Økonomiske aspekter ved vanndirektivet - Erfaringer fra EU og forslag til økonomiske analyser i norsk vannforvaltning

Transkript

1 Direktoratet for naturforvaltning, Klima- og forurensningsdirektoratet, Norges vassdrags- og energidirektorat og Vegdirektoratet Økonomiske aspekter ved vanndirektivet - Erfaringer fra EU og forslag til økonomiske analyser i norsk vannforvaltning

2 2

3 Feil! Fant ikke referansekilden. RAPPORT Økonomiske aspekter ved vanndirektivet Erfaringer fra EU og forslag til økonomiske analyser i norsk vannforvaltning Rapport nr.: Oppdrag nr.: Dato: Kunde: Direktoratet for naturforvaltning, Klima- og forurensningsdirektoratet, Norges vassdrags- og energidirektorat og Vegdirektoratet Økonomiske aspekter ved vanndirektivet - Erfaringer fra EU og forslag til økonomiske analyser i norsk vannforvaltning Sammendrag: Se kapittel 1. Rev. Dato Revisjonen gjelder Sign. Utarbeidet av: Sign.: Kristin Magnussen (Sweco) og Silje N. Holen (NIVA) Kontrollert av: Ståle Navrud Oppdragsansvarlig / avd.: Jannike Gry B. Jensen/ Avdeling for miljørådgivning Sign.: Oppdragsleder / avd.: Kristin Magnussen/ Avdeling for miljørådgivning

4 4

5 FORORD Denne rapporten er utarbeidet på oppdrag fra Direktoratet for naturforvaltning (DN), Klimaog forurensningsdirektoratet (Klif), Norges vassdrags- og energidirektorat (NVE) og Vegdirektoratet. Kontaktperson for direktoratene har vært Jo Halvard Halleraker i DN. I arbeidet har vi fått svært nyttige innspill fra representanter fra vannregioner, vannområder og kommuner, som har deltatt i en spørreundersøkelse og to workshops. Vi har også hatt stor nytte av innspill på workshop med vannfaglig ekspertise i Norsk institutt for vannforskning (NIVA) og Sweco. Prosjektet har hatt en styringsgruppe med representanter for DN, NVE og Klif, og vi har underveis mottatt mange nyttige innspill og kommentarer fra denne gruppen. Prosjektet er utført i samarbeid mellom Sweco og NIVA, med Sweco som oppdragsleder. Vi retter en stor takk til alle som har bidratt! Fredrikstad, 24. juni 2011 Kristin Magnussen Oppdragsleder i Sweco i

6 Innhold 1 Sammendrag Bakgrunn og formål Bakgrunn økonomiske analyser i henhold til vannforskriften Formål Hvem skal gjennomføre samfunnsøkonomiske analyser? Rapportens oppbygging Erfaringer fra Danmark Status Organisering Prioritering av tiltak basert på kostnadseffektivitet Tiltakskatalog Kostnadseffektivitet i forvaltningsplanene Kostnadsdekning av vanntjenester Betaling for vannforsyning Betaling for avløpstjenester Betaling av miljø- og ressurskostnader (grønne avgifter) Planlagt utredning om omsettelige kvoter Unntak fra miljømål Aktuelle forskningsrapporter og pilotprosjekter Nasjonale analyser av tiltak Analyse utført av Skattekommisjonen Grøn Vækst Aftalen Virkemidler til realisering af målene i EU s vandrammedirektiv Anvendelse av cost-benefit analyser ved implementering av EUs vannrammedirektiv Erfaringer fra Tyskland Status Organisering Prioritering av tiltak basert på kostnadseffektivitet Kostnadsdekning av vanntjenester Unntak fra miljømål Erfaringer fra Skottland Status Organisering SEPA Ansvarlige myndigheter og Advisory Groups Ministernivå ii

7 5.3 Prioritering av tiltak basert på kostnadseffektivitet Kostnadsdekning av vanntjenester Unntak fra miljømål Identifisere størrelsen av effekten Identifisere betydningen av effekten Tolkning av resultatene Unntak fra miljømål i forvaltningsplanene Aktuelle forskningsrapporter og pilotprosjekter Oppsummering av erfaringer fra utvalgte EU-land Oppsummering av erfaringer Vurdering og relevans for Norge Oppsummering og vurdering av norske erfaringer og innspill Erfaringer og utfordringer Forbedringspunkter for ny veileder Forslag til veiledning om kostnadseffektivitetsanalyser Bakgrunn for oppsett og tekst Bakgrunn Bakgrunn om de enkelte trinn Forklaring til oppsett i resten av kapittelet Velkommen til kostnadseffektivitetsanalyse (KEA) Trinn 1: Spesifisere problemstilling og mål Trinn 2: Spesifisere tiltak Trinn 3: Beskrive/ beregne kostnader og effekter av alle tiltak Trinn 4: Beregne kostnadseffektivitet (KE) og rangere etter KE Trinn 5: Synliggjøre usikkerhet Trinn 6: Gi en samlet vurdering og anbefaling Ordliste og begrepsforklaring Vedlegg til KEA-tekst Nåverdiberegninger regneark Tiltaksbibliotek forslag til oppsett i regneark Unntak og uforholdsmessige kostnader forslag til vurderinger Bakgrunn Tysk metode Innledning Beskrivelse av metoden Eksempel på anvendelse av metoden Metoder basert på vurdering av kostnader og nytte iii

8 9.3.1 Hva menes med nytten av tiltak og hvordan kan nytten vurderes og verdsettes? Vurdering og verdsetting av nytte alternative fremgangsmåter Nytten av endret vannmiljøkvalitet; kvalitativ og kvantitativ beskrivelse Verdsetting av nytte i kroner Vurdering av om kostnadene er/kan være uforholdsmessige et eksempel Nye inngrep Vurdering og forslag til videre oppføling av metoder for vurdering av uforholdsmessige kostnader og unntak Oppsummering og anbefalinger Referanser Vedlegg 1:Licensing hydro electricity schemes in Scotland: The role of environmental economics in regulatory decision making... 1 Vedlegg 2: Spørreskjema som ble sendt til representanter for vannregioner og vannområder Vedlegg 3. Stikkordsmessig oppsummering fra spørreundersøkelse og workshop iv

9 1 Sammendrag Innledning og bakgrunn Bakgrunnen for dette prosjektet er behovet for at økonomiske aspekter på en bedre måte kan inngå i arbeidet med oppfølging av vannforskriften i Norge. Det var også et ønske om at vannregionene skal jobbe bedre og mer helhetlig med de økonomiske analysene og at disse kan integreres i de fremtidige forvaltningsplanene og tilhørende tiltaksprogram. Oppsummering og anbefalinger Behov for økt fokus og bedre oppfølging av økonomiske analyser Arbeidet med de økonomiske aspektene i vannforskriften har ikke vært prioritert i første fase av arbeidet med vannforskriften. Det er gode grunner til at økonomiske aspekter bør ha en høyere prioritering, og at man bør inkludere flere aspekter og flere typer analyser i det videre arbeidet, for å gi et best mulig beslutningsgrunnlag. Forslag til forbedringer i veiledningsmateriell for kostnadseffektivitetsanalyser Gjennomføring av kostnadseffektivitetsanalyser er en viktig del av de økonomiske analysene i henhold til vannforskriften og sikrer at miljømålene oppnås til lavest mulig kostnad for samfunnet. Forslag til forbedringer i veiledningsmateriell for slike analyser har vært et hovedtema i denne utredningen. Vi foreslår at veiledningen i kostnadseffektivitetsanalyser utformes etter en trinnvis oppskrift som består av følgende trinn: 1) Spesifisere problemstilling og mål 2) Spesifisere tiltak 3) Beskrive/ beregne kostnader og effekter av tiltak 4) Beregne kostnadseffektivitet (KE) og rangere etter KE 5) Synliggjøre usikkerhet 6) Gi en samlet vurdering og anbefaling For hvert trinn gis en oppskrift for hva som skal gjøres og hvordan. Veiledningen er bygd opp med tanke på at den skal være nettbasert, og har tre ulike nivåer på teksten med tanke på dette. Vi har lagt vekt på å utarbeide en del skjemaer og tabeller som kan benyttes som støtte ved gjennomføring av de ulike trinnene. Vi har også utarbeidet noen enkle verktøy, som for eksempel et regneark for beregning av nåverdier av kostnader og inntekter av tiltak. Veiledningsmateriellet legger opp til en trinnvis og strukturert oppbygging, og at vurderinger og beregninger gjøres transparente, slik at det skal være mulig å etterprøve og bruke resultatene videre. Det legges også vekt på å komme med anbefalinger når det gjelder ulike faktorer som valg av diskonteringsrente, beregning av samfunnsøkonomiske priser, nåverdiberegninger osv., slik at analysene i ulike vannområder kan gjennomføres på en mest mulig enhetlig måte. Vi har foreslått at det videre utvikles noen verktøy som del av veiledningsmateriellet. Det gjelder først og fremst det vi har kalt et tiltaksbibliotek ; en database eller liste som gir 1

10 oversikt over de vanligste tiltakene for forbedring av vannmiljøkvalitet, med beskrivelse av tiltakene og tilhørende kostnader og effekter. Dette er beskrevet i kapittel 8. Vi anbefaler sterkt utarbeidelsen av et slikt tiltaksbibliotek som vektlegger beskrivelsen av tiltakene, og forutsetninger for beskrevne effekter og kostnader. Et slikt bibliotek kan hjelpe betraktelig på arbeidet i de over 100 vannområdene som skal utarbeide tiltaksanalyser, og det vil bidra til bedre samsvar mellom forutsetninger og beregninger i de ulike områdene. Stort behov for motivasjon og opplæring Norske vannområder og vannregioner har per i dag ingen (eller svært få) økonomer som er involvert i arbeidet med vannforskriften, og det vil derfor kreves opplæring for at de skal kunne gjennomføre gode analyser uansett hvor godt og detaljert veiledningsmateriell man greier å utarbeide. Vannregionmyndigheten rapporterte fra første runde i arbeidet at de manglet kompetanse i økonomiske metoder, og dermed i for liten grad kunne gi råd, anbefalinger og instruksjoner til arbeidet i vannområdene. Det er derfor viktig at vannregionmyndighetene får opplæring slik at de kan bistå vannområdene. Man bør også vurdere om arbeidet med økonomiske analyser er såpass ukjent metodisk for de fleste som er involvert i vannforskriftarbeidet at de sentrale myndigheter (aktuelle direktorater) bør opprette en helpdesk eller reisende økonomer som kan bistå de enkelte vannområder og vannregioner. Unntak fra miljømål hvordan kan det behandles videre? Vi har beskrevet to ulike metoder og kommet med forslag til hvordan uforholdsmessige kostnader kan vurderes (kapittel 9). Den tyske modellen, som er presentert i rapporten, tar utgangspunkt i vurdering av kostnadene ved ulike tiltak i ulike områder. Vi foreslår at man utvikler denne modellen til en screening i det enkelte vannområde. Videre foreslår vi at vannregionene gjør nærmere analyser basert på å vurdere kostnadene opp mot tidligere nytteverdsettinger og brukerinteresser i området. Siden dette i stor grad er upløyd mark, bør også sentrale myndigheter spille en rolle her ved å utarbeide eksempelstudier og sikre nasjonal konsistens ved endelige beslutninger om unntak. Behov for å få fram både samfunnsnytten og kostnadene ved vannmiljøforbedringer Vi anbefaler at man i hele arbeidet har fokus på den nytten vannmiljøforbedringer har for samfunnet. I dette arbeidet er vurdering av totalnytten for samfunnet (jf. kapittel 9.3) en nyttig tilnærming. Vi snakker her om nytten i form av den totale samfunnsøkonomiske verdi. Som beskrevet i kapittel 9.3., er dette et omfattende begrep. Dette nyttebegrepet inkluderer både direkte bruksverdier som drikkevann og bading, indirekte bruksverdier som rensefunksjoner, og ikke-bruksverdier som bevaring av biologisk mangfold, ulike arter, osv. Kostnadene ved gjennomføring av tiltak har vært undervurdert og underkommunisert i første fase av planarbeidet. Det må legges større vekt på å få fram kostnadene ved ulike tiltak i det videre arbeidet. Det er vanskelig å se for seg at en plan blir gjennomført og at man fatter seriøse vedtak om gjennomføring, uten å ha kunnskap om kostnadene. Behov for maler, oppskrifter og eksempelutredninger fra sentralt nivå De fleste EU-land vi har samlet erfaringer fra, har i første fase gjort mye av arbeidet med utvikling av metoder, metodehåndbøker, undersøkelser av nytte og kostnader osv. på nasjonalt nivå, mens arbeidet i mindre grad har kommet i gang lokalt. I Norge har man i stor grad fokusert på gjennomføring av arbeidet på lokalt/regionalt nivå, selv om det også sentralt fra direktoratene er lagt ned en stor innsats. Det kan nå være grunn til å gå tilbake på sentralt nivå igjen og gjøre en del arbeid knyttet til økonomiske analyser for å lette det lokale og 2 Rapport

11 regionale arbeidet. Dette er man allerede i gang med ved at man i dette arbeidet legger opp til i større grad å gi en oppskrift på hvordan kostnadseffektivitetsanalyser skal gjennomføres. Forslaget om utarbeidelse av et sentralt tiltaksbibliotek er også et viktig bidrag fra sentralt hold for å lette arbeidet lokalt. Både når det gjelder kostnadsdekning, unntaksvurderinger og ikke minst dokumentasjon av nytten for samfunnet av å gjennomføre tiltak som gir bedre vannmiljø, er det behov for arbeid på sentralt nivå for å lage maler og oppskrifter, men også for å gjennomføre eksempelstudier. Konklusjon Økonomiske analyser er viktige for oppfølging av vannforskriften. Arbeidet med økonomiske analyser må derfor begynne allerede i planleggingsfasen og gjennomføres helt til man er i mål. Det er viktig med motivasjon og opplæring knyttet til de økonomiske analysene, fordi de fleste involvert i dette arbeidet har en helt annen faglig bakgrunn og tilnærming enn økonomi. For å lykkes i praksis dvs. at tiltak blir gjennomført og vannmiljømålene nådd, er man helt avhengig av at samfunnet både kjenner kostnadene og forstår nytten av et bedre vannmiljø, slik at reelle og rasjonelle prioriteringer kan gjennomføres. Våre hovedanbefalinger for det videre arbeidet med gjennomføring av vannforskriften er: Forbedringer i veiledningsmateriell for kostnadseffektivitetsanalyser som beskrevet i rapporten, inkludert utarbeidelse av et tiltaksbibliotek for å lette beregningene og vurderingene lokalt og regionalt. Motivasjon og opplæring av prosjektledere i vannområder og vannregioner om økonomiske analyser, eventuelt ved help-desk i direktoratene eller reisende økonomer som kan bistå lokalt og regionalt. Prøve ut i sentral regi de foreslåtte metodene for unntaksvurderinger, både den tyske modellen og metoden der man vurderer om nytten ser ut til å stå i forhold til beregnede kostnader. Utredning i sentral regi for å dokumentere nytten av vannmiljøforbedringer i henhold til vannforskriften, både for å vise hvilken nytte vannmiljøforbedringer har for samfunnet, og for å kunne bruke disse nyttevurderingene når man skal vurdere unntak og uforholdsmessige kostnader. 3

12 2 Bakgrunn og formål 2.1 Bakgrunn økonomiske analyser i henhold til vannforskriften Om vanndirektivet Den 23. oktober 2000 ble europaparlamentets- og rådsdirektiv 2000/60/EF om fastsettelse av rammer for fellesskapstiltak for vannpolitikk - EUs rammedirektiv for vann (oftest kalt vanndirektivet ) vedtatt. Gjennom dette direktivet fastsetter EU hvordan innlands overflatevann, grunnvann, brakkvann og kystvann skal forvaltes for å forebygge og redusere uønsket påvirkning, fremme bærekraftig bruk av vann, og således beskytte og forbedre vannmiljøet. I Norge er vanndirektivet implementert gjennom vannforskriften, og i det følgende vil vi referere til vannforskriften som det juridiske grunnlaget i Norge. I rapporten vil vi tilstrebe å benytte begrepet vanndirektivet når det er Norges forpliktelser som er mest relevant, mens vi benytter begrepet vannforskriften når det er det som gjøres lokalt og regionalt i Norge for å oppfylle forpliktelsene som er mest sentralt. Imidlertid kan det være vanskelig å skille disse hensynene i en del tilfeller. Hovedpoenget er imidlertid at Norge er forpliktet overfor EU ved at vi har vedtatt EUs vanndirektiv, og at oppfølgingen i Norge er implementert ved vannforskriften. Det overordnede målet i vanndirektivet og vannforskriften er langsiktig bærekraftig vannforvaltning basert på et høyt beskyttelsesnivå for vannmiljøet. Det overordnede målet, dvs. god tilstand innen 2015 (utvalgte områder) (2021 for hele Norge), skal i utgangspunktet nås for alle overflate- og grunnvannsforekomster. Dessuten er det et viktig prinsipp at man skal hindre ytterligere forringelse av tilstanden. Direktivet og forskriften rommer imidlertid også flere unntaksmuligheter fra de overordnede målene som tillater mindre strenge miljømål, utsatt frist ut over 2015 (2021), eller gjennomføring av nye prosjekter, gitt at vilkårene for unntak er oppfylt. Økonomiske analyser er en integrert del av vanndirektivet Med EUs vanndirektiv integreres økonomiske prinsipper og verktøy inn i miljøpolitikken i Europa for første gang som del av et miljødirektiv (WATECO, 2002). Økonomi er derfor en sentral del av vanndirektivarbeidet, selv om mange land nok har kommet kortere enn ambisjonene i direktivet på dette punktet. Økonomiske vurderinger og analyser inngår som sentrale deler i utarbeidelse av tiltaksprogram og i forvaltningsplaner. I EUs vanndirektiv omtales bruk av økonomiske vurderinger og analyser i følgende artikler: Artikkel 4: Begrunnelser av unntak (uforholdsmessige kostnader). Artikkel 5: Økonomisk analyse av vannbruk med utdyping i Vedlegg III: Økonomisk analyse. Artikkel 9: Kostnadsdekning for vanntjenester, samt vannprising. Artikkel 11: Kost/effekt av tiltak og kombinasjon av tiltak, samt økonomiske virkemidler. I tillegg under utvelgelse av sterkt modifiserte vannforekomster (SMVF) og indirekte under vurdering av miljømål for SMVF. 4 Rapport

13 Disse artiklene og kravene er gjenspeilet i den norske vannforskriften, bl.a. vurderinger om uforholdsmessige kostnader i 5 (sterkt modifiserte vannforekomster -SMVF), 8 10 (unntak), 12 (nye inngrep) og en økonomisk analyse som del av 15 (karakterisering), som er nærmere beskrevet i Vedlegg III til vannforskriften (Økonomisk analyse av bl.a. kostnadsdekning og kostnadseffektive tiltak). I det eksisterende norske veiledningsmaterialet er økonomiske vurderinger og analyser bl.a. omtalt flere steder i tiltaksveilederen. Utgangspunktet i vannforskriften er at det skal fastsettes såkalte standard miljømål som innebærer minst god økologisk og kjemisk status for alle vannforekomster. Hva det innebærer at de oppnår god økologisk og kjemisk status er beskrevet i veiledningsmateriellet. Målene er satt ut fra økologiske og kjemiske forhold, men det er tatt hensyn til at naturtilstanden er ulik i ulike vannområder, slik at miljømålene skal være oppnåelige gitt den naturtilstand som er i det enkelte vannområdet. Med dette som utgangspunkt er målet for den økonomiske analysen å finne fram til de tiltakene som på billigste (mest kostnadseffektive) måte oppfyller den økologiske eller kjemiske tilstanden. Dermed er kostnadseffektivitetsanalyse et godt virkemiddel for å oppfylle dette kravet, og veiledningsmateriellet for vannforskriften spesifiserer at det skal gjennomføres kostnadseffektivitetsanalyser. Målsettingene i vannforskriften settes altså ut fra rene økologiske vurderinger, mens man i tidligere norske lokaltilpassede tiltaksanalyser hadde en tilnærming som er mer i tråd med samfunnsøkonomiske nyttekostnadsanalyser, dvs. at man satte målet ut fra det som ble oppfattet som samfunnsøkonomisk optimum, det vil si at man vurderte både nytten og kostnadene ved vannkvalitetsforbedring før målet ble fastsatt. Unntaksbestemmelser I vanndirektivet, som i vannforskriften, er utgangspunktet god vannmiljøkvalitet, men det gis rom for at det må gjøres unntak dersom kostnadene for å nå målene, er uforholdsmessig store. Hvordan man skal vurdere slike unntak fra standard miljømål er omtalt i unntaksveilederen 1. Unntaksveilederen sier at en integrert del av miljømålene som er fastsatt i artikkel 4, er de såkalte unntakene. Vanndirektivets artikkel 4 nr. 4-7 beskriver de vilkårene og den prosessen der unntak er aktuelle. Disse unntakene spenner fra midlertidige unntak i liten skala til mellomlange og lange avvik fra regelen om god tilstand innen Unntaksbestemmelsene omfatter følgende muligheter: i) Utsatte frister (god tilstand oppnås ikke i 2015, men i 2021 eller 2027 (forskyves 6 år for Norge) ii) Mindre strenge miljømål ( varig unntak ) iii) Midlertidig forringelse og nye inngrep. 1 European Commission (CIS): 2009: Veileder om unntak fra miljømål. Norsk oversettelse av dokumentet Guidance Document No. 20-Technical Report Guidance document on exemptions to the environmental objectives. 5

14 Felles for disse unntaksbestemmelsene er at det er strenge vilkår som skal oppfylles og en begrunnelse som skal tas med i de forvaltningsplanene som skal utarbeides. I alle tilfeller kommer begrepet uforholdsmessige kostnader til anvendelse for å vurdere unntak. Unntaksveilederen diskuterer dette, uten å gi en konkret oppskrift for vurdering av uforholdsmessige kostnader, men åpner for å trekke inn noe ulike vurderinger. Landene oppfordres til å gjøre analysen knyttet til vurdering av unntak så enkel som mulig, men også så detaljert som nødvendig. Informasjonsnivået bør bestemmes ut fra hvor komplisert beslutningen er, og de mulige konsekvensene av å treffe en feilaktig beslutning. Ut fra vanndirektivets logikk synes det klart at en vurdering av uforholdsmessige kostnader bare gir mening etter at en kombinasjon av de mest kostnadseffektive løsningene er identifisert, og i tilfeller der unntak vurderes, må konsekvensene av ikke å gjøre noe (dvs. nytte som går tapt) veies mot de særlige kostnadene ved tiltakene. Om økonomiske analyser i forvaltningsplanene I flere av de norske forvaltningsplanene som ble utarbeidet i første runde, er det gjort gode tilnærminger for å rangere tiltak ved hjelp av kostnadseffektivitet. Allikevel er mange av forvaltningsplanene generelt mangelfulle når det gjelder økonomiske analyser, noe også flere berørte sektorer etterlyser. Når det gjelder kostnadsdekningsgrad for vann og avløp er standardoppsettet for hele landet, basert på Kostra-data, benyttet i mange av forvaltningsplanene. Noen har i tillegg skrevet noe spesifikt om de viktigste formene for vannbruk i sin region. Dette burde også vært supplert med fremtidige forventninger av vannbruk (prognoser for utvikling) i planperioden, som kan påvirke belastningen for vannmiljøet. Det er i liten grad lagt vekt på vurdering av uforholdsmessige kostnader ved vurdering av tidsutsettelse og mindre strenge miljømål (unntak) i forvaltningsplanene. Mange land har gjort en vesentlig mer omfattende jobb med økonomisk analyse av kostnadsdekning av vanntjenester, og av kostnadseffektivitet enn det vi finner i de norske forvaltningsplanene. Norge kan derfor trolig få en del nyttige idéer om disse temaene fra andre lands forvaltningsplaner, og man kan forvente å kunne høste nyttige erfaringer blant annet fra land som for eksempel Nederland, Storbritannia, Sverige og Østerrike. 2.2 Formål Bakgrunnen for dette prosjektet er at myndighetene har sett behovet for at økonomiske aspekter på en bedre måte kan inngå i arbeidet med oppfølging av vannforskriften i Norge. Det er også et ønske om at vannregionene skal jobbe bedre og mer helhetlig med de økonomiske analysene, og at disse kan integreres i de fremtidige forvaltningsplanene og tilhørende tiltaksprogram. Det har vært en viktig del av arbeidet å komme med forslag og anbefalinger om hvordan samfunnsøkonomiske vurderinger bør omtales i veiledningsmateriellet til vannforskriften. I utgangspunktet var det fastsatt at de samfunnsøkonomiske vurderingene som skulle gjennomgås, var knyttet til følgende deloppdrag: 6 Rapport

15 1) Prioritering av tiltak basert på kostnadseffektivitet (tiltak for å nå miljømål): Forslag til hvordan kostnader for mulige tiltak og deres effekt på vannmiljø og andre samfunnsinteresser skal vurderes. 2) Forslag til hvordan unntak fra miljømål kan begrunnes basert på nyttekostnadsvurderinger: Forslag til hvordan uforholdsmessige kostnader skal vurderes. 3) Kostnadsdekning av vanntjenester: Forslag til hvordan en regional vurdering av kostnadsdekning kan gjennomføres i Norge. I løpet av prosjektet har det blitt klart at punkt 1 er høyest prioritert, og det har vært lagt vekt på å komme fram til et utkast til tekstforslag som kan gå inn i en planlagt revidert tiltaksveileder. Det er også jobbet med punkt 2), men her har prosessen både i Norge og internasjonalt kommet kortere, slik at det her presenteres forslag til tilnærmingsmåter som kan anvendes i praksis, men ikke ferdig tekst som kan tas inn i en eventuellveiledning. Punkt 3) er ikke prioritert i dette prosjektet utover at det er samlet erfaringer fra de utvalgte EU-landene om hvordan dette spørsmålet er håndtert i de respektive land. Det ble lagt vekt på at vi i en tidlig fase skulle innhente erfaringer fra et utvalg andre EU-land som vi kunne ha noe å lære av når det gjelder innarbeiding av økonomiske aspekter ved vanndirektivet. I samråd med oppdragsgiver ble Danmark, Skottland og Tyskland valgt ut, og erfaringer fra disse landene rapporteres her. I tillegg ble det lagt vekt på å få med erfaringer fra norske representanter for vannregioner, vannområder og kommuner med tanke på hvordan forrige versjon av tiltaksveileder (spesielt veiledning knyttet til kostnadseffektivitetsanalysene) hadde fungert, og hva som burde forbedres i en ny utgave. Vi har derfor gjennomført en spørreundersøkelse blant aktuelle aktører. I tillegg har det vært to workshops; en i en tidlig fase for å utdype hva som burde forbedres og hva som kunne være gode tilnærminger, og en i en sen fase for å teste ut forslag til opplegg og tekst for kostnadseffektivitetsanalysene. I tillegg har vi hatt en workshop med vannfaglig ekspertise for å teste ut våre forslag, samt innhente bedre grunnlag, særlig for hvordan effekter av tiltak kan trekkes inn og vurderes som del av kostnadseffektivitetsanalysene. 2.3 Hvem skal gjennomføre samfunnsøkonomiske analyser? Denne rapporten fokuserer på hvordan økonomiske analyser kan gjennomføres og ikke så mye på hvem som bør gjennomføre dem og hvilke prosesser de bør inngå i. Men det synes klart at både vannområdeutvalgene, vannregionmyndighetene og sektormyndighetene blir involvert i slike analyser. En hovedhensikt med å utarbeide mer veiledningsmateriell særlig for kostnadseffektivitetsanalyser i tråd med vannforskriften, er å sikre at analysene gjennomføres på en mer ensartet måte i ulike vannområder og vannregioner. Det at vannområdene i større grad får en mal for gjennomføring av tiltaksanalyser i sitt vannområde, vil forenkle 7

16 behandlingen av tiltaksanalysene videre i vannregionens arbeid med forvaltningsplaner. Det er lagt opp til at de kostnadseffektivitetsanalysene som gjennomføres i vannområdene og viderebehandles av vannregionene, skal være så detaljert som nødvendig for å kunne fatte beslutninger om hvilke tiltak som skal prioriteres. Men det er også forutsatt at sektormyndighetene i neste omgang skal gå videre med mer detaljert utredning av de enkelte tiltak innenfor sin sektor. Også for sektormyndighetenes arbeid med kostnadseffektivitetsanalyser av sine tiltak, vil imidlertid oppskriften som gis her være nyttig for å sikre ensartet vurdering av tiltak på tvers av sektorer også i den sektorvise utredningen; noe som er et viktig poeng i arbeidet med oppfølging av vannforskriften. Også en første vurdering av hva som må anses som uforholdsmessige kostnader, noe som kan tilsi tidsutsettelse eller varig unntak fra miljømål, bør skje i vannområdene og følges opp i vannregionen. Men det kan være at de endelige vurderingene bør skje i vannregionene eller hos sentrale myndigheter (direktoratene). De færreste rundt i vannområdene har økonomi og samfunnsøkonomi som sitt spesialområde. Dette tilsier at man bør legge opp til relativt enkle analyser basert på en mal, og at sentrale myndigheter (direktoratene) må bistå både i utarbeiding av veiledningsmateriell, opplæring og kursing og gjennomføring av eksempelanalyser og utredninger som kan forenkle arbeidet rundt i de mange vannområder- og regioner. 2.4 Rapportens oppbygging Rapporten starter med en relativt fyldig omtale av informasjon vi har samlet inn om de utvalgte landenes håndtering av ulike økonomiske aspekter ved vanndirektivet (kapittel 3-5). Erfaringene og deres betydning for videre arbeid med økonomiske analyser for oppfølging i Norge, oppsummeres i kapittel 6. Deretter oppsummeres norske erfaringer og ønsker som vi har samlet via spørreundersøkelse og workshops, og som har hatt direkte betydning for utforming av forslag til tekst og opplegg forveiledning. Kapittel 8 presenterer forslaget til tekst om kostnadseffektivitetsanalyser som kan benyttes som utgangspunkt for tekst om slike analyser i en planlagt revidert tiltaksveileder. Kapittel 9 presenterer forslag til metodisk tilnærming for vurdering av unntak ut fra vurdering av uforholdsmessige kostnader. Avslutningsvis følger oppsummering og anbefalinger i kapittel 10. I kapittel 8.9 finnes ordliste og begrepsforklaring for de viktigste økonomiske begrepene som er benyttet i rapporten. Denne ligger som en del av kapittel 8 fordi en slik ordliste er tenkt å skulle inngå i veiledningsmaterialet som beskriver gjennomføring av kostnadseffektivitetsanalyser. Denne ordlisten kan imidlertid også tjenes som ordliste og begrepsforklaring for hele denne rapporten, og vi viser til det kapittelet for slik oversikt. 8 Rapport

17 3 Erfaringer fra Danmark I dette kapittelet oppsummeres innhentede erfaringer fra Danmark angående hvordan økonomiske aspekter er innarbeidet i vanndirektivsarbeidet. 3.1 Status I Danmark er vanndirektivet innført gjennom miljømålsloven, Bekendtgørelse af lov om miljømål mv. for vandforekomster og internationale naturbeskyttelsesområder, nr. 932 af 24 september Miljømålsloven beskriver blant annet fasene i den arbeids- og planleggingsprosessen som skal føre til oppfyllelse av direktivets mål om minimum god økologisk tilstand innen utgangen av Under lovgivningsarbeidet besluttet Miljøverndepartementet å kombinere gjennomførelsen av vanndirektivet med gjennomføringen av fuglebeskyttelsesdirektivet og deler av habitatdirektivet. Miljøvernministeren fremsatte derfor i 2003 et samlet forslag til lov om miljømål for vannforekomster og internasjonale naturbeskyttelsesområder (miljømålsloven). Miljømålsloven ble vedtatt av Folketinget den 24. juni Miljømålsloven er altså grunnlaget for implementering av vanndirektivet i Danmark. Loven beskriver at staten skal utarbeide forvaltningsplaner med tilhørende tiltaksprogrammer. Forvaltningsplanene beskriver miljømål for alle vannforekomster som omfattes av vannplanleggingen og i tiltaksprogrammet beskriver man hvordan disse målsetningene skal nås. Retningslinjer for udarbeidelse av indsatsprogrammer 3 er en kokebok for miljøsentrenes utarbeidelse av tiltaksprogrammer. En del av retningslinjene retter seg imidlertid også mot de punkter i forvaltningsplanene som er nødvendige for utarbeidelse av tiltaksprogrammer. Retningslinjene gir en ganske kortfattet beskrivelse av hvordan man skal vurdere unntak pga. uforholdsmessig store kostnader, tiltaksvurderinger etc. I dokumentet er det levende lenker slik at man kan klikke seg videre til bakgrunnsmateriale hvis man ønsker det. Danskene har også utviklet en Virkemiddelkatalog til bruk for vandplanindsatsprogrammer 4. Dette er en nasjonal tiltakskatalog som inneholder en samling av de tiltakene som inngår i Miljøverndepartementets vannplanlegging og som har blitt benyttet i en eller flere av de 23 tilhørende statlige tiltaksprogram. Danskene bruker altså virkemidler om det vi hovedsakelig kaller tiltak eller tiltak og virkemidler i Norge. Vi benytter derfor tiltak om dette videre i denne rapporten der dette ikke er direkte sitat eller tittel på publikasjon. Formålet med katalogen er å gi et hurtig og lett tilgjengelig overblikk over benyttede tiltak. Katalogen inneholder en kort beskrivelse av hvert enkelt tiltak, forutsetninger og effekter samt et kostnadsestimat per enhet av tiltaket. 2 Bekendtgørelse af lov om miljømål mv. for vandforekomster og internationale naturbeskyttelsesområder, nr. 932 af 24 september By- og Landskabsstyrelsen (2010a): Retningslinjer for udarbejdelse af indsatsprogrammer. Version 4, 216 sider. 4 By- og Landskabsstyrelsen (2010b): Virkemiddelkatalog til brug for vandplanindsatspro-grammer for overfladevande, grundvand, sø- og vandløbsrestaurering, spildevand, regn-vand, dambrug. Version 03, 49 sider. 9

18 Disse dokumentene er bl.a. basert på at det er gjort grundige økonomiske analyser nasjonalt av bl.a. Virkemiddelutvalget, evalueringen av Vandmiljøplan III samt Grøn Vækst utvalget 5. (Miljøministeriet 2010) Hovedvannområdene deler Danmark inn etter naturlige vannskiller. Danmark er inndelt i 4 vanndistrikter: Jylland og Fyn, Sjælland, Bornholm samt et internasjonalt vanndistrikt. Disse er igjen inndelt i 23 mindre hovedvannområder. I Danmark utarbeides det forvaltningsplaner for hvert hovedvannområde som sammenfattes i en forvaltningsplan pr. vanndistrikt. Vannplanene finnes tilgjengelige på By- og Landskabsstyrelsen har utarbeidet forslag til såkalte vandplaner eller forvaltningsplaner for hele Danmark med tilhørende tiltaksprogram som for tiden ligger ute på høring hos berørte statlige, regionale og kommunale myndigheter (fram til 14. januar 2011). I forvaltningsplanene er det utarbeidet et tiltaksprogram som under gitte forutsetninger fremstiller en kostnadseffektiv kombinasjon av tiltak med hensyn til å oppnå målene. Vi har gått gjennom forvaltningsplaner fra tre ulike vanndistrikter; Øresund, Limfjorden og Bornholm. Forvaltningsplanene er bygd opp etter samme lest og inneholder en god del lik tekst. Derfor er forvaltningsplanen for Øresund brukt som eksempel. 3.2 Organisering De administrative rammene for den praktiske gjennomføringen av vanndirektivet er altså vanndistriktene. For hvert vanndistrikt utpekes en vann- og distriktsmyndighet som har det overordnede ansvar for vannområdeplanlegging og miljømåloppnåelse. Økonomiske analyser av vannbruk samt utarbeidelse og realisering av tiltaksprogrammer inkludert brukerbetaling for vann er oppgaver som skal løses på vanndistriktsnivå (By og Landskabsstyrelsen 2010). Det kan planlegges særskilt for delområder innenfor disse områdene dersom det er av vesentlig betydning at det planlegges på et lavere aggregeringsnivå. Miljøvernministeren er utpekt til vanndistriktsmyndighet. Miljøverndepartementet har hatt ansvaret for gjennomføringen av vanndirektivet i den danske lovgivningen, og en rekke av departementets institusjoner har vært involvert i arbeidet som har blitt koordinert av Miljøstyrelsen (By og Landskabsstyrelsen 2010). De statlige, regionale miljøsentrene er ansvarlige for å utarbeide forvaltningsplaner og tiltaksprogrammer som skal danne grunnlaget for kommunenes etterfølgende utarbeidelse av de kommunale handlingsplanene. Det er 7 slike miljøsentre i Danmark som ivaretar oppgaver etter miljømålsloven, og disse har i tillegg til ansvaret for utarbeidelse av forvaltningsplaner og tiltaksprogrammer også ansvaret for vannovervåkning, tilsyn med kommunale avløpsannleg etc. 5 Finansministeriet (2007). Fagligt udredningsarbejde om virkemidler i forhold til implementering af vandrammedirektivet Rapport

19 Kommunene skal utarbeide handlingsplaner som forteller hvordan de konkret vil nå målene i forvaltningsplanen. Disse skal godkjennes av By- og Landskabsstyrelsens miljøsentre. Dersom sentrene mener at kommunens handlingsplan ikke vil nå målet, skal miljøsenteret komme med innsigelser mot planen. Kommunene har ansvar for å gjennomføre tiltak på våtmarker, vassdrag, grunnvann og avløpsvann. Dette gjennomføres både ved å iverksette nye initiativer og ved å bruke forvaltningsplanen aktivt når de skal gi nye tillatelser og godkjennelser innenfor miljøområdet. Kommunene kan velge andre tiltak enn dem som er fastlagt i forvaltningsplanene, men forutsetningen er at de er minst like kostnadseffektive som tiltakene beskrevet i forvaltningsplanen og at kommunene betaler eventuelle merutgifter. Miljøministeriet (2010) beskriver retningslinjer for utarbeidelse av tiltaksprogrammer. Mens forvaltningsplanene beskriver miljømålene, skal tiltaksprogrammene beskrive hvordan miljømålene nås. Retningslinjer for udarbejdelse af indsatsprogrammer 2009 er primært en kokebok for miljøsentrenes utarbeidelse av tiltaksprogrammer. Retningslinjene er ikke en faglig, detaljert innføring i de enkelte emner, men det er meningen at de skal være et grunnlag for å ta beslutninger. Retningslinjene til bruk i forvaltningsplaner og tiltaksprogrammer er formulert i bokser i hvert avsnitt. Her er det meningen at en del av teksten kan benyttes direkte videre i forvaltningsplanene og tilhørende tiltaksprogrammer. Regjeringen inngikk i juni 2009 en avtale om Grøn Vækst med Dansk Folkeparti. I avtalen er det angitt tiltak som skal benyttes innenfor vannområdet for og rammene for bruk av disse. Vannplanene skal utarbeides i overensstemmelse med Grøn Vækst avtalen. 3.3 Prioritering av tiltak basert på kostnadseffektivitet I miljømålslovens 25 fastslås det at tiltaksprogrammet skal inneholde en økonomisk analyse med formål å vurdere den mest kostnadseffektive kombinasjon av tiltak. Den økonomiske analysen skal vedlegges forvaltningsplanen og i selve forvaltningsplanen skal det være et resymé av den økonomiske analysen. Forpliktelsen i Miljømålsloven oppfylles ved at det i tiltaksprogrammet angis dokumentasjon for at den valgte kombinasjon av tiltak er den mest kostnadseffektive. Siden basisanalysen er det foretatt detaljerte økonomiske analyser av kostnadseffektivitet av tiltak til reduksjon av diffus forurensning med bl.a. næringsstoffer fra landbruket. Retningslinjene henviser videre til By- og Landskabsstyrelsens tiltakskatalog der det foreligger en oversikt over kostnadseffektivitet av de ulike tiltakene. Tiltakene som benyttes i forvaltningsplanenes tiltaksprogrammer er basert på flere økonomiske analyser og forarbeider, bl.a. det såkalte virkemiddelutvalget og evalueringen av Vandmiljøplan III. Virkemidlene har også vært analysert i det regjeringsoppnevnte GrønVækst-utvalget. Grøn Vækst-avtalen fra juni 2009 fastsetter rammene for bruk av de landbruksrelaterte tiltakene. Analysen av kostnadseffektive virkemidler er oppdelt på henholdsvis elver, sjøer og kystvann. Et resymé av analysene kan inngå i vannplanene, og en henvisning i tiltaksprogrammet til dette resymeet vil oppfylle forpliktelsen til dokumentasjon i henhold til Miljømålsloven. Analysen av kostnadseffektivitet og formulering av tiltaksprogrammer gjennomføres i tre trinn: Identifikasjon av tiltaksbehov. o Hvilke forhold gjør at målene for vannområdet ikke er oppfylt? Beregning av konkrete tiltaksmål. 11

20 Identifikasjon av potensielle tiltak. o Beregning av effekter av ulike tiltak samt samlede kostnader ved ulike tiltak. o En overordnet og generell undersøkelse er samlet i en tiltakskatalog, men det er ofte nødvendig med en mer spesifikk undersøkelse i forhold til konkret, lokal situasjon Formulering av et kostnadseffektivt tiltaksprogram. o Beregning av et kostnadseffektivt tiltaksprogram som oppfyller målsetningene for vannområdet Tiltakskatalog I Danmark har man altså utviklet det de kaller en virkemiddelkatalog som altså er en tiltakskatalog til bruk for tiltaksprogrammer for overflatevann, grunnvann, innsjø og elverestaurering, kloakk, regnvann og akvakultur. Denne er delt inn i 5 kapitler: 1. Landbruksrelaterte tiltak 2. Tiltak relatert til grunnvann 3. Tiltak relatert til restaurering av innsjøer og vassdrag 4. Punktkilder 5. Akvakultur Tiltakskatalogen er en samling av de tiltak som inngår i Miljøverndepartementets vannplanlegging og har alle vært benyttet i en eller flere av de 23 tilhørende statlige tiltaksprogrammene. Formålet med katalogen er å gi et hurtig og lett tilgjengelig overblikk over benyttede virkemidler i tiltaksprogrammene. Da det ønskes kostnadseffektive tiltaksprogram, er det i katalogen så langt som mulig presentert sammenlignbare samfunnsøkonomiske enhetskostnader. Katalogen inneholder en kort beskrivelse av hvert enkelt tiltak, forutsetninger og effekter, samt et kostnadsoverslag pr enhet av tiltaket. Tiltakene retter seg mot beskyttelse og tiltak for å redusere næringsstoffer i overflatevann, kvalitet og kvantitet av grunnvann, fysiske forhold i innsjøer og elver, kloakk, regnvann og akvakultur. Katalogen er oppdelt i avsnitt. Et avsnitt beskriver landbruksrelaterte tiltak med en primær effekt i form av redusert nitrogen (N) eller fosfor (P) i overflatevann. De øvrige avsnittene inneholder beskrivelse av grupper av virkemidler rettet mot spesifikke punktbelastninger eller fysiske forhold. Disse virkemidlene retter seg primært mot utslipp av pesticider, organiske stoffer, miljøfremmende stoffer, kvalitet og kvantitet av grunnvann samt fysiske forhold i elver og innsjøer. Forutsetninger for og effekter av landbrukstiltak De presenterte landbrukstiltakene har gjennomgått flere økonomiske analyser og utvalgsarbeider før de er endelig utvalgt, herunder Virkemiddelutvalget i , evalueringen av Vandmiljøplan III og Grøn Vækst regjeringsutvalget i , jf. Retningslinjer for utarbeidelse av tiltaksprogrammer, versjon 2.0 av 4. juni 2010 (Miljøministeriet 2010). Landbrukstiltakenes effekt på utlekking av N og P er beregnet på bakgrunn av viten om deres potensial samt, for nitrogen, en fastlagt N-retensjon. N- retensjonen er den naturlige prosessen med oppbevaring og sirkulasjon av nitrogen som skjer i jorden fra nitrogen i form av nitratutlekking fra rotsonen og til vannet når nærmeste overflate i en elv eller innsjø. Jordbunnstype, drenering og avstand til vassdrag og sjø har stor betydning for N-retensjonen og dermed andelen av nitrogen som utvaskes fra roten og faktisk slippes ut i vannmiljøet. Bestemmelse av N-retensjonen har derfor stor betydning for et tiltaks effekt på 12 Rapport

21 diffuse utslipp av nitrogen. De utvalgte landbrukstiltakene er inndelt i henholdsvis generelle og måltettede tiltak. De generelle tiltakene omfatter tiltak som gjennomføres generelt over hele landet uavhengig av nedbørsfelttype. Fordelingen er foretatt ved at den samlede effekt av de generelle tiltak vektes prosentvis i forhold til belastningen innenfor alle nedbørfelt. Det er gjort en ensartet vekting av nitrogen og fosfor. Det vil si at N-retensjonen for de generelle tiltakene er satt ut fra et landsgjennomsnitt. Tiltakene vil bli gjennomført gjennom en generell forskrift. For de målrettede tiltakene er effekten av tiltakene fordelt relativt etter krav til rensing i hvert hovedvannområde. Forutsetning for og effekter av ikke-landbruksrelaterte tiltak Øvrige tiltak, med noen få unntak, har ikke vært gjennom en lignende tverrdepartemental analyse. Effektene og økonomiske kostnader for investering og drift er basert på tilgjengelig viten på området, spesielt tiltakskatalogen utgitt av miljøstyrelsen i 2006 i forbindelse med basisanalysen og vurderinger foretatt av By- og Landskabsstyrelsen. Bakgrunnsinformasjonen omfatter faglige utredningsarbeider, prosjekter, samt innsamlede faglige erfaringer med tiltakene. For punktkildetiltak er det typisk angitt en før-situasjon fordi et tiltak ofte fungerer som et tillegg til eksisterende tiltak, for eksempel hvilket nivå av avløpsvann som eksisterer i forkant av at forbedret rensing implementeres. I tilfeller der utslipp av næringsstoff er redusert med tiltak ved punktkilden, beregnes effekten av punktkildetiltaket på nedstrømsliggende delnedbørfelt i forkant av at landbrukstiltakene doseres. Beregning av enhetskostnader For å kunne beregne de samlede årlige kostnader i et spesifikt vannområde, er det nødvendig å beregne en årlig kostnad for hvert enkelt tiltak per enhet av tiltaket. Derfor er tiltakets årlige bedriftsøkonomiske kostnad per enhet av tiltaket beregnet i katalogen. Valget av landbrukstiltak er gjort på bakgrunn av en kostnadseffektivitetsanalyse jf. kapittel 8 i Retningslinjer for udarbejdelse af indsatsprogrammer. En utdypning av forutsetninger for de økonomiske analysene finnes blant annet i rapporten Notat vedr. virkemidler og omkostninger til implementering av vandrammedirektivet fra Danmarks Miljøundersøgelser 6. Beregning av enhetskostnadene er beregnet som samfunnsøkonomiske kostnader i form av årlig jordrentetap eller annuiserte årlige bedriftsøkonomiske kostnader i overensstemmelse med forutsetningene fra virkemiddelutvalget. Kostnadene er beregnet i kr per kg N eller P. For de generelle tiltakene er enhetskostnadene beregnet som et gjennomsnitt av de generelle tiltakene. De ikke-landbruksrelaterte tiltakene er oppgitt i mange forskjellige enheter og kun for enkelte tiltak i kr/kg N og P. Dette skyldes at tiltakene i utgangspunktet ikke brukes overfor N- og P- reduksjon til overflatevann, men overfor andre målområder. Enkelte tiltak kan dog sekundært 6 Danmarks Miljøundersøgelser (200x). Notat vedr. Virkemidler og omkostninger til implementering av vandrammedirektivet. 13

22 ha en effekt på N og P. Slike tilfeller vil være beskrevet under det enkelte tiltak i katalogen. Enhetskostnadene er beregnet som de bedriftsøkonomiske kostnader og dekker de kostnader den gjennomførende aktør har ved gjennomføring av tiltaket. Dersom flere aktører deler utgiftene, er samlet utgift oppgitt. Kostnadene blir annuisert da de ulike tiltakene har forskjellig levetid. Kostnadene annuiseres etter gjeldende metode for å kunne sammenligne kostnadseffektivitetsestimater og prioritere mellom tiltakene. Nedenfor er en engangsinvestering omregnet til en konstant annuitet. Kombinert med årlige kostnader og inntekter får man slik årlig nettokostnad for et tiltak. ÅK= (AK*AF)*KR + DK + VK - IN + TP + MK (1-(1+KR) -L ) ÅK: Årlige kostnader AK: Anleggskostnader AF: Avkastingsfaktor for kapital KR: Kalkulasjonsrentefot L: Anleggets tekniske levetid DK: Årlige driftskostnader VK: Årlige vedlikeholdskostnader IN: Årlige merinntekter TP: Årlig merdriftstap MK: Miljøkostnader. På bakgrunn av de oppgitte bedriftsøkonomiske enhetskostnadene for de ulike tiltakene og dosering av antall enheter av de valgte tiltak, beregnes den samlede årlige bedriftsøkonomiske kostnaden ved et tiltaksprogram som skal oppfylle miljømålene i et hovedvannområde, jf. tabell i vannplanene. Eksempel på presentasjon av tiltak fra tiltakskatalogen er vist i figuren nedenfor. 14 Rapport

23 Figur 3.1: Eksempel på presentasjon fra tiltakskatalogen Ytterligere informasjon om beregningsmetoden kan finnes i rapporten Enhedsomkostninger og forureningsbegrænsning ved forskellige miljøforanstaltninger- katalog til brug for overordnede tekniske og økonomiske vurderinger i forbindelse med Vandrammedirektivet utarbeidet av Miljøstyrelsen i Målsettingen med rapporten var å gjøre det lettere å gjennomføre en mer ensartet vurdering av kostnader og effekter av mulige tiltak i forbindelse med innledende økonomiske vurderinger for valg av tiltak til tiltaksprogrammene. Tallmaterialet er basert på eksperters viten om tiltakene. Det er altså snakk om overordnede gjennomsnittsbetraktninger som kan brukes til overordnede vurderinger i tiltaksprogrammene. Det vises imidlertid til at overslagene bør justeres på grunnlag av lokale forhold. I denne rapporten beskrives metoden for kostnadseffektivitetsanalyse. Analysen skal skje på tre nivåer i tråd med den administrative inndelingen av vanndistrikter. Øverste nivå er vanndistriktet, som i neste omgang kan bestå av et eller flere uavhengige delnedbørfelt som i tredje omgang består av en rekke vannområder. Innledende analyser behøver ikke å bli gjennomført på vannområdenivå, men kan av hensyn 7 Miljøstyrelsen (2006). Enhedsomkostninger og forureningsbegrænsning ved forskellige miljøforanstaltninger- katalog til brug for overordnede tekniske og økonomiske vurderinger i forbindelse med Vandrammedirektivet. 15

24 til ofte begrensede ressurser f.eks. gjennomføres på en samling vannområder som utgjør et naturlig sammenfall. Dette vil være tilstrekkelig for å få en overordnet oversikt over de tiltak som sannsynligvis vil være mest kostnadseffektive (Miljøstyrelsen 2006). Analysen skal være en samfunnsøkonomisk analyse som skal sikre at tiltakene med de laveste samfunnsøkonomiske kostnadene skal benyttes til å oppfylle målene i vannområdet. Det skilles mellom konsekvenser på den ene siden og kostnad/gevinst ved å gjennomføre tiltaket på den andre. Konsekvenser beskrives som fysiske størrelser eller endringer i tilstand. Det skilles også overordnet mellom økonomiske og miljømessige konsekvenser. For disse konsekvensene knyttes det samfunnsøkonomiske kostnader/gevinster. I praksis vil imidlertid den samfunnsøkonomiske analysen ta utgangspunkt i bedriftsøkonomiske kostnader. Den eneste typen indirekte kostnader som ikke inkluderes, er nasjonaløkonomiske effekter av endringen av utnyttelsen av samfunnets ressurser. Dette er pga. at endringene antas å være så små at de ikke vil påvirke overordnede nasjonaløkonomiske forhold. Tabell 3.1: Eksempel på datakilder for kostnadsberegning (Miljøstyrelsen 2006) Type af foranstaltning Type af omkostning Datakilde Renseanlæg (både central og decentrale) Renseanlæg (både central og decentrale) Braklægning af landbrugsjord Begrænsning i pesticidanvendelse Reduktion i N-tilførsel på landbrugsjord Investering og drift omkostninger Forurening fra øget energiforbrug Tab i produktion Tab i produktion Tab i produktion Overslag på baggrund af enhedstal, evt. input fra leverandører og rådgivere Enhedspriser for emissioner (DMU, Risø) Eksempelberegninger lavet af FØI, KVL og DMU Eksempelberegninger lavet af FØI og KVL Eksempelberegninger lavet af FØI og KVL Etablering af vådområder Investeringsomkostning Overslag på baggrund af skitseprojekt, evt. input fra entreprenør og rådgivere Ændring i oprensningspraksis for vandløb Ændring i oprensningspraksis for vandløb Driftsomkostning (reduktion) Tab i landbrugsproduktion Overslag baseret på faktiske udgifter Eksempelberegninger lavet af FØI og KVL Det vil i mange tilfeller knytte seg usikkerhet til beregning av samfunnsøkonomiske kostnader, og det vil derfor være nødvendig å basere noe av analysen på skjønn på bakgrunn av ufullstendige data. I situasjoner der man har vært avhengig av å benytte skjønn, bør dette bemerkes. Det anbefales også å oppgi en minimums-, maksimums- og middelverdi som kan benyttes videre i usikkerhetsanalyser. Med utgangspunkt i en katalog over mulige tiltak sammenstilles en matrise som illustrert nedenfor. 16 Rapport

25 Effektindikatorer (% opfyldelse af insatsmål) Omkostningseffektivitet Vandløbsopland Foranstaltning Indikator 1 Indikator 3 Indikator n Samlet effekt indikator Årlige omkostninger (1000 DKK) DKK pr. Effekt Rang Vandområde 1 Globalt Lokalt Globalt Lokalt Globalt Lokalt Globalt Lokalt Globalt Lokalt Globalt Lokalt Foranstaltning 1 Foranstaltning 2 Foranstaltning 3.. Foranstaltning n Sum lokalt Akkumulerede årlige omkostninger (1000 DKK) Vandområde 2 Vandområde n Foranstaltning n+1 Foranstaltning n+2 Foranstaltning n+3.. Foranstaltning s Sum lokalt Foranstaltning s+1 Foranstaltning s+2 Foranstaltning s+3.. Foranstaltning z Sum lokalt Total effekt og omkostning Figur 3.2: Kostnadseffektivitetsmatrise. Ved å beregne kostnader per % måloppnåelse for hver indikator, er man i stand til å rangordne de enkelte tiltak (Miljøstyrelsen 2006) Kostnadseffektivitet i forvaltningsplanene I forvaltningsplanen for Øresund beskrives tiltakene som brukes med effekter og kostnader samt omfanget av vannbruken i hovedvannområdet. For å komme fram til et tiltaksprogram for vannområdene i hovedvannområde Øresund, er det brukt en rekke kostnadseffektive tiltak som beskrevet i tiltakskatalogen (jf. avsnitt 1.3.1) Tiltakene er i denne planen vurdert og valgt for å nå målsettingene i vannområdene på mest mulig kostnadseffektiv måte. For hvert tiltak er det listet opp effekter og bedriftsøkonomiske kostnader, samt årlige kostnader for stat, kommune og ulike næringer. Tiltakene er sortert etter påvirkningstype. Landbrukstiltakene er valgt ut på bakgrunn av en tidligere kostnadseffektivitetsanalyse under Grøn Vækst. Nærmere beskrivelse finnes i Retningslinjer for udarbejdelse af indsatsprogrammer, kapitel 7 og 8 (Miljøministeriet 2010). Når det gjelder bruken av de generelle tiltakene, er det ikke tatt stilling til eksakt plassering av tiltaket i delnedbørfeltene. Fordelingen er foretatt ut fra om det er et generelt eller målrettet tiltak. For de generelle tiltakene, er fordelingen gjort ut fra at den samlede effekten av de generelle tiltakene i forhold til belastningsbidraget fra landbruksarealer prosentvis er likt uavhengig av arealtype. For de målrettede tiltakene er fordelingen gjort ut fra størrelsen av krav til målrettede tiltak og et beregnet potensial i de enkelte sjø- og kystdelnedbørfelt. For tiltak som skal redusere påvirkning fra punktkilder, ligger tiltaket ved selve forurensningskilden. Det samme gjelder for tiltak rettet mot fysiske inngrep i vassdrag. Her forutsettes også tiltakene å plasseres der de fysiske forholdene er negativt påvirket. For punktkilder og fysiske forhold er det ofte bare et tiltak som kan håndtere belastningen. Der det er flere muligheter, har kostnadseffektivitetsprinsippet vært gjeldene for valg av tiltak. En nærmere beskrivelse av fordeling av tiltak, finnes i tiltakskatalogen. For å kunne beregne den årlige kostnaden av det valgte tiltaksprogram, er det for alle tiltak beregnet en enhetskostnad. For de tiltak der det forutsettes en investering ved implementering 17

26 av tiltaket, er investeringen annuisert etter gjeldende metode for å få en årlig kostnad (for eksempel kroner per hektar våtmark per år). Videre er det i den årlige kostnaden medregnet årlige driftskostnader. For de landbruksrelaterte tiltakene overfor diffus avrenning av næringsstoffer, er kostnadene estimert som jordrentetap, dvs. det tap en bonde har i sitt dekningsbidrag per påvirket arealenhet ved bruk av et tiltak sammenlignet med en førsituasjon. Enhetskostnadene så vel som de samlede kostnadene av tiltak er bergegnet som årlige bedriftsøkonomiske kostnader. De bedriftsøkonomiske kostnadene er den direkte bedriftsøkonomiske kostnad forbundet med implementeringen av tiltaket. Det kan for eksempel være bondens direkte tap per hektar eller utgiften til entreprenøren som skal gjennomføre et fysisk tiltak i en elv. På bakgrunn av beskrevet bruk samt beregning av tiltakets enhetskostnad, er en samlet årlig kostnad ved implementering av tiltaksprogrammet beregnet for hovedvannområdet (Tabell fra forvaltningsplanen). Tabell 3.2: Eksempel på tabell fra dansk forvaltningsplan 18 Rapport

27 Note 1) Effekten er angivet i forhold til udledningen til overfladevande samlet set, ukorrigeret i forhold til retention/tilbageholdelse i søer m.v.. Note 2) Det forudsættes, at anvendelse af markedsomsættelige kvælstofkvoter vil bidrage til fuld opfyldelse af indsatskravet i første planperiode. Det er endnu ikke fastlagt, hvorledes ordningen skal udformes. Note 3) Virkemidlet anvendes både i åbne vandløb samt rørlagte vandløb der åbnes, og som hovedregel også på strækninger der restaureres. Note 4) Den angivne økonomi for indsatsen dækker alene den fysiske indsats. I tilfælde hvor der i forbindelse med indsatsen er behov for udtagning af landbrugsareal er erstatning for tabt indtjening indregnet under virkemidlet ophør med vandløbsvedligeholdelse da der i forbindelse med indsatsen samtidig forudsættes at ske ophør med vandløbsvedligeholdelse. Note 5) Skøn over antal af udløb, hvor der er krav til indsats. Indsatsen skal reducere udledningen af iltforbrugende stoffer til vandløb og i nogle tilfælde opstrøms søer reducere udledningen af fosfor. Indsatsen består i etablering af first-flush bassin, som udgangspunkt på 5 mm. Skønnet er forbundet med store usikkerheder og kan i nogle tilfælde være overestimeret. Imidlertid er det et krav at vandplanen indeholder et overslag over omkostningerne ved de forskellige tiltag. Note 6) Excl. markedsomsættelige kvælstofkvoter. Note 7) Hertil kommer kvælstof-synergi fra virkemidlerne "ophør/reduktion af vandløbsvedligeholdelse" og "oversvømmelse af ådale mhp fosforfjernelse" som på landsplan er anslået til en effekt på ca. 700 tons kvælstof. Note 8) Projekterne udvælges ud fra deres omkostningseffektivitet, dvs. prisen pr. kg kvælstof hhv. kg fosfor. Vådområder målrettes reduktion af kvælstofbelastningen i oplande til kystvande, der fremgår af tabel Ådale målrettes reduktion af fosforbelastningen i oplande til søer med indsatsbehov, jf. tabel Store projekter med en høj grad af kvælstofreduktion har forrang fremfor mindre projekter. Ved store projekter forstås den absolutte kvælstof- eller fosfortilbageholdelse. Antal ha er beregnet ud fra en gennemsnitseffekt for kvælstofreduktion. Da projekterne udvælges ud fra deres omkostningseffektivitet er hektarangivelsen vejledende. Note 9) Indsatsbehovet er under kvalificering og skal endeligt afklares i dialog med kommunerne, jf. kap

28 3.4 Kostnadsdekning av vanntjenester I Retningslinjer for udarbejdelse af indsatsprogrammer 2009 står det at forvaltningsplanene skal inneholde en rapport om hvilke praktiske tiltak som skal innføres for å gjennomføre prinsippet om kostnadsdekning for vanntjenester i vanndirektivet (Miljøministeriet 2010). Videre forventes det at forvaltningsplanen skal informere om i hvilket omfang forskjellige sektorer bidrar til slik kostnadsdekning. Den danske Miljømålsloven beskriver ikke nærmere regler for slik kostnadsdekning, men vanndirektivet tolkes slik at dette gjelder for vann- og avløpstjenester. Kostnadsdekningen beskrives å forholde seg til alle kostnader forbundet med disse tjenesteytelsene, inkludert miljø- og ressurskostnader. Tiltaksprogrammet skal omfatte tiltak som i praksis oppmuntrer brukerne til effektiv vannbruk og sikre at de ulike sektorer og husholdninger bidrar med et passende bidrag til kostnadsdekning av vanntjenester, i tråd med prinsippet om at påvirker skal betale. Forvaltningsplanen skal altså så langt det lar seg gjøre inneholde opplysninger om årlige kostnader ved avløpshåndtering (om mulig oppdelt i husholdninger, industri og landbruk), årlige kostnader til drikkevannsforsyning (om mulig oppdelt i husholdninger, industri og landbruk), prognose for vannforbruk til 2015, prognose for kostnader til drikkevann- og avløpshåndtering til Disse analysene kan enten gjøres på vanndistriktsnivå eller på hovedvannområdenivå. I Danmark gjelder ensartede regler for vannog avløpstjenester i hele landet Betaling for vannforsyning Anleggs- og driftsbidrag for kommunale vannforsynsingsanlegg fastsettes av kommunalbestyrelsen i henhold til Vandforsyningslovens 53. For private vannverk godkjennes også anleggs- og driftsbidrag av kommunalbestyrelsen etter en innstilling fra vannverket. I lovens 52a beskrives det at vannforsyningens inntekter ikke må overstige dens utgifter, og at den kun må inneholde utgifter som er direkte relatert til den pågående vannforsyningens alminnelige vannforsyningsaktiviteter. Det er presisert at det kan innregnes nødvendige utgifter til distribusjon av vann, lønninger, andre driftskostnader, administrasjon, driftsmessige avskrivninger, forrentning av fremmedkapital og underskudd fra tidligere perioder i forbindelse med etablering og vesentlig utbygging av vannforsyningssystemene samt investeringer i forbindelse med nyinvesteringer. Utgifter til rådgivning av kundene om vannsparing kan også inkluderes i tillegg til utgifter til kartlegging, overvåkning og beskyttelse av vannressurser som vannforsyningen har en aktuell eller potensiell interesse av. Det er presisert at dette eksempelvis kan gjelde utgifter til tiltaksplaner, opprettelse og ledelse av et koordinasjonsforum, samt til administrasjon forbundet med å innkreve gebyrer. Alle eiendommer som er tilsluttet et allment vannforsyningsanlegg i Danmark skal ha en vannmåler. Erfaringer fra Danmark har vist at det å sette inn en vannmåler reduserer vannforbruket med 5-15 %. Betaling gjøres etter målt forbruk. Det kan imidlertid gis rabatt på vannprisen til storforbrukere. Vannverkene har mulighet til å påvirke husholdningenes forbruk av vann ved å registrere unormale avvik i forbruk, redusere forsyningen, begrense hagevanning samt informere og bevisstgjøre brukerne. For vannforsyning betales et fast og et variabelt gebyr. Gjennomsnittet for det variable gebyret er 13 kr/m3 inkludert avgift og moms, mens det faste årlige gebyret gjennomsnittlig er ca. 370 kr inkludert merverdiavgift. I 2002 var det gjennomsnittlige forbruket av drikkevann 44,4m3/person for husholdninger i Danmark (Miljøstyrelsen 2005). Vannkvaliteten trues flere steder av forurensning fra landbruk og avfallsdeponier. Det må derfor påregnes at det må gjøres nye investeringer i årene fremover (Miljøstyrelsen 2005). 20 Rapport

29 3.4.2 Betaling for avløpstjenester Lov om betalingsregler for spildevandsanlæg bygger på et prinsipp om at kloakkforsyningen fullt ut finansieres av brukerne, altså forurenserne etter visse retningslinjer. Slik er forurenser betaler -prinsippet gjennomført med 100 % brukerfinansiering. Utgiftene til investering, drift og vedlikehold av kloakkanlegg skal dekkes av de berørte eiere av fast eiendom som har avløp til de offentlige kloakkanleggene eller som er avtalesmessig tilknyttet kloakkforsyningen. Det skal ikke kreves inn større samlet gebyr enn det som tilsvarer kostnadene ved avløpstjenestene, og kostnadene skal kun dekkes av gebyrene fra brukerne. Gebyrene som skal dekke avløpstjenestene, består av et engangsbidrag ved tilkobling samt årlige avløpsgebyrer. Engangsbidraget består i at det ved tilkobling av en eiendom til et offentlig avløpsanlegg må betales et standard gebyr på kr eks. mva. For næringseiendom er tilkoblingsgebyret på kr eks. mva per påbegynt 800 m 2 grunnareal. Det årlige gebyret beregnes ut fra forbrukt vannmengde og kubikkmeterprisen fastsatt av kommunalbestyrelsen. Denne kan altså bli oppdelt i en fast og en variabel del etter nærmere fastsatte regler. Det kreves at virksomheter som leverer særlig forurenset avløpsvann betaler ekstra gebyr, dersom dette gir opphav til ekstrakostnader i forbindelse med håndteringen av avløpsvannet. Gjennomsnittlig lå kommunenes avløpsgebyr i 2002 på 22 kr/m 3 (inkl. mva og avgift) forbrukt vann og et fast årlig gebyr på 200 kr (Miljøstyrelsen 2005) Betaling av miljø- og ressurskostnader (grønne avgifter) 1 i Lov om afgift af ledningsført vand sier at det skal betales en avgift til staten av ledningsført vann som forbrukes i Danmark. Avgiften utgjorde 5 kr per m3 vann (2005). Det er vannverket som er avgiftspliktig og derav følger det at vanningsanlegg ikke er omfattet av avgiften. Videre kan momspliktige ervervsvirksomheter få refundert avgiften, bortsett fra visse liberale erverv. Det årlige utbyttet er 1,7 milliarder kroner. Avgiften er innført for å øke vannsparingen i husholdningene. Avgiften føres ikke direkte tilbake til forbrukerne i form av for eksempel tilskudd eller miljøbeskyttelse. Det betales også kloakkavgift til staten for utslipp av organisk materiale (BOD5), nitrogen og fosfor, jf. Lov om afgift av spildevand. Jo bedre rensing, jo lavere er avgiften, men avgiften er ikke resipientbasert. Utbyttet er ca. 300 millioner kroner årlig. Selskaper som slipper ut særlig store mengder, har reduserte takster. Avløpsvannsavgiften betales av både husholdninger og industri, selv om industrien har rett til å søke om reduksjon. Industrien betaler per målt mengde vann minus eventuelt konsum (for eksempel bryggerier). Ekstra avgifter kan forekomme for industrier med svært forurenset vann. Jordbrukssektoren betaler ikke denne avgiften. Samme avgiftsnivå, per danske kroner (DK) per kg totalnitrogen, 110 DK per kg totalfosfor og 11 DK per kg organisk materiale, gjelder i hele landet (SOU 2010). Eiendommer som ikke er tilknyttet et felles renseanlegg, betaler avgiften direkte, dvs. avgiften betales av kommunale renseanlegg, industri med egne utslipp, eiendommer med eget renseanlegg og eventuelle felles private avløpsanlegg. Eiendommene som er tilknyttet kommunale renseanlegg, betaler ikke separat avløpsavgift da denne er integrert i vannavgiften. Utbyttet fra disse grønne skattene går til staskassen. Staten har i sin tur påtatt seg en rekke utgifter knyttet til miljøplanlegging og styring, overvåkning, tilsyn, veiledning, avbøtende tiltak etc. Staten betaler imidlertid rammetilskudd for visse utgifter til lokale 21

30 myndigheter, inkludert miljøkostnader. På denne måten er det noe indirekte tilbakeføring av avgiften (Miljøstyrelsen 2005). De statlige toll- og skattemyndigheter har til enhver tid adgang til å foreta ettersyn av avløpsanlegg og lokaler som benyttes i forbindelse med driften av registreringspliktige virksomheter. I Danmark benyttes et system med gjødselregnskap der hver enkelt virksomhet ut fra sine spesifikke forutsetninger og en nitrogen-norm tildeles en gjødselkvote Planlagt utredning om omsettelige kvoter I forslaget til Grøn vekst som den danske regjeringen la fram i 2009, varsles planlagte endringer av systemet for avgifter på utslipp av næringsstoff. Fremfor alt ville man undersøke mulighetene for å gjøre systemet mer markedsbasert ved å innføre omsettelige kvoter. Det er derfor planlagt et utredningsarbeid om dette der utgangspunktet er en modell med omsettelige kvoter, med det mål å redusere forurensningen med næringsstoff på en kostnadseffektiv måte, samtidig som klimagassutslippene fra landbruket reduseres. Eventuelle inntekter er tenkt å bli tilbakeført til jordbruket gjennom redusert jordskatt ( Grøn vekst ; Den danske regering, april 2009). Forslaget foreligger imidlertid ikke ennå, så vidt vi har kunnet bringe på det rene. 3.5 Unntak fra miljømål Retningslinjer for udarbejdelse av indsatsprogrammer (Miljøminesteriet 2010) har et eget kapittel som beskriver unntak fra miljømål. Beskrivelsene er basert på EUs Guidance Document om hvordan unntaksbestemmelsene skal brukes 8. I utkast til forvaltningsplanene skal bruk av unntaksbestemmelser beskrives og begrunnes samtidig som de miljømessige og økonomiske konsekvenser skal vurderes. For at en unntaksbestemmelse skal komme på tale, må alle krav i eksisterende felleslovgivning for beskyttelse av vann være oppfylt (eksempelvis krav i andre direktiver). I forhold til forvaltningsplanperioden fra , vil det først og fremst være forlengelse av tidsfristen for oppfyllelse av miljømålet eller fastsettelse av et mindre strengt miljømål som vil være relevante og derfor kunne benyttes i forvaltningsplanene. Betingelsene for å kunne bruke et mindre strengt miljømål krever mer informasjon og dyptgående vurdering av alternativer enn for forlengelse av tidsfrister. Derfor har danskene funnet en trinnvis fremgangsmåte hensiktsmessig til vurderingen av unntak. Force majeure-situasjoner (forurensningsuhell og lignende) samt forringelse av et vannområdes miljøtilstand pga. nye bærekraftige menneskelige aktiviteter er ikke vurdert i retningslinjene. Unntak skal knyttes til spesifikke vannområder og skal derfor besluttes i hvert enkelt vannområde. Redegjørelse og begrunnelse for unntaket som skal inngå i forvaltningsplanen kan imidlertid beskrives samlet for flere vannområder når samme problemstilling ligger til grunn for unntaket, og informasjonen er relevant for det aktuelle vannområdet. 8 Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive, Guidance Document No. 20. Exemptions to the Environmental Objectives, Tchnical Report Rapport

31 Når det gjelder vurderingen av om kostnadene ved å oppfylle miljømålet er uforholdsmessig høye, bør det gjennomføres en økonomisk analyse basert på undersøkelse av nytte og kostnader. Jamfør forvaltningsplanen som skulle foreligge i 2009, ser man at det kan være vanskelig å verdsette nytten. Det kreves derfor minimum en kvalitativ analyse av nytten. Bestemmelsen om bruk av mindre strenge miljømål, vil i siste instans være en politisk avgjørelse. Vurdering av uforholdsmessig store kostnader gir kun mening dersom den mest kostnadseffektive løsningen først er blitt identifisert. Viktigheten av å gjennomføre alle tiltak som ikke er uforholdsmessig dyre presiseres i tilfeller hvor det blir gjort et unntak, slik at tilstanden blir best mulig selv om ikke målet nås. For vannforekomster hvor det vurderes at man ikke kan nå god tilstand innen 2015 med de allerede iverksatte tiltak, er følgende muligheter i prioritert rekkefølge: 1. iverksettelse av ytterligere tiltak i tiltaksprogrammet 2. utsettelse av tidsfristen for måloppnåelse 3. fastsettelse av mindre strenge mål Uforholdsmessig høye kostnader kan begrunne både forlengelse av tidsfrist og eventuelt fastsettelse av et mindre strengt miljømål. Det foreligger fortsatt ikke en felles EU-forståelse for hvordan dette begrepet bør anvendes. Det fremgår imidlertid fra det forelagte Guidance Document 9 at kostnadene ikke kan defineres som uforholdsmessig store med en gang kostnadene overgår kvantifiserbar nytte. Vurdering av kostnadene skal inneholde så vel kvalitative som kvantitative kostnader og nytte. Det står beskrevet at kostnadene bør overstige nytten med en betydelig margin med høyt konfidensintervall. Vurdering av nytte Vurdering av nytte kan på samme måte som kostnader vurderes ved å benytte finansielle og /eller samfunnsøkonomiske vurderingskriterier, herunder verdsetting av nytte. Tilpassede verktøy for spesifikk vurdering av nytte ved et gitt tiltak i et vannområde er ennå ikke utviklet, og vurderingen henvises derfor til å foregå kvalitativt. En kvalitativ vurdering av nytte forbundet med et gitt tiltaksbehov kan i første omgang beskrives i et enkelt avkrysningsskjema. Nytten kan deles inn i ulike typer og temaer i forhold til hva som kan oppnås av forbedringer for natur, klima, vannmiljø etc. Jo flere kryss jo større samlet nytte, og jo større fokus skal det være på å vurdere om det på kostnadssiden er snakk om uforholdsmessig store kostnader. Nytte vurderes i forhold til betydning for eksempelvis friluftsliv, klimaeffekter, klimatilpasning, Natura 2000-direktivet, biodiversitet samt oppfyllelse av generasjonsmål for reduksjon av miljøbelastning med forurensende stoffer. Vurderingen skal ta utgangspunkt i nytten som ikke forekommer ved at miljømålet ikke oppfylles. Eksempler på nytte kan være: Beskyttelse og forbedring av de akvatiske økosystemenes sunnhet og biodiversitet. Beskyttelse av menneskers helse gjennom vannrelatert påvirkning (drikkevann, matvareproduksjon, bading, konsum av fisk etc.) 9 Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive, Guidance Document No. 20. Exemptions to the Environmental Objectives, Technical Report

32 Forbedret kostnadseffektivitet i vannforvaltning. Forbedring av livskvalitet ved forbedret vannkvalitet for innbyggere, turister, vannsport ved å forbedre deres non-use value og alle tilknyttede non-market benefits. Det er forbundet usikkerhet ved beregning av nytte og kostnader samt kostnadseffektivitet av tiltak. Dette bør tas i betraktning i beslutningsprosessen. Forvaltningsplanen skal inneholde opplysninger om miljømål for vannforekomster. Her skal det også inngå opplysninger om og begrunnelse for eventuelle unntak fra miljømålene. Figur 3.3: Oversikt over vannområder/vannforekomster med unntak fra miljømållovens generelle miljømål Eksempler på unntak er beskrevet i Miljøministeriet (2010). Miljøstyrelsens rapport Enhedsomkostninger og forureningsbegrænsning ved forskellige miljøforanstaltninger fra 2006 beskriver også metoder for å avdekke om kostnadene ved å nå et gitt miljømål er uforholdsmessig høye og kan gis unntak fra kravene i vanndirektivet, presenteres et sett av metoder som kan kaste lys over dette. Man kan eksempelvis se på den ekstra byrde som blir lagt på innbyggerne i form av økt vann- og avløpsgebyr. En fordobling av det eksisterende gebyr vil kunne være en indikator for at kostnadene ved tiltaksprogrammet er uforholdsmessig store da det innebærer en betydelig endring av innbyggernes forbruksmønstre og muligheter. Man kan også se på samlet pris. Eksempelvis 24 Rapport

33 kan man sette en grense ved 50 millioner kroner, og vedta at alle enkelttiltak som koster mer en dette skal analyseres ytterligere på grunn av alminnelige prinsipper om at så store, enkeltstående samfunnsmessige investeringer skal dokumenteres grundig. Det kan også være aktuelt å sammenligne størrelsen på den planlagte investeringen med det nåværende investeringsnivå for den finansierende myndighet. Hvisk kostnadene ved det planlagte tiltaksprogrammet kan påvises å utgjøre en betydelig andel i forhold til eksisterende kostnadsnivå, vil det indikere at det planlagte aktivitetsnivå ligger langt over det normale aktivitetsnivå for myndigheten Det kan være en begrunnelse for bedre analyse av ressursbruken (Miljøstyrelsen 2006). I forvaltningsplanene beskrives unntak/utsettelse fra miljømålene i en del vannforekomster. Dette beskrives kvalitativt, og begrunnelsene er hovedsakelig knyttet til tekniske årsaker eller mangel på kunnskap. Selv om dette indirekte kan bety uforholdsmessig store kostnader, er ikke dette nevnt som begrunnelse. 3.6 Aktuelle forskningsrapporter og pilotprosjekter Nasjonale analyser av tiltak Det var i perioden nedsatt et embetsmannsutvalg ( Virkemiddelutvalget ) under Finansdepartementet med mål om å gjennomføre økonomiske analyser for å identifisere de mest kostnadseffektive tiltak til implementering av vanndirektivet i Danmark. Utvalget vurderte oppnåelse av god tilstand i henholdsvis elver, innsjøer og kystnære farvann. For å oppnå disse målene, ble det vurdert å være behov for tiltak for å redusere avrenning av næringsstoffer fra både diffuse kilder (primært landbruk) og punktkilder (primært avløp) samt tiltak for å forbedre den fysiske tilstanden i elver. I de nasjonale analysene av tiltak er det oppgitt årsaker til manglende måloppfyllelse for både vassdrag, sjøer og kystvann. Disse er igjen delt inn i punktkilder og diffuse kilder og ulike tiltak er beskrevet for hvert av problemområdene. De mest kostnadseffektive tiltakene er også beskrevet. For punktkilder i sjøer er eksempelvis følgende tiltak beskrevet med potensial for rensing av P samt tilhørende kostnadseffektivitetsbrøk for hvert tiltak. Dette er imidlertid kun en nasjonal gjennomgang av potensial på nasjonalt nivå. Det er altså ikke her tatt hensyn til potensial i den enkelte sjø. 25

34 Tabell 3.3: Eksempel på enhetskostnadstabell Tiltakene er besluttet i en politisk avtale om Grønn Vækst og skal benyttes i forvaltningsplanenes tiltaksprogrammer. Et markedsorientert system, enten gjennom kvoter eller avgifter, vurderes til å oppfylle kravene til ytterligere reduksjon av nitrogen. Retningslinjene 10 sammenfatter den nasjonale screening av tiltaksbehov primært basert på resultatene fra virkemiddelutvalget men også fra andre utredningsarbeider. Denne screeningen har dannet grunnlag for utvelgelsen av de virkemidler som skal brukes i forvaltningsplanenes tiltaksprogrammer Analyse utført av Skattekommisjonen 11 Den danske regjering nedsatte også en kommisjon som har hatt som mål å vurdere hvor hensiktsmessig det danske skattesystemet har vært til å fremme regjeringens ambisjoner på klima- og energiområdet. Kommisjonen konkluderer med at avgifter og omsettelige kvoter er meget effektive virkemidler for å sikre at de nasjonale målsetninger og internasjonale forpliktelser oppnås. Kommisjonen foreslår en avgift på nitrogen for å erstatte andre ikkeøkonomiske reguleringsmekanismer (gjødslingsplaner) for å oppfylle målsettingene i om forbedring av vannmiljø. Kommisjonen foreslår en avgift på 4 kroner per kg på landbrukets nitrogenbalanse. Forslaget er beregnet ut fra målsettingen om en 13 % reduksjon av avrenningen i 2015 sammenlignet med Man vurderte at avgiftsgrunnlaget ville komme nærmest miljøbelastningen ved bruk av en såkalt balanseavgift. Balansemodellen vil gi en avgift på bruttotilførsel av nitrogen i gjødsel og fôr til landbrukssektoren og refusjon av avgift ved brutto reduksjon av nitrogen. 10 By- og Landskabsstyrelsen (2010a). Retningslinjer for udarbejdelse af indsatsprogrammer. Version 4, 216 sider. 11 Skattekommissionen (2009). paa_arbejde.pdf 26 Rapport

35 3.6.3 Grøn Vækst Aftalen 12 Regjeringen nedsatte fra samtidig et Grøn Vækst ministerutvalg. I april 2009 la regjeringen fram et forslag til en Grøn Vækst -strategi. Strategien omfatter bl.a. tiltak mot landbrukets avrenning av nitrogen. En vesentlig del av denne reduksjonen foreslås oppnådd med et kvote/avgiftssystem. Et slikt kvotesystem har et mål om å redusere avrenning av nitrogen med ca tonn. Det foreslås her å igangsette et utvalgsarbeid slik at kvotesystemet vil kunne settes i drift i Inntektene fra et evt. salg av nitrogenkvoter vil bli tilbakeført til næringsvirksomheten via jordskattene. Samtidig er det besluttet en finansieringsplan som omfatter både statlige og kommunale midler samt økt bruk av midlene fra EUs Rural Development Programme Virkemidler til realisering af målene i EU s vandrammedirektiv 13 Schou et al. sin (2007) rapport om tiltak for realisering av målene i EUs vanndirektiv gjennomfører en analyse av virkemidler som skal bidra som input til vurdering av hvordan målene i vanndirektivet kan nås på en kostnadseffektiv måte. Når det konkret skal vurderes hvilke virkemidler som er mest hensiktsmessige i forbindelse med en tiltaksplan, anbefaler denne rapporten at følgende vurderinger blir gjort: Hva er potensialet til de enkelte tiltak? Vil kostnader eller effekter variere vesentlig eller kan man bruke konstante enhetstall for kostnader og effekter? Hva er maksimum og minimumsangivelse for de ulike tiltak? Hvordan varierer retensjonen av N innenfor området, og hvor stort er arealet av potensielle P-risikoarealer? Krysseffekter mellom tiltakene. Hvilke tiltak utelukker for eksempel hverandre? Det er i forbindelse med dette arbeidet utarbeidet en liste av tiltak som er gjengitt i en appendiks. Tiltakene er beskrevet etter disse faktorene: 1. Tittel 2. Innhold og funksjon 3. Bruk (eks. type lokalitet) 4. Effekt på N- og P- forurensning 5. Potensielt omfang 6. Tidshorisont 7. Sekundære miljøeffekter 8. Relevans, målretting og administrasjon 9. Økonomisk vurdering Bedriftsøkonomisk effekt Samfunnsøkonomisk effekt 12 Grøn Vækst aftalen juni Schou et al, Virkemidler til realisering af målene i EU s vandrammedirektiv. DMU rapport nr

36 3.6.5 Anvendelse av cost-benefit analyser ved implementering av EUs vannrammedirektiv Hasler et al. (2006) gjorde en gjennomgang av hvordan nyttekostnadsanalyser kan brukes ved implementeringen av EUs vanndirektiv i Danmark. Her diskuteres bl.a. metoder unntak/utsettelse fra miljømålene grunnet uforholdsmessig store kostnader. Her presiseres viktigheten av bruk av nyttekostnadsanalyser i forhold til kostnadseffektivitetsanalyser ved at denne formen for analyser inkluderer fordelingseffekter og nytte i form av monetære verdier som gjør dem direkte sammenlignbare med kostnadene. Ulempen med nyttekostnadsanalyse er at denne verdsettingen tilfører analysen et ekstra usikkerhetsmoment, spesielt dersom eksistensverdien er stor. Her vurderes også bruken av resultater fra tidligere studier gjort i andre land, såkalt benefit transfer. De konkluderer med at mange slike studier kan være relevante for danske forhold, men det bør allikevel utføres tester av usikkerheten ved overføring til danske forhold. De viser til at resultater fra skotske/engelske studier om implementeringen av vanndirektivet som estimerer eksistensverdi og verdi for fremtidige generasjoner til 75 % av samlet verdi. De få danske cost-benefit-analysene som er utført har vist en positiv nyttekostnadsbrøk og eksistensverdier utgjør største del av nytten. 28 Rapport

37 4 Erfaringer fra Tyskland I dette kapittelet oppsummeres innhentede erfaringer fra Tyskland angående hvordan økonomiske aspekter er innarbeidet i vanndirektivsarbeidet. 4.1 Status I Tyskland er organiseringen av vanndirektivet fordelt mellom ulike forvaltningsorganer på forskjellige nivåer, samt at nasjonale og internasjonale organisasjoner også kan være ansvarlig for vannforvaltningen i internasjonale, store og/eller intensivt brukte nedbørfelt. Etter publisering av WATECO-veiledningen om implementering av økonomiske instrumenter i vannforvaltningsplaner (WATECO 2003), ble det i Tyskland laget en håndbok med utvalgte kostnadseffektive tiltakskombinasjoner etter artikkel 11 i vannrammedirektivet (UBA 2004). På delstatsnivå ble tre pilotprosjekter (Lippe, Mittelrhein, Leipzig) gjennomført for å vise under hvilke forutsetninger (f. eks. nødvendig data) en praktisk gjennomføring av økonomiske analyser er mulig (Pilotprosjekt Lippe 2004). Tilbakemeldingene på pilotprosjektene førte til at de forskjellige tyske delstatene gjennomførte videre prosjekter. Siden datagrunnlaget er forskjellig i de ulike prosjektene, har gjennomføringen også blitt forskjellig. Det er i dag satt sammen en arbeidsgruppe som bringer sammen kompetanse fra delstatsnivå og statsnivå (Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Wasser - LAWA, Ad hoc-unterausschuss Wirtschaftliche Analyse ) og arbeider med å koordinere erfaringene fra de ulike prosjektene. På grunn av at kompetansen på vanndirektivet er fordelt mellom flere ulike nivåer er det ikke utviklet noen bestemt metodikk for økonomisk vurdering i forvaltningsplaner og tiltaksplaner. En gjennomgang av noen forvaltningsplaner og tiltaksprogrammer 14, viser at veilederen fra UBA (2004) ofte er brukt når det gjelder prioritering av tiltak. Noen ganger er imidlertid metodikken forandret eller utvidet (se for eksempel Lange 2007). Tyskland har hittil bare definert vann- og kloakktjenester som vanntjenester. For øyeblikket vurderer EU om det er kontraktstridig. Inntil en avgjørelse er truffet, vil ikke Tyskland arbeide med økonomiske analyser av andre vanntjenester. Alt veiledingsmaterial i Tyskland er publisert på internett. 4.2 Organisering I Tyskland er organiseringen av vanndirektivet fordelt mellom ulike forvaltningsorganer på statsnivå, delstatsnivå (Bundesländer) og kommunalnivå. For store eller intensivt brukte nedbørfelter, kan også nasjonale og internasjonale organisasjoner være ansvarlig for 14 Delstat Baden-Wuerttemberg: Delstat Nordrhein-Westfalen: Delstat Bayern: 29

38 vannforvaltningen i hele nedbørfeltet. f. eks. for Elben den Flussgebietsgemeinschaft Elbe 15 (nasjonal organisasjon) eller for Rhinen den International Commission for the Protection of the Rhine 16 (internasjonal organisasjon). En detaljert gjennomgang av organisering vil derfor sprenge rammen for denne rapporten. Kort oppsummert er tiltaksprogrammer og forvaltningsplaner utført på delstatsnivå, men den konkrete realisering av tiltakene som medfører eventuelt en tilpassing av tiltakene - ligger i hendene på kommunale forvaltningsorganer. Gjennomgang av dokumenter og telefonsamtaler med ansvarlige personer henviser til følgende: - På delstatsnivå og i internasjonale vassdrag brukes som oftest den økonomiske metodikken som f. eks. kostnadseffektivitetsanalyse. Metodikken er imidlertid litt forskjellig fra delstat til delstat. - Når det gjelder den praktiske realisering av tiltakene på kommunalt nivå, er noen metoder som f. eks. kostnadseffektivitetsanalyser allerede standard. Lokale aktører (regionale forvaltning, organisasjoner som er ansvarlig for vannbruk) viser til en mangel på transparente metoder eller data framfor alt for unntak fra miljømål og for integrering av miljø- og ressurskostnader i analysene. Her meldes det om videre forskningsbehov. - For øyeblikket er tiltaksplaner utviklet på delstatsnivå og de inneholder også en vurdering av kostnadseffektivitet av tiltak, men først med realisering av tiltaksprogrammet kan kostnadseffektiviteten bli sikret til sjuende og sist (MUNLV, 2009). Først med realisering av de enkelte tiltak i de enkelte vassdrag, kan kostnadene bli nøyere vurdert og således også vurdering av kostnadseffektiviteten. Denne type vurderinger er allerede standard ved gjennomføring av prosjekter knyttet til vann i Tyskland. 4.3 Prioritering av tiltak basert på kostnadseffektivitet På vegne av den tyske Umweltbundesamt ble det utviklet en metodikk for å vurdere og velge ut kostnadseffektive tiltakskombinasjoner etter artikkel 11 av vannrammedirektivet (UBA 2004). Målgruppe for metodikken er beslutningstakere i vannforvaltning og konsulenter som arbeider med oppgaver innen vanndirektivet. Metodikken er ikke rettslig forpliktende men gir metodiske forslag og praktisk arbeidshjelp. Den ble publisert i en håndbok som er fritt tilgjengelig på internett 17. Ved siden av den teoretiske metodebeskrivelsen, innholder håndboken også en del praktiske eksempler på både tiltak og virkemidler. I vedlegget finnes en detaljert beskrivelse av tekniske og ikke tekniske tiltak, den økologiske effektiviteten av tiltak, samvirkning med andre tiltak, aktører ved installering av tiltak, tidsbehov for å installere tiltak og tidsbehov for å få full økologisk virkning av tiltak, henvisninger til vurdering av kostnader av tiltak samt videregående litteraturlister Basic principles for selecting the most cost-effective combinations of measures for inclusion in the programme of measures as described in Article 11 of the Water Framework Directive HANDBOOK Rapport

39 Vedlegget kan brukes direkte i praksis for å vurdere den økologiske effektiviteten av utvalgte tiltakskombinasjoner, og beskrives som å være til stor hjelp for brukerne. Håndboken skildrer 7 trinn for å finne den mest kostnadseffektive tiltakskombinasjon (se figur 4.1): Trinn 1: Identifisering av vannbelasting og forbedringsmål. Trinn 2: Utvalg av forskjellige tekniske tiltak for å nå målene, kvalitativ vurdering av den økologiske effektiviteten av hvert enkelt tiltak i forhold til de økologiske indikatorene nevnt i vanndirektivet, vedlegg, samt prioritering av enkelt tiltak etter den økologiske effektiviteten Trinn 3: 3a) Kvalitativ vurdering av positiv eller negativ samvirkning for alle mulige tiltakskombinasjoner angående den økologiske effektiviteten, utvalg av kombinasjoner med den beste økologiske effektiviteten 3b) Vurdering av ikke tekniske tiltak for å nå forbedringsmål (f. eks. økonomiske virkemidler som avgifter og subsidier). Trinn 4: Beskrivelse av vekselvirkning mellom tekniske og ikke tekniske tiltak Trinn 5: Vurdering av kostnader for tiltakskombinasjoner med den beste økologiske effektiviteten, skille mellom direkte kostnader (investeringskostnader) og indirekte kostnader (samfunnsøkonomiske kostnader, tap av nytte) Trinn 6: Avveie tiltakskombinasjoner angående direkte og indirekte kostnader, økologisk effektivitet og sannsynlighet for å nå forbedringsmålet innen Bestemmelse av mest kostnadseffektiv tiltakskombinasjon Trinn 7: Evt. koordinering av valgte tiltakskombinasjon med tiltaksplaner i andre delnedbørfelt. 31

40 Figur 4.1: Modell for å finne fram til den mest kostnadseffektive tiltakskombinasjonen (UBA 2004) Denne metodikken inneholder flere elementer som også kan brukes i Norge. Kvalitativ vurdering av nytte som her er definert som økologisk effektivitet. Kostnader kan vurderes som kostnader for hele tiltak eller kostnader per gitt enhet, for eksempel kostnader per innbygger per år og kostnader per kilometer elv. Indirekte kostnader kan også vurderes kvalitativt dersom det er for ressurskrevende å gjøre det i monetære enheter. Trinnvis prioritering av tiltak. Først angående økologisk effektivitet, så angående økologisk effektivitet av tiltakskombinasjoner, deretter angående kostnader. Bestemme beste tiltakskombinasjon etter 4 kriterier; direkte og indirekte kostnader, økologisk effektivitet og sannsynlighet for å rekke forbedringsmålet innen Vedlegg med praktisk informasjon om mange tiltak og virkemidler. 4.4 Kostnadsdekning av vanntjenester De fleste av de tyske tiltakene under vanndirektivet vil bli finansiert via skatteinntekter, gebyrer og avgifter. Der restriksjoner er gitt på brukeraktiviteter (for eksempel via kvoter), vil brukeren bære kostnaden med dette. Prinsippet om at påvirker skal betale og allokering av miljø- og ressurskostnader er i hovedsak implementert i Tyskland via lover og forskrifter relatert til produkter, produksjonsprosesser og metoder. Ifølge loven, er produsenter forpliktet til å 32 Rapport

41 begrense sine utslipp eller vannforurensning til et definert nivå som er basert på for eksempel utslippsgrenseverdier for industrien, på good minimum standards for vannkraftverk, eller på prinsippene for god, profesjonell praksis i landbruket (Federal Ministry for the Environment, Nature Conservation and Nuclear Safety 2010). Prinsippet om kostnadsdekning av vanntjenester er definert i statlig lovgivning i hele Tyskland og er dokumentert i mange forvaltningsplaner. Gjennom den første karakteriseringen i 2005, fant man at kostnadsdekningen var på nesten 100 % basert på tre representative regioner. I rapporten heter det om dette: The cost recovery levels were determined partly via government statistics, and partly by comparing the relevant operational figures. Although only the operational costs were determined to the exclusion of environmental and resource costs, internalization instruments are now available in Germany that allow these costs to be factored into the equation. Environmental and resource costs are already being recovered from polluters via the following instruments: nationwide sewage fees; the water abstraction fees that are imposed in 11 states; and via the precautionary and compensatory measures resulting from restrictions imposed by operating permits (Federal Ministry for the Environment, Nature Conservation and Nuclear Safety 2010). Det finnes for øyeblikket ingen spesiell veileder for å vurdere kostnadsdekning av vanntjenester i Tyskland. Det finnes allikevel analyser i forhold til kostnadsdekning av vanntjenester i tyske forvaltningsplaner. Disse analysene bruker statistiske og geografiske data som gjelder hele Tyskland, men også noe regionale og lokale data for å beregne kostnadsdekning. En beskrivelse av metodikken finnes i Orth og Pecher (2004) og Orth (2004). Det forventes at vanntjenesteyter tilbyr sine tjenester til selvkost, men at de samtidig tar hensyn til miljømålene i vanndirektivet. Miljø- og ressurskostnader er kun integrert i kostnadsdekning gjennom vann- og avløpsgebyret. Man kan altså internalisere miljø- og ressurskostnader, men ofte mangler data for å bevise dette. 4.5 Unntak fra miljømål På vegne av tre departement i forskjellige delstater i Tyskland ble det utviklet en metode for å vurdere uforholdsmessige kostnader som rettferdiggjører fristforlengelse eller unntak fra miljømål. Metodikken er praksisorientert og basert på disponible data på delstatsnivå i Tyskland. Siden spesielt monetær verdsetting av nytte er vanskelig, ressurskrevende og preget av stor usikkerhet, er en ikke-monetær nyttekostnadsvurdering valgt. Metodikken ble publisert i en håndbok som er fritt tilgjengelig på internett 18. Metoden er basert på en sammenligning mellom kostnader for et tiltak eller en tiltakskombinasjon i et vassdrag med en referanseverdi beregnet som middelverdi av tiltakskostnader for alle andre vassdrag i samme delstat. Metoden består av 5 trinn som skal vurdere rettferdiggjørelse av fristforlengelse eller unntak fra miljømål: 18 Handbuch. Kosten-Nutzen-Abwagung zur Feststellung von Ausnahmen aufgrund unverhaltnismasiger Kosten. IM KONTEXT DER EG-WASSERRAHMENRICHTLINIE. 33

42 Trinn 1: Test av mistanken om uforholdsmessige kostnader på vassdragsnivå Her sammenlignes tiltakskostnader for hvert enkelt vassdrag i en delstat med hverandre samt med to referanseverdier. Kostnadene beregnes i per km lengde eller i per km 2 areal av vassdrag og i per innbygger i nedbørfeltet. Begge referanseverdiene blir kalkulert som middelverdi eller medianverdi av alle vassdrag i delstaten. Resultatene vises f. eks. i et enkelt diagram (se figur 4.2). Hvis tiltakskostnadene er lavere enn referanseverdiene, er ikke kostnadene uforholdsmessig store. Hvis titakskostnader er høyre enn referanseverdiene, må man forsette gjennomgangen av disse vassdragene med i trinn 2. Figur 4.2: Sammenligning mellom tiltakskostnader og referanseverdier Trinn 2: Sammenligning av tiltakskostnader med kostnadsterskelverdier I trinn 2 vurderes det om planlagte tiltak vil ha en stor eller liten virkning (forbedring av vannkvalitet) i det undersøkte vassdraget. Vurdering skjer på grunnlag av data som allerede brukes for vurdering av vannkvalitet i vanndirektivet. Når det gjelder forbedring som forventes fra tiltak, introduseres en multiplikator som er høyre enn 1, f. eks. 1,5 for en liten forbedring og 2 for en betydelig forbedring. Denne faktoren multipliseres med de to referanseverdiene fra trinn 1, og man får slik to nye kostnadsterskelverdier. Nå gjelder igjen regelen om at dersom tiltakskostnadene er mindre enn de nye kostnadsterskelverdiene, er kostnader ikke å regne som uforholdsmessige. Hvis titakskostnader er høyre må man fortsette med trinn 3 i gjennomgangen. Dersom det finnes betalingsvillighetsundersøkelser i et nedbørfelt, skal kostnadsterskelverdien som henviser til kostnader per innbygger i nedbørfeltet kartlegges ut fra disse dataene og ikke med multiplikatorverdier. For øyeblikket finnes det svært få slike undersøkelser i Tyskland, og kostnadsterskelverdiene må derfor kartlegges ved hjelp av multiplikatorverdier. Denne fremgangsmåten brukes for hvert enkelt vassdrag som viser høyere kostnader enn referanseverdiene fra trinn 1. Trinn 3: Test av spesiell nytte fra tiltakskombinasjoner Hvis resultatene fra trinn1 og 2 for et vassdrag viser til høyre og kanskje uforholdsmessige kostnader, skal det testes om tiltakene har en spesiell nytte i tilegg til den vanlige nytten med hensyn til forbedring av vannkvalitet. Spesiell nytte blir vurdert på basis av økosystemtjenester 34 Rapport

43 som nevnt i Millenium Ecosystem Assessment 19. Her er spesiell nytte definert i fem hovedkategorier: ecology, availability of fresh water, flood protection, soil protection, tourism/recreation og cultural heritage. For hvert tiltak i en tiltakskombinasjon blir det vurdert om det finnes spesiell nytte i en av disse kategoriene. Dersom slik nytte finnes, blir den vurdert i flere underkategorier med tanke på nyttens størrelse på en skala fra 0 (ikke nytte) til 5 (svært høy nytte). Etterpå beregnes det for hver hovedkategori en middelverdi. Totalnytteverdien beregnes ved hjelp av vekttall som (mean nytteverdier * vekttall). Vekttallene er valgt i kontekst av vanndirektivet, slik at studien forslår det høyeste vekttallet i kategorien økologi. Trinn 4: Korrigering av kostnadsterskel ved hjelp av totalnytteverdien Totalnytteverdien blir brukt for å korrigere kostnadsterskelen en gang til. Forfatterne forslår korrekturverdier som vist i figur 4.3. Tiltakskostnadene blir her altså korrigert etter en skala som deler de totale nytteverdiene inn i intervaller med tilhørende korrigering av hva som kan tillates av kostnader. Det vil si at dersom nytten er høy kan høyere kostnader tillates før de kalles uforholdsmessig store. Figur 4.3: Korrekturverdier fra totalnytteverdien Trinn 5: Sammenligning av tiltakskostnader med korrigerte kostnadsterskler I det siste trinn sammenlignes kostnader av tiltakskombinasjoner med de korrigerte kostnadsterskler. Hvis tiltakskostnader er høyre enn begge de korrigerte kostnadsterskelverdiene ( per km/km 2 vassdrag eller per innbygger) er unntak/utsettelse rettferdiggjort. Dersom tiltakskostnadene er høyere enn en av disse verdiene, er utsettelse rettferdiggjort, og det må utføres ytterligere samfunnsøkonomiske vurderinger for å rettferdiggjøre unntak. Veilederen for begrunnelse av unntak fra miljømålene (Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen et al

44 2008) er til nå ikke brukt så ofte. Dette henger kanskje sammen med at mellom publiseringsdato påveiledningen og publiseringsfristen for forvaltningsplanene bare ligger 1,5 år. Begrunnelse av unntak som finnes i de publiserte forvaltningsplanene følger ikke metodikken fast, men noen ganger blir CIS-veiledningen brukt (CIS 2009). 36 Rapport

45 5 Erfaringer fra Skottland I dette kapittelet oppsummeres innhentede erfaringer fra Skottland angående hvordan økonomiske aspekter er innarbeidet i vanndirektivsarbeidet. 5.1 Status Vanndirektivet er i Skottland implementert gjennom The Water Environment and Water Services (Scotland) Act Målet med loven er å beskytte og forbedre vannmiljøet i Skottland samt ivareta de sosiale og økonomiske interessene til dem som avhenger av vannressursene. Loven definerer Scottish Environmental Protection Agency (SEPA) som ansvarlig myndighet. Krav til kontrollregimer er introdusert via Water Environment Controlled Activities (Scotland) Regulations 2005 (CAR)2. Skotsk vann er blant det reneste i Europa, og 63 % av vannforekomstene er allerede i god eller svært god status. Målet er at 97 % av Skottlands vannforekomster skal oppnå dette i løpet av Rent vann er viktig blant annet for turisme, oppdrett av laks og skalldyr og destillerier. En stor del av vannmiljøet er identifisert til å kreve ekstra beskyttelse pga. stor økonomisk eller samfunnsmessig verdi (fiskearter, skalldyr etc.) Økonomisk viktighet av vannbruk er beskrevet i egne rapporter 21. I rapporten for Solway Tweed er originaldata fra kanadisk industri overført til Skottland pga. mangel på skotske data på vannbruk. Økonomiske analyser har vært en integrert del av hele prosessen med å utvikle målsetninger for vannmiljøet i forvaltningsplanene. En rekke økonomiske analyser har blitt gjennomført i forbindelse med nøkkelbeslutningene. Den skotske regjeringen fikk i 2001 gjennomført en vurdering av nytten av å innføre forvaltningsplaner i Skottland. Resultatene fra denne utredningen var en del av grunnlaget for å godkjenne det lovmessige rammeverket for forvaltningsplanene i Skottland. Dette arbeidet ble tatt videre ved at regjeringen i 2008 bestilte en analyse av nytten av forbedringen presentert i utkastet til forvaltningsplanene. Denne analysen inkluderte nytte for økonomien, helse og velvære samt dyreliv. I 2009 ble River Basin Management Plans eller forvaltningsplaner og tiltaksprogram etablert for å nå målene i vanndirektivet godkjent, vedtatt og publisert. Den skotske regjeringen har delt Skottland inn i tre vanndistrikter, Scotland, Solway Tweed og Northumbria. Mesteparten av Skottland faller inn under Scotland vanndistrikt. 70 % av Solway Tweed vanndistrikt ligger i Skottland og 30 % i England. En veldig liten del av Northumbria vanndistrikt ligger også i Skottland. Dette ser vi imidlertid bort fra i denne rapporten da det kun dreier seg om en liten del og ingen overvannforekomster er registrert i Skottland. Målet med forvaltningsplanene er å balansere beskyttelse av vannmiljøet med interessene til de som avhenger av dette for sin velstand. Forvaltningsplanene finnes online på SEPAs sider The Water Environment and Water Services (Scotland) Act 2003: 21 Økonomisk viktighet av vannbruk I Solway Tweed. 37

46 I Skottland har implementeringen av de økonomiske aspektene i vanndirektivet vært tett integrert med øvrig implementering av direktivet. Dette gjør at det er lite spesifikk informasjon om de økonomiske aspektene av skottenes vanndirektivsarbeid, da dette altså er integrert i mer generelle rapporter som Scotland River Basin management Plan 22. Økonomiske perspektiver er integrert i hele planen men er spesielt tydelig i kapittel 1, 2 og 3 samt Anneks 3 (Badger 2010). I Skottland har de også et nytt reguleringsregime (the Controlled Activities Regulations) som ble etablert for å bidra til å nå målsetningene i vanndirektivet 23. Beslutningsprosesser for å gi tillatelse til nye innretninger som har en uheldig innvirkning på vannmiljøet, er beskrevet i reguleringsmetoden WAT-RM og tilhørende veiledning WAT-SG Skottland har omfattende praktisk erfaring i bruk av denne metoden spesielt med grunnlag fra lisensiering av nye ordninger for vannkraft (Badger 2010). Skottene utvikler for tiden en detaljert metodikk for gjennomgang av eksisterende tillatelser som skal inneholde vurdering av uforholdsmessige kostnader, og denne kommer også til å bli publisert på SEPAs nettsider når den er ferdigstilt (Badger 2010). En rekke prosesser har vært kjørt for å utvikle de endelige forvaltningsplanene. De sentrale dokumentene er utkastene som har vært gjenstand for høring og innspill. Disse er støttet av konsekvensutredninger som vurderer nytte og kostnader av å oppnå målene i utkastet til forvaltningsplan samt strategiske vurderinger som ser på bredere miljøspørsmål. Diagrammet under viser sammenhengen mellom prosesser og dokumenter. 22 River basin management plan for Scotland and Solway Tweed: 23 Water Environment Controlled Activities (Scotland) Regulations 2005 (CAR): 24 Guidance for all regimes: 38 Rapport

47 Figur 5.1: Sammenheng mellom prosesser og dokumenter i arbeidet med forvaltningsplaner i forbindelse med vanndirektivet i Skottland Organisering SEPA SEPA implementerer vanndirektivet i Skottland gjennom Water Environment (Controlled Activities) (Scotland) Regulations 2005, også kjent som Controlled Activities Regulations, eller CAR. SEPA er ansvarlig for å koordinere planprosessen i nedbørsfeltene og å produsere River Basin Management Plans (RBMP) - eller forvaltningsplaner 26. Gjennom dette er SEPA også ansvarlig for å oppmuntre og legge til rette for aktiv deltakelse fra berørte parter. SEPA publiserte i 2005 en strategi for de ulike fasene i utarbeidelsen av forvaltningsplanene. SEPA er ansvarlig for å komme med anbefalinger til mål og tiltaksprogrammer til departementene samt informasjon om regulatoriske tiltak utviklet i samarbeid med interessentene. Det jobber for tiden bare 3 miljøøkonomer totalt i SEPA, og det er derfor fokus på at bruk av økonomisk teori skal være forståelig for andre ansatte som ikke er økonomer (Badger 2010). 25 Scottish Government (2010). Implementing the Water Environment and Water Services (Scotland) Act 2003: Scotland s Water: Future Directions. A Consultation. January The Scottish Government. River basin Management Planning Framework. 39

48 5.2.2 Ansvarlige myndigheter og Advisory Groups SEPA har etablert et nettverk av såkalte advisory groups for å forberede forvaltningsplanene. The National Advisory Group består av nasjonale representanter for offentlige organer, nøkkelsektorer som er økonomisk avhengige av vannmiljøet og andre nasjonale grupper med relevante interesser og ekspertise. The Area Advisory Group består av lokale representanter for ansvarlige myndigheter og andre organer, sektorer med særlig interesse for vannmiljø samt andre interessegrupper, slik som frivillige miljøorganisasjoner. Disse gruppene vil gi råd til SEPA angående lokale prioriteringer samt identifisere og fremme tiltak for å beskytte og forbedre vannmiljøet. Et Area Advisory Group Forum med åpent medlemskap vil også bli etablert i hvert område for å sikre en bredere deltakelse. The National Advisory Group vil også hjelpe til å sikre konsistens i planleggingsprosessen Ministernivå Selv om SEPA er ansvarlig myndighet for forvaltningsplanene, er departementene ansvarlig for å godkjenne planene og sikre at de reflekterer riktig ambisjonsnivå i forhold til målsetninger og lovgivning samt sikre balansen mellom beskyttelse av vannmiljø og de sosiale og økonomiske konsekvensene for de som avhenger av dette. Videre policyutvikling er også departementenes ansvarsområde. Tabellen nedenfor viser hvem som skal levere forvaltningsplanen i Solway Tweed 27 : 27 River basin management plan for Solway Tweed: 40 Rapport

49 Tabell 5.1: Oversikt over hvilke myndigheter som er ansvarlige for ulike deler av forvaltningsplanen i Solway Tweed, Skottland 5.3 Prioritering av tiltak basert på kostnadseffektivitet Kostnadseffektivitetsprinsippet er integrert i alle aspekter av implementeringsprogrammet for vanndirektivet 28. En rekke tilnærminger til kostnadseffektivitet former basis for tiltaksprogrammet. Dette inkluderer: Kontroller gjennom CAR for å sikre SEPAs fokus på de aktiviteter som medfører størst risiko med hensyn til et rent vannmiljø. Gjøre Scottish Water (Skottlands offentlig eide vann- og avløpsselskap) ansvarlig for forvaltningen av Sustainable Urban Drainage Systems (SUDS) Strategi for å håndtere diffus vannforurensning på en kostnadseffektiv måte. Kostnadsdekning av vanntjenester gjennom SEPAs CAR-avgiftsordning utformet til å reflektere omfanget av miljøeffektene. 28 Scottish Government (2007). Implementing the Water Environment and Water Services (Scotland) Act 2003: Principles for Setting Objectives for the River Basin Management Plan. Policy Statement. March

50 Kapittel 3 i forvaltningsplanene 29 beskriver tiltaksprogrammet og hvordan målene i vannforvaltningen skal nås. Kjernen i programmet er et nytt lovverk for å sikre tiltak på de mest vesentlige belastningene på vannmiljøet. Lovverket støttes av økonomiske insentiver og finansiering for å oppmuntre til handling samt bruk av utdanning og rådgivning for å fremme og støtte lovverket. SEPA kommer til å publisere en rapport i 2012 for å sikre at tiltaksprogrammet er satt ut i praksis. De som er ansvarlige for aktivitet som legger press på vannmiljøet er også ansvarlig for å gjøre nødvendige handlinger for å redusere denne påvirkningen. SEPA vil jobbe med disse aktørene for å hjelpe dem til å identifisere de mest kostnadseffektive tiltakene for å redusere miljøpåvirkningen. Figur 5.2: Prosess for å redusere press på vannmiljø og nå miljømålene på en mest mulig kostnadseffektiv måte 29 River basin management plan for Scotland and Solway Tweed: 42 Rapport

51 For å komme fram til kostnadseffektive tiltak, har SEPA bidratt til et forskningsprogram om økonomi i River Basin Planning koordinert av UK Government. Dette programmet startet i 2004 og løp til Resultatet inkluderer metoder for å vurdere kostnadseffektivitet, en database med referansekostnader for en mengde ulike tiltak samt en foreløpig kostnadseffektivitetsanalyse av mulige løsninger på reduksjon av hovedpåvirkningene på vannmiljøet. Det presiseres også her at vannforurensning kan bli håndtert mest kostnadseffektivt ved kilden gjennom kontroll med hvilke substanser som kan benyttes i produksjon av ulike produkter samt på bruken av disse produktene. Den skotske regjeringen jobber med å sikre markeds- og bruksrestriksjoner der dette er kostnadseffektivt og nødvendig. Utdanning og rådgivning skal brukes aktivt til å sikre at kunnskap brukes til å nå målene på en kostnadseffektiv måte. Derfor bringes ulike eksperter fra både offentlig sektor, industri og frivillige organisasjoner i SEPAs ulike rådgivningsgrupper (se organisasjon). Good practice guidance skal publiseres til bønder, skogbrukere etc. En-til-en rådgivning skal gis til de som er ansvarlige for vannforurensningen. Scotlands Environmental And Rural Services (SEARS) gir slik rådgivning til grunneiere. SEPA legger også til rette for overensstemmelse eller avtaler mellom ulike vannbrukere for hvordan de sammen kan bruke vannet på en slik måte at målene i vanndirektivet nås på en mest mulig kostnadseffektiv måte. Ved å komme sammen forstår de bedre hverandres behov og vannmiljøets behov. SEPA vil arbeide sammen med vannbrukere som er interessert i å etablere slike avtaler. Forskningsprosjektet om økonomiske analyser i forbindelse med vanndirektivet i perioden utviklet bl.a. en metode for å bestemme kostnadseffektiviteten av tiltak og kombinasjon av tiltak under vanndirektivet 30. Det ble her utviklet et Excel-verktøy 31 for å vurdere kostnadseffektivitet knyttet til en database med referansekostnader. 30 Dokumentene fines i sin helhet på Defra, (Department of Environment, Food and Rural Affairs, UK)s hjemmeside: 31 CEA Spreadsheet tool. 43

52 Figur 5.3: Excel-verktøy for vurdering av kostnadseffektivitet av tiltak 5.4 Kostnadsdekning av vanntjenester I Skottland beskrives økonomiske incentiver som viktige for å muliggjøre frivillige initiativer og lette byrden for dem som må gjennomføre tiltak på grunn av vanndirektivet. Eksempler på bruk av økonomiske incentiver i Skottland er bl.a.: - Rural development contracts i henhold til Scotland Rural Development Programme (SRDP). Disse avtalene gir finansiell støtte til frivillige initiativ fra grunneiere og frivillige grupper for tiltak som inkluderer fjerning av demninger, vegetasjonssoner langs elver samt fangdammer og våtmark. - Offentlig finansiering fra Scottish Water for å redusere press fra vannforsyning og avløp. - Finansiering fra den skotske regjeringen via Scottish Environmental Protection Agency (SEPA) støtter restaureringsaktiviteter som skal redusere påvirkningen fra tidligere aktiviteter. - Avgifter for lisenser på vannbruk (Water Environment Controlled Activities Scotland Regulations 2005) som varierer avhengig av omfanget på aktiviteten og risikoen for påvirkning av vannmiljøet. Anneks III i forvaltningsplanene beskriver kostnadsdekning av vanntjenester. Dette beskrives som viktig for å nå målene i vanndirektivsarbeidet. Skottene har introdusert dette prinsippet i 44 Rapport

53 overensstemmelse med prinsippet om at påvirker skal betale. I utviklingen av system for kostnadsdekning av vanntjenester, har man tatt hensyn til sosiale, økonomiske og miljømessige effekter, samt geografiske og klimatiske forhold i vanndistriktet. To nøkkelmekanismer for kostnadsdekning av vanntjenester nevnes i Anneks III: - Vannforsyning fra offentlige myndigheter - Kontrollregime for å sikre bærekraftig vannbruk. Vannforsyning Det er kun én offentlig leverandør av vann- og avløpstjenester i Skottland, nemlig Scottish Water, og de står for vannforsyning og avløpshåndtering hos størstedelen av Skottlands 5,2 millioner innbyggere. Scottish Water er ansvarlig myndighet i henhold til Water Environment and Water Services (Scotland) Act Som ansvarlig myndighet, må Scottish Water levere vann- og avløpstjenester på en slik måte at målene i vanndirektivet nås. Scottish Water opererer innenfor et regelverk etablert av det skotske parlamentet der det er satt mål om kostnadseffektiv måloppnåelse. Scottish Water er utelukkende finansiert av avgifter fra brukerne. Husholdningene betaler årlig vann- og avløpsavgift i forhold til den anslåtte verdien av eiendommen (8 verdikategorier), og avgiften administreres av lokale myndigheter som overfører midlene til Scottish Water. Single occupancy householders betaler en lavere avgift, mens studenter og visse frivillige organisasjoner er fritatt fra vann- og avløpsavgifter. Skotske husholdninger betalte (2010) i gjennomsnitt 324 i året i vann- og avløpsgebyr. I og med at Skottland er så rikt på vann, har man vurdert det slik at direkte skattemessige incentiver for å få husholdningene til å spare vann er unødvendig for å nå målene i vanndirektivet. Der vannresipienten kan få forringet tilstand ved betydelig uttak av vann, griper kontrollregimet inn. Scottish Water er helt atskilt fra SEPA, men er SEPAs største kunde. SEPA regulerer Scottish Waters vannuttak, avløpsrensing og utslipp, samt beredskap for overløp og flom etc. Kontrollregime Skottland har innført et kontrollregime for å sikre bærekraftig vannbruk. Dette er inndelt i 1) generelle betingelser for lavrisikoaktiviteter som ikke trenger å meldes inn til SEPA, 2) registrering av aktiviteter med middels risiko som gjør det mulig for SEPA å overvåke påvirkning på vannmiljøet, samt 3) lisenser for høyrisikoaktiviteter. 45

54 Figur 5.4: Oversikt over ulike reguleringsnivåer i henhold til water environment controlled activities Scotland regulations 2005 (CAR) Gjennom Controlled Activities Regulations er SEPA ansvarlig for å regulere forurensende utslipp til vannmiljøet, bygging og drift av dammer, uttak av vann, samt ingeniørarbeid som påvirker elver og innsjøer. Kontrollregimet som ble introdusert i 2005, krever forhåndstillatelse for enhver aktivitet som sannsynligvis vil ha en innvirkning på vannmiljøet. Regimet setter krav til aktiviteten og krever at aktørene må gjennomføre eventuelle tiltak som er nødvendige i forbindelse med aktiviteten slik at målene i vanndirektivet nås. Regimet regnes derfor som det viktigste verktøyet for å sørge for kostnadseffektive tiltaksprogrammer. SEPA har også fått på plass en avgiftsordning for å dekke sine egne kostnader ved implementeringen av vanndirektivet direkte knyttet til dette regimet. Avgiftsordningen ble utformet av SEPA gjennom to års samarbeid med ulike interessenter. Dette er i følge SEPA første gang et offentlig organ har utformet en avgiftsordning med involvering av dem som blir berørt av avgiftene. Omtrent 50 % av finansieringen av Scottish Environment Protection 46 Rapport

55 Agency (SEPA) er gjennom avgifter fra kundene. Resten er finansiert gjennom statstilskudd. Dette er gjort i henhold til prinsippet om at påvirker skal betale. Det finnes 14 ulike avgiftsordninger i SEPA-systemet og vanndirektivet/ controlled activities regulation (CAR)- ordningen står for ca. 60 % av avgiftsinntektene til SEPA. Avgiftsordningen er risikobasert og er utformet som en operasjonalisering av prinsippet om at påvirker skal betale. Miljørisikoen ved aktiviteten påvirker også nivået på vurdering, inspeksjon og overvåking som SEPA utfører. Ordningen administreres av de 22 lokale SEPA-kontorene i Skottland og er godkjent på ministernivå. Alle aktiviteter unntatt dem som anses å utgjøre en svært lav risiko må betale denne avgiften. 60 % av pengene som kommer inn gjennom dette regimet brukes til overvåkning, mens resterende 40 % brukes til å støtte SEPAs myndighetsansvar. Nøkkelprinsipper for avgiftsordningen er som følger: - Rettferdig allokering av kostnader mellom alle vannbrukere inkludert industri, vanntjenester og landbruk. - Fokus på aktiviteter som sannsynlig vil ha størst påvirkning på vannmiljøet. - Gi incentiver som fremmer god praksis. - Gi sterkere incentiver til leverandører av miljøtjenester. SEPAs avgiftsskjema introduserer en rekke faktorer for å nå disse målene, inklusive restriksjoner for følgende vannpåvirkninger: - Utslipp o Godkjent mengde som kan slippes ut o Restriksjoner på kjemisk innhold i utslippet - Vannuttak o Volum vann som kan tas ut o Lengde av vannforekomst påvirket av vannuttak o Størrelse på vannuttak fra vannforekomsten - Beslaglegging ( impoundment ) o Beslaglegging av vann o Sørge for fiskepassasjer - Teknisk o Lengde på vannforekomst påvirket av teknisk arbeid. SEPA er ansvarlig for at den regulerte virksomheten ikke forårsaker skade på vannmiljøet samt å sikre at nye aktiviteter ikke går på akkord med interessene til andre vannbrukere. I denne sammenheng setter SEPA vilkår i konsesjoner for å redusere utslipp og inngrep. De gjennomfører også inspeksjoner for å sjekke samsvar med de vilkår som er gitt i lisensen og evaluerer data som mottas fra lisenshaverne og vurderer om lisenser blir overholdt. De sjekker områder hvor det har blitt tatt ut for store mengder vann og fremmer for eksempel tiltak som gjør at ikke alt uttak skjer på samme tid. SEPA gjennomfører tvangstiltak overfor aktører som ikke har lisens eller som opererer utenfor vilkårene i lisensen. Dersom en lisenshaver 47

56 ikke betaler avgiften, vil SEPA kunne søke betaling gjennom domstolene, og lisensen vil være ugyldig slik at aktuell aktivitet kan bli stoppet. På SEPAs websider, er det lagt ut en kalkulator hvor man kan fylle ut et Excel-ark og beregne hvor stor avgift virksomheten pålegges. Her er det egne ark for de ulike kategoriene som påvirker vannmiljøet. I skjemaet for punktkilder, beregnes eksempelvis avgiften etter volum (m3 per dag), innhold i utslipp (ulike spesifiserte kategorier), type vannresipient (innland, kystvann, grunnvann, estuarier) samt antall aktiviteter. Ut fra disse faktorene beregnes altså årlig avgift for virksomheten. Figur 5.5: Beregning av årlig avgift for en virksomhet med punktutslipp Det er egne standardskjemaer for søknad om lisens for vannuttak, utslipp, septiktanker og ingeniørarbeid. Knyttet til hvert av disse skjemaene er det en egen veiledning. Ved å vurdere en rekke faktorer, kommer man fram til hva slags lisens som er nødvendig for virksomheten. Industri, foretak og husholdninger som tar ut vann fra, beslaglegger eller forurenser elver, innsjøer eller hav, er pålagt å ha en lisens for å drive med sine aktiviteter. SEPA pålegger et enkelt søknadsgebyr for å dekke kostnadene ved behandling av søknader og arbeidet med å utstede lisensene. Deretter betaler lisenshaverne en årlig avgift til SEPA som skal dekke inspeksjoner, overvåkning, prøvetaking og utredningsarbeid knyttet til hver lisens. Dette gebyret skal i tillegg dekke kostnadene med å overvåke eventuelle tekniske inngrep i eller tilknyttet vannforekomsten. De største næringene som betaler en slik avgift er vann- og avløpssektoren (Scottish Water), energiselskaper (kull, gass, kjernekraft og vannkraft), avfallsindustri, annen produksjonsindustri, fiskeoppdrett og landbruk. Årlig inntekt fra avgiftene er ca. 33 millioner. 48 Rapport

57 For avgifter knyttet til vannuttak, tar for eksempel SEPA hensyn til: 1. Daglig vannvolum tatt ut 2. Vannkilde (elv, innsjø, elvemunning, sjø) 3. Hvor stor % av strøm/volum er lisenshaver lisensiert til å ta ut 4. Om vannet blir ført tilbake etter bruk 5. Dersom vannet slippes tilbake til vassdraget, hvor langt nedstrøms skjer dette (lengde vassdrag påvirket) 6. Sesongmessige variasjoner 7. Antall vannuttak lisenshaver har på en lisens. Bedrifter og industrianlegg har vannmålere og betaler vann- og avløpsavgifter basert på volumforbrukt vann. I tillegg må man betale for industrispillvann (vann forurenset ved industriell bruk) i henhold til volum og nivå av organiske stoffer i utslippet. For å kunne slippe ut industrispillvann, må forurenser ha lisens som begrenser både volum og forurensningsgrad. Landbruket betaler en vanningsavgift. Gårdsbruk har vanligvis septiktanker og betaler derfor ikke avløpsavgift for husholdningen. Utslipp av forurenset vann, for eksempel silofôr og slamvann er forbudt. SEPA diskuterer aktivt med og gir råd til bønder om hvordan de skal unngå landbruksforurensning. Sauebønder betaler en årlig avgift til SEPA for en lisens til å bruke et middel som skal beskytte sauene mot parasitter. Denne lisensen definerer maksimale mengder som kan slippes ut på land og områder hvor de kan bruke dette middelet. Etter initiativ fra den skotske regjeringen, har ulike offentlige instanser som jobber med landbruk (inkludert SEPA, landbruksindustri og næringsutviklingsorganer) koordinert sitt arbeid og etablert SEARS Scotland s Environmental and Rural Services. SEARS administrerer også ordningen med Rural development contracts i henhold til Scotland Rural Development Programme (SRDP). Disse avtalene gir finansiell støtte til frivillige initiativer fra grunneiere og frivillige grupper inkludert fjerning av demninger, vegetasjonssoner langs elver samt fangdammer og våtmark. Tilbakemeldingen fra jordbruk og arealforvaltning har vært svært positive til denne etableringen og bruken av de frivillige avtalene. Når det gjelder diffus forurensning fra landbrukskilder, har SEPA opprettet en ny Diffuse Pollution Management Advisory Group, som skal utvikle en detaljert plan for bruk av lovverk, økonomiske og pedagogiske virkemidler for å takle diffus forurensning. Denne gruppen skal også bidra til å implementere planen og utvikle den underveis. Det betales ikke gebyr for aktiviteter som bidrar til å forbedre vannmiljøet som f. eks. anleggelse av våtmarker eller restaurering av vassdrag. Det er også noen andre unntak fra gebyrordningen. Lavrisikoaktiviteter pålegges ikke slike avgifter. For eksempel kreves ikke gebyr for uttak av mindre enn 50 kubikkmeter vann per dag (gjennomsnittlig vannforbruk for 250 personer). Små kloakkutslipp fra mindre enn 15 personer blir heller ikke belastet med noen avgift. Tilsvarende gjelder for små vannkraftverk som er til privat eller kommunal bruk samt septiktanker hos privathusholdninger. Fullstendig liste over disse aktivitetene finnes i Annex 2 og Annex 3 av Water Environment Charging Scheme Guidance Det risikobaserte kontrollregimet sammen med det risikobaserte avgiftssystemet ventes å bidra vesentlig til oppnåelse av miljømålene i vanndirektivet. Sammen gir de incentiver til 32 SEPA: Water Environment Charging Scheme Guidance. 49

58 effektiv vannbruk og minimering av miljø- og ressurskostnader. Både kontrollregimet og avgiftssystemet vil være under kontinuerlig gjennomgang og revideres dersom man finner det nødvendig i henhold til en learning by doing -tilnærming. SEPA uttrykker at det er gode erfaringer med disse ordningene, og understreker at alle SEPAs avgifter er gjenstand for offentlig høring og godkjenning av regjeringen, men at kundegebyr/avgifter ofte er noe omstridt. De skotske avgiftsordningene har eksistert i mange år, og er allment akseptert siden de operasjonaliserer prinsippet om at påvirker skal betale. Den siste tiden har det imidlertid vært stilt en del spørsmål fra kunder og offentlige organer om servicenivået og value for money fra avgiftene. Regulering og avgifter for utslipp av avløpsvann har vært gjeldende i mange år og regulering og overvåkning på dette området har gitt kontinuerlige forbedringer i i avløpsvannet og vannresipientene. Avgiften skal være proporsjonal med risiko for påvirkning av vannmiljøet, og SEPA jobber med å finne enklere belastningsberegninger for alle sine avgiftsordninger for å gi mer value for money for pengene fra avgiftsordningen. 5.5 Unntak fra miljømål Begrunnelsene for utsetting/unntak i forvaltningsplanene er altså beskrevet for hvert problemområde med grunnlag i Regulatory Method (WAT-RM-34), Derogation Determination - Adverse Impacts on the Water Environment 33. Dette dokumentet gir informasjon for å avgjøre gyldigheten for unntak som enten vil medføre forringelse av god økologisk status, oppnåelse av fremtidig miljømål eller bryte en miljøstandard. Metoden som brukes av SEPA for å avgjøre hvorvidt kriteriene er oppfylt for å få unntak fra miljømål, finnes altså tilgjengelig på SEPAs websider 5. SEPA vurderer å godkjenne unntak/utsettelser dersom nytten ved dette for menneskelig helse, sikkerhet, bærekraftig utvikling eller offentlig interesse oppveier nytten av beskyttelse av vannmiljøet og annen lovgivning overholdes. Analysen blir gjort ved å vurdere viktigheten av positive og negative effekter i forbindelse med søknad om unntak/utsettelse. Metoden følger SEPAs Guidance Document: WAT-SG-67: Assessing the Significance of Impacts - Social, Economic, Environmental 34. Metodikken skal hjelpe SEPA til å strukturere, analysere og samle informasjon for å kunne ta konsistente og objektive beslutninger på en åpen og kontrollerbar måte. Metoden inneholder ingen black box med formler som beslutningsgenerator. Dette er fordi en beslutning krever balansert vurdering som tar hensyn til tilgjengelig informasjon. Veiledning angående tester for om unntak/utsettelse skal gis, er presentert i test A-E. Testene kan leses i detalj i WAT-RM SEPA (2009). Regulatory Method (WAT-RM-34), Derogation Determination - Adverse Impacts on the Water Environment SEPA (2009). Supporting Guidance (WAT-SG-67)Assessing the Significance of Impacts -Social, Economic, Environmental Rapport

59 Tabell 5.2: Betingelser knyttet til unntak En signifikant bedre miljømessig løsning kan kun være uforholdsmessig dyr dersom totale kostnader (finansielle kostnader + miljøkostnader) vil være uforholdsmessige i forhold til nytten de leverer. SEPA mener at det er rimelig å anta at dette ikke ville være tilfelle under følgende omstendigheter: a) dersom utvikling som er rimelig sammenlignbar med det omsøkte alternativet har vært foretatt i den siste tiden/er under planlegging, eller b) det ikke er bevis for at den økonomiske kostnaden av alternativtiltaket sannsynligvis vil være betydelig høyere enn den økonomiske kostnaden for det omsøkte alternativet. SEPA mener at det at de kan konkludere med at et alternativ er uforholdsmessig dyrt dersom: (a) og (b) ikke oppstår det er grunnlag for å tro at finansielle kostnader av alternative er vesentlig høyere enn for de mest sammenlignbare alternativene; og 51

60 det ikke vil forekomme forholdsmessig større nytte fra den relativt høyere økonomiske kostnaden av alternativet. Med mindre alle disse tre punktene gjelder, mener SEPA at det ikke kan konkluderes med at et alternativ er uforholdsmessig dyrt. Søker må sende søknad i henhold til dette til SEPAs Derogation Group for gjennomgang der de ser på om testene er riktig brukt og gir god nok dokumentasjon. I Skottland finnes også en veiledning for vurdering av den økonomiske, sosiale og miljømessige betydningen av effekter (WAT-SG-67) 35. Denne veiledningen skal benyttes med hensyn til reguleringen WAT-RM-34 (Vurderinger med hensyn til unntak/ utsettelse fra målene i vanndirektivet). Veiledningen gir informasjon som vil være grunnlag for å saksbehandle søknader om inngrep etc. som vil bryte med miljømålene, forringe vannmiljøets status eller medføre at miljømålene i vanndirektivet ikke oppnås. For å gjøre nødvendige vurderinger, må man: identifisere størrelsen av hver effekt identifisere betydningen av hver effekt identifisere viktigheten av hver identifiserte effekt samt vekte relevante positive og negative effekter Identifisere størrelsen av effekten Størrelsen på en effekt reflekterer dens omfang, alvorlighetsgrad og varighet. For eksempel er en middels stor effekt med svært kort varighet mindre enn en middels stor effekt som vil vare over lengre tid. Tabell 2 i veiledningen (gjengitt i tabell 5.3. her) gir en generell veiledning for hvordan en effekts varighet påvirker effektens samlede betydning. Tabell 5.3: Guide for rangering av omfanget av en identifisert effekt Identifisere betydningen av effekten Betydningen av en effekt avhenger ikke bare av størrelsen. En liten innvirkning på noe svært verdifullt kan godt være av stor betydning mens en stor innvirkning på noe av liten eller ingen 35 Scottish Environment Protection Agency. Supporting Guidance (WAT-SG-67) Assessing the Significance of Impacts - Social, Economic, Environmental. Version 2.0. October Rapport

61 verdi sannsynligvis vil være av liten betydning. Beslutninger må derfor være basert på en vurdering av effektenes betydning snarere enn på størrelsen. Betydning av en effekt avhenger altså av størrelsen på effekten og viktigheten av de sosiale, økonomiske eller miljømessige faktorene ved effekten. En effekt som påvirker nasjonale eller internasjonale mål vil sannsynligvis være av større betydning enn en som kun påvirker lokale mål. Tabell 3 i veiledningen (gjengitt som tabell 5.4 her) er en guide til hvordan SEPA vil kombinere vurderinger rundt omfang med vurdering av faktorenes viktighet for å kunne si noe om betydningen av den aktuelle effekten. Tabellen er imidlertid kun en veiledende guide. Tabell 5.4: Indikativ veiledning for å vurdere betydningen av en påvirkning Tolkning av resultatene Ved tolkning av resultatene av en vurdering i forbindelse med WAT-RM-34 og unntak/utsettelse av målene i vanndirektivet, må man ha i tankene hvilke positivt eller negativt påvirkede faktorer som er relevante for den aktuelle vurderingen. Dersom en for eksempel skal vurdere om fordelene for menneskers helse ved et forslag oppveier fordelene av å beskytte vannmiljøet fra forringelse, er andre nytteverdier enn de som kan relateres til menneskelig helse irrelevante. Det er imidlertid ikke nok å summere de enkelte positive eller negative effektene for å komme fram til den relative vurderingen av vektene av effektene. For eksempel vil fem effekter med svært lav betydning ikke tilsvare en effekt av svært høy betydning. Tabell 4 i WAT-RM-34 (gjengitt som tabell 5.5. her) gir en veiledende guide for å vekte og balansere forskjellige positive og negative effekter. Tolkningen vil til syvende og sist også måtte innebære noe skjønn. 53

62 Tabell 5.5: Indikativ veiledning til samlet balansering av de positive og negative effektene av betydning for vurderingen. I veiledningen beskrives også at man må ta høyde for usikkerhet når det gjelder betydningen av en effekt. I situasjoner der man er usikker på om valgt betydningskategori er riktig og om vurderingene kan være feil, bør sensitiviteten av vurderingen beskrives. Usikkerheten kan beskrives ved at man vurderer hvor mange nivåer over/under valgt nivå som kan være aktuelt. Årsaken til usikkerheten bør også beskrives samtidig som begrunnelse for valgt kategori. Veiledningen viser til at følgende informasjon bør tas med i grunnlaget for vurderingene: Diskusjoner med søker, ansvarlige myndigheter og organisasjoner. Informasjon i søknaden Miljøredegjørelser fra søker Svar fra konsulenter etc. Interne råd fra SEPA Konsultasjon med ansvarlig myndighet på området Detaljeringsgraden av informasjon og nivå av analyse bør stå i forhold til påvirkningen av effekten og nivået av usikkerhet. Vedleggsdelen til veiledningen inneholder detaljert veiledning når det gjelder å vurdere effekter på individuelle faktorer. Faktorer som er tatt med her er økonomi, helse, vannmiljø, rekreasjon, visuelle verdier, forstyrrelse, sårbare sosiale grupper, biodiversitet, landskap, klimaendringer, kulturarv, avfall og ressursbruk. Direkte økonomiske effekter vurderes ut fra profitt fra ulike bedrifter eller næringer til det skotske bruttonasjonalproduktet, altså deres Gross Value Added (GVA). Profitt regnes enkelt som inntekter minus kostnader. 54 Rapport

63 Tabell 5.6: Indikativ guide til verdsetting av direkte økonomiske effekter Indirekte økonomiske effekter påvirker profitten til en tredjeparts bedrift. Dette kan være turistindustrien, fiskeoppdrett, landbruk, vannkraftprodusenter etc. Effektene på tredjeparts industri er enten positive eller negative. Der nye inngrep er planlagt kan en tredjepart som påvirkes negativt få kompensasjon som dekker deres ulemper. Den økonomiske betydningen av en effekt på en tredje parts bedrift kommer an på effekten på bedriftens profitt samt konsekvensene av denne endringen på skotsk økonomi. Den totale effekten beregnes ved å legge sammen effektene på alle bedrifter som er påvirket. Tabell 5.7 (tabell 7 i opprinnelig 55

64 rapport) viser hvordan SEPA beregner betydningen av effekter på tredje part bedrifter i forhold til skotsk økonomi. Tabell 5.7: Økonomisk betydning av ulike nivåer av profittendringer hos tredje parts bedrifter Når det gjelder de andre faktorene, er det beskrevet kvalitativt hva som legges i henholdsvis en veldig liten, liten, medium, stor og veldig stor effekt. Tabell 5.8: Indikativ guide til å vurdere skala på effekt på helsespørsmål Unntak fra miljømål i forvaltningsplanene Kapittel 2 (seksjon 4) i RBMP for Skottland vanndistrikt forklarer lavere miljømål, utsettelse av eller unntak fra miljømålene for noen vannforekomster på grunn av uforholdsmessig store kostnader. Relativt detaljert begrunnelse og forklaring på hvorfor kostnadene er uforholdsmessig store beskrives for hvert tiltak. Her beskrives også antall forekomster der det er gitt unntak under ulik type forurensning. Unntak fra miljømålene er kun gjort for ganske få vannforekomster (totalt 29). 26 av disse er knyttet til vannkraft. Unntakene begrunnes med at nytten av prosjektene oppveier kostnadene med hensyn til helse, sikkerhet og bærekraftig utvikling. Metoden som brukes for å avgjøre om man kan gi unntak fra målet om å unngå forringelse av status er beskrevet i WAT-RM-34: Derogation Determination Adverse Impacts on the Water Environment 36. Hvert slikt inngrep er også gjenstand for offentlig høring som en 36 WAT-RM-34: Derogation Determination Adverse Impacts on the Water Environment Rapport

65 del av godkjenningsprosessen. Dette gjør det mulig for interessenter å komme med relevant informasjon for et eventuelt unntak til SEPA som tar dette til etterretning i henhold til WAT- RM-34, se figur 5.6. nedenfor. Figur 5.6: Eksempel på begrunnelse for utsatt frist for å nå miljømål i forvaltningsplanen for Skottland Eksempelvis har skottene utsatt fristen for å oppnå god økologisk status fra 2015 til 2021 eller 2027 i 136 av vannforekomstene som er påvirket av kloakk, fordi størrelsen på nødvendige tiltak for å oppnå dette innen 2015 karakteriseres som uforholdsmessig store. Dette er fordi tiltakene krever meget store oppgraderinger av avløpssystemet. Dette er komplekse tiltak som krever mye tid og ressurser, og man argumenterer for at dersom nødvendig tid og ressurser ikke investeres, vil løsningen koste mye mer enn nødvendig og kanskje ikke inneha nødvendig kvalitet. Når det gjelder diffuse utslipp fra landbruket, står dette for 90 % av påvirkningen på de skotske vannforekomstene. 221 vannforekomster har fått utsatt fristen for å nå god økologisk status på grunn av uforholdsmessig store kostnader. Dette er et forsøk på å unngå at bønder må implementere ineffektive tiltak som er dyrere enn nødvendig på grunn av kort tidsfrist. Det pekes på vanskeligheten ved å anslå hvilken risiko for vannforekomsten landbruksvirksomheten medfører, da dette kommer an på jordforhold, topografiske forhold, klimatiske forhold samt antall landbruksvirksomheter i nedbørfeltet. Dette gjør det vanskelig å 57