‘Het ontstaan van reststoffen’, in G.J. van Hoogen, K.J. Alblas, A.H.M. Verheggen, P.F.H. Bont, S. Havinga, A.P.P. Donders, C.H.C. Frijters, (red.) Handboek Afvalstoffenmanagement, Sdu, Uitgevers Milieu, Den Haag, 1996. Verheij, F., J. Krozer, Optimalisering gebruik havenontvangstvoorzieningen, Envi Dash, Gouda, 1996. Verheul, H., P.J. Vergragt, ‘Social Experiments in the Development of Environmental Technology: A Bottom-up Perspective’, Technology Analysis & Strategic Management, Vol. 7, No. 3, 1995. Vickers, I., M. Cirdney-Hayes, ‘Cleaner Production and Organizational Learning’, Technology Analysis & Strategic Management, Vol. 11, No. 1, 1999, p. 75-94. Vlist, J. van der, ‘Milieurendement in de provincie Zuid-Holland’, in J.J. Bouma, J.M.D. Koster, H.R.J. Vollebergh (red.), Milieurendement in theorie en praktijk, Samson HD Tjeenk Willink, 1995, p. 93-109. Vollebergh, H.R.J., Milieubeheer, OCFEB, Erasmus Universiteit, reprint 9305, 1994, p. 196. Wagner, G.R., ‘Entrepreneurship and Innovation from an Environmental Risk Perspective’, in L. Roberts, A. Weale, Innovation and Environmental Risk, Belhave Press, London, 1991, p. 138-148. Wallace, D., Environmental Policy and Industrial Innovation, Strategies in Europe, the US and Japan, Earthscan, London, 1995. Weidner, H., ‘Von Japan Lernen? Erfolge und Grenzen einer technokratischen Umweltpolitik’, in S. Tsuru, H. Weidner (eds), Ein Model für uns: Die Erfolge der japanischen Umweltpolitik, Kiepenheuer & Witsch, 1985, p. 179-213. Weimann, J., Umwelt-ökonomik, eine theorieorientierte Einführung, Springer Verlag, Berlin, 1990. Weitzman, M.L., ‘Sustainability and Technical Progress’, Scandinavian Journal of Economics, Vol. 99, No. 1, 1977, p. 1-13. Weizsäcker, E. von, A.B. Lovins, L. Hunter Lovins, Factor Four, Earthscan, London, 1998. Weterings, R.A.P.M., J.B. Opschoor, Milieugebruiksruimte als uitdaging voor technologische ontwikkeling, RMNO rapportnr. 74 (a), Rijswijk, 1992. Weterings, R.A.P.M., J. Kuijper, E. Smeets, 81 Mogelijkheden, Technologie voor duurzame ontwikkeling, TNO Studiecentrum voor Technologie en Beleid, maart 1997. White, A.L., M. Becker, J. Goldstein, Total Cost Assessment, Accelerating industrial Pollution Prevention through innovative project financial analysis, Tellus Institute Boston, December 1991. Wiersma, D., De Efficiëntie van een Marktconform Milieubeleid, een uitwerking van de SO2 emissiebestrijding van de Nederlandse Electriciteitssector, Rijksuniversiteit Groningen, 1989. Winsemius, P., Gast in eigen huis, Wolters/Samson, Alphen aan de Rijn, 1986. Winter, G., Das Umweltbewusste Unternehmen, BAUM AG, München, 1987. Wissema, G., Technology Assessment, Kluwer, Deventer/Antwerpen, 1977, p. 13.
Wit, R.C.N., B.A. Leurs, G. de Wit, Kosten en baten van milieuconvenanten in vergelijking met marktconforme instrumenten, Centrum voor Energiebesparing en Schone Technologie, 1999. Withagen, C., De Porter hypothese: een verkenning van literatuur, Raad voor het Milieu- en Natuuronderzoek, januari 1999. Woerd, F. van der, Environmental policy: the impact on target-groups, paper presented at the Congress Environmental policy in a market economy, Wageningen, 8-11 September 1987. Woerd, F. van der, Self-regulation in corporate environmental management: changing interactions between corporations and authorities, proefschrift Vrije Universiteit, 1997. World Commission on Environment and Development, Our Common Future, Oxford University Press, Oxford, 1987, p. 43. Wright, G., ‘Towards a more historical approach to technological change’, The Economic Journal, Vol. 107, September 1997, p. 1560-1566. Yaisawarng, S., J.D. Klein, ‘The effects of sulfur dioxide controls on productivity change in the US Electric Power Industry’, The Review of Economics and Statistics, Vol. LXXVI, 1994, p. 447-460. Zegveld, W., R. Rothwell, Herindustrialisatie en Technologie, Stichting Maatschappij en Onderneming, 1985, p. 37. Zimmerman, K., ‘Präventive’ Umweltpolitik und technologische Anpassung, International Institut für Umwelt und Gesellschaft, Wissenschaftzentrum, Berlin, August 1985.
Summary The following general question is posed in this study: is it possible to reduce pollution to levels that do not degrade environmental qualities at socially acceptable costs? More specifically, this study tackles the question: what is the contribution of environmental technology and how can policies foster the introduction and diffusion of environmental innovations? The findings suggest that currently available technologies can already reduce present pollution levels by 70% to 90%, which means that technological improvements and innovations to increase effectiveness are not absolutely necessary to prevent environmental degradation. The effectiveness of the available technologies is not the main barrier to compliance with strict, environmental standards. The main problem is that costs involved in reducing pollution increase at high-percentage, pollution reduction. The empirical data on material and resource use suggest that technological progress enables a reduction of use per unit of product and reduces the costs of use; pollution reduction being an indirect effect of the progress. As a result, resource prices decrease due to more efficient use. In analogy, it can be expected that it is possible to reduce pollution and pollution control costs per unit of product due to environment-oriented, technological progress. The problem is how to attain that progress. The scholars that follow the mainstream economic theory argue for higher price on pollution, which certainly encourages pollution reduction, but it is not the only factor that drives innovations, possibly not the major one. Based on evolutionary theory, it is argued that economic development is reinforced by a polluting pattern of technological development (path-dependency). Therefore, policy needs to create favourable conditions to break out of the current pattern that is often described as locked in. However, this interesting view has not been able to provide concrete guidelines for environmental and technology policies on how to do it. This study focuses on decisions made in companies. On one hand, we find companies that cause pollution through materials and resource use (pollution sources). These are potential demanders of environmental technologies. On the other hand, there are suppliers of environmental technologies; both add technologies and integrated technologies. The suppliers research and develop innovative technologies and improve the existing ones. The improvements are adaptations of the available technologies whereas innovations are new technologies due to efforts in research and development. The starting point in the study is the observation that external pressures invoke demand for environmental technologies, for example, through stricter environmental policy or by liability, whereas the suppliers realise new equipment only when they expect good possibilities for sales. The demand is central in our approach. Following that, we analyse what conditions favour environmental innovations that include reduction of the uncertainty about the costs of environmental policies and attractive innovations, strategies in decision-making on innovation and investments, methods of policy interventions and negotiations between stakeholders. Environmental innovations to reduce costs
Presently, authorities prepare environmental standards based on proven environmental technologies. They take the costs of technologies into consideration because polluting companies should not be confronted with excessively high costs. However, the question remains: how can these costs be assessed during policy preparation if the companies are reluctant to apply the technologies before implementation of the standards and taking into account the fact that costs expand at high percentages of pollution reduction. The current preparation of environmental standards entails an inventory of possible technologies, selection of a few types of environmental technologies that are expected to be useful, followed by a number of demonstration projects to assess pollution reduction and costs at selected pollution sources. The standards are based on measurements at the selected sources and implemented in permits at many other sources. This is done on the assumption that the measured values at the selected sources are valid for those at many others. This process of policy making is expensive. It costs about 15% of total pollution control costs, growing twice as fast as all costs in the period 1980-1996, whilst it remains difficult to assess the costs for each single pollution source. However, experience shows that the costs per unit for pollution reduction vary strongly at different sources. The costs of environmental technology depend very much on the type of pollution sources. At some sources the costs are manifold higher than at other ones. It is not certain at all that the demonstration projects provide cost data that are normative for many other sources. Yet despite this uncertainty, policy-makers must be capable of constructing marginal, pollution–control, cost functions for each problem that indicate the costs at various sources. The cost function is usually constructed from a combination of technologies with emission sources in ascending order of pollution control costs per unit of emission reduction In chapter 3, we try to develop a method that enables one to estimate an increasing cost function with the help of a few empirical data. This is done per type of pollutant with a set of combinations between environmental technologies and pollution sources. Based on empirical data, we found that the cost functions can be defined by a formula cri+1= cri * ekcr, where cri and cri+1 are the costs per unit emission reduction for each combination in ascending order. The co-efficient kcr (as an exponent of natural logarithm) determines how steeply the costs increase. The co-efficient can be accounted for using the help of a few measurements, that is, by measuring the combinations with a very low marginal cost and those with a very high cost. Thus defined, cost function indicates how the marginal pollution control costs are distributed between various sources, albeit it does not link pollution reduction with the costs. To define the cost function, we need information about the number of possible source-technology combinations and cost at two combinations. These are the combinations with the lowest and highest marginal cost. With the help of the co-efficient, the test with 28 empirical cost functions has shown that the increase of cost per unit of emission reduction can be estimated for 27 cost functions with accuracy greater than 0.9 (R>0.9). Thus, it can be accurately estimated how the cost functions expand at increasing pollution reduction percentage. This is useful to assess the effects of economic instruments like charges or tradeable emission rights on costs. This lead to the conclusion that we can assess how sharply marginal costs will rise in cases of stricter standards.
We need much more information to construct the cost function that aims to link costs at individueal sources with percentage pollution reduction: we need the order of each combination and need to relate the order with total emission reduction. If this information is available then the estimated total costs deviate less than 30% below or above empirical data for 21 out of 28 cost functions. However, it is not possible to assess the cost at the invidual sources unless data are provided about the relation between costs and the scale of pollution reduction for many combinations in a set (in addition to the information about the combinations with lowest and highest marginal cost). This is difficult because we found no clear relation between scale of operations and marginal costs because costs depend on process conditions and product qualities. The results based on analyses of empirical cost functions imply that policy cannot forecast the pollution control costs at various sources caused by stricter environmental standards, as there is not enough information. It is only possible to assess the steepness of the cost function. This support the assessment of how much pollution can by reduced by a higher pollution price, for example, through a charge. Somewhat better cost approximation is reached for the sets with one type of technology and one type of process (homogeneous set), but there are still large differences between the empirical and assessed data because of varying resource and product specifications. The pollution control costs caused by stricter standards are largely determined by the possibility of matching environmental technology with specific process and product characteristics at the sources. In chapter 4, we assess the areas for which it is worthwhile to put costly efforts into development of environmental technologies in order to innovate. This is done on the assumption that a large cost advantage to pollution sources indicates good sales opportunities. We distinguish between two types of progress in environmental technology: improvements and innovations. This distinction is relevant for investors and policy-makers because improvements are usually low cost and they can be invoked using stricter standards, whereas innovations need large investments in research, development, demonstration and sales that are usually heavily subsidised by authorities. In case of improvements, we assume cost reduction at the sources that make low costs if they apply available technology to comply with stricter standards. For innovations we assume cost reduction at the high-cost sources (that probably remain untouched by environmental policy because of cost considerations). We show that improvements are advantageous for the moderately steep cost functions which occurs in situations with technical alternatives that match with specific product- and process conditions. Vice versa, the innovations provide advantages in case of sharply increasing cost functions. In this chapter we simulate how the co-efficient’s size relates to cost reduction through innovations and improvements. The simulations are based on empirical cost functions described in chapter 3. The results show that innovations are attractive for the cost functions with an exponent larger than 0.25, whereas improvements are attractive in cases of less steep cost functions. Hence, the steepness of the cost function that is measured by the co-efficients indicates whether or not it is advantageous to put costly efforts into development of new environmental technologies in view of the future’s stricter
environmental standards. It is assessed that some environmental demands can be covered by improved available technologies because there are low-cost alternatives. Here, limited sales of innovations should be expected. This holds true for acidification by NOx and SO2 emissions and reduction of fine dust. In this field, improvement is the most attractive supply strategy. The cost advantages for pollution source due to innovation can be found in new areas of environmental policy with limited alternatives such as pollutant-specific emissions (so-called POPs) and renewable energy to reduce CO2. In these fields many opportunities for sales of innovations can be found. The assessment indicates that there are enough opportunities for sales of innovations to cover all annual expenditures connected with realisation of a new technology. It also suggests that it is often economical to foster improvements rather than embark on sponsoring new technologies. In view of exponentially increasing pollution-control cost functions, the question remains: what are the effects of stricter environmental demands on productivity if progress in environmental technologies is taken into account? Much research has been done on the effects of environmental policy on productivity. It is argued that the negative effects dominate because environmental technology is assumed to be costly without contributing to companies’ results. However, this argument does not consider the positive side effects of stricter environmental policies, such as lower energy and material use, increased export of environmental technology and improved quality performance in companies. As a result, many empirical findings indicate a slightly positive outcome or slightly negative effects. If cost function is strongly increasing then the negative effects predominate, but in reality there are cost-saving improvements and innovations as well. The decision-making process in which managers must balance environmental issues against many other issues included in companies’ strategies can explain the finding that companies often do not use the most cost-effective options. Limited attention for cost-saving, environmental technologies in companies can be explained by the managerial focus on other topics assumed to be most important for corporate operations, such as a preoccupation with labour costs. Other impediments for good environmental management includes the high costs involved in obtaining information, negotiations with suppliers, uncertain future prices and so on. The effect of a stricter environmental policy on companies’ costs and results largely depends on the policy incentive to develop environmental technologies and companies' strategies vis-a-vis the policies. We illustrate this in chapter 5 using a model for environmental strategies. In the model, a company can decide to comply with demands through available technology that can cause high costs at strict future demands or it can anticipate strict future demands using innovations. The innovations are often not economical in the short-term but they can become attractive over a longer period of time. In cases of strict demands, innovations provide cost advantages in comparison with available technologies. However, anticipation by innovations is not economical when policies aim at moderate demands. A flat, pollution-control, cost function is realistic. Empirical studies into environmental techniques suggest the cost-saving technological progress of 3% to 7% a year, which flattens all cost
functions. It means that the progress of environmental technology is sufficient to limit the adverse effects of strict demands on pollution control costs. As a result, environmental innovations and improvements temper the negative effects of environmental policy on productivity. Using both statistical analyses and cases, our empirical studies support this argumentation. The statistical analyses of pollution control costs of acidification reduction and effluent treatment in several industrial sectors show that the costs per unit pollution reduction during the period 1980-1996 decreased with a gradually increasing pollution reduction percentage in the sector. In particular, the sectors that can anticipate stricter demands by new processes and products are capable of reducing the costs. These sectors have achieved on average 6% to 11% annual cost reducing technological progress. Case studies of companies suggest that the anticipation of stricter standards by environmental innovations in many cases contributes to corporate results. In addition, there are numerous opportunities to reduce pollution-control costs in the life cycle of products, which prevents an increase of consumer prices. Assurance of strict demands in the future largely determines cost-reducing innovations that flatten the pollution-control cost function. There are technological possibilities to minimise the pollution-control costs of environmental policy with positive side effects on productivity. This can be achieved if demands are stringent and implementation is probable enough to invoke anticipation strategy by environmental innovations. It is economical to comply with available techniques without costly innovative efforts if companies deal with moderate demands. However, in the longer run, this policy causes unnecessary high compliance costs as it does not foster cost-saving innovation. There is a threat of creating a vicious circle in environmental policy because the social perception of high pollution-control costs enlarges resistance to the introduction of stricter demands that in turn impede efforts in environmental innovations and improvements. Far-reaching pollution reduction is not so much a technical problem, but rather an socio-economic and political question on how to formulate policy that triggers polluters to anticipate stricter demands and suppliers to invest in environmental innovations. Conditions for cost-saving environmental innovations The conditions that favour cost-saving innovations are discussed in chapters 6 and 7; first demands imposed on industries by authorities are discussed and then the demands put forward by private organisations are examined. The present environmental policy imposes demands that are based not only on environmental criteria, but also take policy objectives and costs at pollution sources into consideration. The course of action in policy preparation is an inventory of available technological options followed by the selection of effective and low-cost alternatives. Policy preparation aims at authorisation of a standard or an agreement (a covenant) that is possible to attain with the help of available technologies. Strict demands that invoke environmental innovations are not a common practice, but vice versa, the availability of effective and cost-saving techniques enables the policies to prepare and authorise stricter demands. This is seldom recognised in studies looking at the effects of environmental demands
on innovations. Scholars usually assume that strict environmental demands invoke innovations and focus on effectiveness of various instruments, particularly the comparison of direct regulations with economic instruments. In this book, we take the currently dominant practices for granted; that is environmental standards in direct regulations or agreement in covenants made during the last few decades. One needs to ask the question: what are the effects of current practices on the preparation and implementation of environmental policies and what are the suitable conditions for innovations in the course of policy-making? The procedure to set an environmental standard takes many years; usually about six years are needed to reach a covenant agreement and more than eight years for authorisation. In this period, innovators must demonstrate the costs and effects of their new environmental technology in order to enter a shortlist of applicable technologies. The innovator must realise and demonstrate the technology at an early stage of policy preparation and then wait until a standard or an agreement is set. After the standard is set, it is implemented at various pollution sources through the installation of pollutionreducing equipment. Implementation also takes many years. During this period, the innovator must patiently watch sales as polluters are generally not eager to procure the equipment and usually only due so under pressure by an enforcing authority. The consequence of the waiting time linked to policy preparation and then gradual implementation of the standards is that costly efforts in research and development become less and less attractive as the present value of future sales revenues decreases over time. As the waiting time elongates, the present value is depressed and ultimately it does not offset the costs. Moreover, a long preparation and implementation period makes sales increasingly uncertain. The innovators must take into account an implementation process that is also tempered by decisions to integrate pollution controls with capital investment and by the division of competence between various authorities. Uncertainties are expressed by a higher discount rate that depresses the present value even further. We have assessed the revenues from sales of innovations in The Netherlands with help of the data in pollution-control cost functions that are presented in chapter 4. Under realistic assumption of 8 years waiting time, gradual implementation of demands over 15 years and a 10% discount rate, we have found that the present value of the new technologies’ sales revenues hardly covers the costs currently made to develop the environmental technologies. The simulations suggest that it is generally not profitable to innovate under the current course of policy preparation and implementation although the potential market for sales is large enough, unless policies provide subsidies to the innovators. This result is caused by a long waiting period, sluggish implementation and uncertainties. Making some changes in the course of policy action can create better sales conditions for environmental innovations. These include timely announcement and assurance that strict demands are going to be prepared and authorised, followed by fast implementation. Covenants have an advantage at the policy preparation phase because they shorten the waiting time, but implementation is uncertain. Economic instruments can achieve fast dissemination of environmental innovations during the implementation period. In general, the instruments that put a price on emissions foster investments in
cleaner technologies, but policy preparation can be time-consuming because of social resistance to effective, environmental policy. An alternative policy to invoke cost-saving innovations is self-regulation that involves negotiations between interest groups. In the case of self-regulation, the authorities’ task is to create conditions for the negotiations between interest groups on pollution reduction, for example, an appropriate legal framework to set and enforce agreements. The expectation based on the Coase theorem can be that the division of property rights between pollution sources and harmed groups invokes negotiations between these two interest groups, which result in an optimal level of pollution reduction. However, the result of self-regulation largely depends on the basic preconditions for negotiations. One basic precondition is that only a few interests are directly involved in the negotiations in order to limit the transactions’ costs, another one is that each negotiator can enforce its own interest, for example, by bringing the case to court. A supplier of environmental technology can also be an interest group in the negotiation process or it can participate as a third party by providing technologies that can comply with demands. It can also create an agreement on the development of effective or cost-reducing technologies. Self-regulation can be advantageous compared to timeconsuming direct regulation due to faster agreements on the installation of cleaner technologies. This can foster innovations. A limitation of self-regulation is that the basic conditions for effective negotiations rarely exist in reality. If the negotiations take off, they usually involve several negotiators who are expected to represent various interests, often without the commitment of the interest groups they represent. Thus, it is uncertain whether or not the negotiations provide results that are acceptable to various interests. It is also uncertain if the agreement will be implemented. The uncertainties impede innovations. In addition, there are high transaction costs. Although this market-based approach can potentially foster innovations, in practice, only minor adaptations are attained because of the negotiators’ conflicting interests and unclear commitments by interest groups. This is illustrated by studies on negotiations in the packaging chain. It has been shown that a great deal of costs can be lowered and much packaging waste reduced in the chain due to innovations, but various interests in the chain have totally different perceptions about the feasibility of innovations. The differences are so large that agreement about priorities is difficult to reach, not to mention joint investments. The possibilities to foster innovations through self-regulation are simulated in a model for negotiation between three interests: harmed groups, pollution sources and suppliers of innovations. The latter two interest groups must deal with uncertainty about the harmed groups’ demands. In addition, the suppliers are confronted with uncertainty about the pollution sources’ willingness to buy innovations or use available technologies. The conclusion is that the advantage of a shorter waiting time due to self-regulation is limited by the disadvantages connected with uncertainties about sales revenues. An innovation’s advantage above available technology can be expressed by innovation-rent, that is, the sum of the cost advantage of pollution sources and the profit of suppliers. The uncertainty is expressed by a higher discount rate. Based on the negotiation model, it is simulated which policy
instruments help foster innovations under self-regulation. This is done on the assumption that a large innovation-rent is a strong incentive to realise innovations. The simulations suggest that the innovations are feasible if the demand for pollution reduction among harmed groups is strong and reasonably certain. This makes procurement of innovation by pollution sources arguable. Hence, policy instruments that assure demands are most effective in support of technology development and sales; these are primarily emission rights, liability and take/bring-back regulations. The instruments to attract procurement of innovations also foster development of new technologies (like purchase- and quality guarantees), but they are somewhat less effective. The simulations also show that subsidies provide little support to innovations. A subsidy for research and development is the most effective one. The assessment of the innovation-rent under self-regulation based on empirical pollution–control cost functions (presented in chapter 4) is done on the assumption of no waiting time, compared with a waiting period of four to eight years in direct regulations. The result is that environmental innovations remain profitable at a discount rate that is more than 7% higher than the discount rate under direct regulation. The conclusion is that innovations under self-regulations are only possible in cases of reasonably certain demand for pollution reduction. This study set out to examine whether or not it is possible to reduce pollution substantially at socially acceptable costs. The answer is positive. The available environmental technology is effective to tackle many environmental problems. The cost can be reduced by steady improvements in the available technologies based on experiences during use at various pollution sources. Cost-saving innovations can be invoked by stringent, environmental demands. The precondition is certainty about introduction of the demands and incentives to speed up implementation. Environmental policy that embarks on innovations and improvements is capable of steadily reducing pollution at hardly any additional cost and in many cases at net cost savings.
Bijlagen
Milieu en Innovatie
2
Bijlagen bij hoofdstuk 3 Bijlage nr. 1: Milieuinvesteringen en -kosten De gegevens over milieuinvesteringen- en kosten -betreffen de periode 1980-1996. De meest recente data zijn niet opgenomen want slechts weinig data gaan verder dan 1997 terwijl sommige data na 1996 ontbreken. De data betreffen de statistisch waargenomen kosten ten gevolge van milieueisen na aftrek van de kostenbesparingen. De data zijn in constante prijzen van 1980 om rekening te houden met de jaarlijkse prijsveranderingen. Gebruikt zijn statistieken van het Centraal Bureau voor de Statistiek (CBS) die in lopende prijzen zijn gepresenteerd. De omrekening van de lopende in de constante prijzen is gedaan aan de hand van de prijzen van de binnenlandse afzet van investeringsgoederen door de industrie omdat milieutechnologie meestal een investeringsgoed is [CBS, Statistische zakboek, 1980-1999, hoofdstuk over prijzen]. In Tabel 1 is de prijsindex voor de periode 1980 – 1997 weergegeven. Hierin staan de prijzen van de binnenlandse verkoop, de prijzen van de binnenlandse verkoop van investeringsgoederen en de veranderingen in lopende prijzen. De constante prijs van de totale binnenlandse verkoop is minder sterk toegenomen dan de constante prijs van de investeringsgoederen maar het verschil in prijsontwikkeling is beperkt: ten opzichte van 1980 is de prijscorrectie 125,4 respectievelijk 131,7. Tabel 1 Afzet van industrie; voor de prijsindex van milieutechnologie is de afzet van investeringsgoederen gebruikt. Gebruikt zijn vet weergegeven data. Jaar 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997
Afzet binnenland Percentuele prijsverandering van afzet Totaal Totaal Investeringsgoederen Investeringsgoederen 100,0 100,0 111,0 11% 104,7 114,2 3% 110,5 114,8 1% 112,3 121,2 6% 115,5 122,4 1% 115,5 109,9 -10% 117,3 107,0 -3% 117,2 108,3 1% 119,1 113,5 5% 122,3 122,4 8% 122,3 122,9 0% 124,9 121,9 -1% 126,8 118,6 -3% 127,1 116,4 -2% 127,1 117,2 1% 129,7 119,5 2% 130,1 125,4 5% 131,7
Milieu en Innovatie
5% 6% 2% 3% 0% 2% 0% 2% 3% 0% 2% 2% 0% 0% 2% 0% 1%
3
Milieuinvesteringen en -kosten In Tabel 2 staan de milieuinvesteringen en milieukosten voor de periode 1980-1996 weergegeven [CBSa, CBSb]. De statistische data over milieuinvesteringen en milieukosten van de overheid en de private sector zijn niet voor ieder jaar beschikbaar (ze zijn om het jaar waargenomen). De raming van ontbrekende jaarlijkse milieukosten is gebaseerd op de lineaire interpolatie tussen de twee statistisch waargenomen waarden (met een ster aangeduid). De totale milieuinvesteringen in 1996 bedragen circa 3,7 miljard gulden per jaar (in constante prijzen van 1980); ze zijn circa 5 miljard gulden per jaar (in lopende prijzen). Circa 30% hiervan is uitgegeven door de overheid en 70% door de private sector, waarvan circa 30% door nijverheid (inclusief de elektriciteitssector) en de rest door huishoudens (vooral in autovervoer). In de zeventien jaar tussen 1980 en 1996 zijn de jaarlijkse milieuinvesteringen circa 4,5 keer zo groot geworden. In de jaren tachtig was er een sterke groei van milieuinvesteringen, die in de jaren negentig afnam. De milieuinvesteringen zijn in Nederland sterker gestegen dan alle investeringen tezamen. Het aandeel van milieuinvesteringen in de totale investeringen is nam toe van circa 2% in 1986 tot 4% in 1996. De totale milieukosten zijn in 1996 ruim 10,5 miljard gulden in constante prijzen, waarmee ze op circa 2% van het bruto nationaal product zijn gekomen. De milieukosten zijn in 1996 ten opzichte van 1980 circa 2,7 keer zo hoog geworden, waarbij vooral in de jaren tachtig een sterke toename plaatsvond. Bijna de helft van de milieukosten komt voor rekening van de overheid, de rest zijn private milieukosten. De milieukosten van de nijverheid (inclusief elektriciteitssector) bedragen in 1996 circa 2 miljard gulden in constante prijzen (3.483 miljoen gulden in lopende prijzen), dat wil zeggen minder dan 20% van de totale milieukosten.
Milieu en Innovatie
4
Tabel 2 Milieuinvesteringen en milieukosten in Nederland; cursief staan de eigen schattingen met gewogen gemiddelden omdat statistische data ontbreken. Constante prijzen van 1980 in miljoenen guldens Jaren Milieuinvesteringen Milieukosten van eigen activiteiten (exclusief heffingen en subsidies) Totaal Totaal Totaal Totaal Waarvan Waarvan index index Overheid Private sector Overheid Private sector
1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996
818 922 1006 1012 1004 1025 1175 1677 1501 1974 2572 2541 2885 4163 3839 3893 3687
Totaal Waarvan nijverheid 320 498 444 342 579 415 359 647 522 367 645 307 370 635 353 383 642 506 393 782 637 557 1120 499 468 1033 638 824 1149 659 818 1754 1001 994 1547 655 1272 1613 656 1789 2375 790 1195 2644 1248 1197 2696 711 1097 2590 960
100 113 123 124 123 125 144 205 183 241 314 311 353 509 469 476 451
3858 3945 3985 4210 4374 4655 * 4988 5400 * 5819 6154 * 7084 7849 * 8690 9634 * 10017 10194 * 10530
Totaal Waarvan nijverheid 2549 1309 1001 2620 1325 1069 2659 1326 978 2971 1238 927 3234 1139 942 3429 1225 1016 * 3694 1294 1028 3801 1599 1106 * 4125 1694 1183 4014 2140 1320 * 4570 2514 1550 5031 2815 1655 * 5899 2791 1714 5256 4373 1835 * 5098 4919 2068 6116 5138 2055 * 5056 5474 2094
100 102 103 109 113 121 129 140 151 160 184 203 225 250 260 264 273
De milieukostendruk (kosten als percentage van de omzet) staat weergegeven in Tabel 3, waarbij de milieukosten zijn netto lasten, dat wil zeggen eigen activiteit plus saldo van heffingen minus subsidies (overdrachten). De milieukostendruk in de nijverheid is toegenomen. De toename daarvan is minder sterk dan de toename van de milieukosten omdat de omzet sterker dan de milieukosten is gegroeid. De totale milieukosten van bedrijven zijn circa 2,5 keer toegenomen terwijl de milieukostendruk in de nijverheid is gestegen van circa 0,6% naar 1,0% van de bedrijfsomzet. De sterkste toename van de milieukostendruk is in de aardolieindustrie (van 0,4% naar 1,1%) maar hier is de druk veel lager dan in de andere sectoren. In de chemie schommelt de druk tussen 1,1% en 2,5%, met een toename in de jaren negentig. In het basismetaal is er zelfs een afname van de milieukostendruk. De sterkste schommelingen zijn bij de nutsbedrijven, maar ook hier is er geen trendmatige toename van de milieukostendruk. De bedrijven zijn tot nu toe in staat gebleken om de toename van de milieukostendruk binnen de perken te houden.
Milieu en Innovatie
5
Tabel 3 Milieukosten van bedrijven in lopende prijzen van 1980 in miljoen guldens Jaar Totaal eigen % van de omzet activiteiten Totaal Aardolie Chemie Basismetaal Nutsbedrijven en saldo van overdrachten 1980 1400 0,6% 0,4% 1,5% 1,8% 1,6% 1981 1500 0,6% 0,4% 1,3% 1,7% 1,7% 1982 1494 0,6% 0,4% 1,4% 2,2% 1,1% 1983 1485 0,5% 0,4% 1,3% 2,3% 0,7% 1984 1403 0,5% 0,4% 1,1% 1,8% 1,5% 1985 1494 0,5% 0,5% 1,1% 2,0% 0,5% 1986 1582 0,6% 1,2% 1,4% 2,3% 0,7% 1987 1636 0,6% 1,3% 1,3% 2,4% 1,1% 1988 1813 0,7% 1,5% 1,2% 1,9% 1,8% 1989 2131 0,7% 1,2% 1,3% 1,9% 2,0% 1990 2612 0,8% 1,1% 1,8% 2,3% 2,4% 1991 3028 1,0% 1,2% 2,2% 2,8% 2,5% 1992 3105 1,0% 1,5% 2,4% 2,6% 2,1% 1993 2983 1,0% 1,3% 2,5% 2,7% 1,6% 1994 3330 1,1% 1,6% 2,4% 2,3% 2,1% 1995 3405 1,1% 1,6% 2,2% 2,0% 2,3% 1996 3464 1,0% 1,1% 2,3% 1,9% 2,2%
Milieukosten van bedrijven De overheid hanteert directe instrumenten, economische instrumenten en afspraken (convenanten). De financiële gevolgen van afzonderlijke instrumenten worden niet statistisch weergegeven. Alleen de economische instrumenten komen in de statistieken voor. In Tabel 4 staan de milieukosten van bedrijven in de nijverheid (industrie en openbare nutsbedrijven) in de jaren 1980 – 1996 in lopende prijzen. Daarin zijn weergegeven: de totale milieukosten, de overdrachten van bedrijven naar overheid (milieuheffingen en retributies, exclusief brandstofheffing), de overdracht van overheid naar bedrijven (subsidies, exclusief vervroegde afschrijving en technologiesubsidies) en de kosten van de eigen activiteiten van bedrijven. De gegevens zijn afkomstig van CBS Milieukosten van bedrijven 19801998. De totale milieukosten in lopende prijzen zijn toegenomen van circa 1,4 miljard gulden per jaar in 1980 tot circa 3,5 miljard gulden per jaar in 1996. De totale kosten zijn met gemiddeld 5,8% per jaar toegenomen, maar als percentage van de omzet en als percentage van de toegevoegde waarde in de nijverheid is de toename veel beperkter, respectievelijk gemiddeld 3,4% per jaar en 2,4% per jaar. Veruit de meeste milieukosten betreffen de kosten van eigen activiteiten van de bedrijven. Deze
Milieu en Innovatie
6
variëren jaarlijks tussen 76% en 80% van de totale milieulasten; de rest zijn heffingen en retributies na aftrek van subsidies. De kosten van de eigen activiteiten nemen sterker toe dan de toename van de totale milieukosten; in de lopende prijzen namen de kosten van de eigen activiteiten tussen 1980 en 1996 gemiddeld 6,8% per jaar toe. In constante prijzen van 1980 namen de kosten van de eigen activiteiten gemiddeld 4,7% toe. Het aandeel van de milieuheffingen en subsidies nam af. Tabel 4 Milieukosten van bedrijven in de nijverheid, bedragen in miljoen gulden (lopende prijzen) Totaal Percentage Overdrachten Eigen activiteiten Jaar miljoen van de Toegev. Heffing en Subsidies Netto Totaal Percentage Constante gulden omzet waarde Retributie, excl. lasten totale prijzen brandstofmilieu100 = 1980 heffing kosten 1980 1400 0,6% 2,3% 371 49 1323 1001 72% 100 1981 1500 0,6% 2,4% 408 67 1460 1119 75% 107 1982 1494 0,6% 2,3% 404 86 1398 1081 72% 98 1983 1485 0,5% 2,2% 411 103 1349 1041 70% 93 1984 1403 0,5% 2,0% 417 124 1381 1088 78% 94 1985 1494 0,5% 2,0% 440 139 1474 1173 79% 101 1986 1582 0,6% 2,0% 466 158 1515 1206 76% 103 1987 1636 0,6% 2,1% 509 169 1636 1296 79% 110 1988 1813 0,7% 2,1% 592 167 1834 1409 78% 118 1989 2131 0,7% 2,4% 686 166 2136 1615 76% 132 1990 2612 0,8% 2,9% 646 164 2378 1896 73% 155 1991 3028 1,0% 3,3% 752 163 2656 2067 68% 165 1992 3105 1,0% 3,3% 795 154 2815 2174 70% 171 1993 2983 1,0% 3,2% 805 140 2997 2332 78% 183 1994 3330 1,1% 3,4% 833 132 3330 2629 79% 207 1995 3405 1,1% 3,3% 864 124 3405 2664 78% 205 1996 3464 1,0% 3,4% 850 111 3464 2725 79% 209 Beheerskosten in het milieubeleid Een deel van de milieukosten betreft de beheerskosten ten behoeve van de voorbereiding, invoering en handhaving van milieueisen bij bedrijven en bij de overheid. De beheerskosten omvatten diverse activiteiten. Voorafgaand aan de vaststelling van een nieuwe milieueis of bij de aanscherping van een bestaande eis, worden studies gedaan naar onder meer de omvang van de emissie bij bepaalde bronnen en naar de vereiste milieutechnologie om deze emissie te reduceren. Bij het opstellen van de milieueisen heeft de overheid informatie nodig over het type bedrijf en de daar aanwezige bronnen, de omvang en de aard van de emissie per bron, de wijze waarop het bedrijf aan de eisen kan voldoen en de daarmee verbonden emissiereductiekosten. Deze kosten moeten de overheden en de bedrijven schatten, want gedurende de voorbereiding van de milieueisen is er nog weinig ervaring met het gebruik van de beoogde milieutechnologie. Aangezien de metingen duur zijn, worden de kosten van
Milieu en Innovatie
7
de milieutechnologie bij uiteenlopende emissiebronnen aan de hand van enkele demonstratieprojecten bij slechts enkele bronnen geschat. Hierna onderhandelen overheden en bedrijven over de wijze waarop de eisen in de vergunningen zullen worden opgenomen. Hierbij waren bedrijven tot voor kort vaak gedwongen om bepaalde vooraf overeengekomen type milieutechnologie toe te passen (middelvoorschriften), maar de laatste jaren hebben bedrijven vrijheid in hun keuze van milieutechnologie, al wil de overheid wel de zekerheid dat de eisen zullen worden nageleefd (doelvoorschriften). Het opstellen van milieueisen en het verlenen van vergunningen brengt bestuurskosten voor de overheid met zich mee. Nadat een vergunning is afgegeven, handhaaft de overheid de voorschriften, waarmee controlekosten gemoeid zijn. De som van de bestuurs- en controlekosten worden beleidskosten genoemd (ook wel als perceptiekosten aangeduid). De bedrijven maken kosten om een vergunning te krijgen en na te leven namelijk de kosten verbonden met de inventarisatie van de emissie en de kosten voor het intern en extern overleg over de milieueisen en over de naleving van voorschriften in de vergunningen (exclusief de uitvoering van maatregelen). De som van deze bedrijfskosten worden de kosten van milieucoördinatie genoemd. De bestuurs- en controlekosten bij de overheid (de beleidskosten) en de kosten van milieucoördinatie bij bedrijven worden samen de beheerskosten genoemd. De statistisch waargenomen beheerskosten van overheid en bedrijven zijn vermeld in Tabel 5. Deze kosten zijn sterk toegenomen, veel sterker dan de toename van de milieuinvesteringen en de milieukosten. De beleidskosten van de overheid in constante prijzen van 1980 zijn gestegen van circa 168 miljoen gulden 1980 tot 1.430 miljoen gulden in 1996, dat wil zeggen een kostentoename van ruim 8 keer (een groei van 14% per jaar). Hiervan wordt ruim 80% besteed aan het bestuur. De rest van de beleidskosten betreft controle (handhaving) waarbij de controlekosten nog sterker zijn gestegen dan de bestuurskosten. Het aandeel van de beleidskosten van de overheid in de totale milieukosten is ruim verdrievoudigd van 4% in 1980 tot ruim 14% in 1996. Ook de kosten van milieucoördinatie in de nijverheid in constante prijzen zijn toegenomen van 41 miljoen gulden in 1980 tot 152 miljoen gulden in 1996. Als percentage van de totale milieulasten in de nijverheid gaan de milieucoördinatie kosten omhoog van circa 4% in 1980 tot ruim 7% in 1996. De totale beheerskosten (de som van de beleidskosten van de overheid en van de milieucoördinatie in de nijverheid) zijn toegenomen van circa 209 miljoen gulden in 1980 tot circa 1.582 miljoen gulden in 1996. In deze periode zijn de beheerskosten als percentage van de totale milieukosten gestegen van minder dan 5% tot ruim 15%; het aandeel nam trendmatig toe.
Milieu en Innovatie
8
Tabel 5 Beheerskosten, in constante prijzen 1980 in miljoen guldens Kosten Nijverheid Beleid/ Coördinatie/ Beheerskosten Jaar Beleidskosten Bestuur/ MilieuTotale Milieukosten Totaal Als % Totaal Waarvan Beleid coördinatie milieukosten nijverheid beleid en MilieuBestuur Controle van Tabel 2 van Tabel 2 coördinatie kosten 1980 168 168 0 100% 41 4% 4% 209 5% 1981 221 221 0 100% 41 6% 4% 262 7% 1982 307 278 29 91% 42 8% 4% 349 9% 1983 371 329 42 89% 43 9% 5% 414 10% 1984 441 387 54 88% 28 10% 3% 469 11% 1985 506 439 67 87% 30 11% 3% 535 12% 1986 553 481 72 87% 33 11% 3% 586 12% 1987 593 515 78 87% 47 11% 4% 640 12% 1988 602 526 76 87% 62 10% 5% 663 11% 1989 623 551 72 88% 86 10% 6% 709 12% 1990 817 717 100 88% 105 12% 7% 922 13% 1991 1006 881 125 88% 133 13% 8% 1139 15% 1992 1152 997 155 87% 137 13% 8% 1289 15% 1993 1301 1116 186 86% 147 14% 8% 1449 15% 1994 1338 1132 206 85% 155 13% 8% 1493 15% 1995 1388 1166 221 84% 163 14% 8% 1551 15% 1996 1430 1190 240 83% 152 14% 7% 1582 15%
Milieu en Innovatie
9
Bijlage nr. 2: Typen milieutechnologie Hieronder staan per verzameling de namen van typen milieutechnologie in volgorde van toenemende marginale emissiereductiekosten. Overzicht van de potentiële toepassingen van basismilieutechnologie in de verzamelingen van bronmilieutechnologie combinaties Sectorale data Benzeen (n = 13) Milieutechnologie (n = 8): 1. Aangepaste afsluiters, 2. Drijvende daken, 3. Isolatie (PUR, aluminium), 4. Thermisch naverbranden, 5. Strippen en condenseren, 6. Onderhoud en controle, 7. Dampretour en -condensatie, 8. Koolfilters. Cadmium (n = 4), Milieutechnologie (n = 3): 1. Doekfilters, 2. Procesaanpassing fosforzuur, 3. Filters (na verbranding). CO2 (n = 82), Milieutechnologie (n = 30): 1. Warmtekrachtkoppeling (WKK), 2. HR-ketel, 3. Membraan chloorproductie (diafragmavervanging), 4.Optimizer gebouwregeling, 5. Efficiency machines akkerlandbewerking, 6. Verbetering pre-reformer, 7. Membraantechnologie, 8. Procesintegratie / warmtepompen, 9. Terugwinning remenergie vliegwiel treinen, 10. Wasmachines hot fill, 11. Derivatisering, 12. Isolatieschermen, 13. Uitbreiding warmtetanks, 14. Ovenwagens, 15. Windenergie, 16. Zonne-energie voor drogen en bewerken, 17. SiC: voorverwarmen m.b.v. CH4, 18. Dry coke quenching, 19. HDPE: Fluidized bed proces, 20. Aanpassing gloeiovens walserij, 21. Eiwitwinning, 22. Inkoop CO2, 23. Aardwarmte, 24. Olefinen: selectieve steamcracking, 25. Verbranding c.q. vergassing energiehout, 26. Waterkracht, 27. Waterstof terugwinning met membraan, 28. Rendement dieselmotoren, 29. Biogas mest kleinschalig, 30. Zuinige lampen 150 uur/jaar, 31. DENAR-kas. Fenol (n = 7), Milieutechnologie (n = 5): 1. Snellere vervanging katalysatoren, 2. Beter onderhoud, 3. Gaswassers, 4. Katalytische naverbranding, 5. Optimalisatie watergebruik, 6. Thermische naverbranding. Fijne stof (n = 13), Milieutechnologie (n = 4): 1. Doekfilters, 2. Elektrostatische filters, 3. Gesloten silo’s, 4. Rookfilters voor diesels. Fluor (n = 8), Milieutechnologie (n = 6): 1. Hergebruik glas, 2. Droogsysteem met CaO, 3. Adsorptie bij bewerking aluinaarde, 4. Gasreiniging, 5. Schoon fosforzuurproces, 6. Elektrofilter. Fosfaat (n = 10), Milieutechnologie (n = 3): 1. Biologische waterzuivering, 2. Derde trap defosfatering, 3. Mestverwerking.
Milieu en Innovatie
10
Koper (n = 4), Milieutechnologie (n = 4): 1. Gesloten dokken, 2. Schone fosforzuur proces, 3. Slibverbranding en filtering, 4. Schoon pigmentproces. Metalen naar lucht (n = 13), Milieutechnologie (n = 2): 1. Ongelode brandstof, 2. Filtering afgas Metalen naar water (n = 16), Milieutechnologie (n = 3): 1. Biologische waterzuivering, 2. Vermindering koper in veevoeder, 3. Hergebruiktechnologie voor zware metalen. NH3 (n = 12), Milieutechnologie (n= 5): 1. Lage-NH3 stallen, 2. Isolatie mestopslag, 3. Tweefasevoeder, 4. Filtering (venturi- of biofilter), 5.Direct onderploegen van mest. NOx (n = 102), Milieutechnologie (n = 11): 1. Lage NOx-brander, 2. niet-Selectieve Katalytische Reductie, 3. Procesaanpassing ammoniakproductie, 4. Procesaanpassing salpeterzuur-productie, 5. Procesaanpassing caprolactam-productie, 6. Waterinjectie, 7. Motorafstelling, 8. Selectieve Katalytische Reductie, 9. Autokatalysator, 10. Premix in carburator, 11. Premix bij verbranding PAK’s (n = 6), Milieutechnologie (n = 5): 1.Verlaging temperatuur houtverduurzaming, 2. Adsorptie in waterzuivering, 3. Optimalisatie cokesproductie, 4. Meer LPG gebruik, 5. Conversie multibranders tot kolenbranders. Propyleenoxide (n = 7), Milieutechnologie (n = 5): 1. Gaswassers, 2. Controle en onderhoud, 3. Dampkoeling, 4. Nieuwe afsluiters, 5. Ringen op pompen en isolatie van tanks. SO2 (n = 36), Milieutechnologie (n = 7): 1. Procesemissie (soot), 2. Tailgas eenheid, 3. Rookgasreiniging (calcium toediening), 4. Procesemissie bouwmaterialen, 5. Procesemissie aluminium, 6. Vervanging kolen door gas, 7. Olie en diesel ontzwaveling. Styreen (n = 15), Milieutechnologie (n = 7): 1. Biofiltratie, 2. Actieve kool en regeneratie, 3. Controle en onderhoud, 4. andere hars (LSE hars), 5. Betere afdichting, 6. Katalytische naverbranding, 7. Thermische naverbranding. Tolueen (n = 20), Milieutechnologie (n = 9): 1. Absorptie en hergebruik, 2. Thermische naverbranding, 3. Katalytische naverbranding, 4. Controle en onderhoud, 5. Isolatie tanks, 6. Lage tolueen primer, 7. Drijvende daken op tanks, 8. Afsluiting van cokes kamers, 9. Gebalanceerde toevoer in tanks. VOS (n = 47), Milieutechnologie (n = 15): 1. Damp retour en drijvende daken, 2. Koelmachines, 3. VOS-arme druk van pvc, 4. VOS-arme wasmiddelen en verzorging, 5. VOS-vrije tectyleer, 6. Verbranding en condensatie, 7. VOS-arme verf, 8. Pesticide reductie, 9. VOS-vrije inkt, 10. Gebalanceerde toevoer in pijpen, 11. Condensatie en absorptie tri, 12. Dampretour in benzinetanks en pompen, 13. Controle en onderhoud, 14. Omgekeerde osmose, 15. Biofiltratie Zink (n= 6), Milieutechnologie (n= 5): 1. Hergebruiktechnologie (o.a. membraan), 2. ONO-installatie,
Milieu en Innovatie
11
3. Biologische behandeling, 4. Schone Jarosietproductie, 5. Schoner chlorine proces Bedrijfsdata Gechloreerde koolwaterstoffen (n = 23), Milieutechnologie (n = 9): 1. Dampontvetter, 2. Water+zeep, 3. Schroefwas, 4. Sproeitunnel, 5. Dompelbad, 6. Drietrapsontvetting, 7. Ultrasone dompel, 8. Keramisch polijsten, 9. Gesloten roterende wasser. NOx chemie (n = 256), Milieutechnologie (n = 10): 1. Lage NOx-branders, 2. Gasturbine, 3. Oven, 4. Absorptie, 5. Schoorsteenaanpassing, 6. Selectieve Katalystische Reductie, 7. Procesaanpassing nitraat, 8. Procesaanpassing salpeterzuur, 9. Luchtvoorverwarming, 10. Ketelhuisaanpassing (andere stookinstallatie). NOx elektriciteit (n = 100), Milieutechnologie(n = 7): 1. Procesoptimalisatie, 2. HTNR-brander, 3. Lage NOx-brander, 4. Ringvormige verbrandingskamer, 5. Stookinstallatie, 6. Diverse verbranding, 7. Selectieve Katalystische Reductie. NOx metaal (n = 73), Milieutechnologie (n = 10): 1. Gasbranders, 2. Ketelhuisaanpassing, 3. Aanpassing Verwarming 4. Brandetage, 5. Fluorwassers, 6. Schoorsteenaanpassing, 7. Oven, 8. Procesaanpassing in hoogovens, 9. STEG, 10. Elektrolyse procesoptimalisatie. NOx raffinaderij (n = 41), Milieutechnologie (n = 3): 1. Lage-NOx brander, 2. Electrostatische precipitatie/Selectieve Katalytische Reductie, 3. Selectieve Katalytische Reductie SO2 chemie (n = 56), Milieutechnologie (n = 6): 1. Gaswasser, 2. Loogwasser, 3. Hydrogenatie, 4. Scrubber, 5. Degussa, 6. Gas voor diesel SO2 elektriciteitproductie (n = 19), Milieutechnologie (n= 2) 1. Rookgasontzwaveling, 2. Stookgasontzwaveling, SO2 metaal (n = 44), Milieutechnologie (n = ): 1. Gaswasser, 2. Loogwasser, 3. Watergordijn, 4. Injectie kalkmelk, 5. Absorptie. SO2 raffinaderij (n= 18), Milieutechnologie (n= 2): 1. Elektrostatische precipitatie/loogwasser, 2. Gas voor olie.
Milieu en Innovatie
12
Bijlage nr. 3: Kostenschattingen Lineaire en Exponentiele schattingen Nagegaan is in hoeverre betrouwbare lineair schattingen kunnen worden gemaakt. Aangenomen is de dat schaal van de emissiereductie en de volgorde van bronnen op de kostenfuncties precies bekend zijn. Bij de schattingen is uitgegaan van (a) de grootste en de kleinste bron, (b) bronnen met de hoogste en de laagste kosten. De schattingen zijn gedaan met behulp van de gewogen gemiddelden van twee empirische waarden en door de lineaire interpolatie tussen de bronnen met de laagste en de hoogste marginale kosten (de interpolatie tussen de grootste en de kleinste bron is achterwege gelaten want die levert weinig nieuwe inzichten). Telkens zijn twee bronnen gebruikt. De berekeningen zijn toegelicht met een getalsmatig voorbeeld van fluoride emissiereductie. Nummer 1 betreft de grootste emissiebron (1, er) of de bron met de laagste marginale emissiereductiekosten (1, cr), de letter n betreft de kleinste emissiebron (n, er) of de bron met de hoogste marginale kosten (n, cr). De berekening op basis van het gemiddelde is: cr(gem) = (Cr(n) + Cr(1)) / (Er(n) + Er(1)). Vervolgens worden de gemiddelde marginale kosten vermenigvuldigd met de schaal van de emissiereductie. Uitgaande van de grootste en kleinste bron:
Uitgaande van de hoogste en laagste marginale
Volgorde n(er)
kosten: volgorde n(cr)
Cr(n,er) = 450.000, Cr(1,er) = 10.000.000
Cr(ncr) = 45.000.000, Cr(1cr) = 54.000
Er(n,er) = 1.000, Er(1,er) = 570.000
Er(ncr) = 30.000 Er(1cr) = 18.000
cr(gem,er) =
Cr(gem,ncr) = 939
(450.000+10.000.000)/(1.000+570.000) = 18
(45.000.000+54.000)/(30.000+18.000) = 939
18* er1 , 18 * er2 … 18* er8
939* cr1, 939 * cr1 … 939* cr8
De kosten van lineaire interpolatie zijn berekend volgens de formule: cr(i) = cr(i-1) * [cr(n) - cr(1)]/(n-1). De lineaire interpolatie is gedaan uitgaande van de hoogste en de laagste marginale kosten. Uitgaande van de grootste en kleinste bron:
Uitgaande van de hoogste en laagste marginale
volgorde n(er)
kosten: volgorde n(cr)
Niet gedaan, weinig relevant
Cr(ncr) = 1.500, cr(1cr) = 3, n = 8 [cr(n) - cr(1)]/(n-1) = (1500- 3)/(8-1) = 214 n(1) = 3* er1= 3* 18.000 = 54.000 n(2) = (3+214)* 33.000 = 7.156.286 … n(8) = 1.500* 30.000 = 45.000.000
Milieu en Innovatie
13
In het schema 1 is samengevat hoeveel ramingen voldoen aan de criteria van betrouwbaarheid en nauwkeurigheid: een afwijking in de raming ten opzichte van de empirische data kleiner dan 30%, respectievelijk een correlatie tussen de geschatte en de empirische kostenfunctie van 0,9 of meer. Schema 1. Vergelijking van rekenmethodes, het aantal verzamelingen is 28, waarvan 9 met bedrijfsdata. Gewogen gemiddelde Lineaire interpolatie Aantal betrouwbaar Uitgaande van hoogste en 5 waarvan
6 waarvan
laagste marginale kosten
0 in bedrijfsdata
0 in bedrijfsdata
Uitgaande van de grootste 6 waarvan
(niet gedaan, weinig
en kleinste bronnen
relevant)
3 in bedrijfsdata
Aantal nauwkeurig Uitgaande van hoogste en 5 waarvan
13 waarvan
laagste marginale kosten
4 in bedrijfsdata
1 in bedrijfsdata
Uitgaande van de grootste 1 waarvan
(niet gedaan, weinig
en kleinste bronnen
relevant)
1 in bedrijfsdata
Een kleine minderheid van de kostenramingen met behulp van gewogen gemiddelden van twee bronmilieutechnologie combinaties bleek voldoende betrouwbaar en nauwkeurig. Dit geldt ook voor de lineaire interpolatie. Alle lineaire schattingen zijn onvoldoende om de marginale kosten van emissiereductie in een verzameling te ramen. De mate van onbetrouwbaarheid en onnauwkeurigheid is groot. In de meeste verzamelingen is de afwijking in de totale kosten groter dan 100% en zijn de correlaties laag of negatief. Zelfs als een afwijking van factor 2 acceptabel wordt geacht (© <100%) blijven de bovenstaande conclusies overeind. De ramingen op basis van gemiddelde kosten, uitgaande van de grootste en de kleinste bronnen leveren 12 onvoldoende betrouwbare ramingen; de ramingen die uitgaan van de hoogste en de laagste marginale kosten leveren 13 onvoldoende betrouwbare ramingen. De lineaire interpolatie levert 12 onvoldoende betrouwbare ramingen. Kosten uitgaande van exponentiële kostenfuncties Er is nagegaan of nauwkeurige en betrouwbare schattingen voor verzamelingen mogelijk zijn als de data van twee bron-milieutechnologie combinaties bekend zijn, op basis waarvan de schaal van emissiereductie en de marginale kosten bij andere bronnen worden geïnterpoleerd. Zowel de schaal van de emissiereductie als van de marginale kosten moet worden geschat. De marginale kosten worden geschat met behulp van de kostenexponent kcr volgens de formule: cr i+1 = cr i * e kcr. De schaal van de emissiereductie wordt geschat met behulp van de emissiereductieëxponent ker volgens
Milieu en Innovatie
14
de formule: er i+1 = er i * e ker. Eerst worden schattingen gedaan uitgaande van de bronnen met de laagste en de hoogste kosten waarna volgens dezelfde methode schattingen worden gedaan uitgaande van de grootste en de kleinste bron. Vervolgens worden de totale geschatte kosten Cr berekend door de geschatte emissiereductie Er met de geschatte gemiddelde kosten cr te vermenigvuldigen. De correlatie tussen de empirische en de geschatte emissiereductie en de marginale kosten wordt berekend. De correlatie groter dan ® > 0,9 betekent dat de schatting nauwkeurig is. De som van de geschatte totale kosten gedeeld door de totale empirische kosten geeft de betrouwbaarheid aan; bij een afwijking kleiner dan 30% geldt de schatting als betrouwbaar. De schattingsmethode is aan de hand van fluoride-emissiereductie toegelicht. Eerst worden de resultaten van de schattingen voor heterogene verzamelingen getoond, vervolgens de schattingen van homogene verzamelingen. Tabel I betreft nogmaals de fluoride-emissiereductie: in deel A staan de resultaten in geval van ordening naar oplopende marginale kosten, in deel B staan de resultaten bij ordening naar afnemende schaal van emissiereductie, de correlaties en de betrouwbaarheid staan onderaan.
Tabel 1 Schattingen van de kosten en de schaal van emissiereductie op basis van twee metingen bij de bron; de basisdata zijn in Tabel 3.1 te vinden. A. Gemeten bij de bronnen met de laagste en de B. Gemeten bij de grootste en de kleinste hoogste marginale kosten en geordend naar emissiereductie aan de bron en geordend naar toenemende marginale kosten afnemende schaal van emissiereductie Empirisch Schattingen Schattingen Onder- Empirisch Onderof over of over n Totale Marg. Emissie- Totale n Totale Marg. Emissie- Totale schatschatkosten kosten reductie kosten kosten kosten reductie kosten Ting % Ting % expokcr(cr) ker(cr) kcr(er) ker(er) nent =0,89 =0,07 =0,46 = -0,91 1 54000 3 18000 54000 100 3 10000000 18 570000 570000 6 2
500000
7
19363
141137
28
6 20000000
28 230247
6421094
32
3
10000000
18
20828
368882
4
2
500000
44
93006
4123044
825
4
500000
43
22405
964128
193
8 45000000
70
37569
2647445
6
5
2500000
105
24101
2519891
101
5
2500000
112
15176
1699949
68
6
20000000
254
25926
6586107
33
1
54000
178
6130
1091553
2021
7
450000
617
27888 17213762
3825
4
500000
283
2476
700897
140
8
45000000
1500
30000 44991567
100
7
450000
450
1000
450000
100
955604 17703982 92 To- 79004000 taal ®Er = Correlaties ® tussen ®cr = 0,37 emprische en geschatte 0,98 emissiereductie ®Er en kosten ®cr
22
To79004000 taal Correlaties ® tussen emprische en geschatte emissiereductie ®Er en kosten ®cr
Milieu en Innovatie
188511 72839475 ®Er = -0,23
®cr = 0,84
15
In Tabel II staan schattingen van nauwkeurigheid en betrouwbaarheid voor alle verzamelingen. De schattingen zijn gedaan per bron-milieutechnologie combinatie. Daarnaast zijn de combinaties in 10 clusters gegroepeerd, waarna de gemiddelde schaal en de gemiddele kosten per cluster zijn berekend om de eventuele afwijking uit te middelen. Dit is gedaan op basis van de ordening naar afnemende schaal van emissiereductie en naar de oplopende emissiereductiekosten. Tabel II Nauwkeurigheid en betrouwbaarheid van kostenschattingen aan de hand van alle data, tussen haakjes combinaties van 10 clusters In alle ramingen A. Gemeten bij de bronnen met de laagste en B. Gemeten bij de grootste en de kleinste schattingen t.o.v. de hoogste marginale kosten en geordend emissiereductie aan de bron en geordend naar empirische data naar toenemende marginale kosten afnemende schaal van emissiereductie ® correlatie Emissiereductie Emissiereductiekosten Emissiereducti Emissiereductiekosten © over-, c.q. cumulatief e cumulatief Marginale Marginale Totale Totale onderschatting ® © % kcr ® ©% ® © % ker ® ©% Sectorale data Benzeen 0,96 18 0,59 0,97 15 0,97 98 0,05 0,73 5 Cadmium 0,99 90 1,98 0,96 82 0,93 90 -1,98 -0,60 0 CO2 0,96 21 0,10 0,85 (92) 18 0,99 101 0,05 0,46 (118) 85 Koper 0,94 157 0,94 0,91 120 0,99 89 -0,10 -1,00 139 Fijne stof 0,94 220 0,24 0,97 211 0,95 126 -0,24 -0,74 125 Fluoride 0,85 23 0,89 0,99 92 0,98 118 0,46 0,94 34 Fosfaat 0,93 64 0,40 0,98 103 0,92 150 0,05 0,86 61 Metalen lucht 0,61 16 0,22 0,97 63 0,86 192 0,07 0,92 57 Metalen water 0,96 63 0,27 0,94 (14) 18 0,99 101 0,15 0,98 (78) 115 NH3 0,99 50 0,19 0,88 78 0,96 73 0,01 0,77 103 NOx 0,96 750 0,06 0,92 (82) 588 0,81 273 0,00 -0,75 (175) 116 PAK’s 0,83 196 0,46 0,95 188 0,94 71 0,16 0,88 33 Fenol 0,99 49 0,68 0,97 42 0,95 86 0,46 0,97 89 Propyleen 0,99 108 0,57 0,98 128 0,96 95 0,41 0,96 52 SO2 0,88 5 0,08 0,91 (18) 4 0,74 296 0,06 0,93 (145) 87 Styreen 0,96 208 0,26 0,97 177 0,85 57 0,03 0,88 55 Tolueen 0,96 50 0,51 0,96 (12) 19 0,95 123 0,34 -0,37 (14) 19 VOS 0,94 89 0,07 1,00 (70) 147 0,99 113 0,01 0,93 (56) 90 Zink 0,97 109 0,86 0,98 73 0,93 68 0,62 0,99 20 Bedrijfsdata Cl-metaal 0,98 69 0,27 0,98 (89) 46 0,99 83 0,26 0,98 (91) 46 NOx chemie 0,98 2 0,04 0,90 (104) 20 0,87 230 0,03 0,87 (88) 9 NOx elektric. 0,99 7 0,07 0,83 (79) 16 0,97 88 0,04 0,84 (106) 327 NOx metaal 0,69 1 0,17 0,57 (94) 0 0,98 120 0,11 0,48 (91) 271 NOx raffinad. 0,98 8 0,19 0,65 (2748) 3 0,89 135 0,13 0,58 (97) 246 SO2 chemie 0,96 92 0,15 0,93 (146) 74 0,87 229 -0,03 -0,46 (120) 1937 SO2 elektric. 0,99 61 0,15 0,96 (150) 80 0,86 61 0,15 0,96 (75) 128 SO2 metaal 0,96 169 0,12 0,82 (83) 138 0,91 186 0,04 0,74 (123) 40 SO2 raffinad. 0,98 40 0,19 0,92 (127) 51 0,91 138 0,18 0,92 (111) 142
Milieu en Innovatie
16
In Schema 2 staan de resultaten, verdeeld naar de schaal van emissiereductie en de totale kosten. Schema 2 Betrouwbaarheid van de schattingen met exponenten ten opzichte van de empirische data. Nauwkeurig ® > 0,9
Geordend naar toenemende marginale Geordend naar afnemende schaal van
Betrouwbaar ©
kosten
emissiereductie
Nauwkeurige schattingen
15 van 19 sectorverzamelingen
15 van 19 sectorverzamelingen
van emissiereductie
8 van 9 bedrijfsverzamelingen
5 van 9 bedrijfsverzamelingen
Betrouwbare schattingen
4 ( 7 ) van 19 sectorverzamelingen
13 ( 16 ) van 19 sectorverzamelingen
van emissiereductie
1 ( 3 ) van 9 bedrijfsverzamelingen
3 ( 6 ) van 9 bedrijfsverzamelingen
Nauwkeurige schattingen
17 van 19 sectorverzamelingen
8 van 19 sectorverzamelingen
van de marginale kosten
5 van 9 bedrijfsverzamelingen
3 van 9 bedrijfsverzamelingen
Betrouwbare schattingen
7 ( 9 ) van 19 sectorverzamelingen
8 ( 13 ) van 19 sectorverzamelingen
van de totale kosten bij de
2 ( 4 ) van 9 bedrijfsverzamelingen
1 ( 2 ) van 9 bedrijfsverzamelingen
9 ( 11 ) van 15 verzamelingen
11 (13) van 15 verzamelingen
maximaal 30% afwijking (tussen haakjes aantal met maximaal 50% afwijking)
individuele bronnen In 10 clusters van bronnen
De schattingen die uitgaan van de grootste en de kleinste bron zijn doorgaans weinig nauwkeurig en onbetrouwbaar. De schattingen van de schaal is nauwkeurig voor 15 van de 19 sectorale data en voor 5 van de 9 bedrijfsdata, ze zijn betrouwbaar voor 13 van de 19 sectorale data en voor 3 van 9 bedrijfsdata. Het buiten beschouwing laten van enkele uitschieters brengt wel enige verbetering. De schatting van de kosten is doorgaans onnauwkeurig en onbetrouwbaar, zowel bij de sectorale als bij de bedrijfsdata, slechts een minderheid van de schattingen is voldoende nauwkeurig en betrouwbaar. De schattingen van de schaal van emissiereductie, uitgaande van de marginale kosten zijn weliswaar iets nauwkeuriger maar ze zijn minder betrouwbaar dan de schattingen uitgaande van de grootste en de kleinste bron. Ook de nauwkeurigheid van de kostenschattingen is hier beter dan bij de alternatieve schattingsmethode, maar de betrouwbaarheid blijft laag. Door clusteren van de bronnen wordt de betrouwbaarheid verbeterd omdat uitschieters in de data worden uitgemiddeld. De kostenschattingen in de heterogene verzamelingen zijn doorgaans onnauwkeurig en onbetrouwbaar, vooral omdat de schaal van emissiereductie moeilijk te schatten is.
Milieu en Innovatie
17
Bijlagen bij hoofdstuk 4 Bijlage nr. 1: Gevoeligheidsanalyses voor exponentgrootte De grootte van de exponent wordt beïnvloed door de emissiereductiekosten bij de duurste en de goedkoopste bronnen (ceteris paribus, hoe groter het verschil in kosten des te groter de exponent) en door het aantal bron–milieutechnologie combinaties in de verzameling (ceteris paribus, hoe meer combinaties des te kleiner is de exponent). Berekend zijn de correlatiecoëfficiënten tussen de grootte van de exponenten en het aantal bron–milieutechnologie combinaties, en de ratio van de duurste tot de goedkoopste emissiereductie. Weergegeven staan de verzamelingen naar afnemend aantal combinaties, de kostenexponent kcr, de ratio van de hoogste tot de laagste marginale kosten en de index van de ratio gebaseerd op de kleinste ratio van NH3. Tabel 1 Verband tussen het aantal combinatie en de kostenexponent en de ratio hoogste tot laagste kosten Naam n Kostenexponent Ratio: crn/cr1 Index (van ratio) kcr NOx chemie 256 0,04 60294 7319 NOx 102 0,06 348 42 NOx elektriciteitscentrales 100 0,07 706 86 CO2 82 0,10 3966 481 NOx metaal 73 0,17 155232 18844 SO2 chemie 56 0,15 3677 446 VOS 47 0,07 24 3 SO2 metaal 44 0,12 154 19 NOx raffinaderij 41 0,19 2030 246 SO2 36 0,08 16 2 Cl-metaal 23 0,27 377 46 Tolueen 20 0,51 15000 1821 SO2 elektriciteitscentrales 19 0,15 14 2 SO2 raffinaderijen 18 0,19 25 3 Metalen water 16 0,27 56 7 Styreen 15 0,26 36 4 Benzeen 13 0,59 1143 139 Fijne stof 13 0,24 18 2 Metalen lucht 13 0,22 15 2 NH3 12 0,19 8 1 Fosfaat 10 0,40 35 4 Fluoride 8 0,89 500 61 Fenol 7 0,68 58 7 Propyleen 7 0,57 31 4 PAK’s 6 0,46 10 1 Zink 6 0,86 74 9 Cadmium 4 1,98 385 47 Koper 4 0,94 17 2 -0,53 0,31 Correlatie
Milieu en Innovatie
18
Gevoeligheidsanalyses zijn gedaan om na te gaan in hoeverre het omslagpunt voor de kostenvoordeel door milieuinovaties ten opzichte van milieuverbetering bij exponenten van rond 0,25 onder diverse omstandigheden opgaat. Er is aangenomen dat het grootste kostenvoordeel van de milieuinnovatie of de milieuverbetering bij de bron-milieutechnologie combinatie met de hoogste empirische kosten, 90% dan wel 10% van de waarde is. Het kleinste kostenvoordeel blijft 0% en bij de resterende combinaties is het kostenvoordeel geëxtrapoleerd. Er zijn 4 mogelijkheden namelijk: 90% of 10% kostenvoordeel door milieuinnovaties, dan wel 90% kostenvoordeel door milieuverbetering. Vervolgens zijn de kosten in de gehele verzameling berekend, waarna de kosten van de verzamelingen zijn geïndexeerd ten opzichte van de verzameling met de grootste kosten. Ten slotte zijn de verzamelingen geclusterd naar oplopend kostenexponent, zoals dat in paragraaf 4.3 staat beschreven. Hieronder staan de resultaten. De omslagpunten in relatie tot de exponenten zijn vet aangegeven. Naarmate de kostenexponent toeneemt, neemt de index van het kostenvoordeel bij milieuinnovaties sterker toe dan bij milieuverbeteringen maar het omslagpunt ligt tussen de exponenten 0,16 en 0,25. Tabel 2 Geïndexeerde kosten in verzamelingen bij milieuverbeteringen en milieuinnovaties naar de grootte van de kostenexponent Mogelijkheid I Mogelijkheid II Mogelijkheid III Mogelijkheid IV Exponent Verbeteren Innovatie Verbeteren Innovatie Verbeteren Innovatie Verbeteren Innovatie 90% 90% 10% 90% 90% 10% 10% 10% 0,06 0,68 0,86 0,97 0,86 0,68 0,99 0,97 0,99 0,16 0,60 1,00 0,60 1,00 0,96 1,00 0,96 1,00 0,25 0,97 0,76 0,97 0,99 0,72 0,76 0,72 0,99 0,50 0,87 0,54 0,99 0,54 0,87 0,97 0,99 0,97 0,81 0,86 0,57 0,98 0,57 0,86 0,97 0,98 0,97 1,46 1,00 0,33 1,00 0,33 1,00 0,96 1,00 0,96
Milieu en Innovatie
19
Bijlage nr. 2: Keuzemogelijkheden van milieutechnologie Het aantal potentiële toepassingen van milieutechnologie indiceert de verspreiding van één type milieutechnologie. Ter illustratie, bij fluoride-emissie (in Tabel 3.1) staan 8 combinaties en 6 typen milieutechnologie, aldus is het aantal potentiële toepassingen 1,3 (8/6). Weergegeven staan: de verzameling, het aantal combinaties, typen milieutechnologie en het aantal potentiële toepassingen. Gemiddeld worden er 5 typen milieutechnologie per verzameling toegepast. Bij de emissiereductie van NOx en SO2, zware metalen naar lucht en water zijn minder dan 5 typen milieutechnologie per verzameling; hier is een sterke verspreiding van milieutechnologie mogelijk. Tabel 1 Het aantal bron–milieutechnologie combinaties en typen milieutechnologie Totaal aantal Aantal typen Aantal emissiebronnen combinaties milieutechnologie per milieutechnologie Sectorale data Benzeen 13 8 2 Cadmium 4 3 1 CO2 82 30 3 Koper 4 4 1 Fijne stof 13 4 3 Fluoride 8 6 1 Fosfaat 10 3 3 Metalen lucht 13 2 7 Metalen water 16 3 5 NH3 12 5 2 NOx 102 11 9 PAK’s 6 5 1 Fenol 7 6 1 Propyleen 7 5 1 SO2 36 7 5 Styreen 15 7 2 Tolueen 20 9 2 VOS 47 15 3 Zink 6 5 1 Bedrijfsdata Cl-metaal 23 9 3 NOx chemie 256 10 26 NOx elektriciteitscentrales 100 7 14 NOx metaal 73 10 7 NOx raffinaderijen 41 3 14 SO2 chemie 56 6 9 SO2 elektriciteitscentrales 19 2 10 SO2 metaal 44 5 9 SO2 raffinaderijen 18 2 9
Milieu en Innovatie
20
Bijlage nr. 3: Emissiereductiekosten Tabel 1 Jaarlijkse emissiereductiekosten in miljoenen guldens aan de hand van empirische data, onder aanname dat de emissiereductie gedurende 15 jaar wordt gerealiseerd Perio- Ben- Cad- CO2 Fenol Fluo- Fos- Koper Meta- Meta- NH3 NOx PAK’ Propy SO2 Stof Sty- Tolu- VOS Zink Totaal Totaal de zeen mium ride faat len len s leeno (fijn) reen een excl. lucht water xide CO2 1 0 0 55 0 0 23 5 1 14 20 13 9 0 2 1 1 0 1 2 91 146 2 0 0 72 0 0 25 5 2 15 23 17 10 0 3 1 1 0 1 2 108 180 3 0 0 96 0 0 29 6 2 17 27 23 12 0 5 2 2 0 2 2 128 224 4 0 0 127 0 0 33 7 3 18 32 31 13 0 7 3 2 0 3 3 154 281 5 0 0 168 0 0 37 8 4 20 37 42 15 0 10 4 2 0 4 3 187 355 6 0 0 222 0 0 42 9 6 22 43 57 16 0 14 5 3 0 6 4 229 451 7 1 0 293 0 1 48 10 9 25 50 77 18 0 21 7 4 1 9 4 284 577 8 1 1 388 0 1 54 11 13 27 58 104 21 0 29 10 4 1 14 5 355 743 9 2 1 514 0 2 61 13 18 30 68 141 23 0 42 14 5 2 21 6 449 962 10 4 2 679 0 2 69 15 25 34 79 190 26 0 60 20 6 4 31 7 574 1254 11 8 3 899 0 4 78 17 36 37 92 257 29 0 86 27 7 8 46 8 744 1643 12 16 5 1189 0 6 89 19 52 41 107 347 32 0 123 38 9 16 68 9 977 2167 13 29 9 1574 0 8 100 22 73 45 124 469 36 0 176 54 11 32 102 10 1302 2876 14 55 16 2082 0 13 114 25 104 50 145 633 41 0 252 76 13 62 152 12 1762 3845 15 104 28 2755 0 42 129 37 148 56 169 854 46 0 360 106 15 122 227 14 2457 5212 Totaal 222 66 11113 1 79 930 206 497 451 1072 3258 347 1 1191 367 86 250 687 89 9802 20915 De kosten omvatten: afschrijvingen, rente, arbeid, energie en overige.
Milieu en Innovatie
21
Tabel 2 Emissiereductiekosten na inkoop van milieutechnologie gedurende de gehele levensduur van de milieutechnologie; aangenomen levensduur is 21 jaar, gebaseerd op 60% investering in civielbouwkundige met gebruiksduur van 25 jaar en 40% investering in electromechanische met gebruiksduur van 15 jaar Perio- Ben- Cad- CO2 Fenol Fluo- Fos- Koper Meta- Meta- NH3 NOx PAK’ Propy SO2 Stof Sty- Tolu- VOS Zink Totaal Totaal de zeen mium ride faat len len s leeno (fijn) reen een excl. lucht water xide CO2 1 0 0 1148 0 1 473 95 22 284 420 268 195 1 50 20 25 0 18 36 1909 3057 2 1 0 1519 0 2 535 108 32 314 489 362 219 1 72 28 30 0 27 41 2261 3781 3 1 1 2010 0 3 606 123 45 347 570 489 245 1 103 39 36 1 40 48 2698 4708 4 2 1 2660 0 4 687 140 65 384 663 660 275 1 147 54 43 2 59 56 3244 5904 5 4 2 3519 1 6 778 160 92 425 772 891 307 1 211 76 52 3 88 65 3935 7455 6 7 4 4656 1 9 881 182 131 470 899 1203 344 1 302 107 62 6 131 76 4818 9474 7 14 7 6161 1 14 998 207 186 520 1047 1625 386 1 432 150 75 12 196 88 5959 12120 8 26 13 8151 1 22 1131 236 265 576 1219 2194 432 1 617 210 90 23 291 102 7449 15601 9 49 22 10785 1 33 1281 269 376 637 1420 2962 484 1 883 294 108 46 434 119 9419 20204 10 93 38 14269 2 50 1451 307 535 705 1654 3999 542 1 1263 412 129 89 647 138 12055 26324 11 174 65 18880 2 76 1644 350 761 780 1926 5399 607 2 1807 577 155 175 964 160 15625 34504 12 328 113 24979 3 116 1862 399 1083 863 2242 7290 680 2 2584 808 186 342 1437 186 20525 45504 13 616 195 33050 4 177 2109 455 1540 954 2611 9843 762 2 3696 1133 223 670 2142 217 27349 60399 14 1159 337 43728 5 269 2389 519 2191 1056 3040 13290 854 2 5287 1587 267 1312 3192 252 37009 80737 15 2179 582 57856 5 879 2706 779 3116 1168 3540 17944 956 5 7563 2224 320 2571 4757 293 51589 109445 Totaal 4653 1380 233373 27 1661 19532 4329 10442 9481 22513 68421 7290 25 25019 7716 1802 5252 14423 1878 205845 439218 De aannames bij de raming zijn: de gemiddelde levensduur is 21 jaar, op basis van 60% civielbouwkundig deel in de kosten, af te schrijven in 25 jaar, en 40% electro-mechanisch deel, af te schrijven in 15 jaar en het gemiddeld aandeel van de afschrijvingen in de emissiereductiekosten van 34% op basis van de CBS-statistieken Milieukosten van bedrijven. De berekening is Vl = Cri * ti * a, waarbij Vl is verkoop; Cri jaarlijkse emissiereductiekosten; ti de gemiddelde levensduur van milieutechnologie; a is het aandeel afschrijving in emissiereductiekosten.
Milieu en Innovatie
22
Jaarlijkse O&S kosten in het milieubeheer De totale onderzoeks- en ontwikkelingsuitgaven bij de overheid en bedrijven omvatten de uitgaven die gericht zijn op milieubeheer in het algemeen, inclusief het algemeen (fundamenteel) onderzoek in diverse instellingen, zoals op universiteiten, en de uitgaven voor milieutechnologie ontwikkeling. Hieronder staan de uitgaven voor onderzoek en ontwikkeling in het milieubeheer en voor milieutechnologie voor de periode 1980 – 1996 (de recentere statistische gegevens zijn onvolledig). De gegevens zijn gebaseerd op drie CBS statistieken: Kosten en Financiering van Milieubeleid met gegevens over uitgaven van de overheid vanaf 1991, Milieukosten van bedrijven met de uitgaven van bedrijven en Statistieken voor Speur- en Ontwikkelingswerk tot 1993 met de uitgaven van de overheid ingedeeld naar het type instituut waarmee het onderscheid tussen de algemene onderzoeken naar milieubeheer en de uitgaven aan milieutechnologie kan worden gemaakt. Er is aangenomen dat de uitgaven aan de milieutechnologie ontwikkeling zowel de bedrijfsuitgaven aan milieuonderzoek omvatten als de overheidsuitgaven bij TNO en onderzoeksinstituten bij bedrijven (te vinden in de Statistieken voor Speur en Ontwikkelingswerk). De beperking in de statistieken is dat sommige gegevens ontbreken. De ontbrekende gegevens zijn geinterpoleerd en voor de recente data moeten aannames worden gedaan op basis van extrapolaties uit het verleden. Tabel 4.1 Milieuonderzoek- en ontwikkeling bij overheid en bedrijven in de nijverheid in constante prijzen van 1980, S&O is Speur en Ontwikkelingswerk (eigen schattingen met schuine letters) Jaar Totaal Overheid Nijverheid Totaal overheid en nijverheid milieu Totaal waarvan Totaal % aan Milieu Trend milieu- Trend milieuS&O derden technologie technologie investeringen (technologie) 1980=100 1980=100 1980 160 41 44 85 100 100 1981 191 59 142 167 113 83 1982 216 94 60 154 181 123 1983 212 84 66 149 176 124 1984 205 98 51 149 175 123 1985 203 93 65 158 185 125 1986 239 62 162 191 144 101 1987 278 108 75 16% 184 216 205 1988 289 85 20% 215 253 183 130 1989 296 126 107 24% 233 274 241 1990 314 120 27% 262 309 314 142 1991 324 186 153 136 33% 289 340 311 1992 335 136 30% 300 353 353 200 164 1993 350 217 153 133 23% 286 336 509 1994 375 143 22% 333 469 210 140 283 1995 393 200 126 152 24% 327 476 278 1996 416 142 20% 301 451 192 114 256
Milieu en Innovatie
23
Bijlagen bij hoofdstuk 5 Basisgegevens emissiereductiekosten De raming emissiereductiekostenfunctie op basis van de Milieubalans van het RIVM is gedaan aan de hand van gegevens over de emissiereductie van verzurende uitworp die in de Milieubalans staan. De gegevens betreffen hoeveelheid emissie van NH3, NOx en SO2 in de periode 1985, 1990, 1995, 1996, 1997, 1998 en 1999. De emissiereductie ten opzichte van 1985 is geraamd. Deze emissies zijn afkomstig van de volgende sectoren: •
handel en diensten (HDO);
•
rioolwaterzuiveringsinstallaties;
•
afvalverwerking;
•
bouw;
•
huishoudens (consumenten);
•
energiesector;
•
industrie;
•
landbouw;
•
raffinaderijen;
•
verkeer.
Er zijn geen gegevens over de toename van de fysieke hoeveelheden in de bovengenoemde sectoren. Hier wordt aangenomen een toename van fysieke hoeveelheden van 2% per jaar, maar de werkelijke toename is voor een aantal sectoren lastig te ramen. Dit geldt voor HDO, rioolwaterzuiveringsinstallaties, afvalverwerking, huishoudens en verkeer. Milieubalans geeft alleen de som van de jaarlijkse milieukosten bij de raffinaderijen en in de energiesector. Derhalve zijn de marginale emissiereductiekosten van beide tezamen berekend. De basisgegevens van de Milieubalans staan in Tabel 1.a, 1.b, 1.c en 1.d: hoeveelheid emissie per sector, emissie in miljard zuurequivalenten (mld z-eq) en jaarlijkse milieukosten. De berekening van de emissiereductie is gedaan aan de hand van de groeicijfers.
Milieu en Innovatie
24
Tabel 1.a Basisdata in de Milieubalans 1998 en 2000: emissies in miljoen kg 1985 1990 1995 1996 1997 1988 1999 NH3 HDO 0,3 0,5 0,5 0,5 RWZI en riolering Afval Bouw 0,1 0,1 Consumenten 9 6,6 6,7 6,7 6,7 Energiesector Industrie 8 4,7 4,1 4 4,2 Landbouw 238,7 219,5 140,9 140,5 139,6 160 160 Raffinaderijen Verkeer Totaal 255,7 231,1 152,3 151,8 151 10 10 NOx HDO 14,3 11,6 8,1 10,1 8,4 RWZI en riolering 0,3 0,3 0,5 Afval 4,4 4,7 3 1,7 2,2 Bouw 1 0,7 0,5 0,6 0,5 Consumenten 26 21,7 23,4 26,9 23 Energiesector 88,3 79,8 58,1 54,3 39,7 45 41 Industrie 85 79,3 61,22 63,3 62,6 61,4 58,3 Landbouw 5,7 8,6 10,3 10,3 10 Raffinaderijen 20,4 19,9 17,7 17 16,2 Verkeer 342,6 353 314,8 301,7 291,2 280 270 Totaal 587,7 579,3 497,42 486,2 454,3 33,6 50,7 SO2 HDO 3,5 1,5 3,1 0,5 0,4 RWZI en riolering 0,7 0,7 1,4 Afval 3,1 4,6 0,5 0,3 0,4 Bouw 2 0,5 0,9 0,8 0,5 Consumenten 1,9 1,2 0,8 0,7 0,6 Energiesector 66,5 44,9 16,7 19,1 15,1 11,5 9,6 Industrie 68 52,7 29,8 29,9 31,1 69,3 65,1 Landbouw 0,5 0,4 0,3 0,3 0,3 Raffinaderijen 86,7 66,9 61,2 54,8 51 Verkeer 26 29,3 31 27,9 23,5 23 23 Totaal 258,2 202 145 135 124,3 3,2 9,3
Milieu en Innovatie
25
Tabel 1.b Basisdata in de Milieubalans 1998 en 2000: verzuring in miljard zuurequivalenten 1985 1990 1995 1996 1997 1988 1999 HDO 0,4 0,3 0,3 0,3 0,2 RWZI en riolering 0 0 0,1 Afval 0,2 0,2 0,1 0 0,1 Bouw 0,1 0 0 0 0 Consumenten 1,2 0,9 0,9 1 0,9 Energiesector 4 3,1 1,8 1,8 1,3 1 1 Industrie 4,4 3,6 2,5 2,5 2,6 3,5 3,5 Landbouw 14,2 13,1 8,5 8,5 8,4 10 10 Raffinaderijen 3,2 2,5 2,3 2,1 1,9 Verkeer 8,3 8,6 7,8 7,4 7,1 7 7 Totaal 36 32,3 24,2 23,6 22,6 1,5 1,5 Energrie en 7,2 5,6 4,1 3,9 3,2 Raffinaderijen jaargroei 1985 1990 1995 1996 1997 1998 1999 HDO 0,02 0,4 0,4 0,5 0,5 0,5 0,7 1,0 RWZI en riolering -0,002 0,0 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,0 (*) Afval (**) 0,08 0,2 0,3 0,4 0,5 0,5 0,6 0,8 Bouw (***) 0,09 0,1 0,2 0,2 0,2 0,3 0,3 0,3 Consumenten 0,02 1,2 1,3 1,5 1,5 1,5 1,6 1,6 Energiesector 0,02 Industrie 0,02 4,4 4,9 5,4 5,5 5,6 5,7 5,8 Landbouw 0,02 14,2 15,7 17,3 17,7 18,0 18,4 18,7 Raffinaderijen Verkeer 0,03 8,3 9,6 11,2 11,5 11,8 12,2 12,6 Totaal Energie en 0,02 7,2 7,9 8,8 9,0 9,1 9,3 9,5 Raffinaderijen (*) Groei aan de hand van bruto lozing zuurstofbindende stoffen 1985-1990 (**) Groei aan de hand van kosten afval (***) Groei aan de hand van bruto opbrengst bouwnijverheid 1990-1995
Milieu en Innovatie
26
Tabel 1.c Basisdata in de Milieubalans 1998 en 2000: reductie van verzuring en kosten 1985 1990 1995 1996 1997 1998 1999 Emissiereductie in miljard zuurequivalenten HDO 0,0 0,1 0,2 0,2 0,3 0,7 1,0 RWZI en riolering 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Afval 0,0 0,1 0,3 0,5 0,4 0,6 0,8 Bouw 0,0 0,2 0,2 0,2 0,3 0,3 0,3 Consumenten 0,0 0,4 0,6 0,5 0,6 3,3 7,8 Energiesector Industrie 0,0 1,3 2,9 3,0 3,0 26,6 173,0 Landbouw 0,0 2,6 8,8 9,2 9,6 263,7 4555,4 Raffinaderijen Verkeer 0,0 1,0 3,4 4,1 4,7 103,1 1162,0 Totaal 0,0 8,0 21,0 22,7 24,9 473,3 6570,4 Energie en 0,0 2,3 4,7 5,1 5,9 74,9 670,1 Raffinaderijen Totale emissiereductiekosten in miljoen gulden prijspeil 1980 HDO 29 13 31 26 27 27 30 RWZI en riolering 0 0 0 0 0 0 0 Afval 0 0 5 5 4 5 5 Bouw 2 2 5 5 5 5 5 Consumenten 2 5 37 43 48 101 101 Energiesector 107 436 743 848 872 499 479 Industrie 159 163 186 233 267 477 510 Landbouw 2 5 354 397 358 323 318 Raffinaderijen Verkeer 119 716 606 625 637 369 395 Totaal 420 1340 1967 2182 2218 1806 1843 Energiesector 107 436 743 848 872
Milieu en Innovatie
27
Tabel 1.d Emissiereductie en emissiereductiekosten van verzurende uitworp in Nederland 1990 1995 1996 1997 1998 1999 Emissiereductie percentage HDO 32% 38% 40% 61% 100% 100% RWZI en riolering 0% Afvalverwerking 33% 77% 100% 81% 100% 100% Bouw 100% 100% 100% 100% 100% 100% Consumenten 32% 38% 33% 41% 100% 100% Energiesector 0% 0% 0% 0% 0% 0% Industrie 26% 53% 54% 53% 39% 40% Landbouw 16% 51% 52% 53% 46% 47% Raffinaderijen 0% 0% 0% 0% Verkeer 11% 30% 36% 40% 43% 44% Totaal 20% 46% 49% 52% 95% 95% Energie en Raffinaderijen 30% 53% 56% 65% 100% 100% Marginale Emissiereductiekosten HDO 92 165 132 88 52 57 RWZI en riolering Afvalverwerking 15 10 10 9 8 Bouw 13 22 20 19 17 16 Consumenten 12 66 87 77 65 64 Energiesector Industrie 130 65 78 90 218 221 Landbouw 2 40 43 37 39 36 Raffinaderijen Verkeer 701 181 153 135 71 71 Totaal 167 94 96 89 64 63 Energie en Raffinarderijen 186 159 168 147 In 1999 is een gemiddeld emissiereductiepercentage van 40% tot 60% ten opzichte van 1985 bereikt, met uitzondering van verkeer (de berekeningen voor de bouw zijn onbetrouwbaar). Bij een aantal bronnen zijn de marginale emissiereductiekosten gedaald ten opzichte van 1995: handel, afvalverwerking, bouw en verkeer. Bij consumenten, landbouw, energie en raffinaderijen zijn de kosten min of meer constant maar bij de industrie zijn ze toegenomen. Dit laatste komt niet overeen met de berekeningen op basis van de data van het Centraal Bureau voor de Statistiek die tot 1996 zijn geraamd.
Milieu en Innovatie
28
Basisgegevens voor verzuring in de CBS-statistieken, Tabel A tot en met H. Basisgegevens voor de ramingen van de emissiereductiekosten van NOx en SO2 in enkele industriële sectoren voor de periode 1980-1996. De geschatte gegevens zijn cursief weergegeven. Achtereenvolgens staan: •
Tabel A geeft de hoeveelheid SO2-emissie in mln kg;
•
Tabel B de hoeveelheid NOx-emissie in mln kg;
•
Tabel C geeft de opschaling van emissie op basis van productiestatistieken voor raffinaderijen, chemie en basismetaal;
•
Tabel D de jaarlijkse milieuinvesteringen en milieukosten in deze sectoren;
•
Tabel E de toegevoegde waarde in deze sectoren;
•
Tabel F de milieuinvesteringen en milieukosten in de voedingsmiddelenindustrie, raffinaderijen en de chemische industrie;
•
Tabel G emissie van de zuurstofbindende stoffen in de voedingsmiddelenindustrie alsmede van raffinaderijen en chemische industrie tezamen;
•
Tabel H de productie in de voedingsmiddelenindustrie voor de materialenindex.
Milieu en Innovatie
29
Tabel A Emissie SO2 (*) mln kg Jaren
Raffinaderijen Chemie Basismetaal Energie Totaal Totaal Totaal verbranding proces totaal verbranding Proces totaal verbranding proces totaal verbranding proces totaal sectoren stat.bron(**) Nederland 1980 0,1 84 26 56 26 28 279 84 30 2 279 1981 92 92 24 50 2 21 214 214 374 0 26 19 1982 100 0 100 18 26 44 2 12 14 149 149 304 1983 98 26 39 15 118 98 0 13 3 12 118 1984 95 96 9 32 3 14 86 86 213 1 23 12 1985 70 72 10 30 3 14 83 83 2 20 11 1986 66 69 16 34 5 15 72 72 184 3 18 11 1987 66 70 16 31 4 14 71 71 182 4 15 10 1988 70 75 27 39 4 14 72 72 196 5 12 9 1989 71 30 15 59 65 6 20 10 6 9 59 1990 60 8 68 13 7 20 7 8 16 45 0 45 148 173 202 1991 50 9 59 8 5 14 7 8 15 34 0 34 122 142 173 1992 48 11 59 11 4 15 5 8 12 30 0 30 117 141 172 1993 52 11 63 9 3 13 4 8 12 20 0 20 108 133 164 1994 49 10 59 9 4 13 4 8 13 16 1 17 101 115 148 1995 51 10 61 7 4 11 5 7 12 16 0 16 101 114 145 1996 45 10 55 9 5 13 1 10 11 19 0 19 98 107 135 1997 41 10 51 10 5 15 1 10 11 15 0 15 91 101 125 (*) Bij metaal intrapolatie procesemissie tussen 1982 en 1990 (**) Incl. bouw, huishoudens, ruimteverwarming
Milieu en innovatie
30
Tabel B Emissie NOx (*) mln kg Jaren
Raffinaderijen Chemie Basismetaal Energie Totaal Totaal Totaal verbranding proces totaal verbranding proces totaal verbranding proces totaal verbranding proces totaal sectoren stat.bron(*) Nederland 1980 0 18 23 44 2 6 90 158 201 201 18 21 5 90 1981 20 20 22 44 5 6 85 85 155 194 194 0 22 1 1982 22 0 22 24 22 45 4 1 6 80 80 153 187 187 1983 14 30 53 9 81 157 188 188 22 -7 23 5 4 81 1984 21 15 22 49 5 9 82 82 155 188 188 -6 27 4 1985 19 14 24 48 6 9 83 83 154 181 181 -5 24 3 1986 17 13 21 43 9 11 89 89 156 174 174 -4 22 2 1987 20 17 22 41 8 10 91 91 159 198 198 -3 19 2 1988 21 19 23 39 8 9 94 94 162 198 198 -2 16 1 1989 20 39 9 87 154 212 212 21 -1 26 14 8 1 87 1990 20 0 20 28 11 39 8 0 9 79 1 80 148 226 226 1991 20 0 20 28 9 37 9 0 9 71 1 72 139 215 567 1992 18 0 18 24 8 32 9 0 9 73 1 74 133 214 555 1993 18 0 18 21 8 29 9 0 9 68 1 69 125 207 534 1994 17 0 17 24 6 30 9 0 9 61 0 61 117 189 509 1995 18 0 18 22 6 28 9 1 10 58 0 58 114 183 496 1996 17 0 17 22 9 31 3 7 10 54 0 54 112 184 487 1997 16 0 16 21 10 31 3 7 10 40 0 40 97 163 454 (*) Incl. bouw, huishoudens, ruimteverwarming
Milieu en innovatie
31
Tabel C Producten op basis van CBS Statistisch zakboek Jaren Raffinaderij, mln ton Totaal Trend Chemie, mld gulden(*) mln ton Trend Metaal, mln ton Totaal Trend Nafta Benzine Gas- en Stookolie Anor- Orga- Kunst- Ben- Ammo- Ammo Totaa Ruw ijzer Ruw staal diesel ganisch nisch mest zeen nia, nia, l product product primair technisch markt 1980 3,6 9,1 17,5 17,0 47,3 100,0 2,3 4,1 100,0 4,3 5,7 10,1 100,0 1981 6,2 7,3 14,0 14,6 42,0 88,7 2,2 3,9 96,8 4,6 5,5 10,1 100,2 1982 6,7 8,7 13,6 13,4 42,4 89,5 2,0 3,6 88,4 3,6 4,4 8,0 79,3 1983 8,0 9,2 14,4 15,6 47,2 99,6 1,0 2,1 0,6 3,8 93,2 3,7 4,5 8,2 81,8 1984 7,5 9,9 16,1 15,5 49,0 103,4 1,1 2,8 1,0 4,9 120,6 4,9 5,7 10,7 106,1 1985 5,9 10,2 14,9 12,9 43,9 92,7 1,0 2,9 1,2 5,1 125,3 4,8 5,5 10,3 102,8 1986 7,8 12,7 19,7 14,1 54,2 114,6 1,0 2,7 1,2 4,8 118,5 4,6 5,3 9,9 98,6 1987 8,6 12,7 17,9 13,8 53,1 112,2 1,2 2,7 1,4 5,3 129,6 4,6 5,1 9,7 96,0 1988 11,0 12,4 18,4 14,3 56,2 118,6 1,2 3,3 1,4 5,9 144,6 5,0 5,5 10,5 104,5 1989 10,8 12,7 17,4 14,1 54,9 116,1 1,3 3,5 1,4 6,2 151,7 5,2 5,7 10,8 107,8 1990 10,1 13,5 15,6 13,3 52,6 111,0 1,3 3,9 1,7 6,9 170,2 5,0 5,4 10,4 103,2 1991 9,8 13,6 17,6 14,5 55,4 117,0 1,2 3,7 1,6 6,5 160,4 4,7 5,2 9,9 98,1 1992 10,3 13,8 18,4 15,0 57,5 121,4 1,3 3,1 1,1 5,6 137,4 4,8 5,4 10,3 102,3 1993 9,0 16,0 19,3 15,1 59,4 125,5 1,6 9,0 8,9 5,4 6,0 11,4 113,4 19,5 142,0 1994 10,1 16,1 19,7 13,8 59,7 126,0 1,5 11,4 9,4 5,4 6,2 11,6 115,4 22,3 162,8 1995 11,8 16,1 21,0 14,0 62,9 132,8 1,6 13,5 11,2 5,5 6,4 11,9 118,7 26,3 191,5 1996 11,9 16,0 22,3 14,5 64,7 136,6 1,8 12,1 10,4 5,5 6,3 11,9 118,1 24,3 176,9 1997 12,2 15,3 21,9 14,5 63,9 135,0 2,0 14,0 12,3 5,8 6,6 12,4 123,8 28,3 206,3 (*) tot 1993 in kg, daarna in guldens
Milieu en innovatie
32
Tabel D Investeringen en kosten van emissiereductie (data tot 1996) Jaren Investeringen luchtverontreiniging Totaal Totaal Jaren sectoren nijver heid Raffinader. Chemie Basismetaal Nutsbedrijven 1980 34 30 35 28 127 1980 1981 61 30 80 62 233 1981 1982 8,6 37,9 132,8 49,3 228,6 244,8 1982 1983 6,8 36,2 85 5,4 133,4 154,4 1983 1984 14,8 22,8 65,6 62 165,2 200,2 1984 1985 39,6 55,8 39,6 132,5 267,5 326,6 1985 1986 235,3 47,8 14,1 38,6 335,8 385 1986 1987 107,6 348,2 550,95 585,7 1987 80,35 14,8 1988 41,2 112,9 207,9 377,5 423,3 1988 15,5 1989 15,4 158 16,9 192,7 383 412,6 1989 1990 82,9 173,4 82,9 32 371,2 465,3 1990 1991 22,8 125 81,4 1,8 231 419,9 1991 1992 24,2 125 27,8 28,6 205,6 397,4 1992 1993 61,7 150,5 6,7 215,8 434,7 521,2 1993 1994 91,8 105 3,6 709,7 910,1 1065,3 1994 1995 13 165,9 9,7 7,2 195,8 337,2 1995 1996 26,8 114,8 27,2 208,2 377 506,8 1996
Milieu en innovatie
Jaarlijkse kosten luchtverontreiniging Raffinader. Chemie Basismetaal Nutsbedrijven 38 75 95 9 41 80 106 25 44 83 128 35 43 84 145 38 48,4 88,3 163,2 51,2 63,7 91,6 170,4 66,7 84,2 91,7 156,2 86,3 110,6 95,2 146,3 126,4 121,4 104,1 146,5 174,4 125,4 119,2 151,3 216 130,1 137,3 155,2 232,2 137,2 163 157,6 234,9 140,2 185,7 140,2 223,9 144,2 208,4 127 242,4 160,1 233,2 109 345 156,5 241,4 91,7 371,7 136,9 252,7 79,4 383,2
Totaal Totaal sectoren nijverheid 217 252 290 310 351,1 392,4 418,4 478,5 546,4 611,9 654,8 692,7 690 722 847,3 861,3 852,2
419,5 496,5 428,7 367,1 399,9 448,9 480 544,3 620,1 701,4 756,7 815,2 835,2 889,5 1.044,8 1.066,7 1.076,4
33
Tabel E Productiewaarde en toegevoegde waarde, raffinage in 1980-1982 op basis van hoeveelheidsindex Jaren
Productiewaarde in miljoen guldens
1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996
Raffinad. Chemie Basismet. Industrie Raffinad. Chemie Basismet. Industrie Raffinad. Chemie Basismet. Industrie (*) (*) (*) 30904 28892 9484 181025 11516 85700 35400 870400 1224 7037 2578 53611 25033 34217 10015 194460 9328 86194 33591 838098 991 7627 2544 55228 25960 32949 9298 197150 9673 84436 32411 796961 1028 6829 2594 56464 27505 37296 8997 203006 10249 83263 31140 761080 1089 8986 2850 60491 29855 43334 10678 224546 9769 83146 29906 749946 1186 11009 3509 64118 28403 44878 10555 269089 9673 84523 30447 737778 1911 10979 3431 65515 20675 36940 8840 240291 9512 86724 30407 748856 2872 11427 3051 69848 19370 38817 8001 236826 9292 87743 30023 755203 1279 12904 2935 70808 18278 43903 9555 250485 8876 89050 29617 755888 1687 15950 3719 77133 23546 46534 10946 274997 8540 89106 28821 769977 1915 15009 2114 80489 21461 45680 9620 280206 8222 89532 28176 782671 2234 13543 3442 82263 20771 43153 8858 283211 8240 88732 27892 784798 2556 12107 3106 83220 17291 41217 8390 277514 7349 86880 29580 765848 1622 11470 3053 83521 19023 40584 7874 266635 7586 79333 26605 724376 2548 11429 3001 82343 18184 45826 9045 277991 7210 76407 25966 693870 2130 14984 3565 88443 17518 51493 10477 296860 6984 73009 25994 681091 1945 16945 4047 91276 22466 51063 9696 306091 6812 71547 24626 666484 2468 14878 3522 91679
Milieu en innovatie
Werknemers, absoluut
Toegevoegde waarde in miljoen guldens
34
Tabel F Milieuinvesteringen en kosten in water in de voedingsmiddelenindustrie, raffinaderijen en chemische industrie, kosten in miljoen guldens Milieuinvesteringen waterzuivering Milieukosten bedrijven Voeding Totale kosten Heffingen, rioolrechten, Eigen activiteiten leges Voeding Chemie Raffina- Raff. En Totale Heffing Eigen Raff. Chemie Raff. en Raff. Chemie Raff .en Raff. Chemie Raff. en derijen Chemie kosten Riool- activiteit Chemie Chemie Chemie rechten, leges 1980 120 51 37 88 166 75 91 50 200 250 7 52 59 43 148 191 1981 66 23 26 48 193 86 107 58 214 272 6 67 73 52 147 199 1982 26 204 25 229 195 95 100 61 234 295 6 67 73 55 167 222 1983 47 52 7 59 208 95 112 67 241 308 7 51 58 60 190 250 1984 30 56 15 71 117 54 214 268 1985 30 56 27 83 114 55 223 278 1986 33 48 122 170 112 63 201 265 1987 21 (*) 69 19 88 108 72 187 259 1988 31 (*) 90 28 118 102 73 183 257 1989 46 112 19 131 102 73 183 257 1990 146 379 10 389 107 74 195 269 1991 41 124 38 163 117 71 322 393 1992 43 89 18 108 121 72 353 425 1993 53 70 11 81 128 81 348 429 1994 29 66 5 72 141 84 365 450 1995 51 129 3 132 141 78 364 442 1996 48 50 2 52 147 68 363 431 (*) bij gebrek aan data eigen schatting op basis van extrapolatie
Milieu en innovatie
35
Tabel G Zuurstofbindende stoffen gemeten in inwonersequivalent in voedingsmiddelenindustrie, chemie en raffinaderijen tezamen 1000 inwonersequivalenten Miljoen inwonersequivalenten Voedingsmiddelen- Raffinaderijen en Voedingsmiddelen- Raffinaderijen en industrie Chemische industrie industrie Chemische industrie CBS, Waterkwaliteit 1a CBS, Statistisch zakboek 1975 9852 2801 9,5 1976 8,0 1977 6,8 1978 6,8 1979 6,4 1980 5616 2394 5,6 1981 5,8 1982 4,8 1983 4,3 1984 3,6 1985 3430 1344 3,4 1986 3,8 1987 3,8 1988 3,5 1989 3293 1128 3,3 1990 3288 1095 3,3 1991 2129 923 2,1 1992 2042 897 2,1 1993 1954 871 2,0 1994 1953 875 2,0 1995 1665 601 1,7 1996 1616 603 1,6
Milieu en innovatie
2,8 3,0 2,8 2,4 2,4 2,4 2,2 2,0 1,5 1,4 1,3 1,5 1,4 1,3 1,1 1,1 0,9 0,9 0,9 0,9 0,6 0,6
36
Tabel H Producten voor productieindex voor de voedings- en genotmiddelenindustrie, index voor 1995 en 1996 is eigen schatting Voedings- en genotmiddelenindustrie Eetbare Melk en Vlees Aardap- Frisdrank, Totaal Trend olie en vet zuivelpelen bier,wijn produkten 1980 29,3 150,6 73,5 83 162,9 499,3 1981 28,8 148,6 74,9 83 166,9 502,2 1982 28,8 150,6 73,7 83 161,1 497,2 1983 28 151,4 71,2 83 166,9 500,5 1984 28,5 149,1 73,8 82 163,2 496,6 1985 28,8 147,9 77,3 83 166 503 1986 29 147,8 76,3 84 168,9 506 1987 28,9 146,4 80,4 83 165,6 504,3 1988 28 145,1 81,5 85 172,8 512,4 1989 29 145,9 81,3 83 184,9 524,1 1990 28,8 147,9 77,3 83 166 503 1991 29,1 146,4 84 87 191,5 538 1992 29 127,8 82,7 83 196,9 519,4 1993 29 135,5 87,5 83 189,2 524,2 1994 28,6 134,4 86,4 84 194,7 528,1 1995 1996
Milieu en innovatie
100 100 100 100 99 101 101 101 103 105 101 108 104 105 106 107 107
37
Bijlage nr. 2: Basisgegevens DESC model In het model zijn opgenomen: de emissiereductiedoelstellingen als percentage ten opzichte van 1990 en de marginale emissiereductiekosten. De aanname is dat de marginale emissiereductiekosten exponentieel toenemen, maar dat de toename wordt beperkt door het leerproces waardoor de marginale emissiereductiekostenfunctie afvlakt. Een vereenvoudigde berekening is aan de hand van uitsluitend de hoogste marginale emissiereductiekosten, ervan uitgaande dat een maximale emissiereductie moet worden behaald en dat de emissiereductiekostenfunctie horizontaal is. In Tabel 1 staan de hoogste marginale emissiereductiekosten van de verzamelingen die in hoofdstuk 3 zijn beschreven. Hierbij is rekening gehouden met de kostenbesparende milieutechnologische vooruitgang van 3% per jaar gedurende 15 jaar. De hoogste marginale emissiereductiekosten dalen hierdoor met 64% (oftewel 1/1,0315). Daardoor vlakken bijna alle kostenfuncties af. Alleen in de verzamelingen met zeer grote kostenexponenten is de kostendaling onvoldoende om de functies af te vlakken: benzeen, fenol, zink, fluoride, koper en cadmium. Als een technologische vooruitgang van 4% per jaar wordt aangenomen dan vlakken alle emissiereductiekostenfuncties af. Daarnaast zijn opgenomen de gemiddelde kosten van de afvalverwijdering onder invloed van strenge milieueisen voor hergebruik en de gemiddelde kosten van de biologisch afbreekbare stoffen per kilogram chemisch zuurstofverbruik (CZV). In de tabel staan: de huidige benodigde emissiereductie, de marginale emissiereductiekosten zonder en met verbeteringen, de emissiereductie bij strenge milieueisen (no effect level) en de daarbij behorende marginale emissiereductiekosten met en zonder verbeteringen. De marginale emissiereductiekosten onder de bovengenoemde aannames, maar uitgesplitst per sector, staan Tabel 2 en 3 weergegeven. De volgende sectoren zijn opgenomen: landbouw; voedingsen genotmiddelenindustrie; leer- en textielindustrie; hout-, druk-, papierindustrie; raffinaderij, inclusief winning; chemische industrie; basismetaal; metaalindustrie, inclusief elektrotechnische industrie en apparatenbouw; elektriciteitproductie; bouw, inclusief bouwmaterialen; diensten; distributie, inclusief op- en overslag; goederentransport; personenvervoer; huishoudens; algemeen.
Milieu en innovatie
38
Tabel 1 Samenvatting van milieueisen in emissiereductiepercentage en hoogste marginale emissiereductiekosten in guldens per kg emissiereductie. Vet aangegeven data worden gebruikt. Aanname: technologische Beperkte Kosten, excl. Kosten, incl. Vergaande Kosten, excl. Kosten, incl. vooruitgang is 3% per jaar milieueis verbeteringen verbeteringen milieueis verbeteringen verbeteringen gedurende 15 jaar Benzeen lucht 55% 2 2 2143 66% 1296 Cadmium
lucht
30%
325
291
66%
125000
80233
CO2
lucht
47%
0,001
0,001
59%
2,5
2
Fenol
lucht
13%
2
2
39%
115
74
Fluoride
lucht
1%
3
3
32%
1500
963
Fosfaat
38%
4
4
97%
148
95
Koper
water en bodem water
4%
165
148
35%
2734
1755
Metalen lucht
lucht
0%
178
172
98%
2600
1669
Metalen water
water
34%
24
23
72%
1333
856
NH3
lucht
13%
4
4
62%
31
20
NOx
lucht
15%
0,15
0,1
77%
51
33
40%
183
170
85%
1785
1145
20%
2
2
73%
58
37
0%
0,5
0,5
87%
8
5
PAK’s
lucht en water Propyleenoxide lucht en water SO2 lucht Stof (fijn)
lucht
2%
1
1
72%
20
13
Styreen
lucht
13%
2
2
79%
76
49
Tolueen
lucht
3%
0,07
0,1
41%
1000
642
VOS
lucht
38%
1
1
73%
12
8
Zink
water
27%
99
92
80%
7341
4712
water (*)
75%
0,72
85%
0,9
0,8
Industrieel, kantoor
100%
0,25
100%
0,35
Organisch
100%
0,08
100%
0,25
Huishoudelijk
100%
0,25
100%
0,45
Gevaarlijk
100%
1,2
100%
1,75
Klein chemisch
100%
3
100%
5,5
Overige Biologisch afbreekbare Afval (per kg)
(*) per kg Chemisch Zuurstofverbruik (COD)
Milieu en innovatie
39
Tabel 2 Doelstelling van emissiereductie 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 Emissiereductie Land- Voe- Leer, Druk., Raffin. Chemie Basis- Metaal Elektr. Bouw- Dien- Distri. Goed. Pers. Huis- Afval- Overig Algebouw ding. textiel papier winn. metaal appar. product mater. sten oversl. transp. verv. houd. verw. meen Benzeen 57% 19% 27% 85% 35% 90% 66% Cadmium 98% 53% 82% 66% Cl organisch 90% 83% 83% CO2 54% 49% 50% 52% 66% 50% 62% 60% 70% 50% 40% 50% 50% 60% 50% 59% COD 100% Fenol 39% 39% Fijne stof 99% 70% 51% 77% 77% 90% 72% Fluoride 5% 26% 90% 32% Fosfaat 80% 90% 90% 90% 65% 97% Koper 83% 40% 55% 100% 35% Metaal lucht 80% 80% 80% 80% 100% 100% 100% 98% Metaal water 53% 54% 93% 70% 51% 75% 75% 96% 72% NH3 49% 44% 50% 62% Nitraat 58% 83% NOx 38% 73% 85% 89% 88% 87% 75% 88% 92% 52% 63% 51% 79% 77% 84% 77% Pesticiden 90% 50% PAK’s 65% 80% 90% 99% 85% Propyleenoxide 73% 73% SO2 55% 71% 70% 70% 84% 72% 73% 70% 95% 78% 68% 41% 41% 60% 70% 87% Styreen 94% 90% 79% VOS 70% 31% 70% 64% 69% 83% 60% 54% 69% 90% 41% 73% Tolueen 58% 37% 20% 21% 99% 42% 52% 92% 41% Zink 95% 40% 84% 80% Huishoudelijk afval 100% 100% 100% Organisch afval 100% 100% 100% Gevaarlijk afval 100% 100% Klein chemisch afval 100% 100% Anorganisch afval 100% 100% 100%
Milieu en Innovatie
40
Tabel 3 Marginale emissiereductiekosten in guldens per kilogram emissiereductie 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 Land- Voe- Leer, Druk, Raffin. Chemie Basis Metaal Elektr. Bouw- Dien- Distri. Goed. Pers. Huis- Afval- Overig Algemeen bouw ding. textiel. papier win metaal appar. product mater. sten oversl. transp verv. houd. verw. Benzeen 20 16 52 1376 33 1077 1.376 Cadmium 325 50000 80233 80.233 Cl organisch 7 110 258 258 CO2 1,04 1,88 -0,09 0,10 0,06 0,95 0,07 0,17 0,29 0,03 0,44 0,15 0,01 0,75 -0,04 1,9 COD 0,9 Fenol 115 115 Fijne stof 4 11 6 5 322 2 322 Fluoride 450 963 96 963 Fosfaat 11 8 12 18 95 95 Koper 1284 1156 1755 1.755 Metaal lucht 1368 1404 625 1078 179 179 1668 1.668 Metaal water 134 719 24 361 691 558 856 702 856 NH3 21 15 9 21 Nitraat 3 5 NOx 19 19 15 14 5 14 15 19 8 14 14 7 11 33 28 33 Pesticiden 10 10 PAK’s 500 183 652 1145 1.145 Propyleenoxide 37 37 SO2 3.3 1,6 1,65 1,54 1,4 1,37 1,45 1,87 1,01 3,4 2,67 2,67 4,6 4,1 1,83 4,6 Styreen 76 1184 1.184 VOS 1 10 3 2 10 18 3 7 10 3 10 10 Tolueen 1 11 347 100 17 111 642 419 642 Zink 99 4712 2781 4.712 Huishoudelijk afval 0,45 0,25 0,25 Organisch afval 0,51 0,05 0,05 Gevaarlijk afval 1,33 1,33 Klein chemisch afval 5,00 5,00 5.00 Anorganisch afval 0,03 0,36 0,36 0,36
Milieu en Innovatie
41
Bijlage nr. 3 Voorbeeldraming met DESC De berekening met DESC staat hieronder toegelicht aan de hand van een rekenvoorbeeld van diesel in vergelijking met raapzaadmethylester (RME) [Heijnes et.al., 1996]. De verekeningen vertonen afwijkingen ten opzichte van de oorspronkelijke bron door de herijking van kosten. De achtergrond van de studie naar RME is de politieke wens om marktmogelijkheden voor landbouwproducten te vergroten, waaronder een substituut voor diesel. Enkele Europese landen (onder meer Frankrijk, Italië en later ook Duitsland en Oostenrijk) hebben aangekondigd dat ze RME als autobrandstof van accijns vrij zullen stellen. Het argument hiervoor is dat raapzaadteelt CO2 opneemt waarmee een bijdrage aan de vermindering van het broeikaseffect wordt geleverd. Daar tegen is aangevoerd dat RME veel duurder is, andere schadelijke emissie veroorzaakt en bovendien veel ruimte in beslag neemt. Met behulp van de milieukundige life cycle costing is nagegaan in hoeverre CO2-emissiereductie dankzij RME als brandstof milieueconomisch aantrekkelijk is, dat wil zeggen: in hoeverre er kostenvoordelen ten opzichte van diesel worden behaald indien aan de levensloop van deze producten strenge milieueisen worden gesteld, met name wat betreft CO2-emissie. Als er per saldo kostenvoordelen in de levensloop kunnen worden behaald dan is RME als autobrandstof een aantrekkelijke milieuinnovatie om CO2 emissiereductie te bereiken. Voorts is nagegaan wat de belangrijkste aandachtspunten zijn voor milieuinnovatie in de keten van RME en diesel. Hier gaat het om emissies terwijl het ruimtebeslag door diesel en RME buiten beschouwing is gelaten. Alleen de productie- en gebruiksfasen zijn meegenomen. Er is aangenomen dat de distributie van RME en diesel, vanaf de fabriek tot en met de pomp, vergelijkbaar is. Derhalve zijn deze materialenstromen en de daaraan verbonden kosten niet meegenomen. RME en diesel kunnen worden gebruikt voor verbranding in de automotor. De raming gaat uit van 253.000 kilometrage gedurende de levensduur van één auto. Productiekosten, exclusief kosten bij strenge milieueisen De kosten van diesel en RME op basis van een autokilometrage van 253.000 en uitgaande van de geldende milieueisen in het jaar 1990 zijn samengevat in Tabel 1. De huidige productiekosten per stap zijn niet bekend. Derhalve zijn alleen de totale productiekosten weergegeven. De productiekosten van diesel zijn veel lager dan die van RME: 0,24 tot 0,29 gulden per kg diesel ten opzichte van 0,98 tot 1,2 gulden per kg RME. De distributiekosten per kilogram product zijn verondersteld gelijk te zijn. De productiekosten van RME zijn ruim vier keer zo hoog als de productiekosten van diesel. De gebruikers moeten ook belasting betalen. De belastingen bij diesel zijn de accijns van totaal circa 1,1 gulden per liter; bij RME is er alleen BTW waardoor de belasting slechts 0,2 gulden per liter is. Als gevolg van de verschillen in belastingen zijn de kosten van RME voor de gebruiker lager dan de kosten van diesel
Milieu en Innovatie
42
(dit is ook de situatie in het jaar 2002, bijvoorbeeld bij de pompen in Duitsland). De kosten inclusief en exclusief belastingen zijn in Tabel 1 samengevat. Tabel 1 Indicatie van de kosten van diesel en RME op basis van Friedriech et al., 1993 Diesel Brandstofgebruik, kg per km Kilometrage levensduur Brandstofgebruik levensduur in kg Dichtheid in kg/l Productiekosten in guldens per kg Productiekosten in de levensduur in guldens Belastingen op verkoop in guldens per kg Belastingen totaal over de levensduur in guldens Kosten in de levensduur inclusief belasting in guldens
RME 0,054 253000 13623 0,84 0,24 3270 1,31 17840 21109
0,056 253000 14168 0,88 0,98 13929 0,22 3059 16988
Bij een aanscherping van de milieueisen moet er zowel bij RME als bij diesel extra emissiereductie plaatsvinden, die beide extra kosten met zich meebrengt. Achtereenvolgens worden in de Tabel 1.a tot en met 1.d de emissie en emissiereductiekosten bij de productie van RME en diesel en vervolgens in het gebruik ervan weergegeven. Emissie en emissiereductiekosten bij productie van RME De productie van RME omvat drie stappen: raapzaadteelt, extractie van het zaad tot raapzaadolie en esterificatie tot RME. Zes studies zijn gebruikt om de materiaalstroom in de levensloop van RME te bepalen [NRLO, 1990; Fredrich et al., 1993; Oegema, 1994; EC, 1994; Stenim, 1995; Hennis et.al., 1996]. Er zijn forse verschillen in de data. De in- en uitgaande materiaalstromen voor de teelt van raapzaad staan per stap in Tabel 1.a, voor de extractie van raapzaad in Tabel 1.b, voor de esterificatie van raapzaadolie tot RME in Tabel 1.c en in Tabel 1.d staan ramingen van de emissiereductiekosten bij de productie van RME indien strenge milieueisen worden gesteld. Studies naar raapzaadteelt geven verschillen in data over bemesting en bestrijdingsmiddelen en gemiddelde oogst per hectare.
Milieu en Innovatie
43
Tabel 1.a In- en uitgaande materialen voor raapzaadteelt per ton RME (materialen toegerekend aan RME) Alle gegevens zijn per ton RME Gemiddelde raapzaad oogst
kg/ha
NRLO, 1990 Friedrich, 1993 3500
Oegema, Stenim, EC 1994, Hennis, 1994 1994 1995 3700 2500 2700 2780
Ingaande materialen N
kg
142
120
101
140
99
Fosfaat
kg
32
101
60
42
K
kg
K2O
kg
75
120
31
CaO
kg
15
MgO
kg
13
SO3
kg
67
Insecticiden
kg
2,2
0,45
Fungiciden
kg
(**)
2,7
Herbiciden
kg
1
1,03
8,09
Energie voor de teelt
GJ
1,5
(*)
2
0,73
Raapzaad
kg
2757
2545
3143
2500
Stro
kg
3645
Stikstof
kg
18
Fosfaat
kg
Pesticiden (*)
kg
Producten
Emissie naar water en bodem 10 13 0,06
5,62
Emissie naar lucht N2O
kg
CH4
kg
2
Pesticiden (*)
kg
0,8
NOx
kg
0,83
SO2
kg
0,35
CO2
kg
50
0,56
Energie equivalent Zaad
GJ
0,02
Kunstmest
GJ
13,45
4,68
4,42
Pesticiden
GJ
0,56
0,12
2,63
Boerderij
GJ
5
Totaal energieverbruik
GJ
18,67
0,73 18,90
4,8
7,78
* aanname 45% op plant, 50% water/bodem, 5% lucht In Tabel 1.b. staan de basisgegevens betreffende de extractie van raapzaadolie uit raapzaad. In de tabel is ook het veevoeder verwerkt dat als een bijproduct van raapzaadolieextractie vrijkomt. Sommige
Milieu en Innovatie
44
studies nemen de energiebijdrage door voeder mee. De meeste studies echter rekenen de emissie alleen aan raapzaadolie toe omdat dit het hoofdproduct is. Ook hier zijn verschillen in de basisdata, vooral als het gaat om het energieverbruik en de emissie van hexaan. De emissie naar water ontbreekt in de meeste studies.
Tabel 1.b In- en uitgaande materialen voor de extractie van ruwe raapzaadolie uit raapzaad per ton RME Alle data zijn per ton RME
NRLO, 1990
Fredrich 1993
Oegema, 1994
Stenim, 1994
EC, 1994 Hennis, 1995
Ingaande materialen Raapzaad
kg
2575
2545
3143
2500
Hexaan
kg
10
Elektriciteit
GJ
1
Stoom
Kg (GJ)
Energie equivalent
GJ
2,3
Raapzaadolie
kg
1021
997
1000
1000
Voeder
kg
1506
1547
1857
1500
Energie equivalent voeder
GJ
-15,1
3,9
Energie (5) 1828 6,9
6,1
2,6
Product
-9,3
Emissie naar lucht Hexaan
kg
10
CxHy
kg
18
CO2
kg
873
SO2
kg
NOx
kg
NH3
kg
3,9 164 0,693
2
0,334
Emissie naar water Afvalwater Toerekening olie (voeder)
kg
425 100%
100% (60%) 40%
100%
100%
In Tabel 1.c staan de basisgegevens voor de esterificatie van raapzaadolie om tot RME te komen. De data over de esterificatie zijn onvolledig, bovendien zijn er weinig emissiedata beschikbaar.
Milieu en Innovatie
45
100%
Tabel 1.c In- en uitgaande materialen voor de esterificatie van raapzaadolie tot één ton RME Alle data zijn per ton RME
NRLO, 1990
Fredrich, Oegema, 1993 1994
Stenim, 1994
EC, 1994 Hennis, 1995
Ingaande materialen Raapzaadolie
kg
1021
997
1000
Methanol
kg
115
118
KOH 88%
kg
H2SO4
kg
Natronloog
kg
5
Fosforzuur
kg
4
Water
kg
Energie Elektriciteit
GJ
Stoom
GJ
Energie equivalent
GJ
0,52 5,9
Product RME
kg
1000
Energie equivalent
GJ
30,4
Glycerol
kg
100
Energie equivalent (productie) GJ
1000 37,2
1000 37,2
106
105
-9,8
Zeep
17,8
Emissie K2SO4 Toerekening RME (Glycerol)
kg
13 (10%) 90%
Voor de berekeningen met het DESC model zijn de gegevens van Hennis et al. (1995) gebruikt. Haar emissiegegevens voor de opeenvolgende stadia van raapzaadteelt, extractie van raapzaadolie en esterificatie tot RME staan in de kolommen 1 en 2 van Tabel 1.d. Het DESC model voegt daar informatie aan toe over de mogelijke emissiereductie (kolom 3 en 4) en de marginale en totale emissiereductiekosten daarvan (kolom 5 en 6). Data over emissiereductiepercentages en marginale emissiereductiekosten staan in Bijlage 5.2, tabel 2 en 3. Gebruikt zijn data over landbouw en chemie. De potentiële emissiereductiekosten van het beperken van emissies in het productieproces van RME zijn 326 gulden per ton RME. Ze zijn fors ten opzichte van de productiekosten van 980 gulden per ton RME medio jaren negentig. Als er strenge milieueisen in de RME-keten worden gesteld dan kunnen de totale productiekosten met 33% toenemen. De grootste kostentoename ontstaat door de uitspoeling van fosfaten en pesticiden in de landbouw. Daardoor kan onder invloed van strenge milieueisen raapzaad teelt worden geconfronteerd met de kosten van fosfaat-emissiereductie en pesticidegebruik.
Milieu en Innovatie
46
Verder kan de productie van raapzaadolie met de kosten van CO2-emissiereductie te maken krijgen en met strenge milieueisen voor hexaanemissie. De overige milieukosten zijn beperkt. Tabel 1.d Raming van de emissiereductiekosten in de keten van RME met het DESC model (per ton RME), bijproducten zoals stro en glycerol buiten beschouwing gelaten. Stappen kg, naar EmissieReductie- Marg.emissie- Totale kosten in Hennis reductie % omvang kg reductiekosten guldens per ton 1995 gulden/kg RME 1 2 3 4 5 6 2500 Raapzaadteelt Stikstof 10 83 5 5 21 Fosfaat 13 80 10 11 110 Pesticides 5,62 90 5 10 52 N2O CH4 Pesticiden 0,56 NOx 0,83 38 0 19 6 SO2 0,35 55 0 3,3 1 CO2 50 54 27 1,04 28 Totale emissiereductiekosten 218 1000 Raapzaadolie Voeder 1500 Hexaan 3,9 83 3 8 25 CxHy CO2 164 50 82 0,95 78 SO2 0,693 72 0 1,4 1 NOx 0,334 87 0 14 4 NH3 Totale emissiereductiekosten 108 Esterificatie tot RME 1000 Totale emissiereductiekosten voor de productie van 1000 kilogram RME 326 Emissie en emissiereductiekosten bij de productie van diesel De keten van dieselproductie omvat winning, transport en raffinage (exclusief de ondersteunende activiteiten zoals infrastructuur en afvalbehandeling). De belangrijkste materiaalstromen per stap zijn hieronder in Tabel 2.a weergegeven. Bij de uitgaande materiaalstromen zijn de afzonderlijke emissies naar lucht en water tot enkele emissiegroepen samengevat omdat er tientallen emissies in deze keten kunnen voorkomen. Net als bij de RME-studies zijn ook hier verschillen in de uitkomsten van de studies. De verschillen betreffen het type en de omvang van de emissies. Ook zijn er verschillen in het energieverbruik. De productie van diesel omvat drie stappen: exploratie, winning en raffinage. Hiervoor zijn drie studies gebruikt [Tellus, 1992; Frischknecht et.al., 1994; Oegema, 1994]. De studies van Frischknecht en White gelden als gezaghebbend in Europa respectievelijk de Verenigde Staten.
Milieu en Innovatie
47
Tabel 2.a In- en uitgaande materiaalstromen voor één ton diesel (sommige waarden zijn kleiner dan 0.00) Frisch= Exploratie Winning Raffinage Productie diesel totaal Frischknecht 1993 Tellus Frisch. Tellus Frisch. Tellus Frisch Tellus Frisch IMSA Materialen input Ruwe olie kg 1000 1000 1000 1000 1000 1040 1000 1081,6 1090 Gas Nm3 5,5 5,72 Organ. Chemic. kg 0,12 0,09 0,51 0,72 Anorg. Chemic. kg 0,55 0,12 0,67 Water kg 39 1311 4100 1311 4139 Bariet kg 3,51 3,51 Bentoniet kg 0,26 0,26 Stikstof kg 0,09 0,09 Ijzersulfaat kg 0,05 0,05 Propyleenglycol kg 0,01 0,01 Ammonia kg 0,00 0,00 Calciumhydroxide kg 0,04 0,04 Natriumchloride kg 0,05 0,05 Kobalt Kg 0,00 0,00 Molybdeen kg 0,00 0,00 Zeoliet kg 0,03 0,03 Energie Elektriciteit GJ 0,02 0,02 0,34 0,07 0,34 0,09 Dieselolie GJ 0,30 0,17 0,29 0,38 0,59 0,57 Zware olie (S) GJ 0,03 0,24 1,89 0,72 1,89 1,00 Gas GJ 0,07 0,00 0,07 Stoom GJ 0,88 0,88 0,00 Raffinage gas GJ 1 1 Energie totaal GJ 0,30 0,21 0,29 0,71 3,12 1,99 3,71 2,94 3,9 Product kg 1000 1000 1000 1000 1000 1000 1000 1000 1000 Emissiegroepen (l naar lucht, w naar water) CH4 l kg 0,0 0,0 0,0 2,0 0,0 0,0 0,0 2,2 0,0 CO2 l kg 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 14,4 14,5 312,0 NOx l kg 0,0 0,0 0,0 0,0 0,3 0,1 0,3 0,1 0,0 SO2 l kg 0,0 0,8 0,0 5,3 11,7 11,7 11,7 18,0 0,0 VOS l kg 0,0 0,0 0,0 6,6 0,0 0,0 0,0 6,9 0,0 COD w 0,31 0,31 5,7 0,0 0,00 0,00 5,87 0,0 0,02 Cl koolwaterstof w kg 0,00 0,00 0,02 0,00 0,00 0,00 0,02 0,0 0,00 Zware metalen w kg 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 PAK’s kg 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 Koolwaterstoffen, kg 0,03 0,00 0,21 0,59 0,00 0,14 0,23 0,77 0,00 aanname fenol w Afvalstoffen Chemisch kg 0 0 0,00 0,00 0,0 0,41 0,0 0,42 0 Industrieel kg 0 17,5 0,0 0,0 0,0 0,3 0,0 17,8 0,0
Milieu en Innovatie
48
In Tabel 2.b staan de belangrijkste emissies bij de productie van één ton diesel in kolom 1 en 2, opgesplitst naar lucht, water en bodem, waaraan de informatie uit het DESC-model is toegevoegd, namelijk de beoogde emissiereductie, de marginale emissiereductiekosten en de berekening van de totale emissiereductiekosten (basisdata staan in Bijlage 5.2 met de data voor emissie naar water en afval in Tabel 1 en voor emissie naar lucht in Tabel 2 en 3; gebruikt zijn data over raffinage). De potentiële milieukosten zijn 111 gulden per ton diesel. Ze zijn zeer fors ten opzichte van de productiekosten medio jaren negentig van circa 240 gulden per ton diesel. Als er strenge milieueisen in de RME-keten worden gesteld dan kunnen de totale productiekosten met bijna 50% toenemen. De grootste potentiële milieukosten onder invloed van strenge milieueisen in de keten van dieselproductie ontstaan door VOS-emissie en door zuivering van afvalwater bij raffinaderijen. Ook SO2emissiereductie kan kostbaar zijn. Tabel 2.b Raming van milieukosten in de productieketen van diesel met het DESC model, per ton diesel. Emissiegroepen Emissie EmissieReductie- Guldens Totale potentiële kg reductie % omvang kg per kg kosten in guldens 1 2 3 4 5 6 Emissie naar lucht CH4 2,2 CO2 14,5 66 9,6 0,1 0,6 NOx 0,1 88 0,1 5,1 0,4 SO2 18,0 84 15,1 1,4 21,1 VOS 6,9 69 4,8 9,8 46,8 Kosten van maatregelen voor lucht emissies 68,9 Emissie naar water COD 0,0 100 0,0 0,9 0,0 Cl koolwaterstoffen 0,0 83 0,0 258,0 0,0 Zware metalen 0,0 96 0,0 855,8 0,9 PAK’s 0,0 99 0,0 1145,5 0,0 Organische stoffen aanname fenol 0,8 39 0,3 115,0 34,3 Kosten van maatregelen voor water emissies 35,2 Afvalstoffen Chemisch 0,4 100 0,4 1,3 0,6 Industrieel 17,8 100 17,8 0,4 6,4 Kosten van maatregelen voor afvalstoffen 7,0 Totale emissiereductiekosten 111 Emissie en emissiereductiekosten in het gebruik van RME en diesel In Tabel 3 staan weergegeven de emissie, de mogelijke emissiereductie en de emissiereductiekosten als gevolg van het gebruik van RME en diesel gedurende de levensduur (253 000 km), waarbij circa 13,6 ton diesel of circa 14,1 ton RME wordt gebruikt. De totale emissiereductiekosten verbonden met
Milieu en Innovatie
49
het gebruik van diesel zijn circa 21.751 gulden, die van RME 21.186 gulden. Bij beide gaat het vooral om de brandstofbesparende maatregelen bij de auto om CO2-emissiereductie te bereiken. Daarnaast is ook emissiereductie van NOx kostbaar. Tabel 3 Emissiereductiekosten van het gebruik van diesel en RME voor 253 000 km Emissie (kg/km) Emissie Marginale kosten in Totale potentiële reductie (%) guldens per kg milieukosten Diesel (13,6 ton gedurende de levensduur) VOS 0,00031 75 11,71 689 NOx 0,00084 50 42,25 4490 CO 0,00140 0 Partikels 0,00038 65 SO2 0,00024 95 8,64 498 CO2 (*) 0,20100 49 0,63 15823 Lood 0,00000 0 0 VOS uit tank 0,00006 95 18,62 251 Emissiereductiekosten in het gebruik 21751 RME (14,1 ton gedurende de levensduur) VOS 0,00028 0 NOx 0,00109 50 42,25 5837 CO 0,00126 0 Partikels 0,00018 0 SO2 0,00000 0 CO2 0,19497 49 0,63 15349 Lood 0,00000 0 VOS uit tank 0,00006 0 Emissiereductiekosten in het gebruik 21186 (*) uitgelokte brandstofbesparing door technische aanpassingen van de auto’s De totale levenscycluskosten bij gemiddeld dieselautogebruik zijn in tabel 4 samengevat. Verticaal staan productiekosten, gebruikskosten en totale kosten exclusief en inclusief strenge milieueisen; horizontaal staan de kosten van diesel en de kosten van RME. De totale levenscycluskosten van RME zijn 13 190 gulden hoger dan de levenscycluskosten van diesel, vooral door de hogere productiekosten van RME. Als onbelast RME diesel vervangt dan is er een belastingderving van 14.781 gulden waartegenover de CO2-opname bij de raapzaadteelt staat waarmee gemiddeld circa 9351 gulden aan emissiereductiekosten in een andere sector wordt uitgespaard. Per saldo is RME dus duurder, ook al wordt rekening gehouden met de overdrachten van belastingen en het uitsparen van CO2emissiereductiekosten. Het anticiperen op CO2-milieueisen door de uitbreiding van RME-productie is niet aantrekkelijk, tenzij de productiekosten en emissiereductiekosten van RME fors lager worden.
Milieu en Innovatie
50
Tabel 4 Levenscycluskosten van diesel en RME bij kilometrage van 253000 Kosten ProductieGebruiksTotaal excl. Belastingen Totaal, incl. kosten kosten belasting belasting Diesel Brandstof 3270 3270 17840 21109 Emissie 1511 21751 23262 23262 Totaal 4780 21751 26531 17840 44371 RME Brandstof 13929 13929 3059 16988 Emissie 4612 21186 25798 25798 Totaal 18540 21186 39726 3059 42785 RME voordeel -13760 566 -13195 Belasting derving 14781 Compensatie voor RME teelt: 9351 5,7 kg CO2/kg RME * 14.1 ton * 60% milieueis * fl. 0,2/kg CO2 Saldo voor belasting en voor gebruiker (RME-diesel) -5430 -1586
Milieu en Innovatie
51
