Tiltaksveileder versjon 1.0

Forord Med Forskrift om rammer for vannforvaltningen, fastsatt ved kgl. res. 15.12.2006, er Rammedirektivet for vann (2000/60/EF) (heretter omtalt som vanndirektivet) implementert i norsk rett. Med vanndirektivet signaliseres en ny helhetlig og økosystembasert forvaltning av alt vannmiljø i Norge og resten av Europa. Vannet skal forvaltes som en helhet, dvs. at det er grensene for nedbørfeltene og tilhørende kystområder som skal danne forvaltningsgrensene. Overflatevann, grunnvann og kystvann skal ses i sammenheng. Forvaltning av vannmengder, vannkvalitet og biologisk mangfold skal også sees under ett. Arbeidet med å tilrettelegge for gjennomføring av vanndirektivet i Norge har skjedd i regi av Direktoratsgruppen som består av ni sentrale direktorater med vann som myndighetsområde. Arbeidet har inntil 1. august i år vært ledet av SFT. DN har nå tatt over. Etter at forskrift om rammer for vannforvaltningen ble vedtatt og vannregionmyndighetene og vannregionutvalgene nå er på plass, vil arbeidet med å gjennomføre vanndirektivet i Norge i hovedsak skje på regionalt nivå. Jon Lasse Bratli, SFT, har fått et særlig ansvar av direktoratsgruppen for å utforme denne veilederen, noe han har gjort i nært samarbeid med Jo Halvard Halleraker (DN), Anja Skiple Ibrekk (NVE) og Simon Haraldsen (FM). En referansegruppe med representanter fra sentrale direktorater, fylkesmenn, kommuner og rettighetshavere har fulgt arbeidet og gitt nyttige innspill underveis. Kristin Magnussen (SWECO Grøner) har vært konsulent og bidratt til metodeutvikling og utforming av veilederen. Veilederen skal bidra til å lette arbeidet som skal gjøres på lokalt og regionalt nivå med å utarbeide hhv. tiltaksanalyser og tiltaksprogram, og sikre at arbeidet blir gjort på en mest mulig ensartet måte. Dette har blitt et omfattende dokument på nærmere 100 sider. Veilederen er i seg selv på under 40 sider, resten er eksempler. Dokumentet er tenkt å være dynamisk og skal kunne oppdateres og suppleres underveis. Trondheim, 12. september 2007. Anders Iversen (leder av Direktoratsgruppen) 2

Innhold: Sammendrag... 4 1. Innledning... 6 1.1 Formål og målgruppe... 6 1.2 Hva sier vannforvaltningsforskriften om arbeidet med tiltak?... 8 1.3 Samfunnsøkonomiske vurderinger... 9 1.4 Grunnlag for tiltaksarbeidet:... 10 1.5 Dette dokumentet gir veiledning om:... 10 2. Lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde... 12 2.1 Prosess på det lokale nivået... 12 2.2 Trinn i arbeidet med lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde... 12 2.3 Dagens tilstand og miljømål for vann... 13 2.4 Beskrivelse av brukerinteresser og påvirkninger... 14 2.4.1 Beskrivelse av brukermål og brukerinteresser... 14 2.4.2 Generelt om beskrivelse av påvirkninger... 14 2.4.3 Beskrivelse av hydromorfologisk påvirkning... 15 2.4.4 Påvirkning fra fosfor (P) og nitrogen (N)... 16 2.4.5 Påvrikning fra miljøgifter... 17 2.4.6 Beskrivelse av biologisk påvirkning... 17 2.5 Utredning av mulige tiltak/tiltakstyper for forskjellige sektorer... 18 2.6 Vurdering av tiltakenes effekter og kostnader... 21 2.6.1 Effekter... 21 2.6.2 Samfunnsøkonomiske kostnader... 23 2.6.3 Rangering av tiltak... 24 2.7 Skjønnsmessige samfunnsøkonomiske vurderinger i lokale tiltaksanalyser... 25 3. Fra lokale tiltaksanalyser til regionalt tiltaksprogram... 26 3.1 Prosess ved utarbeiding av regionalt tiltaksprogram... 26 3.2 Vurdering av nasjonale/regionale tiltak og rikspolitiske retningslinjer (RPR), oppstrøms/nedstrøms problematikk... 27 3.3 Vurdering av tiltak i forhold til manglende virkemidler... 27 3.4 Samfunnsøkonomiske vurderinger og vurderinger av uforholdsmessig store kostnader... 28 3.5 Endelig fastsettelse og miljømål for SMVF.29 3.6 Fordelingsvirkninger og prioriteringer... 30 3.7 Endelig utarbeiding av regionale tiltaksprogram... 31 3.8 Sammendrag av regionalt tiltaksprogram til forvaltningsplan... 32 4. Mer om unntaksbestemmelser, uforholdsmessig store kostnader og metoder for nyttevurderinger... 33 4.1 Vurderinger av unntak fra miljømål... 33 4.2 Metoder for å finne nytten av tiltak... 35 4.2.1 Miljøgodenes totalverdi... 35 4.2.2 Vurdering og verdsetting av nytte alternative fremgangsmåter... 36 Referanser... 37 Vedlegg Vedlegg 1. Eksempel på lokal tiltaksanalyse for vannområdet Fagerdalsvassdraget og Trangfjord... 41 Vedlegg 2. Sammenstilling av vanlige miljøforbedrende tiltak... 58 Vedlegg 3. Nytten av endret vannmiljøkvalitet... 89 3

Sammendrag Ønsket tilstand i 2015 Dagens tilstand Arbeid med tiltak God Økologisk Karakterisering Tiltaksanalyse God Kjemisk Klassifisering Tiltaksprogram Godt potensial (SMVF) Påvirkninger Gjennomføring Etter Forskrift om rammer for vannforvaltningen skal Vannregionmyndigheten (VRM) i samarbeid med Vannregionutvalget (VRU) utarbeide et tiltaksprogram som beskriver hvilke beskyttelsestiltak og hvilke miljøforbedrende tiltak som er nødvendige for å nå eller opprettholde miljømålene om minst god økologisk tilstand. For sterkt modifiserte vannforekomster er målet godt økologisk potensial. Forskriften ansvarliggjør videre sektormyndigheter, fylkesmannen, fylkeskommuner og kommuner i å utrede de nødvendige tiltakene innenfor sine ansvarsområder. Tiltakene skal vurderes på tvers av sektorer, og prioriteres ut fra samfunnsmessige kostnader og effekter/nytte av tiltakene så langt det lar seg gjøre. Arbeidet med tiltak vil starte som et samarbeid på lokalt nivå dvs. i de vannområdene som nå er valgt ut til første planperiode. Kommunene vil være sentrale i arbeidet med utforming av en såkalt tiltaksanalyse, samtidig som ansvarlige sektormyndigheter vil bidra inn i arbeidet på sine områder. Målet med tiltaksarbeidet er å finne fram til den kombinasjonen av tiltak ( tiltakspakken ) som mest kostnadseffektivt gjør det mulig å nå og opprettholde miljømålene for alle vannforekomstene. Det er naturlig at de rimeligste tiltakene og tiltak som gir stort potensial for miljøgevinst prioriteres først. I en tiltaksanalyse tar man utgangspunkt i de resultatene man har fra karakteriseringen, det vil si inndeling i vannforekomster, vanntype, hvilke miljøproblemer som er registrert, belastninger, hvor store arealer som er berørt, eventuelt overvåkingsresultater og risikovurderinger. Det er viktig å beskrive og forsøke å kvantifisere påvirkninger, omfang og kilder. I neste omgang blir det da mye lettere å definere mulige tiltak innen de forskjellige sektorer (landbruk, avløp, kraftforsynig, fiskeri etc.). Veilederen gir eksempler på tiltak og referanser fra andre arbeider. Tiltakene må lokaltilpasses og utredes med kostnader og effekter så langt det er mulig. Hvis det er flere miljøproblemer som opptrer samtidig, eksempelvis overgjødsling, bakterier og forringete leveområder for fisk, bør det utredes tiltak for hvert av disse miljøproblemene. De forskjellige tiltakene kan til slutt prioriteres og grupperes ut fra om de har høy, middels eller lav kostnadseffektivitet. Oversikten over nødvendige tiltak fra hvert vannområde settes så sammen til et regionalt tiltaksprogram. Det må da tas hensyn til en rekke forhold som for eksempel nasjonale eller 4

regionale føringer eller retningslinjer. Enkelte tiltak kan ha svake eller ikke eksisterende virkemidler og må byttes ut. Det skal også vurderes om noen av vannforekomstene burde få midlertidig eller varig unntak fra miljømålene dersom kostnadene synes uforholdsmessig høye eller det av naturmessige, juridiske eller tekniske årsaker er umulig å nå miljømålene innen fristen. De sterkt modifiserte vannforekomstene må også få sine miljømål beskrevet. Det bør drøftes hva som eventuelt bør gjøres dersom byrden ved gjennomføringen av tiltak blir svært ujevnt fordelt mellom sektorene (fordelingsvirkninger). Hvis en sektor må bære størsteparten av kostnadene, kan dette forsinke gjennomføringen. Et slikt forhold kan gi unntak i form av tidsutsettelse i seks år. For permanent unntak for å nå miljømålene må det sannsynliggjøres gjennom analyser at de samfunnsmessige kostnadene ved å gjennomføre miljøtiltakene overstiger nytten for samfunnet. I vedlegg 1 er det vist et tenkt eksempel, Fagerdalsvassdraget med Trangfjord, der man kan følge gangen i arbeidet med lokale tiltaksanalyser. I vedlegg 2-3 gis bakgrunnsinformasjon om eksempler på tiltak i ulike sektorer og metoder for nyttevurderinger. 5

1. Innledning 1.1 Formål og målgruppe Formål med veilederen Formålet med dette dokumentet er å veilede om hvordan tiltaksanalyser kan gjennomføres for et vannområde 1 og hvordan tiltaksprogram kan utarbeides for en hel vannregion. Det blir også gitt eksempler på mulige tiltak. Miljøtiltakene er ment å lukke det eventuelle gapet mellom dagens miljøtilstand og miljømålet. Standard miljømål er såkalt god kjemisk og økologisk tilstand (kun god kjemisk for grunnvann). For de sterkt modifiserte vannforekomstene (SMVF) skal det oppnås god kjemisk tilstand og godt økologisk potensial. Målgruppe for veilederen Målgruppen for denne veilederen er både de som skal lage lokale tiltaksanalyser for ett vannområde, og vannregionmyndigheten (VRM) med vannregionutvalget (VRU) som skal lage tiltaksprogram for hver av de ni vannregionene. Sektormyndigheter (vei, fisk, kyst, energi, landbruk, miljø, helse, mattilsyn etc.) og alle andre som har virkemidler som kan utløse miljøtiltak (kommuner, fylkesmann etc.) er etter forskriften pålagt å bidra i tiltaksutredninger. Dette vil skje i de lokale vannområdegruppene og på det regionale nivå som medlemmer av VRU. Lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde For hvert av vannområdene skal det utarbeides en lokal tiltaksanalyse. Eierskapet til den lokale tiltaksanalysen bør ligge hos kommunene. I dette arbeidet kan det være naturlig å ta utgangspunkt i eksisterende interkommunalt samarbeid, der hvor dette passer med inndelingen i vannområder. Den lokale tiltaksanalysen vil med utgangspunkt i den gjennomførte karakteriseringen gi en vurdering av: miljøutfordringene i vannområdet behovene og ønskene for bruk og beskyttelse av vannområdet hvilke tiltak som er gjennomført, påbegynt eller planlagt oversikt over eksisterende rettigheter og tillatelser hvilke tiltak som trengs for å oppnå miljømålene for de ulike sektorene hvilke kostnader som er knyttet til de enkelte tiltakene om den samfunnsøkonomiske nytten (fordelene) av de forslåtte tiltakene står i forhold til kostnadene (ulempene) så langt dette er mulig. Tiltakene skal så langt det er mulig prioriteres ut fra kostnadseffektivitet, det vil si at de tiltakene som gir mest miljøforbedring per krone skal prioriteres først. For å oppnå dette må tiltak fra forskjellige samfunnssektorer utredes og vurderes ut fra felles kriterier for beregning av kostnader og effekter. Tiltaksprogram for hver vannregion For hver region skal det utarbeides et tiltaksprogram av VRM i samarbeid med VRU. Dette er en sammensying og oppsummering av tiltaksanalysene fra hvert vannområde. Det skal også 1 Et vannområde består av ett enkelt nedbørfelt, deler av eller flere små nedbørfelt med tilhørende grunnvann og eventuelt kystvann, og utgjør en avgrenset del av en vannregion. 6

gjøres temamessige og geografiske prioriteringer innenfor regionen, samt vurdering av unntak fra miljømålene dersom ulempene/kostnadene ved gjennomføring av tiltak er uforholdsmessig store sammenlignet med den samfunnsmessige nytten. En oppsummering av tiltaksprogrammet inngår i den regionale forvaltningsplanen og blir vedtatt i fylkestinget. Sektorvis oppfølging og iverksetting av tiltak Etter at den regionale forvaltningsplanen er vedtatt i fylkestinget og fastsatt i regjeringen, vil den være retningsgivende for sektorenes videre arbeid med å forvalte vannressursene. Eksempelvis kan en forvaltningsplan være retningsgivende for eventuell revisjon av konsesjonsvilkår, saneringsplaner for avløp (kommunedelplan), miljøplaner innen landbruket, opprydding i forurensede grunnlokaliteter eller sedimenter, driftsendring er på oppdrettsanlegg etc. ( 29 i forskriften). Prosessen med tiltaksarbeid Figur 1.1. skisserer hvordan de ulike delene av arbeidet med tiltak henger sammen. Først skal det gjennomføres en tiltaksanalyse på lokalt nivå. Tiltaksanalysene fra de ulike vannområdene skal oppsummeres og vurderes ytterligere i det regionale tiltaksprogrammet (som er en del av forvaltningsplanen). Ulike sektorer som påvirker vannmiljøet må ta hensyn til forvaltningsplanen når det skal vedtas gjennomføring av konkrete tiltak. Sektormyndigheter og andre som har virkemidler for å utløse miljøtiltak vil delta på alle trinn i prosessen, også på det lokale nivå, men eierskapet til den lokale tiltaksanalysen bør ligge hos kommunene. Det er viktig at sektormyndighetene trekkes inn tidlig i arbeidet for å kunne nyttiggjøre seg deres detaljkunnskap om egen sektor og for at planarbeidet blir godt forankret i sektorene. Forvaltningsplanene med regionale tiltaksprogram vil være grunnlaget for etterfølgende sektorbeslutninger. Den stiplede linjen øverst i figur 1.1. skal illustrere at informasjon kan hentes direkte fra en lokal tiltaksanalyse. For å hindre at lokalt påbegynt arbeid stopper opp, kan dette føre til en direkte sektoroppfølging uten å måtte vente på utarbeidingen av regional forvaltningsplan. Den stiplede linjen nederst i figuren skal vise at sektormyndighetene er sentrale i arbeidet allerede ved utarbeiding av de lokale tiltaksplanene. 7

Avgrensing for tiltaksveileder: Lokalt samarbeid - Bruke karakteriseringen - Kartlegge problem og ønsker - Foreslå tiltak Tiltaksanalyse Vannområde 1 Tiltaksanalyse Vannområde 2 Regionalt samarbeid/ vannregion - Avveie samfunnsinteresser - Vurdere unntak fra miljømål - Prioritere tiltak og områder -Foreslå fylkesdelplan Forvaltningsplan med tiltaksprogram Sektorbeslutninger - Detaljere miljømål og tiltak - Gjennomføre tiltak Eksempler på oppfølging: Avløpssanering Opprensking i havnebasseng Landbrukstiltak Andre vassdrag og kystområder som ikke er definert som vannområde Konsesjon, revisjon (vannkraft, industri) Figur 1.1 Arbeidet med tiltak i tre trinn. Denne veilederen dekker de første to trinnene, dvs. lokal tiltaksanalyse og regionalt tiltaksprogram. 1.2 Hva sier vannforvaltningsforskriften om arbeidet med tiltak? Forskrift om rammer for vannforvaltningen (Vannforvaltningsforskriften) omtaler tiltaksprogrammet i 25. Flere kategorier av tiltak er listet opp der. Det første punktet i paragrafen: Tiltak til beskyttelse og forbedring av tilstanden i vannforekomstene dekker de fleste tiltak. De neste punktene er en utdyping av dette der det påpekes at det også gjelder tiltak knyttet til reduksjon av spesifikke kjemikalier (prioriterte stoffer), tiltak som er nødvendige for å beskytte drikkevann, tiltak i forhold til hydromorfologi og tiltak som sikrer kontroll med uttak og magasinering av vann. Enkelte tiltak vil kunne gjelde nasjonalt (for eksempel forbud eller utfasing av enkeltstoffer). Lokal tiltaksanalyse er ikke eksplisitt nevnt i forskriften, men 23 sier at tiltak kan vurderes på vannområdenivå, og at dette arbeidet skal gjennomføres med sikte på at det skal inngå i forvaltningsplanen/tiltaksprogrammet på vannregionnivå. Tiltak kan i denne sammenhengen ha to hensikter: 1. Miljøforbedrende tiltak for å forbedre miljøforholdene i en eller flere vannforekomster som ikke innfrir miljømålene. Dette er tiltak som settes inn for å redusere virkningen av en miljøforringende påvirkning, ofte omtalt som avbøtende tiltak. 8

2. Miljøopprettholdene tiltak for å sikre miljøtilstand mot å bli forringet. Dette er såkalte forebyggende tiltak eller beskyttelsestiltak. Med punkt 1 menes vanligvis målrettede tiltak som gir en direkte miljøeffekt og som har en bestemt kostnad. Eksempler på slike tiltak blir gjennomgått i vedleggene. Under punkt 2 kan det være snakk om planer (for eksempel aktiv bruk av plan- og bygningsloven, beredskapsplaner) og forordninger, vern/beskyttelse, informasjonskampanjer etc. som sikrer bærekraftig bruk og begrenser videre påvirkninger. Sistnevnte type tiltak skal også behandles i tiltaksarbeidet. Denne veilederen omtaler kun nye tiltak som må gjennomføres for å nå ønsket miljøtilstand i 2015 (første planfase) og 2021 (andre planfase). Det er likevel viktig med en oversikt over allerede gjennomførte, påbegynte og planlagte tiltak som grunnlag for vurdering av nye tiltak. Miljøeffekter av tidligere tiltak skal inngå i vurderingen av fremtidige trender/miljøtilstand dersom ikke nye tiltak gjennomføres, mens kostnadene for tidligere tiltakene skal allerede være innarbeidet i de respektive budsjetter. Det kan imidlertid være aktuelt med oppgradering eller utvidelse av tidligere tiltak, for eksempel investering i et ekstra rensetrinn ved et kloakkrenseanlegg. Slike kostnader og tilhørende miljøeffekter skal med i tiltaksarbeidet som omtales i denne veilederen. Virkemidler Direktivet og forskriften (som i stor grad er en oversettelse av direktivet) har et utvidet tiltaksbegrep. Det inkluderer også virkemidler. I denne veilederen derimot vil begrepene holdes fra hverandre, noe som er vanlig i Norge. Med virkemidler menes styringsredskaper av juridisk, økonomisk eller administrativ art som er nødvendig for å utløse tiltaket. Eksempler er lover, forskrifter, subsidier, avgifter, (om)organisering av forvaltningen, forsknings- og utviklingsprosjekter og informasjon. Virkemidler omhandles i liten grad i denne versjonen av veilederen. Dersom ønsket tiltak er overgang fra høst- til vårpløying på erosjonsutsatte jordbruksarealer, kan informasjon og økonomiske tilskudd være aktuelle virkemidler. Tiltaket utskifting til nye avløpsløsninger i spredt bebyggelse gjennomføres i all hovedsak med juridiske virkemidler, dvs. forskrifter hjemlet i forurensningsloven. Angivelse av det rettslige grunnlaget for å gjennomføre tiltak skal inngå i tiltaksprogrammet ( 25). 1.3 Samfunnsøkonomiske vurderinger VRM/VRU skal alltid foreta en skjønnsmessig vurdering av om tiltakene vil være fornuftig samfunnsøkonomisk. Der tiltak skal gjennomføres, er det viktig å kunne begrunne hvorfor det vil være riktig å prioritere tiltak for bedre miljøkvalitet i vann. Som grunnlag for VRM/VRUs samfunnsøkonomiske vurderinger ligger vurderinger av kostnader og effekter som gjennomføres i de lokale tiltaksanalysene for hvert vannområde. Nasjonale miljømål, nasjonale føringer (for eksempel på energiforsyning) og ikke-kvantifiserte verdier (for eksempel når det gjelder biologisk mangfold) skal også inngå i vurderingen. Hvis en slik vurdering viser at kostnadene synes å overstige nytten, kan det i henhold til forskriften gis unntak fra målsettingen for en eller flere vannforekomster. Unntaksbestemmelsene behandles i kapittel 4. 9

Det er en metodemessig utfordring å gjøre samfunnsøkonomiske vurderinger og vurdere nytten av tiltak opp mot ulempene. Det er viktig at vurderingene og beregningene gjennomføres på en enkel og oversiktelig måte. Samtidig er det noen viktige prinsipper som bør følges. Dette omtales i etterfølgende kapitler. For å fastsette miljømål for sterkt modifiserte vannforekomster må det også foretas samfunnsøkonomiske vurderinger. SMVF omtales spesielt i avsnitt 3.5 (Miljømål for SMVF). 1.4 Grunnlag for tiltaksarbeidet: karakterisering av vannforekomstene; - hvilke(t) miljøproblem(er) disse vannforekomstene eller dette vannområdet har (for eksempel overgjødsling, forsuring, regulering, miljøgifter) - hvilke belastninger som er aktuelle fra hvilke sektorer (jordbruk, kommunalt avløp, industri, kraftproduksjon) - hvilke vannforekomster som risikerer å ikke nå miljømålet - hvilke vannforekomster er kandidater til sterkt modifiserte vannforekomster (SMVF) oversikt over standard miljømål for aktuell vanntype (klassifiseringssystemet) oversikt over gjennomførte, vedtatte og allerede planlagte tiltak oversikt over etablerte rettigheter og tillatelser som finnes i området oversikt over eksisterende bruk, interesser og aktører De fleste av disse opplysninger finnes bl.a. på IKT-verktøyet Vann-nett under www.vannportalen.no. 1.5 Dette dokumentet gir veiledning om: hvordan beskrive avstanden mellom dagens miljøtilstand og standard miljømål hva betyr det at det oppnås god miljøtilstand i forhold til bruk/nytte hvordan kvantifisere kilder til miljøproblemene (påvirkningsbudsjett eller -grad) hvordan finne tiltak som kan være aktuelle for hver enkelt sektor hvordan vurdere kostnader og effekter av tiltakene hvordan sammenlikne tiltakene og prioritere dem hvordan gjennomføre nyttevurderinger og sammenlikne totale kostnader med total nytte for samfunnet hvilke unntaksbestemmelser finnes og når kan de brukes på en eller flere vannforekomster hvordan sette sammen et regionalt tiltaksprogram basert på lokale tiltaksanalyser for hvert vannområde i regionen. Om SMVF: hvilke vannforekomster (VF) blir i denne omgang betegnet som SMVF hvordan utlede miljømål for SMVF 10

hvordan tiltakene for SMVF skal utredes sammen med tiltak for naturlige VF og inngå i felles tiltakspakke (med tiltakspakke menes i denne veilederen den kombinasjon av prioriterte tiltak som må gjennomføres for å nå miljømålene i vannområdet ) Følgende besvares ikke her, men blir behandlet i en egen planveileder: hvordan tiltaksprogrammet, som en del av en forvaltningsplanen, sluses gjennom og vedtas av nødvendige instanser hvilke prosesser som gjelder for deltakelse og høringer av tiltaksprogrammet hvordan håndtere søknader om etableringer som kan redusere miljøkvaliteten i perioden mellom to planvedtak hvordan temamessige fylkesplaner, for eksempel regionale planer for små vannkraftverk skal inn hvordan Samla plan og verneplaner skal tas hensyn til i forvaltningsplanen Veilederens oppbygging Selve veilederen utgjør de første cirka 30 sidene av dette dokumentet. Resten består av vedlegg med informasjon som kan benyttes i den grad hver enkelt bruker finner det formålstjenlig. Veilederen behandler lokale tiltaksanalyser for hvert vannområde i kapittel 2 og regionalt tiltaksprogram for vannregionen i kapittel 3. I kapittel 4 omtales forhold som er av betydning både ved utarbeiding av lokale tiltaksanalyser og regionale tiltaksprogram; nemlig unntaksbestemmelsene i direktivet. Herunder er uforholdsmessig store kostnader og metoder for samfunnsøkonomiske nyttevurderinger beskrevet. I vedlegg 1 er det vist et eksempelvannområde, som illustrerer trinnene i arbeidet med lokale tiltaksanalyser. Vi anbefaler derfor å lese vedlegg 1 parallelt med hovedkapitlene. I vedlegg 2-3 gis bakgrunnsinformasjon om viktige tiltak i ulike sektorer og metoder for nyttevurderinger. 11

2. Lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde 2.1 Prosess på det lokale nivået I følge forskriftens 23 er arbeidet på vannområdenivået å betrakte som et bidrag til den regionale forvaltningsplanen. Slik sett kan man si at arbeidet lokalt er å regne som et faglig innspill til VRM/VRU. Det skal på et så objektivt grunnlag som mulig utredes og sammenstilles tiltak fra de forskjellige sektorer. Det er viktig at analysen har faglig god kvalitet. Eierskapet til den lokale tiltaksanalysen bør ligge hos kommunene, men sektormyndighetene må med sin kunnskap tidlig inn og delta i den lokale prosessen. Det kan tenkes at representantene fra kommuner og ulike sektorer som sitter i arbeidsgruppen i vannområdet vil ønske å sjekke ut innspill med kommunepolitikere eller med organisasjoner som jobber med mer policypregede oppgaver. Hovedarenaen for politiske innspill blir likevel i VRU, der kommunene og sektorene er representert, og gjennom behandlingen i fylkestinget. Det er relativt begrenset tid til rådighet for å gjennomføre den lokale analysen i første planperiode, knapt ett år fra oktober 2007 til tidlig høst 2008. VRU må bruke resten av høsten 2008 til å sammenstille og prioritere/justere innspillene fra vannområdene til en regional plan som skal på høring innen utgangen av 2008. En forutsetning for å få gjennomført de ovennevnte arbeidsoppgavene er dialog med og veiledning fra VRM/VRU. Hvordan arbeidet organiseres, vil imidlertid variere mellom de ulike vannregionene. De nødvendige prosesser i ulike instanser omtales ikke i denne veilederen, men i Planveilederen. 2.2 Trinn i arbeidet med lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde Arbeidet starter på vannområdenivå med utarbeiding av en lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde. Figur 2.1. angir trinnene i analysen. Diagrammet vil gjelde for alle vannforekomster, både de naturlige og de sterkt modifiserte. For å gjøre beskrivelsene så konkrete som mulig, er det laget et gjennomgående eksempel, Fagerdalsvassdraget med Trangfjord. Dette finnes i vedlegg 1, der avsnitt V1.1. gir en beskrivelse av vannområdet og figur V1.1. viser hvordan vannområdet ser ut og hvilke påvirkninger som finnes der. 12

Dagens tilstand og miljømål Dagens tilstand og standard miljømål Beskrivelse av brukerinteresser og påvirkninger Beskrivelse av brukerinteresser og påvirkninger Utredning av mulige tiltak i ulike sektorer Utredning av mulige tiltak i ulike sektorer Vurdering av tiltakenes effekter og kostnader Skjønnsmessige Vurdering samfunnsøkonomiske av tiltakenes effekter og vurderinger kostnader Lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde Skjønnsmessige samfunnsøkonomiske vurderinger Figur 2.1 Hovedtrinn i en lokal tiltaksanalyse for hvert vannområde. 2.3 Dagens tilstand og miljømål for vann Dagens tilstand Informasjon om vannforekomstenes (VF) tilstand og risiko for ikke å nå miljømålene finnes i Vann-nett under www.vannportalen.no. Informasjonen er innhentet som en del av karakteriseringen. Det er også vurdert hvilke påvirkningsfaktorer (sektorer og kilder) som er av betydning, hvilke miljøproblemer som er dominerende og hvilken betydning dette har for befolkningen. Det er også vurdert hvilke brukerkonflikter som finnes og hvordan pressfaktorene for vannmiljøet kommer til å utvikle seg fremover. Standard miljømål Med standard miljømål i forhold til god økologisk og kjemisk tilstand slik det står i vannforskriftens 4 og 7 (overflatevann) menes det som beskrives som god tilstand for gjeldende vanntype og kvalitetselement i det klassifiseringssystemet som er under utvikling. Systemet er ikke ferdig utviklet (per september 2007), men tas i bruk etter hvert som deler av det blir ferdig for de ulike økologiske kvalitetselementene. Der det fortsatt er mangler, brukes eksisterende miljøkvalitetssystem. I tillegg kommer grenseverdiene for de 33 spesifikke miljøgifter (prioriterte stoffer). Grenseverdiene for disse stoffene vil bli vedtatt gjennom et eget datterdirektiv. Dette er ikke klart ennå, og inntil videre brukes de grensene for miljøgiftene (stort sett tungmetaller) som er beskrevet i eksisterende klassifiseringssystem (SFT 1997a og b). Standard miljømål er et felleseuropeiske minimumsmål både når det gjelder hvilke kvalitetselementer man skal måle på og hvilke grenseverdier som skal tilfredsstilles. Klassegrenser for disse skal også kunne sammenlignes i sammenlignbare vanntyper på tvers av landegrensene, gjennom den såkalte interkalibreringen. 13

For grunnvann gjelder vannforskriftens miljømål ( 6) i forhold til kjemisk og kvantitativ tilstand. Miljømål satt i henhold til annen lovgivning I vassdrag der det er fastsatt strengere miljømål enn standard miljømål må de strengeste målene innfris ( 13 i forskriften, om forholdet til andre miljøbestemmelser). Eksempler kan være bestemmelser gitt i noen av Vanndirektivets datterdirektiver (for badevann, drikkevann m.v.), nasjonalt lov- og forskriftsverk, juridisk bindende planer etter plan- og bygningsloven, krav i konsesjoner eller tillatelser etter særlover (for eksempel utslippstillatelser etter forurensingsloven, klausuleringsbestemmelser for vannverk) og vedtak om vern/beskyttelse etter naturvernloven, kulturminneloven, verneplan for vassdrag eller nasjonale laksefjorder og -vassdrag. Her må også flere og andre vannrelaterte kvalitetselementer enn de som er omfattet av standard miljømål tas hensyn til. Miljømål for sterkt modifiserte vannforekomster (SMVF) Miljømålet for SMVF kalles godt økologisk potensial. Dette fremkommer som en avveining mellom naturtilstanden for gjeldende vanntype og det som er mulig innenfor dagens utnyttelse av vannforekomsten. Fastsettelsen av miljømål for slike vannforekomster beskrives nærmere i kapittel 3.5. Eksempelet i vedlegg 1 beskriver i avsnitt V1.2 dagens tilstand i vannområdet og avstanden til miljømålene. 2.4 Beskrivelse av brukerinteresser og påvirkninger 2.4.1 Beskrivelse av brukermål og brukerinteresser Det er viktig at man i arbeidet forsøker å se hvilken praktisk betydning oppnåelsen av miljømålene vil ha for innbyggerne og andre brukere i området. Her må andre miljømål enn standard miljømål tas hensyn til. Vil god vannmiljøtilstand innebære badevannskvalitet? Hvordan er det å drikke vannet? Hvordan er fiskemulighetene og kan fisken spises? Slike spørsmål er viktige å besvare både som motivasjonsfaktor for å sikre gjennomføringskraft og som et grunnlag for kost- nyttevurderinger. Når man kjenner dagens tilstand, hvilke miljøproblemer som finnes og i grove trekk hvor påvirkningene kommer fra, bør man kartlegge hvilke brukerinteresser som påvirkes og i hvilken grad brukerinteressene påvirker hverandre, positivt eller negativt. Se tabell V1.2 i eksempelet i vedlegg 1. 2.4.2 Generelt om beskrivelse av påvirkninger Grunnlaget for å beskrive påvirkningene ble lagt i forbindelse med karakteriseringen der påvirkningen på vanntilstanden ble skjønnsmessig vurdert (liten, middels, stor). Opplysninger om de viktigste kildene og påvirkningene finnes i IKT-systemet. Det man ønsker nå, er å komme et skritt videre i å beskrive påvirkningens størrelse, og om mulig kvantifisere størrelser og fordele opphavet til påvirkningen på de respektive kilder. 14

Hvis det er flere miljøproblemer i vannområdet, kan det være formålstjenlig å behandle ett og ett miljøproblem hver for seg (eutrofiering, bakterier, miljøgifter, fysiske endringer etc.). Det må presiseres at det er påvirkning på biologien i vannet som er det primære, og ikke nødvendigvis reduserte utslipp for eksempel i form av antall kg fosfor (P) eller økt vannføring i m 3 /sek. For forurensninger har det vært vanlig å lage et forurensningsregnskap. Det er gjort erfaringer med dette innen eutrofiering, og det foreligger en tilførselshåndbok for beregning at nitrogenog fosfortilførsler (SFT 1995). For andre virkningstyper eller miljøproblemer er dette vanskeligere/mindre utviklet, men alle påvirkninger og tilhørende kilder/årsaker skal beskrives, og om mulig kvantifiseres. Hensikten er å forenkle det etterfølgende arbeidet med å finne fram til egnede tiltak. Når man systematisk har gjennomgått de ulike påvirkninger og kilder (slik som det blir beskrevet i avsnitt 2.4.3.-2.4.6. for ulike påvirkningstyper) bør det være mulig å skjønnmessig fordele de ulike miljøproblemer på kilder. Dette er vist i vedlegg 1, avsnitt V1.3.3. Det kan være lurt å starte gjennomgangen øverst i vassdraget der man kanskje bare har ett miljøproblem og en kilde å hanskes med. Dette er også illustrert i eksempelet i vedlegg 1. 2.4.3 Beskrivelse av hydromorfologisk påvirkning Det er her satt opp viktige momenter for å kunne beskrive hydromorfologisk påvrikning på en enhetlig måte (se kulepunktene under). Endringer i hydromorfologi kan ofte gi habitatforringelse. Hydromorfologi er støtteparameter til biologiske parametere, og skal brukes til å bestemme om den økologiske tilstanden/potensialet er god eller høy. For den økologiske klassifiseringen er det derfor bare relevant med informasjon om hvorvidt vannforekomsten er av høy eller god hydromorfologisk tilstand. Det anbefales likevel å beskrive og kvantifisere de endringene i hydromorfologien så godt som mulig for å kunne vurdere mulige avbøtende tiltak. Momenter for å beskrive hydromorfologisk påvrikning: Kanalisering, forbygning og plastring av elveløp, reduserte gyteforhold Masse/grusuttak Bekkelukninger Hydrologisk endring o Andel km 2 av nedbørfelt med endret vannføring/avrenning etter for eksempel regulering eller urbanisering o % avvik i vannføring etter/før regulering i forhold til Basisvannføring Lavvannsføring Flommer Effektkjøring og annen korttidsregulering Stengsler, fyllinger, kulverter Vandringshindre for fisk Dammer Vannstandssprang Endret gjennomstrømning 15

Endret temperatur- og isregime Senking av innsjø Drenering av våtmarksareal og landbruksdrenering Kantsoneforandringer (fjerning av buskvegetasjon, masseutfylling på flomsletter ved utbygging etc.) Vannuttak i nedbørfeltet Det settes i gang et prosjekt for å utvikle et system som kan klassifisere hydromorfolgiske påvirkninger. Resultatene fra dette prosjektet vil bli lagt ut på vannportalen (www.vannportalen.no) høsten 2007. Inntil videre henvises det til det svenske forslaget som gir tips om mulige inndeling og kvantifisering av påvirkningene, se: http://www.vattenportalen.se/ovp_bibliotek_bedomningsgrunder.htm 2.4.4 Påvirkning fra fosfor (P) og nitrogen (N) Jo lenger ned i vassdraget man kommer, desto mer komplekse blir som oftest problemstillingene: flere miljøproblemer kan opptre samtidig (eutrofiering, habitatforringelse og bakterier) flere kilder til ett og samme miljøproblem (nedslamming fra jordbruk og vannknapphet fra regulering kan forringe fiskehabitatet) noen påvirkninger er lokale, andre skyldes forhold oppstrøms For å klare å håndtere påvirkninger og tiltak som har effekt i forhold til nærmeste VF, men også effekt lenger nedstrøms, er det mulig å dele vannområdet inn i delnedbørfelt. Dette er særlig aktuelt for større vannområder. Det bør tilstrebes å foreta delingen mellom feltene der grensene for VF går. Dette fremgår av eksempelet i figur V1.3 i vedlegg 1. For P og N kan det lages et forurensningsregnskap med spesifikke bidrag fra forskjellige kilder. Nedenfor har vi satt opp hvordan regnskapet kan settes opp for ulike kilder til N og P. Dette er også vist i eksempelet i vedlegg 1 (figur V1.3 og tabell V1.3). Spredt bebyggelse: Man bør kartlegge eller i første omgang gjøre antagelser om de tekniske anleggene og eventuelle hytter i spredt bebyggelse. Anleggene kan deles inn i to hovedkategorier: - Tilfredsstillende løsninger (minirenseanlegg, godkjent infiltrasjon, tett tank med tvungen tømming og lignende) - Utilfredsstillende løsninger (direkte utslipp, synkekum, sandfiltergrøfter og lignende). Tilførselshåndboken (SFT 1995) angir hvilken renseeffekt de forskjellige løsningene har. Når man har oversikt over antall hus/hytter i hver kategori, kan man finne primærtilførslene av P og N. Dette fordeles deretter per delnedbørfelt. Kommunalt avløp: Lekkasjer kan beregnes ut fra produksjon innen et rensedistrikt i forhold til tilført mengde på renseanlegg. Overløp kan måles eller stipuleres. Restutslippet fra renseanlegget kan beregnes med konsentrasjoner og vannmengder ut av anlegget. Renseanleggets rensegrad for P, N, organisk stoff og tungmetaller beregnes på bakgrunn av inn- og utmålinger. 16

Avrenning fra areal inkludert landbruk: Arealene er delt inn i bruksklasser (fulldyrket, beite, annet areal, utmark, urbant areal) som det finnes avrenningskoeffisienter for (SFT 1995). Det kan være nødvendig i tillegg å gå inn på mer detaljerte kartlag som er tilgjengelig i Vann-nett (markslagskart, jordsmonnskart og avledete temakart som for eksempel erosjonsrisikokart fra Skog og landskap). Det kan beregnes årlig avrenning (tap) av P og N, for eksempel ved hjelp av koeffisienter som er utarbeidet av Bioforsk i senere tid.. Avrenning som følge av atmosfærisk tilførte stoffer: Denne tilførselen kan være av betydning, særlig i de sørlige deler av landet. Det gjelder både direkte avsetning på innsjøoverflate og på utmarksområder (SFT 1995). Naturlige tilførsler: Arealtallene er tilgjengelig via Vann-nett. Koeffisienter for avrenning og deposisjon på innsjøer og den naturlige delen av avrenning fra landbruksarealer (det som ville kommet hvis det ikke var dyrket, men var høybonitets skog) finnes i tilførselshåndboken (SFT 1995). 2.4.5 Påvrikning fra miljøgifter For punktutslipp av miljøgifter måles det vannmengder og utslipp slik at massetransporten kan beregnes. Der det mangler målinger, kan modeller eller skjønn brukes for å estimere massetransporten. For utlekking fra sedimenter må det gjøres egne målinger og vurderinger. Dette er gjennomført i samtlige av de fjordene der det er laget fylkesvise planer for opprydning. Data fra SFT om tilførsler fra de fleste deponier, avløpsanlegg og regulære utslipp fra industri er tilgjengelig via Vann-nett. Følgende kilder bør spesielt undersøkes: Utlekking fra deponier/forurenset grunn Avløpsanlegg, overløp Sedimenter Regulære utslipp fra industri. 2.4.6 Beskrivelse av biologisk påvirkning Følgende biologiske belastninger i vannforekomster bør analyseres: Fiske/fangst/høsting (inkludert sportsfiske, ulovlig fiske): andelen uttak i forhold til total bestand - gytebestandsmål Andelen oppdrettsfisk i forhold til totalbestand i lakseelver Spredning/fjerning av arter (endrede konkurranseforhold), uønskede gener hybridisering: Andelen innslag av uønskede arter/hybrider/genotyper Spredning av sykdommer og parasitter (tømming av ballastvann, overføringer, utsettinger): varighet på sykdom/tilstedeværelse av parasitter og antatt endring av bestandssammensetning. 17

Endret bestandssammensetning: Problemvekst/oppblomstring/sammenbrudd av bestander (f.eks. krypsiv, algeoppblomstring, tareskog m.v.) Dernest bør konsekvensene vurderes som grunnlag for videre analyse av potensialet med miljøforbedrende eventuelt miljøopprettholdene tiltak. 2.5 Utredning av mulige tiltak/tiltakstyper for forskjellige sektorer Det er viktig å tenke bredt i oppstarten ved utredning av mulige tiltak, slik at man ikke utelukker gode tiltak. Det er også viktig å inkludere såkalte forebyggende og beskyttende tiltak. Selv om en del tiltak kan være vanskelige å konkretiser både med hensyn til effekter og kostnader og dermed kan synes vanskelig å innpasse i en tabell over kostnadseffektive tiltak, må ikke det forhindre at tiltakene inkluderes i tiltaksanalysen. Det anbefales at man begynner med å lage en oversikt over miljøforbedrende tiltak som allerede har vært gjennomført lokalt og vurderer potensialet for ytterligere gjennomføring av slike tiltak. Samtidig må man vurdere nye tiltak. Det er viktig at man bruker den kunnskap som foreligger i sektorene. En faglig god tiltaksanalyse er viktig for å sikre lokal forankring og videre engasjement. Tiltaksutredningene kan med fordel startes sektorvis for deretter å settes sammen på tvers av sektorer. Forebyggende tiltak Forebyggende tiltak kan være rimeligere alternativ enn reparasjon. I sammenheng med alle miljøpåvirkninger, er det derfor viktig å huske på muligheter for å benytte forebyggende tiltak. Et eksempel kan være utbygging av byer (urbanisering av nedbørfelt) som vil redusere grunnvannsmagasinene. Dette vil gi lavere vannføring i perioder med allerede lav vannføring (sommer og vinter). Og ved regn vil kapasiteten på overvannsnettet nedstrøms kunne overstiges og gi ukontrollert avrenning på overflaten med økt tap av næringsstoffer og miljøgifter. Dette vil igjen kunne påvirke økologien i vassdraget. Oversvømmelse vil i tillegg påvirke bygningsmassen nedstrøms. Kommunene kan med hjemmel i plan og bygningsloven kreve bruk av lokal overvannsdisponering (LOD) ved utbygging som forebyggende tiltak.. Vurdere mulige tiltak for SMVF Som for naturlige vannforekomster, skal mulige tiltak vurderes for sterkt modifiserte vannforekomster. Effekter og kostnader skal vurderes så langt det lar seg gjøre. Viktige elementer for å vurdere tiltak i sterkt modifiserte vannforekomster vil være kontinuitet i elvestrengen, habitatforbedring og naturlig reproduksjon av fisk. Se nærmere om SMVF i avsnitt 3.5. Generell beskrivelse av mulige tiltak Den følgende oppsummeringen av tiltak i tabell 2.1 og 2.2. gjelder som en generell beskrivelse av tiltakene. I vedlegg 2 gjengis kapittel 5 i NIVA-rapport 4777-2004 som gir korte beskrivelser av viktige tiltak og effekter innen hver sektor, samt tabeller fra Glover et al. (2006). 18

Kostnads- og effektberegningene som er gjengitt i denne veilederen, er basert på oppsummeringer av erfaringstall i tidligere rapporter, og er ikke oppdatert om all ny kunnskap innen de ulike feltene. Informasjonen er dessuten stedsspesifikk, og det må understrekes at det er stor usikkerhet knyttet til anslag for både effekter og kostnader av de ulike tiltakene. Forvaltningsorganer og FoU-institusjoner i sektorene har oversikt over ny kunnskap vedrørende effekter og kostnader av tiltak. Når det gjelder landbrukstiltak skal det lages en mer detaljert og oppdatert omtale av tiltak, og dette vil tas inn i veilederen (eventuelt som et tillegg) når det er klart. Oversikten over tiltak i tabell 2.1. og 2.2. og vedlegg 2 er ment som en hjelp til å få oversikt over aktuelle tiltak, samt en grovsortering av dem ut fra eksempler på kostnads- og effektberegninger. Det understrekes at både kostnader og effekter vil variere fra sted til sted, slik at oversikten kun kan gi en pekepinn. Mer nøyaktige beregninger (eventuelt vurderinger) av kostnader og effekter må gjennomføres lokalt. Konkretisering av kostnader og effekter skjer under lokaltilpasningen for hvert vannområde/delnedbørfelt. Dette er illustrert i eksempelet i vedlegg 1. 19

Tabell 2.1. Oversikt over belastningstyper og drivkrefter/aktiviteter som medfører belastning på overflatevann Belastningstype Eksempler på drivkrefter/aktiviteter som medfører belastning Forurensning Kommunale avløp Urbane områder/tette flater Spredte avløp Industri (nåværende, nedlagt) Jordbruk Skogbruk Fiskeoppdrett (medisinering, overforing) Gruver, pukkverk, grustak Avfallsplasser/lagringsplasser Forurenset grunn og sedimenter Transport/samferdsel (Båttrafikk, salting, avising) Langtransporterte forurensninger 1 Utslipp spesielt fra industri/ transportnæringer via luft og landarealer/ avløp via bekker, elver og havstrømmer Endring av hydrologisk og temperaturregime Uttak av vann (landbruk, husholdninger, industri) Vannkraftsanlegg (dammer, overføringstunneler, effektkjøring, temp endringer, vannstand) Urbanisering av nedbørfelt (økt andel tette flater øker avrenningsintensiteten i byvassdrag) Fiskeoppdrett Kjølevann Landbruksaktiviteter (ny jordbruksmark) Morfologiske endringer Landbruksaktiviteter Byutvikling og industrietablering Flomforbygning Vei, jernbane, flyplass (kulvert, gjenfylling) Vassdragsreguleringer Grus og skjelluttak Kai/molo/mudring/sprengning av terskler Biologiske belastninger Beskatning (inkludert sportsfiske, ulovlig fiske) Rømning, lakselus, genetisk forurensning fra fiskeoppdrett Spredning/fjerning av arter (endrede konkurranseforhold), uønskede gener - hybridisering Spredning av sykdommer og parasitter (Tømming av ballastvann, overføringer, utsettinger) Andre bestandsendringer (problemvekst m.v.) 1 - Langtransportert forurensning er skilt ut som egen belastningstype fordi den skal behandles spesielt i forbindelse med forskriften. 20

Tabell 2.2 Oversikt over belastningstyper og drivkrefter/aktiviteter som medfører belastning på grunnvann Belastningstype Eksempler på drivkrefter/aktiviteter som medfører belastning Forurensning Langtransporterte forurensninger Endring av vannbalanse Endring av hydrologisk regime Kommunale avløp Urbane områder/tette flater Spredte avløp Industri (nåværende, nedlagt) Jordbruk Skogbruk Gruver, pukkverk, grustak Avfallsplasser/lagringsplasser Forurenset grunn og sedimenter Transport/samferdsel/uttak (landbruk, husholdninger, industri) Byggeaktivitet med permanent endring av hydrologisk regime Utslipp spesielt fra industri/ transportnæringer via luft og jordbruk/ avløp via havstrømmer Grunnvannsuttak (alle typer) Vannkraftsanlegg (heving/senking av grunnvannsstand) Endring i hydrologisk regime i kommuniserende vassdrag Urbane områder får redusert grunnvannsmatingen 2.6 Vurdering av tiltakenes effekter og kostnader 2.6.1 Effekter Relativ skala for effektvurdering Det er vanskelig direkte å kvantifisere effekten av tiltak knyttet til andre effekter enn eutrofiering (fordi man ofte har vansker med å kvantifisere påvirkningen i absolutte størrelser, og heller ikke kjenner doseresponsforholdene godt nok). Det foreslås derfor å innføre en relativ skala fra 1-3 for effekt for alle tiltak, der 1 er liten effekt, 2 er middels effekt og 3 er stor effekt. Selv om usikkerheten kan variere en del mellom forskjellige typer tiltak, vil det være mulig å gjennomføre en slik semi-kvantitativ vurdering av tiltak. Usikkerheten og hvilke naturgitte forhold effekten er vurdert for, kan beskrives i tillegg. Den største forskjellen fra en rent kvantitativ tilnærming er at man ved bruk av en semikvantitativ fastsettelse av effekt på en relativ skala, må ta hensyn til omfanget av tiltaket. Det betyr at et tiltak som er svært effektivt, men som har begrenset omfang, f.eks. et landbrukstiltak som kun kan gjennomføres på noen få dekar, ikke kan få full uttelling (3) for effekt, men kanskje må nøye seg med 1 eller 2. Dersom man lokalt eller regionalt finner at det for eutrofieringstiltak (eller andre tiltak) vil være mest hensiktsmessig å videreføre de metodene som har vært mest utbredt, med kvantifisering av tiltakenes effekter, kostnader og kostnadseffektivitet, er det ikke noe i veien for det. Man må bare passe på at disse tiltakene kan vurderes i sammenheng med tiltak som gis en semi-kvantitativ vurdering. 21

Effekt på flere miljøproblem I tidligere tiltaksanalyser, særlig de som har hatt fokus på eutrofiering, har effektene latt seg beregne i antall kg eller tonn redusert P eller N. I denne sammenhengen skal det tas hensyn til alle tilstedeværende miljøeffekter, og effektene skal primært vurderes i forhold til økologiske parametere. Dette er vanskeligere fordi sammenhengen mellom en gitt påvirkning og effekten på økologien kan være uklar eller usikker. Ofte er det slik at et tiltak bidrar til å løse ett enkelt miljøproblem, f.eks. et eutrofieringsproblem eller et problem knyttet til habitatforholdene for ørret, men det behøver ikke være slik. Noen tiltak kan bidra til å løse flere miljøproblemer; for eksempel: Nytt ledningsnett mindre bakterier, men også mindre eutrofiering Økt minstevannføring bedre ørrethabitat, men også bedre mht. eutrofiering og bakterier (bedre fortynning, økt resipientkapasitet) Vårpløying i stedet for høstpløying mindre eutrofiering, men også forbedret ørrethabitat (mindre nedslamming av gytegrunner) Siden de forskjellige miljøproblemene har forskjellig avlastingsbehov, dvs. ulikt gap mellom dagens tilstand og miljømål, kan man starte med å vurdere tiltak for ett miljøproblem av gangen. Det betyr at hvis det er tre separate miljøproblemer i vannområdet, vil man få tre lister med tiltak som i hovedsak løser hvert sitt separate miljøproblem, men hvor man må ta hensyn til tilleggseffekter for de øvrige miljøproblemene. Tilleggseffekter kan både være positive og negative for andre miljøparametere. Hensyn før selve effektvurderingen starter Avstand fra dagens tilstand til eventuelle kjemiske eller økologiske terskelverdier. Den forventede (langtids-) effekten av allerede gjennomførte/planlagte tiltak. Vurdering av avstand fra dagens tilstand til miljømål Generelle hensyn som bør tas i effektvurderingen Sesongmessige variasjoner i effektivitet. Se på om det er samsvar mellom når på året effekten av tiltaket er størst og når på året det er mest kritisk for økologien/brukerinteressene at effekten er bra. Forsinkelse i effekten av tiltak (det kan være naturlige klimatiske variasjoner som maskerer effekten eller det kan være buffermekanismer i jord, landskap og vann). Avstand fra tiltakspunkt til resipient/vannforekomsten (pga retensjon og/eller at forurensning kan endre karakter ved transport til vannforekomsten). Dokumentert effekt (gjennom overvåkning) av tidligere tiltak i samme type vannforekomst er sikrere enn en teoretisk vurdering i forkant. Ved overføring av effektestimater fra andre vannforekomster/vassdrag må lokale forhold vurderes. 22

Kombinasjon av tiltak Synergieffekter (bedre sammen enn hver for seg) og overlappende effekter (mindre effektive sammen enn hver for seg) av tiltak. Tidsrekkefølge ved gjennomføring av tiltak har betydning for effekten av enkelttiltak (når noen tiltak gjennomføres, vil det påvirke mulig effekt av tiltak som ennå ikke er gjennomført). Forsinket effekt Tidsaspektet må også vurderes, siden noen tiltak gir effekter først mange år etter at tiltaket er iverksatt, for eksempel for grunnvannsforekomster med lang oppholdstid. Hvis det ut fra naturgitte forhold ikke kan regnes med at effekten av tiltak (eksempelvis enkelte jordbrukstiltak) kommer før etter flere år, kan dette gi grunnlag for unntak (tidsutsettelse) (se kapittel 4). Effekt på økologiske forhold Når effekten av tiltak skal vurderes, er det først og fremst effekten på økologiske parametere som er viktig. Siden dette er vanskelige vurderinger, kan det være lurt å gå veien om å vurdere effekten for parametere som er enklere å måle og som er viktige indikatorer for effekt på de økologiske forhold. Det kan f. eks. være m3/sek vannføring som indikator for å vurdere effekten på oppvandring av ørret. Ved vurdering av effekten av tiltak må det også tas hensyn til at økologiske effekter kan være avhengig av parametere som ikke, eller vanskelig, lar seg måle. Andre hensyn enn økologi En del tiltak har effekter som ikke primært går på forbedring av økologiske forhold. Bakterier er inkludert blant parametere som skal vurderes, selv om forskriften ikke omfatter bakterier direkte. Eksempler på andre positive effekter som kan vurderes, er knyttet til estetikk, flomdemping, tilrettelegging og rekreasjon. Dette bringer brukeraspektet inn i større grad, noe som hører hjemme i en helhetlig forvaltning. 2.6.2 Samfunnsøkonomiske kostnader Noen kostnader er relativt enkle å beregne (for eksempel direkte investeringer), mens andre kostnader er vanskeligere å vurdere. Man skal forsøke å gi et så korrekt bilde av de totale kostnadene som mulig. Hovedregelen er at alle samfunnsøkonomiske kostnader skal beregnes i kroner. Der det ikke er mulig/hensiktsmessig å gi noe kostnadsanslag skal kostnadene beskrives kvalitativt. Det er viktig at beregningene gjennomføres på en enkel og oversiktelig måte slik at de kan etterprøves. I tiltaksvurderingene er det de samfunnsøkonomiske kostnadene som skal utredes så langt det er praktisk mulig. Samfunnsøkonomiske analyser er et omfattende fagområde, og det er ikke mulig å gi noen kortfattet oppskrift som kan dekke dette området 2. Likevel er det viktig at noen hovedprinsipper for samfunnsøkonomiske analyser blir fulgt når det gjelder beregning av kostnader og nytte: 2 Se Finansdepartementets veileder i samfunnsøkonomiske analyser (Finansdepartementet 2005) for en grundig innføring. 23

Samfunnsøkonomiske nytte- og kostnadsberegninger kan inkludere flere og/eller andre elementer enn hva som fremgår av et bedriftsøkonomisk regnskap. I samfunnsøkonomiske analyser forsøker man å skille nytte og kostnader fra fordelingsvirkninger (hvem som betaler og hvem som nyter godt av tiltakene). Hensikten er for eksempel å se hvordan man med lavest mulig kostnader for samfunnet kan få gjennomført en viss miljøforbedring. Det betyr ikke at det ikke kan være interessant å se hvem som må betale eller får nyte godt av miljøforbedringen, men slike forhold bør man se på i en egen etterfølgende vurdering av fordelingsvirkningene. Skatter, avgifter og subsidier i en samfunnsøkonomisk analyse primært som fordelingsvirkninger (fordi de kun innebærer inntektsoverføring mellom privat og offentlig sektor) mens de (oftest) vil være en del av de ordinære prisene som benyttes i bedriftsøkonomiske analyser. En del tiltak har store investeringskostnader og relativt moderate årlige drifts- og vedlikeholdskostnader, mens det for andre tiltak er omvendt. For å kunne sammenligne begge typer tiltak er det nødvendig å beregne totale årskostnader ved at investeringene nedskrives over tiltakets økonomiske levetid. For å kunne sammenligne nytte og kostnader som påløper på forskjellige tidspunkt, benyttes en samfunnsmessig diskonteringsrente (som fastsettes av Finansdepartementet og for tiden er på 4 % for tiltak med lav risiko) 2. I vedlegg 1 (avsnitt V1.5) er det vist eksempler på beregning av samfunnsøkonomiske kostnader av tiltak. 2.6.3 Rangering av tiltak Basert på vurderingen av effekter og kostnader for de enkelte tiltakene, rangeres tiltakene slik at de mest kostnadseffektive tiltakene prioriteres først. Det vil si at de tiltakene som har størst effekt i forhold til kostnadene rangeres øverst. Hvordan dette kan gjøres for vannområder med ett eller flere miljøproblemer er vist i vedlegg 1 (avsnitt V1.5). Denne rangerte listen over tiltak utgjør tiltakspakken, dvs. samlingen av prioriterte tiltak som må gjennomføres for å nå vanndirektivets miljømål i vannområdet. Denne tiltakspakken skal så vurderes nærmere på regionalt nivå, jf. Kapittel 3. 24

2.7 Skjønnsmessige samfunnsøkonomiske vurderinger i lokale tiltaksanalyser Det skal alltid foretas en skjønnsmessig vurdering av om gjennomføring av tiltakene vil være fornuftig samfunnsøkonomisk sett. Det er VRM/VRU som skal gjøre den endelige vurdering av nytte og kostnader og eventuelle unntak fra målsettingen. I den lokale tiltaksanalysen skal det så langt som mulig klargjøres og beskrives forhold som kan ha betydning for å vurdere nytten (fordelene) samfunnet har av at de prioriterte tiltakene gjennomføres. De første skjønnsmessige vurderingene av nytten (fordelene) for samfunnet sammenlignet med kostnadene (ulempene) for samfunnet gjøres som del av de lokale tiltaksanalysene. Man vil være langt på vei i vurdering av nytten når effekten av tiltakene er vurdert. De som gjennomfører den lokale tiltaksanalysen, er de som er nærmest og dermed best kan beskrive hva som oppnås for ulike brukerinteresser ved å oppnå god tilstand/godt potensial i vannforekomstene. God tilstand er basert på kjemiske og økologiske kjennetegn i vannforekomstene, men dette kan oversettes til nytte for dem som har interesser i vannområdet, jf. brukerinteressematrisen (tabell V1.2 i vedlegg 1). Beskrivelsen av hva som oppnås ved gjennomføring av de prioriterte tiltakene for ulike interesser i vannområdet, vil inngå i grunnlaget for regional vurdering av nytte. Samtidig er det ønskelig at man lokalt så langt som mulig gjør bruk av denne informasjonen til å gi en anbefaling om hensiktsmessigheten av å gjennomføre tiltak. Fra de lokale tiltaksanalysene bør det fremgå om man lokalt - mener at de prioriterte tiltakene har åpenbart større nytte enn kostnader for samfunnet, - mener at de prioriterte tiltakene har åpenbart større kostnader enn nytte for samfunnet, - eller er i tvil om de prioriterte tiltakenes nytte vil være større enn kostnadene. I tilfeller der man mistenker at kostnadene ( ulempene ) for samfunnet ved gjennomføring av tiltak vil være større enn nytten ( fordelene ), må det gjennomføres nærmere samfunnsøkonomiske vurderinger av tiltakene av vannregionmyndigheten. Nærmere beskrivelse av unntaksbestemmelser og metoder for å vurdere nytten av tiltak, er gitt i kapittel 4., i vedlegg 1 (avsnitt V1.6) og i vedlegg 3. 25

3. Fra lokale tiltaksanalyser til regionalt tiltaksprogram 3.1 Prosess ved utarbeiding av regionalt tiltaksprogram VRM/VRU mottar de lokale rapportene med tiltaksanalyser fra de respektive arbeidsgruppene for hvert vannområde i sin region. VRM/VRU, de respektive fylkesmenn og sektormyndigheter vil være kjent med innholdet fordi de har deltatt i arbeidet på vannområdenivå. Det regionale tiltaksprogrammet er en sammensying og en oppsummering som vannregionmyndigheten (VRM) i samarbeid med vannregionutvalget (VRU) gjør av alle de lokale tiltaksanalysene. Det er et sammendrag av tiltaksprogrammet som inngår i den regionale forvaltningsplanen som blir vedtatt i fylkestinget og dermed får status som plan (se figur 1.1, avsnitt 1.1.). VRM/VRU er ansvarlig for at dette gjøres. Det er viktig at ikke tiltaksarbeidet stopper opp mens arbeidet med regionalt tiltaksprogram foregår. Det vil derfor kunne være direkte forbindelser mellom arbeidet med de lokale tiltaksanalysene og den mer detaljerte vurderingen av tiltak som gjøres av sektormyndighetene som del av deres saksbehandling etter sektorlovene (saneringsplan, revisjon av konsesjon, utslippstillatelser etc.) (se figur 1.1, avsnitt 1.1.). I tillegg til en ren sammensying av tiltaksanalysene for de enkelte vannområdene, er det flere forhold VRM må vurdere, før det regionale tiltaksprogrammet er klart. Dette arbeidet må skje i samarbeid med vannregionutvalg, kommuner og sektormyndigheter. Et hovedpoeng med VRM/VRUs arbeid er å se de lokale tiltaksanalysene i sammenheng med hverandre og med overordnede forhold. Viktige tema som må vurderes for å oppnå dette, tas opp i punktene under (3.2-3.6). Av punktene vil det fremgå at dette mest hensiktsmessig vil skje som en fram-og-tilbake-prosess, ikke en enveisprosess. I første planperiode vil dette foregå høsten 2008. En del forhold kan kommuniseres på forhånd (for eksempel aktuelle rikspolitiske retningslinjer), andre forhold; som vurdering av manglende virkemidler og håndtering av dette, vil fremkomme underveis i arbeidet. Trinnene i utarbeiding av det regionale tiltaksprogrammet er illustrert i figur 3.1. 26

Innhenting av lokale tiltaksanalyser for hvert vannområde Gjennomgang av lokale tiltaksanalyser med spesiell vekt på: Vurdering av nasjonale/regionale tiltak og RPR Vurdering av tiltak i forhold til manglende virkemidler Samfunnsøkonomiske vurderinger og vurdering av uforholdsmessig store kostnader Miljømål for SMVF Fordelingsvirkninger og prioriteringer Utarbeiding av regionalt tiltaksprogram basert på lokale tiltaksplaner Utarbeiding av sammendrag av den regionale tiltaksplan som skal inn i forvaltningsplanen Figur 3.1. Trinnene i utarbeiding av regionalt tiltaksprogram 3.2 Vurdering av nasjonale/regionale tiltak og rikspolitiske retningslinjer (RPR), oppstrøms/nedstrøms problematikk I tillegg til de tiltakene som utredes i de lokale tiltaksanalysene, kan det være tiltak som iverksettes på nasjonalt eller regionalt nivå. VRM/VRU må vurdere effektene av eventuelle nasjonale og regionale tiltak for alle vannforekomster innen regionen. VRM/VRU må sjekke at foreslåtte lokale tiltak er i tråd med RPR og eventuelle andre nasjonale retningslinjer. En del vannområder innen vannregionen vil ha oppstrøms/nedstrøms-problematikk. En viktig oppgave for VRM/VRU er å få slike hensyn inn i de lokale tiltaksanalysene og i det regionale tiltaksprogrammet. Slike forhold som er nevnt i dette avsnittet bør i størst mulig grad kommuniseres på forhånd til dem som skal utarbeide de lokale tiltaksanalysene. 3.3 Vurdering av tiltak i forhold til manglende virkemidler Virkemidlene som er nødvendige for gjennomføring av foreslåtte tiltak i de lokale tiltaksanalysene, vil være fordelt på de forskjellige myndighetsnivåer og sektorer som er representert i VRU. Dersom de lokale tiltaksanalysene viser at det mangler virkemidler for å få gjennomført prioriterte tiltak, er dette et viktig signal om at slike virkemidler må fremskaffes/etableres. Dette signalet blir sterkere jo flere lokale tiltaksanalyser som viser disse manglene. Det er derfor en viktig oppgave for VRM/VRU å se virkemiddelsituasjonen for hele vannregionen i 27

sammenheng og gi meldinger til aktuelle direktorat/departement om eventuelle manglende virkemidler. For tiltak med manglende virkemidler, må VRM/VRU bidra i vurderingene av om man rekker å få på plass disse slik at tiltakene kan inngå i det aktuelle regionale tiltaksprogrammet, eller om de må utsettes til neste planperiode. For tiltak som krever endringer i gitte tillatelser eller inngrep i etablerte rettigheter, må VRM/VRU også bidra i vurderingene av hvor realistisk det er å få endret disse rammebetingelsene, og særlig i forhold til hva som kan oppnås innenfor gjeldende planperiode. Beskyttelse av viktige vannforekomster kan i stor grad gjennomføres i medhold av lovverk der kommunene er myndighet (først og fremst plan- og bygningsloven) eller gjennom frivillige avtaler. Imidlertid er det fortsatt meget varierende i hvilken grad man lokalt har satt beskyttelse på dagsorden. De ulike statlige myndigheter spiller derfor en avgjørende rolle i arbeidet med å hindre fremtidig forringelse av vannmiljøet. 3.4 Samfunnsøkonomiske vurderinger og vurderinger av uforholdsmessig store kostnader I de lokale tiltaksanalysene er det gjennomført skjønnsmessige samfunnsøkonomiske vurderinger. VRM/VRU går gjennom disse og supplerer eventuelt de lokale tiltaksanalysene med mer kvalitative, kvantifiserte og eventuelt prissatte vurderinger. Dette omtales i kapittel 4. VRM/VRU bør se til at kostnadsanslagene på tvers av vannområdene er konsistente. Dette innebærer blant annet at de er gjort på samme måte og at forutsetninger og verdier er noenlunde like dersom det ikke er gode grunner til avvik (forskjell i arealer osv kan tilsi ulike kostnader og effekter, men for eksempel prisen på landbruksprodukter eller innsatsfaktorer bør trolig ikke variere fra ett vannområde til et annet). VRM/VRU skal spesielt se nøyere på samfunnsøkonomiske vurderinger der i) de er i tvil om nytten står i forhold til kostnadene og ii) de mener at kostnadene åpenbart er større enn nytten. Dersom man kommer til at kostnadene er uforholdsmessig store i forhold til nytten som oppnås, kan det søkes om tidsutsettelse for gjennomføring eller varig unntak. I disse tilfellene bør både nytte og kostnader vurderes nærmere av VRM/VRU. Dette kan gjøres ved å gå mer i detalj med hensyn til hva som oppnås av nytteeffekter av de ulike tiltakene og de tilhørende kostnader. Det vil være arbeidsbesparende og derfor hensiktsmessig at disse mer detaljerte vurderingene gjøres samlet av VRM/VRU og ikke lokalt for hver tiltaksanalyse. VRM/VRU er imidlertid avhengig av informasjon fra dem som har utarbeidet de lokale tiltaksanalysene også på dette punktet. Nærmere beskrivelse av unntaksbestemmelsene i direktivet, metoder for nyttevurderinger og vurderinger av uforholdsmessig store kostnader er gitt i kapittel 4. 28

3.5 Endelig fastsettelse og miljømål for SMVF Miljømålene for sterkt modifiserte vannforekomster er definert ut fra både økologiske og samfunnsmessige forhold, og blir beskrevet som godt økologisk potensial. Etter at lokale tiltaksanalyser er utarbeidet, skal VRM/VRU ta en helhetsvurdering for å sjekke om vannforekomsten er naturlig eller sterkt modifisert og å definere miljømålet for de som er sterkt modifisert. VRM/VRU skal også vurdere om det er grunnlag for tidsutsettelse eller varig unntak fra miljømålet. Metodikken for miljømålfastsettelse er fortsatt under utvikling, og mer veiledning vil bli gjort tilgjengelig på www.vannportalen.no i løpet av høsten 2007. Endelig utpeking av en vannforekomst som sterkt modifisert For å endelig peke ut en vannforekomst som sterkt modifisert, så gjøres mange av de samme vurderingene som gjøres når miljømålet godt økologisk potensial skal vurderes. Det kan derfor være hensiktsmessig å gjøre disse to oppgavene samtidig. Kriterier for å endelig kunne fastsette en vannforekomst som sterkt modifisert; 1. Økologien i vannet er påvirket av et fysisk inngrep. 2. Den hydromorfologiske endringen i vannforekomsten som dette fysiske inngrepet har forårsaket skyldes et samfunnsnyttig formål (for eksempel havneanlegg, urbanisering, landbruksformål, samferdsel, energiproduksjon, flomdemping etc). 3. For å kunne oppnå god økologisk tilstand i denne vannforekomsten, så ville de nødvendige avbøtende tiltakene ført til at denne samfunnsnytten ble vesentlig redusert eller tiltakene ville gitt negative følger for miljøet generelt (for eksempel importert kullkraft som følge av redusert energiproduksjon). 4. Det finnes ingen alternativ til den samfunnsmessige bruken av vannet som er teknisk mulig, bedre miljømessig og som samtidig kunne gitt god økologisk tilstand i vannforekomsten. Dersom vannforekomsten ikke oppfyller alle disse kriteriene, vil vannforekomsten være naturlig, og miljømålet bli god økologisk tilstand. Prosessen skal revurderes hvert 6. år. Stegvis beskrivelse av gangen for å fastsette godt økologisk potensial Steg 1- utsiling av tiltak som er urealistiske: På bakgrunn av de tiltakene som er foreslått i de lokale tiltaksanalysene, skal det gjøres en utsiling av avbøtende tiltak som gir vesentlige negative konsekvenser for utnyttelsen av vannet (for eksempel vesentlig redusert energiproduksjon) og for miljøet for øvrig (for eksempel at vannkraft må erstattes med importert kullkraft). Hva som er vesentlige konsekvenser for bruken av vannet vil variere fra vassdrag til vassdrag, og vil også avhenge av de til enhver tid gjeldende nasjonale og regionale føringer. En mulig fremgangsmåte for å vurdere vesentlige konsekvenser er å beregne konsekvenser ved ulike scenarier, for eksempel for tapt kraftproduksjon ved ulike minstevannføringer. 29

For vannkraft kan produksjonstapet beregnes på en relativt enkel måte som beskrevet i vedlegg B i Skarbøvik et al. 2006. For andre fysiske inngrep kan det være vanskeligere å beregne økonomiske konsekvenser av ulike avbøtende tiltak. Både vannregionutvalget (VRU) og referansegruppen bør delta i vurderingen av hva som er vesentlig basert på konsekvenser av ulike scenarier. I vurderingen av hva som er vesentlig er det viktig å ha en oversikt over hvilke avbøtende tiltak man dermed vil ekskludere som grunnlag for miljømålfastsettelsen. Når det gjelder hensynet til miljøet for øvrig, skal det også vurderes hvilke alternativ som finnes for å erstatte den samfunnsnyttige bruken av vannet. Eksempelvis vil importert kullkraft istedenfor vannkraft sannsynligvis være mer uheldig for miljøet totalt sett. Et annet eksempel fra samme sektor er å se flere vannforekomster under ett, og peke på opprusting og utvidelse av eksisterende vannkraftanlegg som alternativ energioppdekking i en vannforekomst. Tiltak som fører til redusert energiforsyning i en mer økologisk sensitiv vannforekomst kan da vurderes å bli inkludert grunnlag for miljømålfastsettelse som kompensasjon. Steg 2 økologisk effekt av realistiske tiltak: Den økologiske effekten av tiltakene som er igjen etter utsilingen i steg 1 skal estimeres. Dette gjøres basert på erfaringer med tiltak i sammenlignbare vannforekomster og ekspertvurderinger. De lokale tiltaksanalysene vil i stor grad allerede ha vurdert dette. Vedlegg 2 gir en oversikt over noen aktuelle tiltak. Steg 3 miljømålet beskrevet som effekten av realistiske tiltak: Miljømålet godt økologisk potensial beskrives som den økologien som er estimert til å være i vannforekomsten eller vassdraget når alle tiltak (og kombinasjoner av tiltak) som ikke har vesentlige konsekvenser for vannbruken er gjennomført. Steg 4 vurdere eventuelle unntak fra miljømålet: Etter at miljømålet er beskrevet, skal det vurderes om de samlede kostnader ved å gjennomføre alle realistiske tiltak som har positiv effekt på de økologiske forholdene, er uforholdsmessig høye. Hvis dette er tilfelle, kan det foreslås unntak (tidsutsettelse eller mindre strenge miljømål). Dette blir den samme type vurdering som skal gjøres for naturlige vannforekomster, se generell beskrivelse i kapittel 4. 3.6 Fordelingsvirkninger og prioriteringer Basert på sammensyingen og vurderingene VRM/VRU gjør i tilknytning til de enkelte lokale tiltaksanalysene, får VRM/VRU en oversikt over aktuelle tiltak og tiltakskostnader i vannregionen. Oversikten vil også vise fordelingen av kostnader på ulike sektorer. Sektorenes bidrag til avvik fra miljømålene fremgår delvis av karakteriseringen og kartlegges i mer detalj som del av de lokale tiltaksanalysene. Fordi tiltaksprioritering i de lokale tiltaksanalysene skjer på bakgrunn av kostnadseffektivitet på tvers av sektorer, er det ikke direkte sammenheng mellom størrelsen på sektorenes bidrag til miljøproblemene og den forholdsmessige fordeling av tiltak mellom sektorene. VRM/VRUs oppgave er i første omgang å klargjøre fordelingen av tiltak og tiltakskostnader mellom ulike sektorer som følge av tiltaksprogrammet. Dette kan gi grunnlag for kostnadsfordelingsspørsmål mellom sektorene i vannregionene, og også være innspill til 30

sentrale myndigheter, som vil få totalbildet med hensyn til totalkostnader og fordelingsvirkninger på landsbasis. I utgangspunktet skal de lokale tiltaksanalysene ende opp med prioriterte tiltak som samlet sett bidrar til god økologisk tilstand/potensial der nytten av tiltakene er større enn kostnader for samfunnet. Dersom kostnadene er åpenbare og uforholdsmessig større enn nytten, kan det søkes unntak. En summering av disse lokale tiltaksanalysene vil da sannsynligvis også bidra til større nytte enn kostnader for samfunnet og sett fra et samfunnsøkonomisk synspunkt bør da alle disse tiltakene gjennomføres. Slik sett er det lite rom for prioritering fra VRM/VRUs side. Men som tidligere nevnt, er ikke vurderingene av nytte i de lokale tiltaksanalysene komplette, slik at det allikevel vil være noe rom for prioritering og vurdering hos VRM/VRU. Prioritering av tiltak Det kan være behov for prioritering av tiltak mht foreslått gjennomføringstidspunkt, både med tanke på unntak i form av tidsutsettelse og hvilke tiltak som bør gjennomføres først for eksempel ut fra budsjettmessige hensyn og tilgjengelige virkemidler. En rettesnor vil være at tiltakene med størst nytte i forhold til kostnadene skal prioriteres først. Andre forhold av betydning for prioritering vil være praktiske hensyn som at noen tiltak må gjennomføres tidlig for å gi full effekt i 2015. Rangering av tiltak skal ta utgangspunkt i at de mest kostnadseffektive tiltakene prioriteres først. Men andre forhold kan også spille en rolle i praksis. Vi har ovenfor nevnt tidsaspektet for gjennomføring og effekt av tiltakene. I tillegg kan usikkerhet av tiltakets kostnader og effekter spille inn, samt praktiske forhold ved tiltaksgjennomføringen og eventuelle (uønskede) bieffekter på kort og lang sikt. Den praktiske tiltaksgjennomføringen skal vurderes og besluttes av aktuell sektormyndighet. Prioriteringen som er gjort av VRM/VRU vil være retningsgivende for endelige beslutninger om å gjennomføre tiltak og prioritere rekkefølge. 3.7 Endelig utarbeiding av regionale tiltaksprogram Basert på de lokale tiltaksanalysene for hvert enkelte vannområde, og de tilleggsvurderinger som er nevnt i punkt 3.2-3.6. kan nå VRM i samråd med VRU fastsette det regionale tiltaksprogrammet. Tiltaksprogrammet må gi oversikt over hvilke vannforekomster innen regionen (gjerne fordelt på vannområder) som - ikke forventes å ha god tilstand i 2015, men vil nå god tilstand (standard miljømål) med skisserte tiltak - søker om unntak fra god tilstand, tidsutsettelse - søker om unntak fra god tilstand, varig unntak - er endelig vurdert som sterkt modifisert vannforekomst (SMVF) og får målsettingen godt økologisk potensial (GØP) - tilbakeføres fra SMVF til naturlig vannforekomst (og følgelig skal nå god tilstand) - er vurdert som SMVF, men søkes unntak fra GØP (varig unntak eller tidsutsettelse som for naturlige vannforekomster) 31

Tiltaksprogrammet skal være en oppsummering av alle relevante tiltak som allerede er fastsatt, og den skal inneholde alle relevante typer av tiltak som i tillegg foreslås for å nå miljømålene (forskift 25). 3.8 Sammendrag av regionalt tiltaksprogram til forvaltningsplan Det er et sammendrag av tiltaksprogrammet som inngår i de regionale forvaltningsplanene som skal vedtas i fylkestinget og dermed får status som plan (se figur 1.1, avsnitt 1.1.). Oppsummeringen av tiltaksprogrammet skal ikke inneholde en liste med enkelttiltak, men en vurdering av relevante typer av tiltak. Figuren under illustrerer hvordan de ulike dokumentene henger sammen. Tiltaksanalyse Vannområde 1 Tiltaksanalyse Vannområde 2 Tiltaksprogram m Vedlegg -vannområde 1 -vannområde 2 -.. Forvaltningsplan -karakterisering -overvåking -oppsummering tiltak -medvirkning Andre vassdrag og kystområder som ikke er definert som vannområde Figur 3.2. Sammenhengen mellom rapporter med lokale tiltaksanalyser, det regionale tiltaksprogrammet, og oppsummeringen av tiltaksprogram som inngår i forvaltningsplanen. 32

4. Mer om unntaksbestemmelser, uforholdsmessig store kostnader og metoder for nyttevurderinger 4.1 Vurderinger av unntak fra miljømål Utsatte frister for å nå miljømålene ( tidsutsettelse ) er omtalt i 9 i forskriften. Mindre strenge miljømål ( varig unntak ) er omtalt i 10. Tabellen nedenfor illustrerer grunnlaget for vurdering av unntak. Tabell 4.1. Vurdering av unntak fra miljømål Vurdering av fordelingsvirkningene Ikke kontroversielle Kontroversielle Vurdering av nytte og kostnader Nytte > Kostnad Nytte < Kostnad Gå videre med å implementere tiltak Det er nødvendig med nærmere analyser for å vurdere nytte og kostnader. Hvis analysen fortsatt viser at kostnad > nytte kan det søkes om varig unntak. Det er nødvendig med nærmere vurderinger av fordelingsvirkninger av tiltak, f eks i form av en tidlig politisk utsjekk og/eller diskusjon av hva som kan ansees som en akseptabel byrdefordeling. Hvis fordelingsvirkningene fortsatt blir vurdert som uakseptable kan man søke om tidsutsettelse. Den ekstra tiden bør benyttes til å skaffe midler og/eller til å finne virkemidler som kan kompensere for de uønskede fordelingsvirkningene. Det er nødvendig med nærmere undersøkelser av både nytte og kostnader og av fordelingsvirkningene. Hvis analysen fortsatt viser at kostnad > nytte kan det søkes om varig unntak. Dersom fordelingsvirkningene fortsatt er uakseptable kan det søkes om tidsutsettelse. Dersom nytte < kostnad og fordelingsvirkningene er uakseptable kan man søke om kombinasjon av tidsutsettelse og varig unntak. Det vil si at man setter seg et mindre strengt miljømål på et fremtidig tidspunkt. Vilkårene for unntak er altså at det vil medføre uforholdsmessig store kostnader eller urimelige fordelingsvirkninger å gjennomføre tiltakene for å oppnå god tilstand/potensial. I tråd med norsk praksis på alle samfunnsområder, vil uforholdsmessig store kostnader her tolkes som at de samfunnsmessige kostnader ved gjennomføring av tiltakene overstiger nytten for samfunnet. 33

Varig unntak Varig unntak fra miljømål er kun aktuelt å søke dersom de samfunnsøkonomiske kostnadene er større enn nytten. Man må også være sikker på at regnestykket ikke vil endres vesentlig ved neste korsvei for å søke varig unntak. For eksempel stiger etterspørselen etter miljøgoder som rent vann etter hvert som folk blir rikere, og dersom det blir en mangelvare. Det bør derfor legges inn noen gode marginer, og en vurdering av om vesentlige forhold kan endre seg fremover før det eventuelt søkes om varig unntak. Med det nivået på både kostnads-, effekt- og nyttevurderinger som det legges opp til i denne veilederen, vil det dessuten være store feilmarginer innebygd i vurderingene. Dette tilsier også at man skal være ganske sikker før det søkes varig unntak. Tidsutsettelse Søknad om tidsutsettelse er aktuelt dersom tiltakene er vurdert som lønnsomme for samfunnet, men der fordelingsvirkninger, tekniske forhold eller mangel på virkemidler gjør det vanskelig å gjennomføre tiltakene innenfor tidsfristen. Dette kan være begrunnet i de lokale tiltaksanalysene fordi tiltakene er vurdert som kontroversielle, for eksempel fordi tiltakene vil lede til en uakseptabel økning i vanngebyrene eller at det mangler kommunale midler til å gjennomføre tiltakene. Det kan også være mangel på lovhjemmel til å pålegge gjennomføring av tiltak. Det kan også være tiltak som ikke får full effekt i planperioden eller der virkemidler, konsesjoner, tillatelser eller lignende må på plass før gjennomføring. Ved tidsutsettelse starter man med gjennomføring av tiltakene fra toppen av prioriteringslisten, men det betyr at ikke alle tiltak kan gjennomføres i løpet av første periode. Ved neste planperiode blir det tatt en ny vurdering. Fortsatt gjennomføre tiltak der man får unntak Det er viktig at selv om det søkes unntak betyr ikke det at man gir opp den aktuelle vannforekomsten. Det skal fortsatt gjennomføres tiltak for å bedre miljøet, men det blir stopp før god økologisk tilstand/potensial er nådd, fordi de siste tiltakene er vurdert som uforholdsmessig kostbare. Samfunnsøkonomiske vurderinger av tiltakspakker eller enkelttiltak? I utgangspunktet skal det oppnås god miljøtilstand/potensial i alle vannforekomster, og første trinn er å finne fram til de tiltak som til lavest kostnad for samfunnet oppfyller dette målet. I neste trinn skal kostnadene ved disse tiltakene (i veilederen kalt tiltakspakken) vurderes i forhold til samfunnsmessig nytte. Dette reduserer behovet for nyttevurdering av enkelttiltak. I praksis vil det ofte være vanskelig å regne nytte av enkelttiltak, blant annet fordi nytten er avhengig av flere tiltak. I tillegg vil det være uforholdsmessig tid- og ressurskrevende. Nyttevurderingene vil derfor ofte gjennomføres for ulike tiltakspakker ( samling av tiltak ) og for endring av miljøtilstand, for eksempel for endring fra moderat til god tilstand eller fra god til høy tilstand i vannet. Dersom man lokalt eller regionalt er i tvil om de siste tiltakene bør med i tiltakspakken ut fra samfunnsøkonomiske vurderinger, bør man fjerne ett og ett av de minst kostnadseffektive tiltakene gradvis, og vurdere konsekvensene av dette for henholdsvis miljøet, kostnader og 34

nytte. Vurdering og iverksetting av enkelttiltak gjøres på vanlig måte av den sektormyndighet som sitter med lovverk og virkemidler for tiltaksgjennomføring. Hvordan håndtere samfunnsøkonomiske vurderinger på vannområdenivå, men unntak for enkeltvannforekomster? Det antas ikke å være hensiktsmessig å gjennomføre samfunnsøkonomiske vurderinger på vannforekomstnivå, allikevel er det for de enkelte vannforekomster det eventuelt kan søkes unntak. Det anbefales en praktisk og pragmatisk tilnærming til dette. Dersom samfunnsøkonomiske vurderinger for et vannområde viser at kostnadene er uforholdsmessig store, kan VRM/VRU i samarbeid med den lokale arbeidsgruppen i vannområdet vurdere hva som skjer ved fjerning av det siste og minst kostnadseffektive tiltaket; om kostnadene da står bedre i forhold til nytten og om dette medfører behov for unntak fra miljømål for noen av vannforekomstene. Slik kan man da arbeide seg bakover for å finne på hvilket nivå samfunnsøkonomisk nytte står i forhold til kostnadene og eventuelt hvilke vannforekomster det da må søkes unntak for. 4.2 Metoder for å finne nytten av tiltak Utgangspunktet for vurdering av samfunnets nytte av tiltakene, er de effektbeskrivelsene og vurderingene som er gjort i de lokale tiltaksanalysene, og de vurderinger av brukerinteresser og brukerkonflikter som gjøres der. I det følgende beskrives hvordan man kan komme videre fra disse beskrivelsene/vurderingene til vurdering og beskrivelse av samfunnsnytte. Av hvem og på hvilket nivå vurdering av nytte og unntak skal gjennomføres, er beskrevet i kapittel 2 og 3. Her er det selve metodene som beskrives. 4.2.1 Miljøgodenes totalverdi Miljøgodenes totalverdi eller totalnytte kan deles inn i følgende nyttekomponenter: Bruksverdi; den direkte (som fiske, bading, rekreasjon) og indirekte (som økologiske funksjoner i form av flomkontroll, naturlige renseprosesser m.v.) nytte folk har av å benytte seg av miljøgodet. Opsjonsverdi; den verdi folk setter på miljøgodet selv om de for tiden ikke bruker det, dvs. den verdi de tillegger godet fordi det kan tenkes at de ønsker å bruke det en gang i fremtiden (for eksempel fremtidig utnyttelse av en grunnvannsforekomst for uttak av naturlig mineralvann). Eksistens- og bevaringsverdi; den verdi folk tillegger miljøgodet selv om de planlegger aldri å benytte seg av det fordi de ønsker at miljøgodet/miljøkvaliteten skal bevares for fremtiden uavhengig av (potensiell) bruk. Med nytte menes altså her både praktisk bruk av vannforekomsten og nytte knyttet til bevaring av god miljøkvalitet selv om vannforekomsten ikke skal brukes til noe bestemt formål. 35

4.2.2 Vurdering og verdsetting av nytte alternative fremgangsmåter Man kan tenke seg flere fremgangmåter/metoder for å komme fram til nyttevurderinger av tiltakspakkene. I den ene enden av skalaen er en ren kvalitativ beskrivelse av hvordan de som gjennomfører analysen vurderer nytten av tiltakspakken. I den andre enden av skalaen er en full verdsetting i kroner av samfunnets nytte av tiltakspakken. Fordi nytten i stor grad består av goder som ikke har noen vanlig markedspris, innebærer dette i praksis gjennomføring av en form for verdsettingsundersøkelse i alle vannområder (eller eventuelt overføring av verdsettingsestimater hvis man har slike som kan overføres noe man ikke vil ha for alle vannforekomster). For å få de ulike nytteeffektene på en form som gjør dem mest mulig anvendelige som grunnlag for en samfunnsøkonomisk vurdering av tiltak, det vil si mest mulig sammenlignbare med kostnadene ved å gjennomføre tiltak, vil det ideelle være å få så mange som mulig av dem beskrevet i kroner. Å gå fra en beskrivelse i antall tonn redusert forurensning til et gitt kronebeløp knyttet til nytte, vil imidlertid være både vanskelig og ressurskrevende i mange tilfeller. Enda vanskeligere er det å gå fra et knippe med tiltak vurdert på en tredelt relativ effektskala til kronefastsatt nytte. Sannsynligvis ligger derfor det mest egnede og gjennomførbare alternativet et sted mellom disse ytterpunktene, dvs. at man i størst mulig grad kvantifiserer i fysiske/kjemiske termer og gjerne verdsetter i kroner der dette er relativt enkelt, men at man også vil ha noen effekter som kun omtales kvalitativt. Det oppmuntres uansett til at man først beskriver nytteeffektene ved bedret vannmiljøkvalitet kvalitativt og eventuelt angitt i fysiske endringer. Hvorvidt man velger å gå videre i kvantifiseringen vil avhenge av flere forhold som ressursinnsats og mulig tidsbruk. I praksis vil samlet nyttebeskrivelse ofte være en sum bestående av nytteeffekter beskrevet på ulike måter. I avsnitt V3.1. og V3.2. i vedlegg 3 er det vist eksempler på henholdsvis hvilke kvalitative, fysiske og økonomiske enheter for nytteeffekter som er brukt tidligere i forbindelse med tiltaksanalyser i vann, og som kan benyttes som utgangspunkt for egne analyser. I eksempelet i vedlegg 1 (avsnitt V1.6) er det vist hvordan de ulike tilnærmingene kan brukes i praksis. 36

Referanser Artsdatabanken (2007). Norsk Svarteliste 2007. www.artsdatabankenbioforsk.no/articlelist.aspx?m=6&amid=2611) CIS Working Group 2.2 Guidance document on identification and designation of heavily modified and artificial water bodies 2003. DN 2002. Slipp fisken fram! Fiskens vandringsmulighet gjennom kulverter og stikkrenner. DN Håndbok 22-2002. (http://www.dirnat.no/multimedia.ap?id=7454) Braskerud, B.C. (red.), 2005. Is living water possible in agricultural areas? Jordforsk report 48/05, 145 p. Seminarbok med korte resultatorienterte innlegg om bruk av vegetasjonssoner og våtmarker mot diffus avrenning fra landbruket i Norden. Kan lastes ned fra www.bioforsk.no og www.njf.nu, NJF-seminar nr 374. Braskerud, B.C. og A. Hauge, 2007. Fangdammer for partikkel- og fosforrensing. Planlegging av konstruerte våtmarker for å bedre vannkvaliteten i jordbruksbelastede bekker. Bioforsk Fokus, Vol 2(17) 2007. Veileder for praktisk anlegging av sedimentasjonsdammer og våtmarker. Ferdigstilles høsten 2007. Se www.bioforsk.no DN håndbok om vandring for fisk. Finansdepartementets veileder for samfunnsøkonomiske analyser Glover, B. et al. 2006. Oversikt over avbøtende tiltak i Norge for SMVF. Multikonsult-rapport juni 2006. (www.vannportalen.no) Hernebring, C. 1992. Samverkan mellan avloppsnät och reningsverk. VAV-rapport nr 1992-02. Stockholm. Hood, M., J.C. Clausen, G.S. Warner og B.C. Braskerud, 2006. Forsinket avrenning fra urbane felt. Et eksempel på lokal overvannshåndtering. Vann nr. 1, 2006; side 32-40. Humburset, Flatgård og Lindholm. 1988c. Tiltaksanalyse på avløpsrenseanlegg i Mjøsas nedslagsfelt. Strømme-rapport Lillehammer 22. mars 1988. Ibrekk, A.S., Barton, D.N., Lindholm, O., Vagstad, N.H., Iversen, E. og Berge, D. 2004. Systematisk gjennomgang av ulike miljøforbedrende tiltak og forslag til forbedring av metodikken ved tiltaksanalyser i lys av Rammedirektivet for vann. NIVA rapport. L. nr 4777, 70 s. Ibrekk, A. S. og Lindholm, O. 2003. Metodiske utfordringer ved tiltaksanalyser innen Rammedirektivet for vann. VANN nr. 4, ss. 433-437 Iversen, E.R. og Knudsen, C-H, 2000. Utrednings av utslippsforhold ved Aass Bryggeri. Fase 1 - Grunnlagsdata. NIVA-rapport, O-20027, L.nr. 4251, 40 s. Kaste, Ø., Hindar, A., Kroglund, F., Blakar, I., Holmqvist, Branderud, T.E. og Johansen, S.W. 1995a. Tiltak mot forsuring av Suldalslågen. Kalkingsplan. NIVA-rapport L.nr. 3256, 33 s. 37

Kaste, Ø., Hindar, A., Kroglund, F., Skiple, A. og Brandrud, T.E., 1995b. Tiltak mot forsuring av Jørpelandselva. Kalkingsplan. NIVA-rapport L.nr. 3272, 45 s. Kaste, Ø., Hindar, A., Kroglund. F., Skiple, A. og Branderud, T.E. 1996. Tiltak mot forsuring av Rødneelva. Kalkingsplan. NIVA-rapport L. nr. 3359-95, 40 s. Knudsen, C-H, Iversen, E.R. og Stene-Johansen, S. O-22027. Aass Bryggeri. Disponering av prosessavløpsvann. NIVA-notat, 6. Oktober 2000. 11 s. Lien, L, Raddum G.G. and Fjellheim, A. 1992. Critical loads for surface water invertebrates and fish, Acid Rain Report No. 21. Norwegian Institute for Water Research, Oslo, 36 p. Lindholm, G., Nordeidet, B., Ratnaweera, H. og Aasgaard, G. 1999. Renseanlegg og system for avløp. Integrert modellering og beregning av totalutslipp. NIVA-rapport Lnr. 4113-99 Lindholm, O. 1983. Samlet optimalisering av avløpsrenseanlegg og avløpsledningsnett. O-82124 NIVA. Lindholm, O. Vurdering av usikkerhetene i beregning av kost-effekt for noen kommunaltekniske miljøverntiltak. NIVA-notat 4. februar 1987. Lindholm, O. 1988a. Tiltaksanalyse for Indre Oslofjord. Forurensning fra overvann. Sandvika 20. januar 1988. Lindholm, O.1988b. Tiltak mot overvannsutslipp i Mjøs-området. Strømme-rapport. Sandvika 14 mars 1988. Lindholm, O., S. Endresen, S. Thorolfsson, S. Sægrov og G. Jakobsen, 2005. Veiledning i overvannshåndterng. NORVAR prosjektrapport 144/2005, 48 s. Rapporten viser aktuelle tiltak for lokal overvannsdisponering (LOD), samt prinsipper for dimensjonering. Kontakt www.norvar.no. Lyche Solheim, A., N. Vagstad, et al. 2001. Tiltaksanalyse for Morsa. Vannsjø-Hobøl Vassdraget. Sluttrapport, NIVA, Jordforsk, Limnoconsult. Lyche Solheim, A., Borgvang, S.A., Vagstad, N., Barton, D., Øygarden, L., Turtumøygrad, S., Braband, Å og Røhr, P.K. 2003. Demonstrasjonsprosjekt for implementering av EUs Vanndirektiv i Vansjø-Hobøl. Fase 2: Skisse til veildere for karakteriseringsoppgavene i 2004, samt forslag til overvåkningsprogram. NIVA rapport 4737-2003, 107 s. Magnussen, K., Romstad, E. og Barton, D.N. 2003. Eksempler på tiltaksanalyser og tiltakskostnader knyttet til vannforekomster. Forberedende arbeid i forbindelse med EUs rammedirektiv for vann. KM Miljøutredning, rapport 2003-01. ISBN: 82-996648-1-0. Melhus kommune 2006. Forvaltningsplan for vann. Høringsutgave 21.05.07. Tove Hellem. Saltveit 2006. Oppsummeringen Miljøbasert vannføring fase 1. SFT 1995. Miljømål for vannforekomstene- Hovedveiledning. Veiledning 95:05. Statens 38

forurensningstilsyn, Oslo. SFT 1995: Miljømål for vannforekomster Tilførselsberegninger. Veiledning 95:02 SFT 1997a: Miljøkvalitetskriteriesystem for ferskvann. 97:02 SFT 1997b: Miljøkvalitetskriteriesystem for fjorder og kystfarvann. 97: SFT 2007: Revidert system for bestemmelse av miljøkvalitet i marint vann, sedimenter og biota, in prep. Skarbøvik, E., Brian Glover, David N. Barton, Åge Brabrand, Thorleif Bækken, Jo H. Halleraker, Stein W. Johansen, Alexander Kristiansen, Svein J. Saltveit. 2006. Forslag til metodikk for fastsettelse av miljømål i sterkt modifiserte vannforekomster. Med eksempler fra Numedalslågen. NIVA rapport (www.vannportalen.no) Snilsberg, P., Roseth, R. og Amundsen, C.E. 2002. Naturbaserte behandlingsanlegg for veiavrenning undersøkelse av rensegrad og anleggsfunksjon for tre anlegg langs ny E6 Korsegården Vassum i Ås kommune i 2000 og 2001. Jordforsk rapport 13/02, 53 s. Statens Vegvesen 2006. Konsekvensanalyser. Nr. 140 i Vegvesenets håndbokserie Statens vegvesen/veidirektoratet 1997. Vegavrenning. Aktuell miljøforskning. Miljø- og samfunnsavdelingen MISA 97/08.30 s. Statistisk sentralbyrå. 2003. Byggekostnadsindeksene. www.ssb.no Sørensen, J., Bjerkeng, B., Bratli, J.L., Knutzen, J. og Magnusson, J., 1995. Miljømål for Drammenselva og fjorden. NIVA-rapport O-94063, L.nr. 3198, 102 s. Thorstad, E. B., Johnsen, B. O., Forseth, T., Alfredsen, K., Berg, O.K., Bremset, G., Fjeldstad, H.-P., Grande, R., Lund, E., Myhre, K. O. & Ugedal, O. 2001. Fiskesperrer som supplement eller alternativ til kjemisk behandling i vassdrag infisert med Gyrodactylus salaris. DN-utredning 2001-9, 66 s. (http://www.dirnat.no/multimedia.ap?id=6494) Transportøkonomisk Institutt 2000. Miljøhåndboken. Trafikk og miljøtiltak i byer og tettsteder. WATECO 2002. Economics and the Environment. The implmentation challenge of the Water Framework Directive. A Guidance Document, WATECO Working Group. WFD 2006. WFD and hydromorphological pressure, Technical report, Case studies, Potentially relevant to the improvement of ecological status/ potential by restoration/ mitigation measures. (www.vattenportalen.se/docs/case%20studies%20atgarder%20for%20kmv.pdf) Øren, K. 1983. Lineær porgrammering til kostnadsoptimalisering av tiltak mot forureiningar. NIVA-rapport L.nr. 1454, 40 s. 39

Sentrale ord og uttrykk http://www.vannportalen.no/enkel.aspx?m=31142 40

Vedlegg Vedlegg 1. Eksempel på lokal tiltaksanalyse for vannområdet Fagerdalsvassdraget og Trangfjord I dette vedlegget konkretiseres de forskjellige trinnene i arbeidet med lokale tiltaksanalyser ved å følge et eksempelvassdrag med tilhørende grunnvann og kystsone. V1.1. Beskrivelse av vannområdet Fagerdalselva starter på fjellet og har flere innsjøbasseng som er regulert til kraftproduksjon. Det er en større innsjø (Storsjø) i lavlandet. Grunnvannet er i stor grad lokalisert til elveslettene og brukes til vannforsyning i spredt bebyggelse. Landbruksproduksjonen er betydelig og ca 20% av landets grønnsaker dyrkes her. Midt i den vestre grenen av vassdraget ligger Småby med 8.000 innbyggere. Mellom Storsjø og fjorden ligger Håkonstad, en by på 60.000 innbyggere. Drikkevannet til byen tas fra Storsjø. Nedbørfeltet og kystområdet består av tre kommuner; øverst Brattfjell, Fagerdal i midten og Trangfjord som har hele kystsonen. V1.2. Dagens tilstand og miljømål Hovedelva nedstrøms Småby, Storsjøen og Byfjorden har en eutrofigrad som tilsvarer moderat til dårlig (klasse 3-4) i nytt klassifiseringssystem. Det er jevnlige oppblomstringer av blågrønnalger med giftproduksjon i Storsjøen, noe som også truer drikkevannet. Trangfjord har noe bedre tilstand, men det er ofte bakterieproblemer der, noe som medfører at folk drar 20 km ut til kysten for å bade. Dårlig avløpssystem medfører også at det til tider, særlig sommerstid, er for høye bakterietall i elva. Dette medfører at grønnsaksdyrkerne langs elva ikke kan bruke vannet til jordbruksvanning, og de tømmer derfor sidebekkene for å få vanningsvann. Dette medfører problemer for gyting for sjøørret og laks. Lav sommervannføring gjør at laks og sjøørret i mindre grad går opp elva, enn det de gjorde før kraftutbyggingene. Laks og sjøørret går opp til den tørrlagte elvestrekningen sør for Småby, men går 30 km opp i det østlige elveløpet. Fiskesamfunnene i reguleringsmagasinene er preget av sik og småfallen røye. Tidligere var dette gode ørretvann. En del mindre sidebekker har påvekstalger, og noen av dem har også høye bakterietall på grunn av påvirkning av avløp fra spredt bebyggelse. Fjorden har dessuten kostholdsrestriksjoner for skalldyr og fisk som følge av utlekking fra forurenset grunn og sedimenter. I øvre deler av vassdraget har et elvekraftverk mer eller mindre tørrlagt en strekning på 1 kilometer. Det er ikke minstevannspåslipp på strekningen og den tidvise vannføringen kommer kun fra det lokale restfeltet. I tillegg til fravær av fisk, intet vannspeil og sterk vekst av busker o.l i elveprofilet gjør den reduserte vannføringen at bakterieinnholdet i elva nedstrøms inngrepet er høyt på grunn av redusert fortynning av lokale utslipp. Miljøtilstanden er kartlagt i forhold til de aktuelle kvalitetselementene i karakteriseringen. Som grunnlag for videre tiltaksanalyse er det sjekket ut og vurdert tilstanden for de ulike kvalitetselementene, slik at elementet/ene med dårligst tilstand legges til grunn for tiltaksanalysen for å nå miljømålene. Dagens tilstand og miljømål er vist i tabell V.1.1. 41

Figur V1.1. Kartutsnitt over vannområdet Fagverdalsvassdraget og tilhørende kystområde. Bokser med piler for påvirking. 42

Figur V1.2. Kart som viser dagens tilstand. 43

Tabell V1.1. Målsetting og miljøtilstand i nedre deler av Fagerelva (Småby til utløp, dvs. gjelder for tre vannforekomster; elvestrekningen Småby-Storsj, innsjøen Storsjø og elvestrekningen Storsjø- Trangfjord). Tilstand/ miljøproblem Ørrethabitat* Eutrofi Bakterier# Høy God Målsetting Målsetting Målsetting Moderat Dagens tilstand Dårlig Dagens tilstand Meget dårlig Dagens tilstand * ørret er bare er et eksempel på mål for kvalitetselement fisk # Bakterier er her eksempel på andre miljømål enn standard miljømål ihht vannforskriften. V1.3. Beskrivelse av brukerinteresser og påvirkninger V.1.3.1. Beskrivelse av brukermål og brukerinteresser Målsettingen er formulert i form av følgende brukermål: Gytende ørret på aktuelle elvestrekninger Maksimalt vanndekket elveareal Restaurering av elveleiet Bedre vannkvalitet minst badevannskvalitet Tabell V1.2. er ment som et hjelpemiddel i prosessen med å kartlegge de ulike brukerinteressene i vannområdet, og hvordan disse påvirker hverandre. Det vil ofte være de lokale vannområdegruppene som har de beste forutsetningene for å vurdere dette. Det vil være naturlig at kommunen(e) ber de ulike brukerinteressene som er representert i arbeidet med lokale tiltaksanalyser, om å fylle ut matrisen og deretter står for sammenstiling av resultatene. En slik vurdering vil være et viktig innspill til nyttevurderingene. Tabellen illustrerer eksempelet, blant annet ved at kloakkutslipp, jordbruksutslipp og tørrlegging i forbindelse med kraftutbygging påvirker drikkevannsforsyningen negativt. V.1.3.2. Beskrivelse av påvirkninger Vannområdet i eksempelet er som vist i figur V1.3. oppdelt i tre delnedbøfelt, to som renner til hovedvassdraget og ett kystfelt. I vannområdet er det som nevnt flere miljøproblemer, men ikke alle opptrer i samme vannforekomst (VF). Eutrofiproblemet knyttet til Storsjøen er illustrert i figur V1.2. Dette bildet gjelder også i stor grad for nedre del av Fagerelva (nedstrøms Småby til utløp Storsjøen), og for Østelva opp langs landbruksområdene. For de nederste elvestrekningene er det til tider også bakterieproblemer. Sidebekkene brukes til jordvanning og har dermed dårlig miljøtilstand for ørret. 44

Tabell V1.2. Brukerinteressematrise som viser ulike brukerinteresser og hvilke interesser (inkludert ikke-bruksverdier) som påvirker hverandre negativt (-, - -, - - -) eller positivt (+,++,+++) i Fagerdalsvassdraget og Trangfjorden. Se eget vedlegg 3 for guide til verdisetting av ikke-bruksverdier. Virkning Belastning Husholdninger: Drikkevann Husholdninger: Kloakkutslipp Grusuttak Jordbruk: utslipp Jordbruk: Fysiske inngrep Jordvanning Nedlagte gruver Annen industri Husholdninger: - - - - - - - - - Drikkevann Husholdninger: Kloakkutslipp Grusuttak Jordbruk: Utslipp Jordbruk: Fysiske inngrep Jordvanning - - - - - - - Nedlagte gruver Annen industri Kraftutbygging vannstandsregulering Tørrlegging Flomsikring og forbygninger Turområde/ - - - - - - - - Rekreasjon/bading Båttrafikk Landskap, kultur - - - - - - - og fornminner Naturmiljø/ biologisk mangfold Kraftutbygging vannstandsregulering Tørrlegging Flomsikring og forbygninger Turområde/ Rekreasjon/ bading Båttrafikk Landskap, kultur og fornminner Naturmiljø /biologisk mangfold 45

Figur V1.3. Delnedbørfelt og tilførsler av P for Fagerdalsvassdraget. Kilder til påvirkning er i første rekke kraftproduksjon på fjellet med tre store magasinerte innsjøer og reguleringshøyde på mellom 15 og 30 m, og et fossekraftverk i lavlandet (rett over marin grense) som gjør at en strekning på 1 km av hovedelva er tørr (uten minstevannføring). Det eksisterer to gamle 46

konsesjoner med planlagt revisjon i hhv. 2008 og 2018. Vannføringen i hovedelva er lavere enn naturlig om sommeren og høyere enn naturlig om vinteren. Ti prosent av det totale nedbørfeltet på 3000 km 2 er fulldyrket jordbruksareal, og avrenning derfra medfører en betydelig belastning i sørlige deler av vassdraget, spesielt til Storsjøen, men også til Trangfjorden. Avløpssystemene i både Småby og Håkonstad er dårlige, renseanleggene fungerer bra, men ledningsnettet lekker mye. Det er et betydelig antall hus som ligger spredt, og det er flere hytteområder. Mange av renseløsningene er gamle og dårlig fungerende. Beskrivelse av påvirkninger - hydromorfologiske endringer i Øvre Fagerheimvassdraget Her gis en kort beskrivelse av hydromorfologiske påvirkninger i Øvre Fagerheimvassdrag. Oversiktsbilde av eksempelområdet med betydelige hydromorfologiske påvirkninger er vist i figur V.1.4. Østsjø er regulert til kraftproduksjon i Østdam kraftverk, med en reguleringshøyde på 22 meter. Inntaket er på 25 meter under høyeste regulerte vannstand (HRV) og det er derfor en betydelig endring også i vanntemperatur nedstrøms kraftverket. Demningen er på 7,5 meter, og den er et vandringshinder for fisk. Det er ingen minstevannføring ut fra Østsjø, men elveleiet er preget av flere store kulper, som det står vann i. Her er det populært å bade om sommeren. Tørrlagt elvestrekning er på ca 4 kilometer. Kraftverket er et typisk effektkjørt kraftverk, som i perioder har betydelig pulskjøring. Dette kan medføre en betydelig svingning i vannføring og påfølgende tørrlegging med tørrlagte grusører nedstrøms. Det er observert flere tilfeller av at fisk blir liggende igjen i tørrlagt strandsone ned til neste sidegrein av vassdraget kommer inn. Bunntappingen av Østsjø medfører avvik fra naturtilstanden for temperaturforholdene. Det er betydelig redusert vekst om sommeren, og manglende islegging på flere km med elv nedstrøms vinterstid. Elva er kanalisert, og den er betydelig forbygd. Ca. 40 % av elva er forbygd på en av sidene over en strekning på vel to kilometer. Krokelva er lagt i to kulvertrør under en passerende riksvei (Rv 101i figuren). Dette hindrer ørreten i å vandre ovenfor Krokelva. Forurensningsregnskap for fosfor og nitrogen Eksempler på tabeller for forurensningsregnskap for fosfor og nitrogen er vist for spredt avløp i tabell V1.3.og for jordbruk i tabell V1.4. For kommunalt avløp er lekkasjer estimert til 22% av tilført mengde. Renseanlegget har en rensegrad på 95% for fosfor, 35% for N og 60% for organisk stoff. Tungmetaller renses ut med 90%. 47

Østsjø Østvasselva Krokelva Østsjø Østvasselva Krokelva Figur V1.4.. Oversiktbilde av eksempelområdet med betydelige hydromorfologiske påvirkninger 48

Tabell V1.3. Tabell for forurensningsregnskap for P og N spredt avløp Delnedbørfelt 1 Antall P-tilførsler N-tilførsler Hus med tilfredsstillende 120 avløpsløsning Hus uten tilfredsstillende 340 avløpsløsning Hytter med tilfredsstillende avløpsløsning Hytter uten tilfredsstillende avløpsløsning SUM 460 Tabell V1.4.Tabell for forurensningsregnskap for P og N jordbruk Delnedbørfelt 1 Antall /daa P-tilførsler N-tilførsler Punktutslipp, 120 gjødselkjeller/silo Arealavrenning 340 grønnsaksarealer Arealavrenning korn 250 erosjonsrisiko 2 Arealavrenning korn 640 erosjonsrisiko 3 Beite / 450 SUM 460 Beskrivelse av biologiske belastninger og hydromorfologiske endringer Tabell V1.5. Skjema for vurdering av biologiske kvalitetselementer som brukes som basis for klassifisering av tilstand i overflatevann (for mer detaljer se vedlegg V i vannforvaltningsforskriften), i forhold til kunnskapsstatus og valgte indikatororganismer. Mørk blå er relevant, mens lys blå er ikke relevant for Norge. Biologiske Kvalitetselementer Planteplankton Elver Innsjøer Indikator (eks) Kunnskaps Status Lav Fastsittende alger Makrovegetasjon Lav Middels Bunnfauna Indeks Middels Fisk Ørret God Dyreplankton + Termotolerante koliforme bakterier Fekale streptokokker + + Endringene i det fysisk-kjemiske miljøet er kvantifisert så vidt mulig. Det er her helt avgjørende at størrelser som vannføring og temperatur er splittet på sesong. Både korttids- og langtidsendringer må være vurdert. 49

Tabell V1.6. Skjema for kvantifisering av fysisk-kjemiske kvalitetselementer som støtteparametere for klassifisering av tilstand i overflatevann (for mer detaljer se vedlegg V i vannforvaltningsforskriften). I kursiv = parametere kun for innsjø Lokalitet: % vis endret fra Parametere naturtilstanden Type kvalitetselement Fysiskkjemiske Hydromorfologiske Temperatur Vinter Sommer Variasjon mellom strykpartier og sakteflytende partier Variasjon i dybde og bredde Substrat og struktur av elveleie (vandringshindre) Struktur av kantsonen Oppholdstid Vannstandsvariasjoner (Raske endringer) Vannføringen Sommer Vinter Bølgeeksponering Strømretning og styrke Substrat og struktur for sjøbunn/strandsone Samlet oversikt over påvirkninger Påvirkningsfaktorer i Østsjø/Østvasselva i Øvre Fagerheimsvassdraget som gir redusert miljøtilstand, er vist i figur V.1.5. V1.3.3. Skjønnsmessig fordeling av kilder til de ulike miljøproblemene I tabellen nedenfor er det satt opp en skjønnsmessig fordeling av kilder til de ulike miljøproblemene, basert på kartleggingsarbeidet som er gjort så langt. Det er viktig å understreke at det viktigste er å få et bilde av kildenes betydning, ikke nøyaktige prosentfordelinger. Tabell V1.7. Bidrag til de ulike miljøproblemer fordelt på kilder. Tallene i eksempelet er kun med for å illustrere bruken av en slik tabell. Kilder Eutrofi (P)* Bakterier (TKB) Ørrethabitat /miljøproblemer Bakgrunn (natur) 20 Jordbruk 30 20 20 Kommunalt avløp 30 70 Spredt avløp 20 10 Fylling/sediment Kraftutbygging 80 SUM 100 100 100 50

1) LRV/HRV på 22 meter differanse. Erosjon, utarmet strandsone 2) Demning vandringshinder. Ingen trapp 3) Tørrlagt elvestrekning kun periodisk resttilsig 4) Nedstrøms kraftverksutløp: endret temperatur (redusert vekst) og effektkjøring (stranding) Rv 101 5) Flomvern: Kanalisering og forbygning (ca 40 % av elva i 2 km). Sekundær påvirkning fra spredt avløp fra hyttefeltet, og påvirkninger fra pkt 3 og 4 (miks) 6) Kulvert under riksvei: vandringshinder pga vannstandssprang og utett bunn på kulvert som gir lav vannstand. 1) LRV/HRV på 22 meter differanse. Erosjon, utarmet strandsone 2) Demning vandringshinder. Ingen trapp 3) Tørrlagt elvestrekning kun periodisk resttilsig 4) Nedstrøms kraftverksutløp: endret temperatur (redusert vekst) og effektkjøring (stranding) Rv 101 5) Flomvern: Kanalisering og forbygning (ca 40 % av elva i 2 km). Sekundær påvirkning fra spredt avløp fra hyttefeltet, og påvirkninger fra pkt 3 og 4 (miks) 6) Kulvert under riksvei: vandringshinder pga vannstandssprang og utett bunn på kulvert som gir lav vannstand. Figur V1.5. Påvirkningsfaktorer i Østsjø/Østvasselva i Øvre Fagerheimvassdraget som gir redusert miljøtilstand. Pkt 1-4 pga vannkraftproduksjon, pkt 5 for sikrere arealbruk og pkt 6 pga samferdsel. 51

V1.4. Utredning av mulige tiltak/tiltakstyper for forskjellige sektorer Den lokale arbeidsgruppen i vannområdet kommer fram til at tiltakene som er listet opp nedenfor, bør utredes. For hvert av tiltakene skal effekter og kostnader vurderes så langt det lar seg gjøre. Landbruk: Anlegging av 14,5 km med vegetasjonssoner/buffersoner Redusert gjødsling på 2500 daa vassdragsnært kornareal Redusert jordarbeiding på erosjonsutsatte områder Bygging av sedimentasjonsdammer og våtmarksfiltre Innføring av restriksjoner på arealbruken av hensyn til viktige grunnvannsforekomster som er aktuelle som fremtidig drikkevannskilde for Småby Avløp: Bygging av ny avskjærende ledning i Storby Utbedring av feilkoplinger på ledningsnettet i Småby Doble pumper med alarm tre steder og innføre bakvaktordning Separering av ledningsnett i Småby Utskifting av gamle anlegg i spredt bebyggelse Utskifting av anlegg i hytteområdet Vest Utskifting av anlegg i hytteområdet Øst Kraft: Minstevannføring; minimum 10% mellom Storfossen og Småby Fire terskler mellom Storfossen og Småby Biotopjusteringer (øke den morfologiske variasjonen, utlegging av gytegrus etc) Uttak av vann: Restriksjoner på bruk av jordvanning fra sjøørretførende sidebekker Kartlegging av grunnvannsressurser med tanke på økt bruk av grunnvann Samferdsel: Ombygge kulverter som fungerer som vandringshindre V1.5. Vurdering av tiltakenes effekter, kostnader og rangering V1.5.1. Vurdering av effekter og kostnader Effekter og kostnader vurderes, beskrives og beregnes for de aktuelle tiltakene som er listet opp i avsnitt V1.4. Effektvurderingene gjøres semi-kvantitativt ved å vurdere tiltakenes effekt på en skala fra 1-3, der 3 er størst effekt og 1 er minst effekt. Resultatene av effektvurderingene er vist i tabell V1.8-V1.10 nedenfor. De samfunnsøkonomiske kostnadene ved tiltakene beregnes også for alle tiltak. For å illustrere forskjellen mellom samfunnsøkonomiske og bedriftsøkonomiske kostnadsberegninger, gis følgende eksempel på tiltak og vurderinger innen landbruket: Kostnader ved vårpløying på erosjonsutsatte områder Ved overgang fra høst- til vårpløying vil man tape noe avling, la oss anta at tapet er beregnet til 80 kr pr dekar. La oss videre anta at bonden får 100 kr pr dekar i subsidier for dette tiltaket. For bonden er altså tiltaket lønnsomt, han eller hun vil tjene 20 kr pr dekar. Når man skal regne tiltakskostnader er denne subsidien imidlertid kun en inntektsoverføring fra det offentlige til bonden, og skal dermed ekskluderes fra kostnadsberegningen. Tiltakskostnaden er derfor 80 kr pr dekar. 52

Bygging av 6 sedimentasjonsdammer - våtmarksfiltre Dette tiltaket krever kr 100.000 i engangsinvestering per anlegg mens de årlige drifts- og vedlikeholdskostnadene er anslått til kr 5.000 per anlegg. For å sammenligne kostnader som inntreffer på forskjellige tidspunkter må man neddiskontere. Årsaken er at 100 kr i dag betyr mer enn 100 kr neste år, fordi at man ved å få pengene i dag kan få en avkastning som gjør at man får mer penger neste år. I tillegg kommer usikkerheten. For å håndtere dette på en praktisk måte må man bruke en diskonteringsrente. For lavrisikoprosjekter brukes pr i dag 4% diskonteringsrente (se Finansdepartementets veileder (Finansdepartementet 2005)). Årskostnaden kan regnes ut ved hjelp av en kalkulator som har denne funksjonen eller i et regneark. Når effekt- og kostnadsberegninger er gjort for alle de aktuelle tiltakene, kan det settes opp tabeller med rangering ut fra tiltakenes kostnadseffektivitet. Tallene i de følgende tabellene er kun eksempeltall for å illustrere hvordan kostnader og effekter kan settes sammen for å vurdere tiltakenes kostnadseffektivitet. Merk at tallene for kostnader og effekter er ikke realistiske, men kun brukt for å illustrere eksempelet. Tabell V1.8 Tabell over tiltak som i hovedsak løser eutrofi-problemer. Tiltak Kost. NOK Effekt 1-3 Merknad, usikkerhet tilleggseffekt etc. E1.Vårpløying på erosjonsutsatte områder 18 2 FISK E2. Anlegge vegetasjonssoner 32 3 FISK E3.Bygging av 6 sedimentasjonsdammer våtmarksfiltre E4. Redusert gjødsling på 2500 daa vassdragsnært kornareal E5.Omlegging på deler av grønnsaksarealet til korn/gras 15 1 BAKTERIER 32 2 67 2 Tabell V1.9. Tabell over tiltak som i hovedsak løser bakterieproblemer Tiltak Kost. NOK Effekt 1-3 Merknad, usikkerhet tilleggseffekt etc. B1.Opprydding spredt /hytter 45 3 EUTROFI B2.Rehabilitering avløpsanlegg 63 2 EUTROFI 53

Tabell V1.10. Tabell over tiltak som i hovedsak løser habitatproblemer for fisk (ørret) Tiltak BÅDE FOR VANLIGE VF OG SMVF Kost. NOK Effekt 1-3 F 1.Restriksjoner på bruk av jordvanning fra 7 3 sjøørretførende sidebekker F 2.Kulvert og fiskesperre erstattes med bru 21 2 F 3. Fire terskler mellom Storfossen og Småby 32 2 Merknad, usikkerhet tilleggseffekt etc. F 4.Minstevannføring 10% 245 2 V1.5.2. Rangering av tiltak Ut fra en sammensying av tabellene ovenfor (tabell V1.8 V1.10) kan man sammenstille tiltak som løser ulike problemer. Dette er gjort i tabell V1.11 nedenfor. Det er en faglig vurdering å se hvor mange tiltak som må gjennomføres for at miljømålet skal nås i de ulike delnedbørfeltene, det vil si hvilke tiltak som skal inngå i tiltakspakken. Tabell V1.11. Sammenstilte tiltak etter kostnadseffektivitet for delnedbørfelt 1. For å få med tilleggseffektene må tiltak fra ulike sektorer settes sammen. Tiltak Sektor Kost/Eff E1.Vårpløying på erosjonsutsatte områder Jordbruk God B1.Opprydding spredt /hytter Avløp God F1.Restriksjoner på bruk av jordvanning fra sjøørretførende sidebekker Jordbruk God E3.Bygging av 6 sedimentasjonsdammer våtmarksfiltre Jordbruk Middels B2.Rehabilitering avløpsanlegg Avløp Middels F2.Kulvert og fiskesperre erstattes med bru Kraft Middels E5.Omlegging på deler av grønnsaksarealet til korn/gras Jordbruk Lav F4.Minstevannføring 10% Kraft Lav V1.6. Skjønnsmessige samfunnsøkonomiske vurderinger i lokale tiltaksanalyser - eksempler på nyttevurderinger ved alternative fremgangsmåter La oss anta at kostnadene knyttet til tiltakspakken er så høye at man lokalt ikke umiddelbart kan slå fast at nytten vil være større enn kostnadene. Vannregionmyndigheten går derfor i gang med nærmere nyttevurderinger. 54

I denne omgang gjøres nyttevurderinger av den totale tiltakspakken. Det sentrale for nyttevurderingene er hvordan forbedringene i miljøtilstand slår ut for brukerinteressene, inkludert natur- og miljøvern (eksistens- og bevaringsverdier). Hvilke tiltak som gjennomføres og i hvilke sektorer er uten betydning i denne sammenheng, det er effektene av tiltakene som skal nyttevurderes. Det forutsettes nå at effekten av tiltakene er slik at det oppnås god miljøtilstand for både eutrofi, bakterier og ørrethabitat, mens dagens tilstand er henholdsvis moderat for eutrofi, dårlig for bakterier og meget dårlig for ørrethabitat (se tabell V1.1.). Hvis vi gjennomgår tabell V3.1. i vedlegg 3 kan vi anta at følgende nyttekomponenter forbedres som følge av disse endringene: Bruksverdier: - Eventuelt menneskers helse (må vurderes nærmere om det er aktuelt), - Fritidsfiske - Friluftsliv, inkludert bading (og unntatt fritidsfiske) Industri og næringsliv: - Verken yrkesfiske, fiskeoppdrett eller annen industri, men muligens forbedringer for jordbruket pga bedre og billigere vannforsyning til jordbruksvanning Opsjonsverdier og ikke-bruksverdier: - Verdier knyttet til mulig bruk i fremtiden - Biologisk mangfold - Andre ikke-bruksverdier (bevarings- og eksistensverdier) knyttet til bedre vannmiljøkvalitet La oss plukke ut et par nyttekomponenter og se hvordan disse kan håndteres ved ulike tilnærminger. Vi ser på friluftsliv illustrert ved bading og tilhørende ikke-bruksverdier. V1.6.1.Verbal beskrivelse Heving av vannkvalitetstilstand for eutrofiering og bakterier fra henholdsvis dårlig og meget dårlig til god vil medføre at det blir badevannskvalitet i Storsjø og Trangfjord. Folk i dag må ut til åpen kyst for å finne badevannskvalitet. Dette vil ha betydning for alle de 8000 innbyggerne i Småby og de 60 000 i Håkonstad og folk ellers i kommunene, som får atskillig kortere vei til badeplasser med akseptabel vannkvalitet. Dessuten byr Storsjø og Trangfjord på fine strand- og badeplasser bare vannkvaliteten er god nok. Annet friluftsliv (bortsett fra fritidsfiske) antas ikke å bli direkte berørt av forbedringene, men bedre vannkvalitet kan også gjøre områdene ved vannforekomstene mer attraktive for friluftsliv generelt, som spaserturer, bærturer osv. Forbedringene vil også ha stor betydning for plante- og dyreliv i vann. Kartlegging av grunnvannsressurser i kommunen vil kunne gi grunnlag for ny hovedvannforsyning med forbedret råvannskvalitet og redusert rensebehov, samt mindre strenge restriksjoner i nedslagsfeltet til Storsjø. V1.6.2.Fysisk kvantifiserte nyttekomponenter Bedringene i vannkvalitet medfører at innbyggerne i Småby får 30 km kortere reisevei til nærmeste badeplass med akseptabel badevannskvalitet, mens innbyggerne i Håkonstad får 10 km kortere reisevei. En undersøkelse av befolkningens bruk av spesifikke vannforekomster i henholdsvis Melhus og Ski kommune (Magnussen et al. 1997: Miljømål for vannforekomster) viste at ca 30-35 % benyttet vannforekomster til fritidsformål. En landsomfattende undersøkelse knyttet til Nordsjøplanen (Magnussen og Navrud 1992) viste at 75-80 % brukte vannforekomster til fritidsformål i løpet av året. Hvis vi forsiktig antar at ca 30 % av innbyggerne benytter disse spesifikke vannforekomstene finner vi at så mange som 20 000 kan få redusert til reisevei for bading. Magnussen og Navrud fant også på landsbasis at gjennomsnittlig bruk var 23 dager per person per år, og flere (22 % av de spurte) oppgav også at de ville bruke vannforekomstene mer hvis vannet ble renere. 55

Tilgangen til gode badeplasser med akseptabel vannkvalitet vil øke fordi det i Storfjord er 5-10 små, men gode badeplasser mens det i Trangfjord er en opparbeidet badeplass med parkering, toalett osv som ikke har blitt benyttet de siste årene pga for dårlig vannkvalitet. Når det gjelder bevaringsverdier er det særlig to bunndyrarter som vil få bedre vilkår, og plante- og dyresamfunnene vil få en mindre eutrofipåvirket sammensetning. V1.6.3.Verdsettingsundersøkelser, eventuelt overføring av nytteverdier Det var ikke rom for egne verdsettingsundersøkelser i eksempelområdet, så vi må lete i tidligere verdsettingsundersøkelser for å se om det finnes tilgjengelige verdsettingsstudier som kan gi en pekepinn på nytten verdsatt i kroner. Magnussen og Navrud (1992) og Magnussen et al. (1997) verdsatte bedre vannkvalitet knyttet til forbedringer der det i utgangspunktet ikke var badevannskvalitet til en situasjon der det var oppnådd badevannskvalitet. Vi kan ikke si om vannkvalitetsendringer i eksempelet er lik de vannkvalitetsforbedringene som ble verdsatt, og må derfor være forsiktige med direkte bruk av tidligere data. En landsomfattende brukerundersøkelse (Magnussen og Navrud 1992) viste at hele 78 % av befolkningen over 15 år på landsbasis brukte vannforekomster i forbindelse med friluftsliv. (Gjennomsnittlig antall dager bruk per person/år var 23. 22 % av de spurte oppga at de ville bruke vannforekomstene mer hvis vannet ble renere.) Tidligere verdsettingsundersøkelser har vist at ikke-bruksverdier utgjør en betydelig del av folks betalingsvillighet for ulike miljøgoder. I to betalingsvillighetsundersøkelser i henholdsvis Melhus og Ski kommuner (gjennomført juni 1997) ble betalingsvilligheten (BV) for bedre vannmiljøkvalitet beregnet. De spurte ble bedt om å verdsette både bedre vannkvalitet, biologisk mangfold (nærmere beskrevet) og tilretteleggingstiltak for friluftsliv. Gjennomsnittlig BV per husholdning per år var ca 560-830 kr i Melhus og ca 870-1030 i Ski for totalpakken. Betalingsvillighet for vannkvalitetsdelen var ca 500-600 kr i Melhus og ca 700-800 i Ski. Da de spurte ble bedt om å fordele egen betalingsvillighet, fordelte de ca 20 % til egen bruk, 20-30 % til muligheter for senere bruk og ca 50-60 % for bevaring/ eksistens. 30-35 % brukte det aktuelle vassdraget. Årsaker til at de ikke brukte det var først og fremt at andre vannforekomster var nærmere eller mer attraktive. Som nevnt må vi gå nærmere inn på beskrivelsene i de studiene som er nevnt og i det aktuelle eksempelvassdraget for å vurdere om nytteestimatene kan gjennomføres, men vi antar nå at det er tilfellet. Vi antar at det er befolkningen i de 3 kommunene og kun de som har betalingsvillighet for disse endringene, og at det totalt bor 100 000 i de tre kommunene, fordelt på 40 000 husholdninger. Betalingsvilligheten over er i 1997-priser, slik at vi må anta en prisstigning, og velger konsumprisindeksen for å beregne dette. Vi ser videre at det er en del variasjon i betalingsvillighet mellom kommuner og mellom ulike utvalg osv. Vi nøyer oss i denne omgang med å angi et relativt vidt estimat for nytten uttrykt i kroner: Antatt betalingsvillighet per husholdning, basert på tidligere studie: 500-800 kroner Antatt antall berørte husholdninger med betalingsvillighet: 40 000. Total betalingsvillighet for vanntilstandsforbedringen: 20-32 millioner kroner. 56

Det er verdt å merke seg at denne verdien omfatter både bruksverdien knyttet til bading og friluftsliv og opsjons- og ikke-bruksverdiene. 57

Vedlegg 2. Sammenstilling av vanlige miljøforbedrende tiltak (Kapittel 5 i NIVA-rapport 4777-2004, tabeller fra Glover et al (2006) og supplert med andre kilder) V2.1.Kommunalt avløp V2.1.1.Ulike typer kommunaltekniske tiltak Listen over kommunaltekniske tiltak for minking av utslipp av stoffer i spillvann, overløpsvann og overvann er delt inn i ulike typer tiltak; 1. Tiltak på nedslagsfeltets overflater og områder før tilførsel til ledningene 1.1. Overflatene (Stell og skjøtsel, åpne vannveier/dammer/infiltrasjon) 1.2 Punktkildene (Industri, snødeponier, sandfang, oljeavskillere, fettfangere) 2. Tiltak i avløpsledningsnettet 3. Tiltak i avløpsrenseanleggene, og nye rensetiltak 4. Samlet optimalisering av enkelttiltakene slik at enkeltelementene er tilpasset hverandres funksjoner i et optimalt systemanalytisk samspill V2.1.2. Effekter og kostnader av kommunaltekniske tiltak For de fleste parametere i spillvann og overvann, fjernes disse ofte i tilnærmelsesvis samme omfang for ulike tiltak. Fosfor har ofte blitt brukt som hovedindikator for effekten av ulike tiltak. Dels fordi fosfor er en av de viktigste kildene til problemer i norske vannforekomster og dels fordi opplysninger om tiltak for denne er rimelig godt dokumentert. For de tilfeller der kostnader for tiltak er tatt fra gamle prosjekter, er kostnadene justert til 2003-nivå ved hjelp av SSBs byggekostnadsindeks. (SSB 2003). I kost/effekttallene er ikke biotilgjengeligheten for fosforet tatt hensyn til. Denne ligger normalt på ca. 0,6 for kommunale kilder. Tallene for Total-P må derfor divideres med 0,6 når biotilgjengeligheten skal være med. Tiltak på nedslagsfeltets overflater og områder før tilførsel til ledningene Hovedvirkning på forurensningsparametrene: Det er særlig tungmetaller som bly, kadmium, kvikksølv, kobber og sink, samt organiske miljøgifter som PAH som påvirkes av disse tiltakene. Videre påvirkes mengden av suspendert stoff betydelig. Påvirkningen på organisk stoff er moderat og påvirkningen på fosfor og nitrogen er liten. Tiltak for infiltrasjon og forsinkelse av overvann vil imidlertid ha påvirkning også på parametere som fosfor, nitrogen og organisk stoff, fordi utslippet av spillvann fra avløpsrenseanlegg og overløp også minker ved dette tiltaket. 58

Tabell V2.1. Effekter og kostnader av tiltak på nedslagsfeltets overflater og områder før tilførsel til ledningene. Tiltak Virkemåte for tiltaket Spesiell informasjon for å beregne kost/effekt-verdier. Mye av det som nevnes her og annen nødv. informasjon og parametere finnes i litteraturen Regelmessig feiing av fortauer og rennestener Regelmessig tømming av gatesandfang Oppsamling av smeltevann fra snødeponier Sedimentering av overvann i dam Tiltak for infiltrasjon av overvann. LOD-tiltak 3 Tiltak for forsinkelse av overvannstilførsel til nettet Gatefeiemaskiner feier/suger opp partikler på fortauer og rennestener. Gjøres dette minst 2. hver uke får overvannet betydelig mindre forurensning. Tiltaket har betydelig virkning for fjerning av tungmetaller og PAH. Dersom gatesandfang tømmes minst 1g/år, spyles ikke forurensningene inn i avløpsnettet ved store regnskyll, men suges opp fra sandfanget av en vakuumsugebil. Tiltaket har betydelig virkning for fjerning av tungmetaller og PAH. Når den forurensede snøen smelter kan smeltevannet overføres til avløpsledningsnettet eller jordrenseanlegg, hvis forholdene legges til rette for dette. Tiltaket har betydelig virkning for fjerning av tungmetaller og PAH. Overvann kan ledes inn i dammer el. bassenger. Partikulært materiale sedimenterer, og vannet ledes renset ut til vannforekomst eller overvannsledning. Tiltaket har betydelig virkning for fjerning av tungmetaller og PAH. Overvann infiltreres til grunnen via permeable flater, infiltrasjonsgrøfter eller pukkmagasin. Dette minker belastningen på renseanlegg og overløp og fjerner forurensninger ved kilden. Tiltaket har betydelig virkning for fjerning av tungmetaller og PAH. Når overvannstilførselen til nettet forsinkes/fordrøyes, minker utslippet fra renseanlegg og overløp. Dette skyldes lavere hydraulisk belastningsintensitet i våtværsperioder. Oppfeiingsgraden for maskinen av ulike fraksjoner. Mengder oppbygd stoff pr uke. Forurensningsandel i de ulike fraksjoner. Kostnad pr dag. Feiekapasitet pr. dag. Område for kosteffekt i 1000 kr/kg/ år Lindholm 1983: Tot P = 4,8 KOF = 0,06 Lindholm 1988a Tot P=22 Lindholm 1988b Tot P=28-44 Gateareal/sandfang. Type områdelindholm som betjenes. Forurensningsandel1988a i de ulike fraksjoner. Kostnad pr dag/bil. Tømmekapasitet pr. bil/dag. Forurensningsmengder for ulike parametere pr. smeltevannmengde. Snødeponiets størrelse. Kostnader for overføring el. renseanlegg, samt driftsutgifter & avskrivningsår Areal som dreneres. Type område med typiske aktiviteter. Oppholdstid i dam. Forurensningsandel på de ulike fraksjoner. Anleggs- og driftskostnader & avskrivningsår. Areal som dreneres. Type overflater. Forurensingsmengde i overvannet. Nedbørmengde- og intensitet. Anleggs- og driftskostnader & avskrivning Areal som dreneres. Type overflater. Forurensingsmengde i overvannet. Nedbørmengde- og intensitet. Anleggs- og driftskostnader & avskrivning Tot P=4,8-18 Lindholm 1988b Tot P=14-24 Lindholm 1988a: Tot P = 1,2 til 7,2 middel=4 Lindholm 1988b Tot P=40 SFT 1998. Tot P= 4 Stalleland & Framstad 1997 TotP= 0,5-0,6 Normal usikkerhet i kosteffekt i +/- % Lindholm 1983: TotP=+100 TotP=-50 KOF=+100 KOF = -50 Omtrent som feiing av fortauer. Lindholm 1988a: TotP=+100 TotP= - 70 3 Grasdekkede vannveier, grønne tak, flomveier, mm. (Lindholm m.fl., 2005), regnbed (rain gardens) (Hood m.fl, 2006), 59

Tiltak i avløpsledningsnettet Hovedvirkning på forurensningsparametrene: Det er særlig parametere som fosfor, nitrogen og organisk stoff som minker betydelig ved disse tiltakene, fordi utslippet av spillvann fra avløpsrenseanlegg og overløp minker ved disse tiltakene. Reduksjonen som antydes er avhengig av at renseanlegget i ledningsnettets utløp har enhetsprosesser som er ment for fjerning av fosforet, nitrogenet eller det organiske stoffet. Dersom kjemisk felling er renseprosessen, fjernes også 50-90 % av tungmetaller og PAH. Dette havner da i slammet. Tabell V2.2. Effekter og kostnader av tiltak i avløpsledningsnettet Tiltak Virkemåte Hva kreves av informasjon for å beregne kost/effekt? Mye av det som nevnes her og annen nødv. informasjon og parametere finnes i litteraturen Forlengelse av lednings-nettet Regelmessig spyling av avløpsledning med dårlig selvrensing Innføring av halvvirksomt separatsystem Rensende overløp Ved å koble på randsoner som ikke har rensing eller som har dårlige separate avløpsrenseanlegg, vil de totale utslipp minke Under sterke regnskyll spyles mye avsatt slam fra bunnen av ledninger rett ut i overløp. Ved å spyle regel-messig, kommer bunnslammet til renseanlegget i kontrollerte former Lekkasjer fra overliggende spillvannsledning til underliggende overvannsledning vil ikke gå rett til vassdrag, men overføres tilbake til spillvannsledningen. (m. pumpe el. gravitasjon) Ved å skifte dårlige overløp til overløp med renseeffekt, går mindre forurensninger urenset i overløpet i regnværsperioder Forurensingsmengde som kan påkobles. Tidligere renseeffekt på de separate anleggene. Kostnader. (Kost/effekt av å koble til nye abonnenter er helt avhengig av de lokale forholdene. Å si noe generelt om virkningen er umulig). Lengde på ledninger som skal spyles. Mengde slam som bygges opp pr uke. Kostnader og kapasitet pr. spyleenhet. Lekkasjemengde som kan overføres. Kostnader for overføringen. (Virkningen av å føre lekkasjer av spillvann tilbake til spillvannsledningen varierer svært mye fra sted til sted. Å si noe generelt om virkningen er umulig). Renseeffekten i gjennomsnitt for alle årets aktiviserende regn for aktuelle forurensningsparametere. Kostnader for anlegg og drift. Man bør også ha en datamodell for avløpsfeltet. Nedbørstatistikk for området over flere år. Område for kosteffekt i 1000 kr/kg/ år Helt avhengig av lokale forhold. Stalleland og Nicholls 1993 TotP=6,4 TotN=7,3 Framstad & Stalleland TotP=4,9 Stalleland & Framstad 1997 TotP= 5,6-15,8 Normal usikkerhet i kosteffekt i +/- % Lindholm Lindholm 1983: 1983: TotP=+70 Tot P =2,3 TotP= -50 KOF=0,024 KOF=+100 KOF=-70 Lindholm 1988a Tot P=2,5 Lindholm 1988b Tot P= 1-40 Lindholm 1983: Tot P = 1 KOF = 0,008 Stalleland og Nicholls 1993 TotP=0,4 TotN=0,35 Lindholm 1983: TotP=+60 TotP= -50 KOF=+100 KOF=-60 Lindholm 1987: TotP=+200 TotP=-30 60

Tiltak Virkemåte Hva kreves av informasjon for å beregne kost/effekt? Mye av det som nevnes her og annen nødv. informasjon og parametere finnes i litteraturen Bygging av fordrøyningsbasseng Bedret drift av ledningsnettet Rehabilitering og fornyelse av ledninger Utbedring av feilkoblinger Tette lekkasjer i drikkevannsnettet Fordrøyningsvolumet fanger opp avløpet i regnværsperioder, som ellers ville gå urenset ut i overløp. Etter regnværet sendes oppfanget avløp til renseanlegget Ved hyppigere inspeksjon og bedre drift kan unødvendige utslipp fra overløp og pumpestasjoner hindres Ved å fornye eller oppgradere ledningsnett med lekkasjer, vil lekkasjene ut av rørene minke og i stedet komme til avløpsrenseanlegget. Spillvannsledninger kan være koblet til overvannsledningen. Ved å oppsøke og koble disse riktig unngår man at spillvannet går urenset i resipient og kloakken kommer istedenfor til renseanlegget Mye av utlekket drikkevann kommer inn i avløpssystemet. Ved å unngå dette vil belastningen på, og utslippet fra, Kostnader for anlegg og drift. Man bør ha en datamodell for avløpsfeltet. Nedbørstatistikk for området over flere år. Forurensningsmengder i overvannet, i røravlagringer og i spillvannet. (Virkningen av bedre drift varierer svært mye fra sted til sted. Å si noe generelt om virkningen er umulig). Lekkasjemengde som reduseres ved tiltaket. Anleggs- og driftskostnad pr. år. Evt. Selvrensing i grunnen. (Virkningen av å rehabilitere avløpsnettet varierer svært mye fra sted til sted. Å si noe generelt om virkningen er umulig). Kostnader ved å søke opp, grave og omkoble feilkoblingen. Antall m 3 spillvann pr. år som omkobles til renseanlegget. Redusert mengde lekkasje til avløpssystemet. Kostnad for tettingen. Marginalkostnad og Område for kosteffekt i 1000 kr/kg/ år Stalleland & Framstad 1997 TotP= 1,9-5,8 Lindholm 1983: Tot P = 1 KOF= 0,012 Lindholm 1988a Tot P= 3,6-4 Lindholm 1983: Tot P = 1,5 KOF=0,07 Lindholm 1988a Tot P=2,7-5,4 SFT 1998 Tot P=8-16 Stalleland & Nicholls 1993 Tot P=2,8 Tot N=2,6 Framstad & Stalleland 1997 TotP=1,5 Stalleland & Framstad 1997 TotP= 0,8-8,3 Lyche et al 2001. TotP= 1,6-3,2 VAV vurderte tiltaket som Normal usikkerhet i kosteffekt i +/- % Lindholm 1983: TotP=+40 TotP= -40 KOF=+40 KOF=-40 Lindholm 1987: TotP=+120 TotP=-50 Lindholm 1983: TotP=+50 TotP= -50 KOF=+40 KOF=-40 61

Tiltak Virkemåte Hva kreves av informasjon for å beregne kost/effekt? Mye av det som nevnes her og annen nødv. informasjon og parametere finnes i litteraturen avløpsrenseanlegg og overløp minke. marginalutslipp pr. m 3 ekstra avløp. (Virkningen av å tette drikkevannsnettet varierer svært mye fra sted til sted. Å si noe generelt om virkningen er umulig). Område for kosteffekt i 1000 kr/kg/ år konkurranse - dyktig i 1990. Normal usikkerhet i kosteffekt i +/- % Tiltak i avløpsrenseanleggene og nye rensetiltak Hovedvirkning på forurensningsparametrene: Det er særlig parametere som fosfor, nitrogen og organisk stoff som minker ved disse tiltakene, fordi utslippet av spillvann fra avløpsrenseanlegg minker ved dette tiltaket. Reduksjoner av P, N eller organisk stoff er avhengig av at renseanlegget i ledningsnettets utløp har enhetsprosesser som er ment for fjerning av fosforet, nitrogenet eller det organiske stoffet. Dersom kjemisk felling er renseprosessen fjernes også 50-90 % av tungmetaller og PAH. Dette havner da i slammet. Tabell V2.3. Effekter og kostnader på tiltak i avløpsrenseanleggene og nye rensetiltak Tiltak Virkemåte Hva kreves av informasjon for å beregne kost/effekt. Mye av det som nevnes her og annen nødv. Informasjon og parametere finnes i litteraturen Renseanlegg på urensede utslipp Optimalisering av eksisterende renseanlegg Supplering av eksisterende renseprosesser Renseanlegg bygges for utslipp uten rensing i dag. Eksisterende renseanlegg kan forbedres mht. drift, utforming og optimalisering for øvrig. Eksisterende renseanlegg får tillagt nye renseprosesser. Renseeffekt, anleggskostnader og driftskostnader. Øket renseeffekt, økede driftsog vedlikeholdskostnader og anleggskostnad. Øket renseeffekt, økede driftsog vedlikeholdskostnader og anleggskostnad Område for kosteffekt i 1000 kr/kg/ år SFT 1998 Tot P=2,1 (kjemisk rensing) Lindholm 1988b Tot P= 1,6-36 (kjemisk rensing) Normal usikkerhet i kosteffekt i +/- % Hovedvirkning på forurensningsparametrene: Det er særlig parametere som fosfor, nitrogen og organisk stoff som minker ved disse tiltakene, fordi utslippet av spillvann fra husholdninger og industri og overløpsvann minker ved dette tiltaket. Reduksjonen som antydes er avhengig av at renseanlegget i ledningsnettets utløp har enhetsprosesser som er ment for fjerning av fosforet, nitrogenet eller det organiske stoffet. Dersom kjemisk felling er renseprosessen, fjernes også 50-90 % av tungmetaller og PAH. Dette havner da i slammet. 62

Tabell V2.4. Samlet optimalisering av enkelttiltakene slik at enkeltelementene er tilpasset hverandres funksjoner i et optimalt systemanalytisk samspill Tiltak Virkemåte Hva kreves av informasjon for å beregne kost/effekt. Mye av det som nevnes her og annen nødv. informasjon og Område for kosteffekt i 1000 Normal usikkerhet i kost/effekt parametere finnes i litteraturen kr/kg i +/- % Systemanalyse med optimal balanse mellom elementene Valg av optimal rensestrategi Optimal avbalansering av samspillet mellom overløpsinnstillinger, utslipp fra fordrøyningsvolum, pumpeinnstillinger, samt renseanleggets delprosesser. Ved å sette inn renseanleggene der det er billigst og mest effektivt, kan man få samme virkning ved å rense på bare noen, som å rense like mye på alle utslipp. En kalibrert matematisk modell for hele systemet, samt flere år med nedbørdata. Kostnader for systemanalysen og evt. tiltak. Kostnader, lokalisering og renseeffekt for alle aktuelle rensetiltak. Tot P/ år Lindholm 1999: Reduksjon på ca. 15 % av total og Hernebring 1992: 11 % (meget små kostnader) Kjell Øren 1983 De lokale forhold er helt avgjørende for resultatet De lokale forhold er helt avgjørende for resultatet Tabell V2.5. Indikasjoner på effekter av ulike tiltak i forhold til kostnaden for tiltaket. Type tiltak Effekt av tiltakene sett i forhold til kostnadene (effekt/kostnad) Reduksjon av fosforutslipp Reduksjon av Reduksjon av miljøgifter nitrogenutslipp Renseanlegg på urensede utslipp Stor (dersom kjemisk felling) Stor (dersom nitrogenfjerningstrinn) Stor (dersom kjemisk eller biologisk trinn) Optimalisering av eksisterende Stor (dersom anlegget ikke er optimalt trimmet) Stor (dersom anlegget ikke er optimalt trimmet) Stor (dersom anlegget ikke er optimalt trimmet) renseanlegg Supplering av eksisterende Stor (dersom riktig trinn mangler) Stor (dersom riktig trinn mangler) Stor (dersom riktig trinn mangler) renseprosesser Systemanalyse med optimal balanse Stor (dersom elementene ikke er avbalansert mot Stor (dersom elementene ikke er avbalansert mot Stor (dersom elementene ikke er avbalansert mot hverandre) mellom elementene i et avløpssystem hverandre) hverandre) Valg av optimal rensestrategi i ett Stor (dersom strategiske analyser ikke er gjort) Stor (dersom strategiske analyser ikke er gjort) Stor (dersom strategiske analyser ikke er gjort) nedbørfelt eller vassdragsområde Forlengelse av ledningsnettet Liten til stor (avhengig av lokale forhold) Liten til stor (avhengig av lokale forhold) Liten til stor (avhengig av lokale forhold) Regelmessig spyling av avløpsledning med dårlig selvrensing Moderat Moderat Moderat Innføring av halvvirksomt separatsystem Liten til stor (avhengig bl.a. av lekkasjemengder) Liten til stor (avhengig bl.a. av lekkasjemengder) Liten til stor (avhengig bl.a. av lekkasjemengder) Rensende overløp Liten Liten Moderat Bygging av Liten til moderat Liten til moderat Liten til moderat fordrøynings- 63

Type tiltak basseng Bedret drift av ledningsnettet Rehabilitering og Effekt av tiltakene sett i forhold til kostnadene (effekt/kostnad) Reduksjon av fosforutslipp Reduksjon av Reduksjon av miljøgifter nitrogenutslipp Liten til moderat Liten til moderat Liten til moderat Liten til moderat Liten til moderat Liten til moderat fornyelse av ledninger Utbedring av Stor Stor Stor feilkoblinger Tette lekkasjer i Liten Liten Liten drikkevannsnettet Sedimentering av Liten Liten Moderat overvann i dam Tiltak for infiltrasjon Liten Liten Moderat av overvann Tiltak for forsinkelse av overvannstilførsel til nettet Liten Liten Moderat Regelmessig tømming Liten Liten Liten av gatesandfang Oppsamling av smeltevann fra snødeponier Liten Liten Moderat Regelmessig feiing av fortauer og rennestener Liten Liten Moderat V2.2. Tiltak innen spredt bebyggelse I mange nedbørsfelter kan utslipp fra separate avløpsanlegg i spredt bebyggelse representere en betydelig forurensningskilde, spesielt i forhold til fosfor og til en viss grad også for nitrogen, organisk materiale og hygieniske parametere. På grunn av høyere biotilgjengelighet vil også forurensningsvirkningen av P ofte være større enn for P fra for eksempel arealavrenning. Slamavskiller uten ytterligere rensing er ofte den dominerende typen avløpsanlegg i spredt bebyggelse. Mange av anleggene er forholdsvis gamle, og vil ofte ha liten renseeffekt med betydelige utslipp til vassdrag. Tiltakene består i en oppgardering til avløpsanlegg med høyere rensegrad. Ulike alternativer finnes, med varierende grad av renseffekt og kostnad. Et eksempel på slike alternative renseløsninger går fram av skissen nedenfor. 64

Tabell V2.6. Registreringsskjema og beregningsgrunnlag for modellen GIS Avløp (utviklet ved Jordforsk): Typenavn Symbol Beskrivelse 1 Direkte utslipp Utslipp av alt avløpsvann direkte til terreng eller resipient 2 Slamavskiller med utslipp til terreng Diffuse utslipp av slamavskilt avløpsvann 3 Slamavskiller med utslipp til vassdrag 4 Infiltrasjons Anlegg 5 Sandfilter Anlegg Utslipp av slamavskilt avløpsvann direkte til resipient Behandlingsanlegget omfatter slamavskiller og infiltrasjonsanlegg (lukkede grøfter, åpent eller lukket basseng eller jordhaug) Behandlingsanlegget omfatter slamavskiller og sandfilteranlegg. Utslipp til resipient av behandlet avløpsvann. 6 Minirense anlegg klasse 1 Biologisk/kjemisk rensing 7 Minirense anlegg klasse 2 8 Minirense anlegg klasse 3 Biologisk rensing Kjemisk rensing 9 Tett tank Oppsamling av alt avløpsvann 10 - Tett tank for svartvann Oppsamling av svartvann. Utslipp av gråvann til resipient/terreng 11 Biologisk toalett Oppsamling og behandling klosett-avløp. Utslipp av gråvann til resipient/terreng 12 Konstruert våtmark Behandlingsanlegget omfatter slamavskiller og konstruert våtmark 13 - Tett tank for svartvann, gråvannsfilter 14 Biologisk toalett, gråvannsfilter Oppsamling av svartvann. Behandling av gråvann i sandfilter, kompaktanlegg eller infiltrasjon. Oppsamling og behandling klosett-avløp. Behandling av gråvann i sandfilter, kompaktanlegg eller infiltrasjon. Første fase i arbeidet vil bestå i en kvantifisering av forurensningen fra separate avløpsanlegg. Dette kan gjøres svært skjematisk ut fra antall personekvivalenter ikke tilknyttet sentrale renseanlegg og generelle utslippstall, eller ut fra mer omfattende kartlegging av faktiske avløpsløsninger og tilstand. 65

Neste fase består i å vurdere tiltak, dvs type renseløsning. Dette vil dels være forholdene på stedet (topografi, løsmasser etc.) og kostnader. Som nevnt over, er det utviklet en egen modell ved Jordforsk (nå Bioforsk) (GIS Avløp) for registrering av separate avløpsanlegg, herunder beregning av forurensningsutslipp og forventa effekter av tiltak. Dette vil være et nyttig hjelpemiddel for lokalforvaltningen da det muliggjør en systematisk oppfølging etter hvert som tiltak gjennomføres. V2.3. Landbrukstiltak V2.3.1. Skog og utmark Avrenningen fra skogsarealer betraktes ofte som naturlig bakgrunnsavrenning, og bidrar i den sammenheng prinsipielt med rent vann som fortynner den antropogene påvirkningen fra andre kilder. Av den grunn blir skogbruket sjelden inkludert i arbeidet med tiltaksanalyser. Ulike inngrep i skogøkosystemet kan imidlertid i varierende grad også påvirke avrenningen fra skogsarealene. I den sammenheng kan det også være aktuelt å vurdere tiltak. Avvirkning vil f.eks. for en periode på noen få år kunne medføre en betydelig økning i N avrenningen. Moderne skogsdrift med tunge maskiner kan ofte også forårsake omfattende jorderosjon som følge av kjøreskader og anlegg av skogsveier. Drenering og kanalisering, for eksempel av skogsmyrer, vil kunne påvirke variasjonene i vannføring og kan også gi økt avrenning av nitrogen og humus, i alle fall for en periode. I en tiltaksanalyse vil det derfor være riktig å foreta en vurdering av skogbruket for klarlegge om aktivitetene er av en slik karakter og i et slikt omfang at det kan oppstå uheldige effekter i den aktuelle resipienten. V2.3.2. Jordbruk Forurensning fra jordbruk omfatter utslipp fra punktkilder og avrenning fra arealer (diffuse kilder). Punktkildene er normalt av mindre betydning enn de diffuse kildene, i alle fall med hensyn på næringsstoffer. Forurensningsbelastningen fra punktkilder er generelt og relativt sett av større betydning på Vestlandet og i Nord Norge, enn på Østlandet. De diffuse kildene er karakterisert av svært stor variabilitet, over tid (episoder, sesonger, år) og i rom (jorde, delnedbørfelt, region). Dette illustreres på neste side som viser målte P tap (minimum, maksimum og middel som årsverdier) i fire utvalgte JOVA-felter. En konsekvens av dette er at den reelle kostnadseffektiviteten (dvs vurdert i forhold til netto effekt i resipient) av tiltak kan variere svært mye, gjerne med en faktor på flere hundre avhengig av lokaliteten tiltaket gjennomføres på. Følgelig er det vanskelig å operere med generelle/eksakte tall for tiltakseffekter og kostnadseffektivitet. Det er gjort en del kostnadsberegninger for enkelte tiltak tidligere (blant annet i forbindelse med Nordsjøarbeidet), og det ligger også en del grunnlagsmateriale i forsknings- og forsøksmeldinger som kan danne grunnlag for slike beregninger. Det vil imidlertid være ganske ressurskrevende å utføre disse beregningene. Realiteten er likevel at for mange av tiltakene lar det seg ikke gjøre å operere med standard tall for tiltakseffekter og kostnadseffektivitet, og atman i de fleste tilfellene i hovedsak må bruke skjønn med basis i de lokale forholdene. V2.3.2.1. Tiltak innen jordbruket Generelt En tiltaksanalyse må bygge på gode kunnskaper om lokale forhold, dvs jord, terreng og driftsforhold i jordbruket. Fordi forholdene er så variable vil det være vanskelig å ha et generelt utgangspunkt for valg av tiltak. Forutsetningen for å optimalisere tiltakseffektene og minimalisere kostnadene er at tiltakene utformes og tilpasses det enkelte jorde/skifte eller til den enkelte eiendom. I praksis vil dette innebære planlegging basert på feltarbeid. I en ordinær tiltaksanalyse kan det imidlertid av ulike årsaker (f. eks budsjett) være begrenset hvor langt man kan gå i detaljer, slik at man i all hovedsak vil måtte basere seg på det som foreligger av data i form av kart og statistikk og det vil sjelden være rom for å utføre feltarbeid. 66

Et forurensningsregnskap må ligge i bunn av en tiltaksanalyse. Disse beregningene bør ha en rimelig god geografisk oppløsning, slik at man får et tilstrekkelig uttrykk for den variasjonen som finnes innenfor nedbørsfeltet. Særlig viktig vil dette være i områder med store variasjoner i terreng og driftsforhold. Fosfor - 4 JOVA felter 1400 1200 1000 Middel Min Max 1307 800 600 569 634 400 200 0 294 244 166 161 142 80 65 49 16 Mørdre Skuterud Kolstad Grimestad Figur V2.1. Målt avrenning av fosfor i gram/daa jordbruksareal (tilsvarende kg/km 2 ) i fire små nedbørsfelter på Østlandet dominert av diffuse kilder. Oppgitt som minste, høyeste og midlere årsavrenning for en periode på ca 10 år. Data fra JOVA-programmet/Jordforsk. Tilgangen til data er jevnt over god innen jordbruksrelaterte forhold. Den ordinære landbruksstatistikken inneholder således detaljerte data om arealer, vekster og husdyr, i tillegg til at det gjennom tilskuddsordningene (for eksempel for endret jordarbeiding) samles inn nyttig informasjon for arbeidet med tiltaksanalyser. Statistisk Sentralbyrå, Statens Landbruksforvalting, Landbruksavdelingene ved Fylkesmannen og kommunale landbruksetater er sentrale datakilder. I tillegg vil kartmateriale (for eksempel jordsmonnkart og erosjonsrisikokart) fra Norsk Institutt for Skog og Landskap (tidligere NIJOS) være en nyttig datakilde: www.skogoglandskap.no Modeller Det eksisterer pr dags dato ingen modeller som direkte kan brukes for å fange opp alle de forholdene som er naturlig å ta hensyn til i en tiltaksanalyse. En slik modell måtte være i stand til å beregne tilførslene både av N og P og samtidig kunne bestemme effektene av aktuelle tiltak. Fordi tapsprosessene for N og P er så vidt forskjellige er det vanskelig å integrere begge stoffene i en og samme modell. Det er heller ikke spesielt lett å integrere effektberegninger i modellene fordi virkemåten for ulike tiltak er så forskjellig at det ville kreve nærmest en total prosessrepresentasjon i modellen. Det finnes en rekke mer eller mindre prosessorienterte modeller (f.eks SOILN) som håndterer deler av problemstillingene nevnt over, men de vil normalt være for krevende å benytte i forhold til de økonomiske rammene som ofte gjelder for et vanlig tiltaksanalyseprosjekt. Dette gjør at man i de fleste tilfellene vil være avhengig av å benytte noe enklere fremgangsmåter. Det er utviklet en del verktøy til bruk for norske forhold som vil kunne være til hjelp. Med basis i JOVA programmets målinger er det for eksempel laget en empirisk modell som beregner N og P avrenning fra jordbruksarealer i den geografiske oppløsning som måtte ønskes (Bioforsk, jord og miljø). Det er denne modellen som leverer inn data til TEOTIL. I tillegg er det utviklet et kombinert planleggingsog beregningsverktøy knyttet til erosjon (GIS-avrenning). Sistnevnte verktøy vil være særlig nyttig i områder hvor jorderosjon er en dominerende forurensningskilde. I praksis vil arbeidet med diffuse forurensninger i en tiltaksanalyse måtte baseres på en kombinasjon av metoder, hvor skjønn og vurderinger basert på tilgjengelige forskningsresultater er helt avgjørende for å anslå effektene av mange av de tiltakene som er aktuelle å gjennomføre. 67

I etterfølgende tabeller er det gjort en sammenstilling av aktuelle tiltak i jordbruk, basert på følgende hovedinndeling: Tiltak knyttet til bruk av mineralgjødsel Tiltak knyttet til bruk av husdyrgjødsel Tiltak knyttet til hydroteknikk og hydrotekniske anlegg Jordarbeiding, arealbruk og vekster Tiltak knyttet til punktkilder, for eksempel siloanlegg, husdyrgjødsellagre, vaskeplasser, etc, er ikke inkludert i tabellen. I hovedsak vil dette være forurensninger som er av svært lokal karakter og som i praksis ikke er kvantifiserbare uten inspeksjon på stedet. 68

Tabell V2.7. Tiltak i jordbruket. Tiltak Virkemåte Informasjon for å beregne effekt Kostnadseffektivitet Usikkerhet GJØDSLING Tiltak knyttet til bruk av mineralgjødsel Generell reduksjon av N og P gjødsling Optimal mengde N og P, dvs iht plan Delt gjødsling i korn Bedre spredeteknikk Tiltak knyttet til bruk av husdyrgjødsel Tilpasninger av mengde husdyrgjødsel Arealrestriksjoner, dvs begrensninger i spredning av husdyrgjødsel Redusert overskudd, kan gi redusert avrenning av N og i noen tilfeller av P. Vekst-, avlings- og jordtypeavhengig effekt. Grønnsaker og rotvekster på sandjord mest sensitive ved overdosering Tilpasning til plantenes behov, basert på at eksisterende praksis ikke er optimal Gir normalt økt N opptak og økt avling. Reduserer risikoen for overdosering av N ved at mengden kan bedre tilpasses været i vekstsesongen Mer korrekt dosering ved å unngå feilinnstilling av spredere/ujevn spredning som kan medføre lokal overdosering og unødig avrenning. Organisk gjødsel kan representere en forurensningsrisiko sammenlignet med mineralgjødsel. Store mengder/dumping på enkeltlokaliteter kan gi stor avrenning av N og P, og over tid også unødig høyt P innhold i jorda. Husdyrgjødsel på arealer med mye overflatevann eller ugunstig lokalisering i forhold til resipient kan føre til svært store tap av N og P. Restriksjoner i spredning på slike arealer kan gi betydelig miljøeffekt Steds/vekst/avlingsspesifikk gjødselmengde (N). For P, i tillegg P tilstand i jord (f.eks resultater fra jordanalyser). Grove forenklinger kan gjøres basert på overskudd/marginalbetraktninger. Data fra SSB, SLF, lokale etater. Dagens praksis/tilpasning, dvs steds/vekst/avlingsspesifikk mengde. Grove forenklinger kan gjøres, basert på marginalbetraktninger. Data fra SSB, SLF, lokale etater. Omfang av praksis. Beregnet effekt basert på forsøksmateriale. Ikke relevant for P. Erfaringsmessig en anslått effekt fra 0,2-0,5 kg N/daa Type spredeutstyr, grad av feilinnstilling, mm. Data vanskelig tilgjengelig gjør at tiltakseffekter normalt ikke lar seg beregne Faktisk spredemengde og fordeling på enkeltskifter. Info vanskelig å oppdrive uten direkte kartlegging, men antagelser kan i noen tilfelle gjøres. Oversikt over dagens spredeareal og spredepraksis. Informasjon normalt ikke tilgjengelig uten direkte kartlegging. Steds- og situasjonsbetinget. Kostnad avhengig av avlingsrespons. For N fra 0-300 kr/kg red utslipp. For P ikke mulig å angi Steds og situasjonsbetinga. Tiltaket vil normalt være lønnsomt God Dårlig dersom nytt utstyr må kjøpes God. Steds- og situasjonsbetinget effekt Avhenger av lagersituasjon og tilgang på annet spredeareal Betydelig, pga av store og uoversiktlige variasjoner Stor, men håndterbar ved stedsspesifikk informasjon Moderat Stor Moderat-stor Moderat-stor 69

Tiltak Virkemåte Informasjon for å beregne effekt Kostnadseffektivitet Usikkerhet Spredetidspunkt Spredning utenom vekstsesongen medfører særlig store tap, spesielt ved overflatespredning (på eng). Vårspredning eller senere i vekstsesongen bidrar til å begrense tapene Dagens fordeling av mengde ift spredetidspunkt. Informasjon delvis tilgjengelig i SSB (Utvalgstelling), dels avhengig av direkte kartlegging Avhenger av lagersituasjon, dvs om det må bygges nytt for å endre spredetidspunkt Moderat-stor Spredemetoder Avskjæring av tilsigsvann/overvann fra tilliggende arealer Grasdekte vannveier Dreneringstilstand Vanning Erosjonssikring av kanaler/bekkeløp 70 Overflatespredning kan gi stor avrenning. Nye metoder med rask nedfelling eller injisering kan gi bedre utnyttelse av næringsstoffene og redusert avrenning av N og P Tilsig fra omliggende arealer kan forårsake omfattende erosjonsskader, som vil kunne begrenses ved god avskjæring av tilsigsvann Mye overvann i topografiske forsenkninger/dråg kan forårsake omfattende erosjon, som kan reduseres mye ved permanent grasdekke Bedret avlingspotensial med økt opptak av næringsstoffer, mindre strukturskader med redusert erosjon Dårlig og ujevn vanntilgang fører til avlingssvikt med tilhørende økte N tap. Moderat vatning kan bidra til økt vekst, større opptak og redusert avrenning. Overdreven vatning kan også gi økt avrenning Mange kanaler og bekkeløp er svært ustabile, og sikringstiltak kan redusere erosjonen betydelig og dermed også tapene av P. Omfang, dvs areal/mengde i forhold til spredemetode. Informasjon normalt ikke tilgjengelig, avhengig av direkte kartlegging HYDROTEKNIKK Stedspesifikk informasjon om tilsig, terreng, vannmengder og erosjonsskader. Relevant ift erosjon og P. Empiriske data om effekter ikke tilgjengelig. Informasjon - avhengig av direkte kartlegging. Stedsspesifikk informasjon om terreng, vannmengder og erosjonsskader. Empiriske data om effekter ikke tilgjengelig. Relevant ift erosjon og P. Informasjon avhengig av direkte kartlegging Stedsspesifikk info om dreneringstilstand. Empiriske data om effekter ikke tilgjengelig. Informasjon avhengig av direkte kartlegging Avlingstap som følge av vannmangel, utvasking som følge av avlingssvikt. Informasjon normalt ikke tilgjengelig. Modellberegning for å bestemme effekter (N) Stedspesifikk info om faktisk tilstand og erosjonsomfang. Informasjon i begrenset grad tilgjengelig normalt avhengig av direkte kartlegging Trolig ikke spesielt god pga dyrt utstyr God God Moderat Dårlig-moderat. Dårlig dersom det må investeres i nytt vatningsutstyr Moderat til god Stor-stor Stor usikkerhet fordi det er så vanskelig å fastslå aktuell tilstand Betydelig Stor Stor Moderat dersom tilstand er kjent

Tiltak Virkemåte Informasjon for å beregne effekt Kostnadseffektivitet Usikkerhet Vegetasjonssoner Moderat (Braskerud, 2005) Fangdammer (Braskerud og Hauge, 2007 og Braskerud 2005) Gras på særlig erosjonsutsatte arealer Vårarbeiding av åkerarealer (harving eller pløying kun om våren, evt direktesåing) Høstharving uten pløying Fangvekster på åkerarealer 71 Graskledd/vegetasjonsdekket sone mellom åker og bekk/elv for rensing av overflatevann. Dammer eller våtmarksprega anlegg for sedimentasjon av partikler og tilbakeholdelse av N og P Enkelte særlig bratte arealer brukes til korndyrking, noe som medfører svært stor erosjon. Gras på slike arealer vil gi stor reduksjon i jorderosjon og P tap, dels også N tap Redusert jorderosjon og dermed mindre P avrenning. Ofte økt overflateavrenning og lavere N mineralisering og dermed redusert N avrenning Redusert jorderosjon og dermed redusert P avrenning, til dels også redusert N avrenning Gras sådd sammen med kornet eller etter høsting av åkervekster - tar opp N etter at hovedveksten er høstet. Stedspesifikk info om egnethet for veg.soner samt areal som drenerer til sonene og antatt belastning fra dette arealet. Informasjon normalt ikke tilgjengelig direkte kartlegging evt bruk av erosjonskart. Spesifikk effekt; P = 60-80 % (av P i overflateavrenning). Stedspesifikk info om egnethet for slike anlegg samt areal som drenerer til anlegget og antatt belastning. Informasjon normalt ikke tilgjengelig direkte kartlegging evt bruk av kart. Spesifikk effekt; P = 20-40 % og N = 0-20 %. Øker med anleggets størrelse i forhold nedbørfeltets størrelse. JORDARBEIDING, AREALBRUK, VEKSTER Arealer fordelt på erosjonsklasser, lokalisering ift resipient. 90 % eller mer reduksjon i erosjon, omregning til P og N vha erosjonskart. Arealer fordelt på erosjonsklasser og dagens jordarbeiding. Informasjon tilgjengelig i SFL og lokalt. Spesifikk effekt for P fra 0-80 % (avhengig av erosjonsrisiko) og 0-30 % for N. Arealer fordelt på erosjonsklasser og dagens jordarbeiding. Informasjon tilgjengelig i SFL og lokalt. Spesifikk effekt for P fra 0-50 % avhengig av harveintensitet. Dagens omfang samt aktuelle arealer erfaringsmessig er det vanskelig å få stort gjennomslag for tiltaket. Info fra SFL og lokale etater. N effekt fra 20-50 %. Usikkerhet i forhold til P effekt Moderat til god, avhengig av hvilke arealer som tas ut av produksjon og arealene som drenerer til sonen Moderat til god, avhengig av kostruksjonskostnadene og størrelse på næringstapet, størts effekt på store tap. God, under forutsetning av at det ikke må investeres i særskilt utstyr for grasdyrking Svært god da tiltakene er tilskuddsberettiget og tilskuddene ofte fullt ut kompenserer evt. kostnader i form av redusert avling og sprøyting God. Høyt tilskudd gir relativt brukbar kostnadseffektivitet. Svært avhengig av avlingsreduksjon av Moderat Moderat Moderat Stor

Tiltak Virkemåte Informasjon for å beregne effekt Kostnadseffektivitet Usikkerhet kan være positiv men også negativ. hovedveksten. Høstkorn Kan gi en viss erosjonsbeskyttelse i enkeltår andre år motsatt, samt et visst opptak av N i løpet av høsten og dermed et visst potensial for reduksjon i N-avreninng. Direktesådd høstkorn som vårarbeiding for P, muligens bedre for N. Dagens omfang samt aktuelle tilleggsarealer hvor det er aktuelt med høstkorn. Info fra SLF og lokale etater. Lav (høstpløyd), moderat til god ved direktesåing. Moderat-stor 72

V2.4 Tiltak innen bergindustrien Bergindustrien hører til våre primærnæringer. Virksomheten innebærer drift på ikke fornybare ressurser ved at det tas ut mineraler og bergarter for videre foredling. Råvarene blir derfor borte for alltid. Forurensningsproblemene knyttet til denne virksomheten er mangesidige og er i hovedsak knyttet til avrenning fra gruver og deponier, utslipp av prosessavløpsvann, støy, støv, estetiske problemer i forbindelse med landskapsvern, transport etc. Opp gjennom århundrene har virksomheten skiftet sterkt karakter. Næringen lever av å foredle ressurser fra fortiden, samtidig som virksomheten kan medføre stor fremtidig forurensningsfare. I tidligere tider har næringen ikke lagt spesielt stor vekt på forurensningsproblemene selv om man tidlig ble klar over dem. Når det gjelder vannforurensning er det spesielt to typer forurensning som har betydd mye i de senere tiår, tungmetallforurensning fra gruver og avfallsdeponier og partikkelforurensning i forbindelse med avfallsdeponering. De største tungmetallproblemene er knyttet til malmgruvene og da spesielt til sulfidmalmgruvene. Gruvedrift på sulfidmalmer eller kismineraler har pågått i ca. 500 år i Norge. Den siste sulfidmalmgruven ble nedlagt høsten 2002. I perioden 1985-1995 ble det gjennomført et statlig program for opprydding innenfor bransjen. Et av målene var å redusere utslippene av kobber med 60-90 % innenfor denne 10-årsperioden. I perioden ble det også gjennomført tiltak mot partikkelspredning ved noen lokaliteter. Oppryddingen i statlig regi pågår fortsatt ved noen områder. I tillegg til at staten ved NHD har tatt ansvaret for oppryddingen av gamle synder i områder som er hjemfalt til staten, har de enkelte selskapene som er og har vært i drift blitt pålagt å gjennomføre forurensningsbegrensende tiltak. Selv om miljøproblemene i forbindelse med bergindustrien er mangesidige, er det i første rekke problemer knyttet til tungmetallavrenning som har vært det viktigste miljøproblem. I det følgende vil man derfor legge mest vekt på de tiltakene som har vært gjennomført mot tungmetallforurensning. V2.4.1. Berørte vassdrag De mest forurensende kisgruvene ligger inne i landet og ofte øverst i nedbørfeltene. Flere av våre viktigste vassdrag er derfor påvirket av tungmetalltilførsler fra gruveområder. Følgende større vassdrag er påvirket av slike tilførsler: - Sulitjelmavassdraget - Røssåga - Namsen med sidevassdragene Huddingsvassdraget, Tunnsjøelva, Skorovasselva/Grøndalselva - Stjørdalselva med sidevassdragene Gilsåa/Dalåa og Torsbjørka - Orkla med sidevassdragene Ya, Svorka, Vorma - Øvre Gaula med flere mindre sidevassdrag som Rugla, Hesja m.fl. - Øvre Glåma med sidevassdragene Folla, Hittervassdraget og Orva I tillegg kommer en rekke mindre vassdrag over hele landet der problemene hovedsakelig er av lokal art. V2.4.1.1. Tiltaksstrategi Årsaken til tungmetallforurensning fra kisgruver har sammenheng med kismineralenes forvitringsegenskaper. Forvitringen innebærer at metallene frigjøres ved at sulfidene oksideres til sulfat. Nedbør forårsaker utvasking av forvitringsproduktene og videre transport av løste metaller til resipienten. Forvitringshastigheten er avhengig av en rekke forhold som tilgang på oksygen og fuktighet, mineralsammensetning, avfallets egenskaper mht partikkelstørrelse osv. Tiltaksstrategien kan deles inn i to hovedgrupper: 1. Tiltak med målsetting å redusere årsaken til forvitring. Begrense forvitringsprosessene begrense utvasking av forvitringsprodukter. 73

2. Behandle drensvannet. Fjerne metaller fra drensvannet. Mange alternativer fra kjemisk til mikrobiologisk behandling, samt adsorpsjonsprosesser. Innenfor det statlige tiltaksprogrammet har man kun tatt i bruk tiltak som hører til i gruppe 1. Spesielt for norske forhold er at man i stor grad har tatt i bruk vann som oksygenbarriere. Gruver er fylt med vann etter driftsstans og avfall er deponert under vann. Man tar også i bruk vann som oksygenbarriere ved overdekking av avfallstipper med løsmasser som har tilstrekkelig lav permeabilitet. Det er også benyttet plastmembraner til slike formål. Her er permeabiliteten lav, men membranene vil ha begrenset levetid. I Norge har man best erfaringer med vanndekkede deponier. Behandling av sigevann som tiltak har tidligere vært benyttet i perioder. Løkken gruve og Sulitjelma (Nordgruvefeltet) er spesialtilfeller. Der benytter man seg av at i en vannfylt gruve har svovelkisen evne til å adsorbere kobberioner på overflaten når ph blir tilstrekkelig høy. Ved å pumpe forurenset drensvann til gruva kan gruva derved benyttes som et renseanlegg. Effekten vil være tidsbegrenset ettersom kisoverflatene blir mettet og at gruva etter hvert kan miste sin evne til å holde ph tilstrekkelig høy. Vi har nå nådd et tak for hva som er praktisk mulig å oppnå med tiltak under gruppe 1. Dersom det blir et mål å oppnå ytterligere forbedret miljøtilstand i en del vassdrag (i øvre Glåma er intet oppnådd) må man sannsynligvis ta i bruk tiltak under gruppe 2. Dette vil medføre betydelig økonomisk innsats. SFT har et generelt krav på 10 µg Cu/l i resipienter som mottar slik avrenning. Dette er betydelig høyere enn den dårligste tilstandsklassen (6 µg/l). Årsaken til dette er at naturlig bakgrunnsnivå for kobber i slike områder ofte er høyere enn 6 µg Cu/l. Erfaringsmessig vet man at laksefisk vender tilbake til vassdraget når kobberkonsentrasjoner faller under 20 µg/l. Et krav på 10 µg/l kan dessuten i mange tilfeller være svært ambisiøst og kreve tiltak med svært høye virkningsgrader (>95 % reduksjon). V2.4.1.2. Kostnader av gjennomførte tiltak innen bergindustrien Tabell V2.8 viser eksempler på tiltak i bergverksindustrien. Tabell V2.8. Eksempler på kostnader av gjennomførte tiltak innen bergindustrien Gruveområde Tiltak Kostnad Mill.kr. Sulitjelma Vannfylling av gruver, avstengning av 20 lufttilgang til gruver Bleikvassli Fjerning av avfall, heving av vannspeil i 5 deponi, vannfylling av gruve Grong Avstengning av deponiområde med 30 terskel, vannfylling av gruve Skorovas Deponering av avfall under vann, 26 vannfylling av gruve Løkken Vannfylling av gruve. Oppsamling av 10 drensvann for behandling i den vannfylte gruva. Overdekking av tipper Folldal Fjerning av avfall for deponering under 15 vann i gruve, vannfylling av gruve. Røstvangen Avstengning av gruve. Deponering av 9 avfall under grunnvannstand Kongens gruve, Røros. Overdekking av avfall 17 Killingdal Overdekking av tipper, vannfylling av 10 gruve Kjøli Overdekking av tipp 10 Mug Ny dam 2 Sum 157 74

V2.4.1.3.Effekter Tabell V2.9 viser eksempler på effekter av tiltak innen bergverksindustrien. Tabell V2.9. Eksempler på effekter av tiltak gjennomført innen bergindustrien Gruveområde Oppnådd effekt Sulitjelma Tungmetallavrenning redusert med ca 70 %. Fisk i Langvatn Bleikvassli Sink og blyavrenning halvert Grong Partikkelflukt stoppet. Skorovas Tungmetalltransport redusert med mer enn 90 %. Fisk i Grøndalselva Løkken Tungmetalltransport redusert med mer enn 95%. Folldal Ingen effekt Røstvangen Tungmetalltransport halvert. Ingen betydning for vassdrag Kongens, Røros Stabilisering av situasjonen. Ingen effekt i vassdrag Killingdal Redusert metalltransport med 70-80 %. Bedret situasjon i Gaula Kjøli Redusert avrenning av kobber > 90 %. Fisk i Gaula! Mug Ingen vesentlig betydning. Stabilisering av situasjonen NIVA har fått et prosjekt fra SFT med målsetting å beregne antall km vassdrag som i dag er sterkt forurenset av slik avrenning. Det gjøres sammenligning med tilstanden i 1985. Dette vil bli såkalte nøkkeltall som inngår i offentlig statistikk. V2.4.1.4. Eksempel på videre tiltak Selv om man har nådd det politiske mål som ble satt i 1985 for reduksjon av kobberavrenning fra norske kisgruver, gjenstår fortsatt noen områder som påvirker resipientene i betydelig grad. Et av disse områdene er det gamle gruveområdet i Folldal sentrum der man ikke har oppnådd noen forbedring etter gjennomføring av tiltak i 1992-1994. Avrenningen fra det gamle gruveområdet i Folldal sentrum påvirker vassdraget nedenfor i betydelig grad. I Folla fra Folldal sentrum og ned til samløpet med Grimsa, ca. 12 km, er kobberkonsentrasjonene for høye til at fisk kan overleve. Elvebunnen er også slammet ned med store mengder tungmetallslam der jernhydroksid utgjør den største delen. Det kan påvises kobberkonsentrasjoner over 10 µg/l på hele vassdragsstrekningen ned til Alvdal og samløp med Glåma. Også et stykke nedover i Glåma til overføringen til Rendal er det periodevis påvist kobberkonsentrasjoner over 10 µg/l. Da det knytter seg kulturminneinteresser til det gamle gruveområdet i Folldal sentrum begrenser dette valg av nye forurensningsbegrensende tiltak. Et behandlingsanlegg for drensvannet synes å være eneste realistiske alternativ for å nå målet for vannkvalitet i Folla nedstrøms gruveområdet på 10 µg Cu/l. Dersom man tar sikte på et anlegg for kjemisk rensing av drensvann er anleggskostnadene beregnet til ca. 20 mill. kr. og med en samlet årlig kostnad til driften på ca. 5 mill.kr. (Iversen et al, 2002). 75

BOKS V2.1: Prioritering av forurensningsbegrensende tiltak eksempel fra næringsmiddelindutrien NIVA har i lang tid arbeidet med miljøtilstanden i Drammenselva og Drammensfjorden. Et av problemene med Drammensfjorden, som er en terskelfjord, er høyt innhold av organisk stoff i dypvannet (Sørensen et al 1995). Forholdene har bedret seg etter hvert som de nye renseanleggene kom i drift. Ytterligere reduksjoner av organisk stoff er nødvendig for å nå miljømålene. Det største renseanlegget i Drammen kommune, Solumstrand renseanlegg har problemer med å overholde utslippskravet til organisk stoff. Anlegget oppnår kun en KOF-reduksjon på ca. 40 % mens kravet er 70 %. En av årsakene til dette er at anlegget mottar mye løst organisk stoff fra næringsmiddelindustri. Anlegget er et kalkfellingsanlegg som hovedsakelig bare fjerner partikulært organisk stoff. NIVA har undersøkt avløpsforholdene ved en av næringsmiddelbedriftene i byen, Aass Bryggeri (Iversen et al 2000). Bedriften slipper for tiden ut store mengder organisk stoff til kommunalt nett. For å redusere utslippene av organisk stoff (og nitrogen) fra Solumstrand renseanlegg foreligger to alternativer: Bygge ut anlegget med et nytt rensetrinn eller gjennomføre tiltak på den enkelte bedrift. En utbygging av anlegget vil bli kostbart og vil bli belastet brukerne. VA-avgiftene i Drammen kommune er allerede forholdsvis høye. NIVA har i et Notat til Aass Bryggeri (Iversen et al, 2000) foretatt en kostnadsmessig vurdering av bedriftsinterne tiltak for disponering av prosessavløpsvann. Som tiltak er foreslått: - Gjenvinning av vann (vaskevann og prosessavløp) ved RO-teknikk - Energigjenvinning i vaskevann - Anaerob nedbrytning av konsentrat for produksjon av metan som kan forbrennes i bedriftens fyringsanlegg. Investeringskostnadene er anslått til ca 7 mill kr, Årlige driftskostnader til 800.000 kr. Dersom man tar hensyn til reduserte VA-avgifter, gevinsten av energigjenvinning og brennverdien til metangassen er netto besparingspotensial beregnet til 2,8 mill kr./år. Tiltaket krever langsiktige avtaler med Drammen kommune (Reduserte VA-avgifter er anslått til 2,5 mill kr. /år). Tiltaket er foreløpig ikke realitetsbehandlet. V2.5. Avbøtende tiltak ved hydromorfologiske endringer (Se også tabeller fra Glover et al (2006) som følger sist i dette vedlegget) Vi ser bort fra skjønnsutbetalinger, el-avgifter til kommuner, stat, etc., og fokuserer kun på miljøforbedrende tiltak i de regulerte vannforekomstene. V2.5.1.Aktuelle tiltak i regulerte elver Påslipp av minstevannføring Kostnad: forbundet med konstruksjon av tappeanordning, samt strømtap pga tapt produksjonsvann. Gevinst: opprettholde en del av elvas naturlige liv, bedre den synsmessige opplevelsesverdien, bedre forholdene for andre brukerinteresser, f.eks irrigasjon, vannforsyning etc. Gradvis oppkjøring og nedkjøring ved stopp og start av kraftverk (f.eks. ved døgnregulering) Kostnad: Evt. konstruksjonsmessig merkostnad ved bygging av anlegget. Redusert virkningsgrad under trinnvis kjøring. Gevinst: Mindre dødelighet av fisk og andre ferskvannsorganismer som følge av stranding og utspyling. Fiskeutsettinger eller rognimplantering Kostnad: Kjøp av settefisk (ev produksjon av settefisk), stryking av voksen fisk til rognpraktisk arbeid ved utsettingene. Gevinst: Øke fiskebestanden, bedre fiske. 76

Biotopforbedring som terskelbygging, elveløpsutforming Kostnad: Utgifter til bygging, noe vedlikehold må påregnes (gjøres lite vedlikehold i dag, men det tvinger seg fram etter hvert). Gevinst: Bedring av forhold for fisk og fugl, samt økning av vannspeil bedrer det visuelle inntrykket. Ulike former for fiskepassasjer - fisketrapper eller fiskeveier Kostnad: Bygging av trapper eller fiskeveier. Gevinst: Beholde noe av de vandrende fiskeslagene. Spyleflommer Kostnad: Noe tapt kraft. Gevinst: Fjerning av deler av problemvegetasjon. Innfrysing Kostnad: Noe tap av kraftproduksjon, noe tap av fiskebestand. Gevinst: Fjerning av deler av problemvegetasjon. Lokkeflommer Kostnad: Noe tap i kraftproduksjonen. Gevinst: Bedre oppgang av laks. Renseanlegg i strekninger med redusert vannføring Vegetasjonsfjerning: Høsting av problemvegetasjon Fjerne finstoff fra substratet Kostnad: Harving av elvebunn. Gevinst: Mer naturlig hulrom og skjulesteder for fisk og andre ferskvannsorgansimer, bedre gyteforhold økt overlevelse, og bedre bestander. Forbygning/erosjonssikring Gytegrus - utlegging En mer uttømmende liste er gitt av Glover et al. 2006 V2.5.2 Aktuelle tiltak ved andre vandringshindre Nyttige tips er gitt i DN Håndbok 22-2002; Slipp fisken fram! Fiskens vandringsmulighet gjennom kulverter og stikkrenner. Følgende grensebetingelser bør tas hensyn til ved utforming av kulverter og stikkrenner for å sikre tilstrekkelige vandringsforhold for fisk. Rapporten gir også mange andre nyttige tips om utforming, men er i begrenset grad skrevet for å ivareta ikke-fiskbare arter. Det er her viktig å være klar over at i henhold til vannforskriften skal i utgangspunktet naturlige vandringsog spredningsmuligheter opprettholdes, også for andre organsimer enn fisk. 77

Thorstad et al. 2001 har sammenstilt følgende som viser svømmeevnen til fisk: 0 78

V2.5.3. Aktuelle tiltak i regulerte innsjøer Sette HRV og LRV også ut fra hensynet til økologiske krav Utsettinger av fisk Bestandsregulerende tiltak for å unngå overbefolkning av smårøye Erosjonsbegrensende tiltak (revegetering) Utlegging av gytegrus Se også mer uttømmende liste i Glover et al., 2006 V2.6. Kalking tiltak mot forsuring Tiltak for å redusere effekten av forsuring, forårsaket av langtransportert forurensning er i stor grad knyttet mot ulike kalkingstiltak, men andre tiltak som endringer i manøvreringsreglementet i et regulert vassdrag kan også ha en viss effekt. Målet med kalkingen kan være f.eks. å gjøre vassdraget levelig for anadrom fisk og sikre naturlig reproduksjon i elva. Det aktuelle målområdet for ph vil da være rundt 6,4-6,5 i smoltifiseringsperioden. For å ta vare på innlandsfiskebestander kan ph være noe lavere, omkring 6,2. I tillegg til ph er det en rekke andre parameter som avgjør om vannkvaliteten er god for biologien i vannet. Syrenøytraliserende kapasitet (ANC) har vist seg å være en brukbar kjemisk parameter for å si noe om økologien i vannet er intakt. For innlandsørret er det dokumentert en nedre grense på 20 µekv/l for å opprettholde bestanden, denne grensen blir også omtalt som naturens tåleevne av forsuring (Lien et al. 1992). Kalkingen i Norge har i de største vassdragene blitt fulgt opp av overvåkning av vannkvalitet og en rekke biologiske parameter. Kostnadene ved tiltakene vil variere mye fra sted til sted siden mengden kalk som brukes vil være sterkt avhengig av vannkvaliteten i vassdraget og vannmengden som skal avsyres. Kalktype og kalkingsfrekvensen vil også ha stor betydning for kostnadene. Investeringskostnadene for et kalkdoseringsanlegg vil generelt sett avhenge av hvor mye infrastruktur (veier og strøm) som er på lokaliteten og på hvor stor og avansert dosereren skal være. Drifts- og vedlikeholdskostnader avhenger av kalkforbruk, serviceavtaler etc. Beregninger av kostnader og effekter er ofte vanskelig for et enkelt tiltak i et større vassdrag, fordi kalkingsstrategien ofte består i en kombinasjon av ulike kalkingstiltak avhengig av topografi, vannføring etc. Den samlede effekten av alle enkelttiltakene utgjør vannkvalitetsmålet. Den største kilden til usikkerhet er knyttet til drift av tiltaket. Selve beregningene av kalkbehovet gjøres ganske presist ut fra titreringskurver. I tabellen under vises noen eksempler på kostnader og beregning av kostnadseffektivitet (KE) basert på hvor mye vann som blir avsyret ved gjennomføring av tiltaket. Foruten innsjøkalking med helikopter og kalkdoserer som er tatt med som eksempler, kan kalkingen være i form av kalking på isen med snøscooter, skjellsand i bekker og mindre elver, myrkalking eller terrengkalking. 79

Tabell V2.10. Noen eksempler på kostnader og effekter ved kalkingstiltak. Tiltak Kostnader (1000 kr) KE (1000 kr/mill m 3 avsyret vann/år) Usikkerhet og forutsetninger Innsjøkalking med Rødnevassdraget: 7,7 (ph-mål er 6,2-6,5) Liten usikkerhet helikopter Lysevatn: 65 kr Årlig kalking Rødnevassdraget: 8,1 (ph-mål er 6,2-6,5) Liten usikkerhet Furevatn: 215 Årlig kalking Rødnevassdraget: 8,9 (ph-mål er 6,2-6,5) Liten usikkerhet Holmavatn: 12,5 Årlig kalking Kalkdoserer i elv Rødnevassdraget: 4,9 Levetid: 15 år Investeringer : 1180 Rente: 7 % Årlig drift: 220 Middels usikkerhet Jørpeland, Dalavatn: Investeringer: 1260 Årlig drift: 390 Jørpeland, Liarvatn: Investeringer; 960 Årlig drift: 345 Suldal, Osvad: Investeringer: 800 Årlig drift: 1090 pga driftsfeil 3,0 Levetid: 15 år Rente: 7 % Middels usikkerhet pga driftsfeil 3,0 Levetid: 15 år Rente: 7 % Middels usikkerhet pga driftsfeil 0,7 (ph fra 5,0 til > 6,0) Levetid: 15 år Rente: 7 % Middels usikkerhet pga driftsfeil Referanse Kaste et al. 1996 Kaste et al. 1996 Kaste et al. 1996 Kaste et al. 1996 Kaste et al. 1995b Kaste et al. 1995b Kaste et al. 1995a V2.7. Forurensning fra samferdsel - avrenning Hovedproblemene tilknyttet vann ved et samferdselsprosjekt som veiutbygging er oftest økte konsentrasjoner av partikler i avrenningsvannet, særlig i konstruksjonsperioden. Når veien er bygget, kan det være tildels store avrenninger av salt fra veisalting, samt tungmetaller (Zn, Pb, Cu) og andre miljøgifter fra asfaltstøv, dekkslitasje og eksosutslipp. I Norge har de avbøtende tiltakene i forbindelse med samferdsel og vann vært ulike former for fangdammer (sedimentasjon) og forlengelse av infiltrasjonslengden i jorda/berggrunnen eller tetting av grøfter og bortledning av vann fra beskyttede områder. I Vestfold har det blitt bygget 11 åpne dammer og 3 lukkede dammer som tiltak mot veiavrenning. Kostnadene for bygging av slike dammer har variert i forhold til terrenget og nedsalgsfeltet. Et grovt estimat på kostnader er 1-2 mill kr pr dam på ca. 100 m2 betong. Vedlikeholdskostnadene er ventet er å være ubetydelige (pers. medd. Karl Høiland, Borstad anleggskontor, 2003). Langs E6 i Ås kommune ble det satt i drift 3 naturbaserte behandlingsanlegg i 2001 (Snilsberg et al. 2002). Disse anleggene, to fangdammer og et overvannsbasseng, renser avrenning fra vei og tunnelvask før vannet renner ut i Årungen eller Årungselva. Rensegrad som ble oppnådd for behandlingsanlegget for tunnelvask var for partikler 80-90 %, totalt organisk karbon 70-80 %, fosfor 70-80 %, kobber 70-80 % og sink 50-60 %. Vaskevannet som ble tilført rensedammen gav klare gifteffekter på tester med bakterier og bunndyr. Kostnadene ved gjennomføring av tiltakene har ikke blitt dokumentert. Ved Korgen vannverk (grunnvannsanlegg) som forsyner Lillehammer by er det etablert tett membran og bortledning av overvann fra veien gjennom et nærmere avgrenset beskyttet område. I følge Statens vegvesen (1997) er de mest aktuelle tiltakene mot veiavrenning i Norge ulike infiltrasjonsløsninger og magasinering/utjevning av overvann. 80

Tabell V2.11. De mest aktuelle tiltak mot veiavrenning i Norge Type tiltak Beskrivelse av tiltakene og effekt Infiltrasjonsløsninger: Magasinering/utjevning av overvann Overvannsbassenger med permanent vannspeil: sedimentasjon, adsorpsjon av partikulært materiale og opptak av løste stoffer i vannplantene. Høy renseeffekt. Overvannsbassenger som tømmes etter regnskyll: Mindre renseeffekt enn basseng med permanent vannspeil, men har god magasineringskapasitet, og er brukt i forbindelse med fordrøyning av overvannsutslipp. Våtmarker: normal god renseeffekt, men arealkrevende. Infiltrasjonsanlegg (bruk av permeable materialer, åpen infiltrasjon, filtergrøfter og lukket infiltrasjon). Et visst vedlikehold må påregnes ved infiltrasjonsanlegg. Både oppløste og partikulært bundne stoffer i overvann viser god akkumulasjonsevne i mange jordtyper. anledning av grøfter/magasiner med pukk eller sprengstein for å utjevne vannføringen fra kortvarige regnskyll. Andre tiltak kan være av mer forebyggende karakter som endret bruk av veisalting ved geografisk begrensinger, mer effektiv salting, bruk av nye metoder, bruk av alternative snø- og isfjerningsmidler og lokalisering av snøopplaget til områder som ikke er følsomme for veisalt og veiforurensning. Renholdet av veiene ved feiing/kosting og støvsuging kan også være et tiltak. Som eksempel samles det inn årlig 3500 tonn fra veiene som leveres godkjent deponi til en kostnad av kr 250 pr. tonn i Bergen. Kostnader for gaterenhold i Bergen er ca. 9,6 millioner pr. vinter. Redusert bruk av piggdekk kan også ha stor betydning (Transportøkonomisk Institutt 2000). V 2.9 Fjerne eller redusere biologiske belastninger Det har vært ulike oppfatninger både nasjonalt og internasjonalt om hvordan direktivet kommer til anvendelse ved biologisk påvirkning. Introduksjon av fremmede arter kan skade flora og fauna og i enkelte områder utgjøre en vesentlig påvirkning. I den grad slik påvirkning er relevant for vanndirektivet må dette behandles i henhold til relevant sektorlov. Rømt oppdrettsfisk er til stede i både i sjøområdene og i vassdragene. Lakselus vil være til stede i sjøområdene, men vil særlig medføre en svekkelse av villaksstammene i vassdragene. Rømt oppdrettsfisk og lakselus er av de biologiske belastningene som det trengs tiltaksanalyser av. Fremmede arter som har vesentlig negativ påvirkning på vannmiljøet skal det også vurderes tiltak mot. Artsdatabanken (2007) har laget den første offisielle oversikten over økologiske risikovurderinger av fremmede arter i Norge. Arter som har betydelig risiko bør det utarbeides tiltak for (www.artsdatabanken.no/articlelist.aspx?m=6&amid=2611). Kongekrabbe i kystvann, og ørekyte og signalkreps i vassdrag der de ikke naturlig hører hjemme, er eksempler på arter det er naturlig å bekjempe. Direktoratet for naturforvaltning (DN) har en nasjonal handlingsplan for å bekjempe lakseparasitten gyrodactylus salaris. Det er naturlig at også kongekrabbe håndteres på nasjonalt nivå. Eksempler på tiltak for å unngå ny spredning av uønskede arter (fremmede arter, uønskede gener, sykdom, parasitter) Informasjonskampanjer for å opplyse om fare for spredning Desinfisering/tørking av utstyr for å unngå å spre parasitter og sykdom Bedre teknologi for å unngå rømning fra oppdrettsanlegg Eksempler på tiltak for å fjerne/redusere biologisk belastning: Rotenonbehandling (gyro-bekjempelse, fjerning av uønskede fiskearter) Sperrer, avstenging av gytebekker m.v. (Thorstad et al. 2001) Kjemisk behandling (Al gyro-bekjempelse, lakselusbehandling) Biologisk bekjempelse (f.eks. leppefisk som predatorer på lakselus i oppdrettsanlegg) 81

Utfisking (garn, ruser, fritt fiske etter oppdrettsfisk m.v.) Annen høsting/bestandsreguleringer, mekanisk fjerning av problemvekster o krypsivbekjempelse m.v.) Fiskeforsterkningstiltak (f.eks. utsetting av fisk, rogn) Handlingsplaner for å sikre stedegne arter eller truede arter o Handlingsplan for damfrosk og elvemusling (www.dirnat.no/content.ap?thisid=500025256) V.2.10. Tabeller for vurdering av effekter og kostnader ved avbøtende tiltak i SMVF (fra Glover et al. 2006) I det følgende gjengis tabell 1, 2A og 2B (samt oversikt over fargekoder benyttet i tabellene) fra Glover et al. (2006) for utfyllende informasjon om avbøtende tiltak i SMVF. 82

Tabell 1 MAGASINER Hovedgruppe Undergruppe Tilsiktet hovedvirkning Spesifikk virkning eller målgruppe Økologisk effekt (ifølge WFD) M1 Fiskeutsettinger, M1a Utsetting av ørret Bedre fiske Rekruttering ørret utfisking Kan gi mye småfisk M1b Utsetting av laks Bedre fiske Rekruttering laks/ sjøørret og Inngrep for å støtte og/eller sjøørret redusert mangfold opp om M1c Reetablering av Økt mangfold Marflo (næring for fisk) en bestemt art fiskearter Mysis (næring til fisk) Spredning av en uønskede art M1d Utfisking av Redusere uønska arter Bedre konkurranseevne for Hvis arten er innført - uønska arter Bedret ørretbestand Positiv effekt M1e Justering av årsklasser Bedre sports- og Hg akkumulering i matfiske gammel gjedde Styrking av sik mot ørret Effekt på vannbruk Kostnadseffekt Nøytral for produksjon M2 Vannstands- M2a Reguleringshøyder; Fiske, isfiske, båtliv Svært negativt for produksjon og begrensninger inkludert variabelt Flombegrensninger Bevare littoralsone forsyningsikkerhet manøvreringsreglement Brukerinteresser i Bedre forhold for fisk vinterstid Endring i drift i ulike tider av året magasinet/ landskap Reduksjon av alger M2b Begrenset Begrense stranderosjon Hindre blakking av vann Negativt for verdien av produksjonen senkningshastighet Verne kantvegetasjon og (hindrer bruk for systemregulering) bygning/kulturminner M3 Terskelbassenger M3a Helt avsnørt fra Naturtilstand i Kun den avsnørte delen Estetikk; mindre hovedmagasinet deler av magasinet får bedre forhold eksponert bunn Positivt for rekreasjon, friluftsliv og landskap Bevare en del uregulert Skaper bedre littoralsone - fiskeforbedringstiltak og littoralsone Litt negativt for produksjon M3b Avsnørt del i kontakt Naturtilstand i deler av Redusere stranderosjon med hovedmagasin magasinet og bedre fiskebestd i hovedmag- M4 Habitatjusteringer i M4a Kokosmatter og Bedre forhold for fisk Mer naturlig littoralsone Nøytral for produksjon magasiner vegetasjonsetablering Dyrt for hele og tilførselsbekker i littoralsonen strandsonen 83

M4b Gytegrusutlegging Bedre forhold for fisk Økt naturlig gyting Inngrep i magasin eller som gyter i magasin i magasin tilførselsbekker M4c Etablere djupål, Bedre forhold for ørret Økt naturlig gyting rydde vegetasjon i tilførselsbekker M5 Kalking og tilført næringsstoffer M5a Kalking (Ca) og gjødsling (N og P) Bedre fiskebestand Redusere forsuring Bedre næringstilgang Kan ha negative effekter nedstrøms. Negativt dersom uønsket begroing 84

Tabell 2A ELVER - Uten fysiske inngrep i selve elveforekomsten Hovedgruppe Undergruppe Tilsiktet hovedvirkning E1 Fiskeutsettinger E1a rogn Bedre fiskebestand Spesifikk virkning eller målgruppe Økologisk effekt Støtter naturlig rekruttering Kan gi mye småfisk E1b plommesekkyngel Bedre fiskebestand Valgt aldersgruppe Redusert mangfold som settes ut er Inngrep for å E1c startforet yngel Bedre fiskebestand steds-spesifikk. støtte opp om E1d sommergammel yngel Bedre fiskebestand en bestemt art E1e smolt Bedre fiskebestand Effekt på vannbruk Kostnads effektivitet Nøytral for produksjon E1f voksen fisk Bedre fiskebestand Omdiskutert E2 Fisketrapper E2a Kulpetrapp Tillater oppstrømsvandring Bedre adgang til nye E2b Motstrømstrapp Tillater oppstrømsvandring gyteområder Ingen alternativer Hjelp til oppvandring av E2c Renner Tillater oppstrømsvandring Litt negativ for anadrom fisk E2d Gjennomløpskasser Tillater oppstrømsvandring Produksjon E2e Trykkslusetrapper Tillater oppstrømsvandring E2f Fiskeheis Tillater oppstrømsvandring Nøytral for E3 E2g Skremming fra utløp Hjelper oppstrømsvandring Bare supplement Endret oppstrøms Endret vanntemperatur i Fisk, islegging og Økt vårtemperatur tappenivå/ strategi E3a To inntak i magasinet utløp frostrøyk favoriserer laks Sesongmessig Etterligner naturlige E3b tappevariasjon sesongvariasjoner Geometri endres, Tiltak i anlegg oppstrøms E3c bekkeinntak Minske luftinnblanding Reduserer nitrogenmetning E3d Geometri endres, utløp Lufting, dykking osv produksjon Nøytral for produksjon Negativt for produksjon 85

Tabell 2A ELVER ( fortsetter) - Uten fysiske inngrep i selve elveforekomsten Spesifikk virkning Hovedgruppe Undergruppe Tilsiktet hovedvirkning eller målgruppe Økologisk E4 Minstevannføring E4a Stabil gjennom sesongen Opprettholde elvehabitat, kontinuitet biologisk mangfold, sikre produksjon av fisk, bunndyr og flora Qmin uten styring Bedre resipientforhold Bedre vannkvalitet for utslipp Variabel miljøtilpasset E4b vannføring Bedre habitat for fiskeunger, bedre oppvandringsmuligheter, bedre fiskemuligheter Bedre & tidsriktig oppvandr. Oppvandring av E5 Spesielle vannslipp E5a Lokkeflommer laks anadrom fisk Qmin med overvåking Oppvandring ørret Tidsriktig E5 Spesielle vannslipp (forts) E5b Signalslipp og Bedre og tidsriktig vandring smoltutvandring tillsigsstyrt variabel Etterligne naturlige vannslipp se E11b variasjon i småskala Unngå at smolt går i turbiner E5c Spyleflommer Spyling vekk av begroing Bedre gyteforhold E5d Spyleflommer med innfrysing Fjerne begroing av krypsiv og flotgras Innfrysing tenkt å ødelegge rotfeste Økologisk effekt Ofte ineffektiv for laks Fungerer bedre for sjøørret Motvirker tilslamming av substrat Som over, men mulig bivirkning nedstrøms Effekt på vannbruk Kostnads-effektivitet Negativt for produksjon Negativt for produksjon Negativt for produksjon Negativt for produksjon Svært negativt for produksjon dersom tungt regulert 86

Tabell 2B ELVER Fysiske inngrep i elven uten at vannbruken er påvirket (nøytral for vannkraftproduksjon) Hovedgruppe Undergruppe Tilsiktet hovedvirkning Spesifikk virkning eller målgruppe Økologisk effekt Effekt på vannbruk Kostnads-effektivitet E6 Terskler med minstevann E6a Bassengterskler Større vanndekket areal Bedre for bunndyr Ofte estetisk tiltak Inngrep i selve elven (forskjellige geometri ut fra Bedre landskapsmessig Oppholdsplasser men favoriserer Billig og Kan være effektv som alternativ til større minstevann (E4) behov for erosjonsikring) utseende med større vannflate for større fisk arter som liker stillere vann kostnadseffektive alternativer til større minstevann E6b Syvdeterskel Tillater oppvandring Habitatvariasjon Vandring av laks (ellers som over) Vandrende fisk og ørret mulig (ellers som over) E6c Celleterskler Lettere oppvandring Habitatvariasjon Mindre Kulper som habitat for storfisk. (ellers som over) Vandrende fisk erosjonskade. (ellers som over) E7 Habitatjusteringer E7a Etablere skjul/ steinutsetting Bedre forhold for fisk Laksefisk E7b Lage dypål, kulper og lign. Bedre forhold for fisk Laksefisk Inngrep i selve elven E7c Fjerne vandringshindre Tillater oppstrømsvandring E7d Legge ut gytegrus Bedre levevilkår for fisk Bedre rekruttering E7e Raking av substrat Bedre gyteforld Ørret og laks Maskinell Krypsiv "høsting"og E7f vegetasjonsrydding begroingshinder Mange hensyn Må gjentas ofte E8 Sikre hekkeplasser, E8a Inngrep nedenfor utløpet Tilrettelegger hekkeplasser Sikre bestand andre artsspesifikke tiltak av kraftverket av fossekall for eks 87

Fargekode 1 Fargekode 2 Økologisk effekt av tiltaket Generelt positive erfaringer med få bi-effekter Blandet erfaring eller enkelte negative bi-effekter. Stedsspesifikk avveining nødvendig Nytt eller ikke tilstrekkelig utprøvd tiltak, behov for ytterligere undersøkelser før generell effekt kan fastsettes Enkelte negative erfaringer, eller negative bi-effekter. Kun benyttet ved spesielle forhold. Foreløpig gradering av tiltakets kostnadseffektivitet Generelt kostnadseffektivt tiltak for å oppnå forbedret status. Ofte kostnadseffektivt, men som regel behov for stedsspesifikk vurdering. Nytt eller ikke tilstrekkelig utprøvd tiltak, behov for ytterligere undersøkelser før generell kostnadseffekt kan fastsettes Generelt ikke ansett som kostnadseffektivt i forhold til å bedre status, unntatt i særskilte tilfeller. 88

Vedlegg 3. Nytten av endret vannmiljøkvalitet V3.1. Nytten av endret vannmiljøkvalitet; kvalitativ og kvantitativ beskrivelse Ved å ta utgangspunkt i foreløpig oppsatte miljømål og tilhørende forbedret vannkvalitet kan man beskrive verbalt hvilke nytteeffekter denne forbedringen vil innebære for befolkningen og alle berørte brukerinteresser. For eksempel kan ulike forhold som konsum av lokal sjømat, fiskemuligheter og muligheter for fremtidig bruk av vannforekomsten bli bedret ved tiltak i vannforekomsten. I vedlegg 1 er nyttevurderingene eksemplifisert for det tenkte vannområdet Fagerdalsvassdraget og Trangfjord. Aktuelle brukerinteresser kan variere mellom områder. Det er derfor viktig å identifisere hvilke brukerinteresser som kan bli berørt i det aktuelle tiltaksområdet (derfor bør dette inn som en viktig del av en lokal tiltaksanalyse). Nedenfor er det satt opp en oversikt over brukerinteresser knyttet til tiltak i vannforekomster, og basert på denne oversikten er aktuelle nytteeffekter satt opp i tabell V3.2 og V3.3. Tabell V3.1. Total økonomisk verdi TOTAL ØKONOMISK VERDI AV (ENDRINGER I) MILJØGODER/ MILJØKVALITET I. BRUKSVERDIER Husstander - Menneskers helse (drikkevann m.v.) - Fritidsfiske - Friluftsliv - Bading (opplevd kvalitet) - Annet friluftsliv Industri og næringsliv - Yrkesfiske - Fiskeoppdrett - Landbruk - Vannkraft - Annen industri og næringsliv Indirekte bruksverdier - Økosystemfunksjoner (F.eks. flomdemping, naturlig rensing og drenering m.v.) II. OPSJONSVERDIER 4 - Opsjonsverdi av aktiviteter knyttet til vannkvalitet III. IKKE-BRUKSVERDIER (Eksistens og bevaringsverdi av økosystemer i vann) - Biomangfold - Andre ikke-bruksverdier knyttet til vannmiljøkvalitet Eksempel fysiske nyttekomponenter Ved å ta utgangspunkt i miljømålene kan man forsøke å beskrive verbalt hvilke nytteeffekter denne forbedringen av vannmiljøkvalitet vil innebære for berørte innbyggere. For eksempel kan ulike forhold som badevannskvalitet, fiskemuligheter og muligheter for fremtidig bruk av vannforekomstene bli bedret i forhold til dagens tilstand. Disse verbale beskrivelsene danner grunnlag for å kvantifisere endringene i fysiske termer. 4 Den verdi folk setter på miljøgodet selv om de for tiden ikke bruker det, dvs. den verdi de tillegger godet fordi det kan tenkes at de ønsker å bruke det en gang i fremtiden. 89

Eksempler på nytteeffekter uttrykt i fysiske måleenheter er vist i tabell V3.2. Tabell V3.2. Eksempler på nytteeffekter uttrykt i fysiske måleenheter. Nytteeffekt Mulig fysisk måleenhet Fritidsfiske Økt utbytte, kg fisk og antall solgte fiskekort Yrkesfiske Økt utbytte, kg fisk Akvakultur Økt utbytte, kg/hl fisk og skalldyr Vannkraft Økt produksjon, kwh Råvann industri Økt antall m 3 vannmengde til produksjon/ reduserte rensekostnader Jordvanning Økt utbytte i avling, div. landbruksprodukter Drikkevann Økt antall m 3 råvann av tilfredsstillende kvalitet Rekreasjon og friluftsbad Økt antall badeplasser, økt antall bruksdøgn Naturvern (ikke-prissatte) Økt antall km/km 2 intakt vannforekomst, økt antall bevarte biotoper og arter, økt bioproduksjon etc. V3.2. Verdsetting av nytte i kroner Når kartleggingen av de fysiske nyttekomponentene er gjennomført, og virkninger for menneskers velferd er beskrevet, kan man eventuelt gå videre og forsøke å verdsette nytten i kroner. Tabell V3.3. viser aktuelle tilnærminger for å uttrykke nytteeffekter i kroner. For en del nytteeffekter er det foreslått bruk av markedspriser, mens for eksempel verdsetting av nytteeffektene friluftsliv og ikke-bruksverdier kan belyses ved å gjennomføre en betalingsvillighetsundersøkelse. Eventuelt vil tidligere undersøkelser gi et bilde av nytteverdien for disse brukerinteressene. Tidligere gjennomførte tiltak med dokumenterte forbedringer vil også kunne gi informasjon om nytteverdi. Tabell V3.3. Aktuelle økonomiske måleenheter for ulike nytteeffekter Brukerinteresse/Nytteeffekt Økonomisk måleenhet/hvordan effektene kan verdsettes Industri og næringsliv Yrkesfiske Verdi av økt fiskefangst, verdi av økt salg av fiskekort Fiskeoppdrett Verdi av endringer i produsert oppdrettsfisk og skalldyr Annen industri og næringsliv Endret verdi av tomter, økt turisme, reduserte rensekostnader for industrivann- og jordbruksvann, andre fordeler for industri og næringsliv Husstander Menneskers helse Redusert sykefravær etc for samfunnet; eller befolkningens vurdering av redusert helserisiko Fritidsfiske Verdi av økt fiskefangst (kr * antall kg); eller verdsettingsundersøkelse, evt overføring av nytteverdier Bading Verdsettingsundersøkelser, evt overføring av nytteverdier Annet friluftsliv, illustrert med småbåtbruk Verdsettingsundersøkelser, evt overføring av Opsjonsverdier og ikke-bruksverdier (eksistens- og bevaringsverdier) nytteverdier Verdsettingsundersøkelser, evt overføring av nytteverdier Det må understrekes at nytte målt ved markedsverdier, for eksempelvis verdien av økt antall solgte fiskekort, kun er et uttrykk for minimumsverdien av miljøgoder. Jo større grad av ikke-bruksverdier som er forbundet med godene, jo dårligere uttrykk gir markedsprisene for den totale verdien av godet. For å fange opp opsjonsverdier og ikke-bruksverdier (eksistens- og bevaringsverdier) kan det gjennomføres egne undersøkelser (betalingsvillighetsundersøkelser). En annen ting man må være varsom med hvis man forsøker å prissette nytteeffekter som i tabellen over, er å unngå dobbeltelling. Særlig hvis man finner noen tall fra betalingsvillighetsundersøkelser 90

(evt overførte priser fra undersøkelser andre steder), noen fra markedspriser og noen ikke-prissatte nytteeffekter, må man passe på så man ikke teller samme effekt flere ganger. V3.3. Nyttige eksempler på vurderinger av ikke-prissatte verdier For å utføre helhetlige nyttevurderinger og prioritere tiltak, foreslås følgende tabeller som hjelp til å verdisette ikke-bruksverdier på en relativ skala som letter sammenveiingen av ulike tiltak. Fra Veileder i fylkesvise planer for småkraftverk (OED, 2007) : Tabell V3.4 Eksempler på verdivurdering av naturtyper, rødlistearter og truete vegetasjonstyper. Tema og kilde Stor verdi Middels verdi Liten verdi Rødlistede arter Direktortat for naturforvaltning, DNrapport 1999-3. www.artsdatabanken.no Arter i kategoriene direkte truet, sårbar, eller nasjonalt sjelden, eller der det finnes grunn til å tro at slike finnes. Arter på Bern liste II Arter på Bonn liste I Arter i kategoriene hensynskrevende eller bør overvåkes, eller der det finnes grunn til å tro at slike finnes. Arter som står på den regionale rødlisten. Andre områder Naturtyper DN Håndbok 13: Kartlegging av naturtyper DN Håndbok 11: Viltkartlegging DN Håndbok 15: Kartlegging av ferskvannslokaliteter Alle utformeringer og/eller lokaliteter som er vurdert til svært viktige Svært viktige viltområder (vekttall 4-5) Nasjonal verdi (Svært viktig) Alle utforminger eller lokaliteter som er vurdert til viktige Viktige viltområder (vekttall 2-3) Regional verdi (Viktig) Andre områder Truete vegetasjonstyper Fremstad & Moen 2001. Områder med vegetasjonstyper i kategoriene akutt truet og sterkt truet. Områder med vegetasjonstyper i kategoriene noe truet og hensynskrevende. Andre områder 91

Tabell V3.5. Forslag til verdivurdering av temaet fisk og fiske. Tema og kilde Stor verdi Middels verdi Liten verdi Fisk og fiske DN-Håndbok 15 Nasjonale laksevassdrag Lokaliteter med relikt laks Vassdrag med sikre storaurebestander. Prioriterte vassdragslokaliteter Vassdrag med anadrom fisk og store fiskeinteresser Vassdrag med innlandsfisk og store fiskeinteresser. Vassdrag med små bestander av innlandsfisk og noe fiskeinteresser Vassdrag med anadrom fisk uten vesentlig fiskeinteressse. Vassdrag uten fisk eller uten vesentlige fiskeinteresser Tabell V3.6. Forslag til verdivurdering av temaet kulturminner og kulturmiljø. Tema og kilde Stor verdi Middels verdi Liten verdi Kulturminner og kulturmiljø Fylkeskommunen Sametinget www.askeladden.ra.no Sefrak. Områder med nasjonalt og/eller regionalt verdifulle kulturmiljøer og kulturminner. Områder med verdifulle lokale kulturmiljøer og kulturminner. Områder uten verdifulle kulturminner/ kulturmiljøer eller hvor potensialet for slike er begrenset 92

Fra Håndbok 140 til Statens Vegvesen: 93

Eksempel på vekting av prissatte og ikke-prissatte verdier fra Håndbok 140: 94

Lunch i det grønne med DumDum Boys * Det fins ikke piller mot møkkete vann, det fins noen folk i fete biler med en kur for alt. Det fins et plot, det fins en naturlov, det fins en fabrikk, med en maskin som går og går. Og her nede har alt feil lukt og feil farge. Her nede har alt feil lukt og feil farge. Her nede har alt feil lukt og feil farge. Lufta henger over byen. Det er sprøtt men jeg kan ikke se den. Aircondition & pianomusikk; i 10 etasje er det ikke mye tett trafikk. Vel nede har alt feil lukt & feil farge. Her nede har alt feil lukt & feil farge. Lunsj i det grønne, gresset stikker meg på ryggen. Jeg går i barndommen hjertet verker. En kur for alt. En kur for alt. En kur for alt. En kur for alt. En kur for alt. En kur for alt. Hei! En kur for alt. * Tekst og melodi er skrevet av Kjartan Kristensen, og finnes på The Dumdum Boys CD Blodig alvor. Teksten er gjengitt med tillatelse fra komponisten. 95