Prissatt vatten?
Betänkande av Vattenprisutredningen
Stockholm 2010
SOU 2010:17
SOU och Ds kan köpas från Fritzes kundtjänst. För remissutsändningar av SOU och Ds svarar Fritzes Offentliga Publikationer på uppdrag av Regeringskansliets förvaltningsavdelning.
Beställningsadress: Fritzes kundtjänst 106 47 Stockholm
Orderfax:
Svara på remiss. Hur och varför. Statsrådsberedningen (SB PM 2003:2, reviderad
– En liten broschyr som underlättar arbetet för den som ska svara på remiss. Broschyren är gratis och kan laddas ner eller beställas på http://www.regeringen.se/remiss
Textbearbetning och layout har utförts av Regeringskansliet, FA/kommittéservice
Tryckt av Elanders Sverige AB
Stockholm 2010
ISBN
ISSN
Till statsrådet och chefen för
Miljödepartementet
Regeringen bemyndigade den 18 december 2008 chefen för Miljö- departementet att tillkalla en särskild utredare med uppdrag att utreda användningen av ekonomiska och andra styrmedel som kan förbättra vattenkvaliteten.
Som särskild utredare förordnades den 18 december 2008 general- direktören Dag von Schantz. Agronomen Eva Kaspersson, SLU, förordnades om huvudsekreterare den 16 februari 2009, och agronomie doktorn Fredrik Holstein förordnades som sekreterare från och med den 20 augusti 2009. Jur. kand. Olof Molin förordnades som sekreterare från och med den 1 september 2009. Departementssekreteraren Ylva Jonzon förordnades som biträdan- de sekreterare från den 14 december 2009.
Från och med den 4 maj 2009 förordnades kanslirådet Magnus Blümer, agronomie doktorn Markus Hoffman, vattenvårdsdirek- tören Lennart Sorby och ämnesrådet Ingrid Svedinger som experter i utredningen. Från och med den 2 juni 2009 förordnades råd- givaren Ingrid Haglind, dammsäkerhetscontrollern Lars Hammar, miljöekonomen Alexander Hellqvist, departementssekreteraren Annika Nilsson, fil. mag. Bo Rutberg, kanslirådet Karin Sjökvist och agr. lic Bo Norell som experter i utredningen. General- sekreteraren Stefan Nyström förordnades som expert från och med den 7 september 2009.
Utredningen har antagit namnet Vattenprisutredningen och jag överlämnar härmed mitt betänkande Prissatt vatten? (SOU 2010:17).
Stockholm i februari 2010
Dag von Schantz
/ Eva Kaspersson
Fredrik Holstein
Olof Molin
Ylva Jonzon
Innehåll
Sammanfattning ................................................................ |
13 |
|
Författningsförslag ............................................................. |
19 |
|
1 |
Uppdraget, arbetssättet och betänkandets disposition.... |
23 |
1.1 |
Utredningsuppdraget............................................................... |
23 |
1.2 |
Arbetssättet .............................................................................. |
26 |
1.3 |
Betänkandets disposition......................................................... |
26 |
2 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående |
|
|
processer................................................................... |
29 |
2.1 |
Miljöarbete i Sverige – miljökvalitetsmålen............................ |
29 |
2.2Tidigare utredningar med koppling till vattenförvaltning
och styrmedel........................................................................... |
31 |
|
2.2.1 |
Utredningen om avrinningsområden .......................... |
31 |
2.2.2 |
Utredningen Svensk Vattenadministration................. |
32 |
2.2.3 |
38 |
|
2.2.4 Statens |
|
|
|
ramdirektivet för vatten ............................................... |
41 |
2.2.5 |
44 |
|
2.2.6 |
|
|
|
tjänster........................................................................... |
45 |
2.2.7 |
Havsmiljöutredningen.................................................. |
46 |
2.2.8 |
Miljöprocessutredningen ............................................. |
47 |
2.2.9 Vissa punktskattefrågor med anledning av |
|
|
|
budgetpropositionen för 2010 ..................................... |
48 |
5
Innehåll |
SOU 2010:17 |
2.3 Pågående processer på mellanstatlig och |
................49 |
2.3.1 Mellanstatligt samarbete avseende vatten.................... |
50 |
2.3.2 Den gemensamma jordbruks- och |
|
fiskeripolitiken .............................................................. |
54 |
2.4Analys och slutsatser – vad har gjorts tidigare och
|
vad pågår?.................................................................................. |
58 |
3 |
Genomförandet av ramdirektivet för vatten och |
|
|
tolkningen av artikel 9................................................. |
61 |
3.1 |
Införlivande av ramdirektivet för vatten i Sverige.................. |
61 |
|
3.1.1 |
63 |
|
3.1.2 Direktivet om en marin strategi................................... |
64 |
|
3.1.3 Direktivet om främjande av användningen av |
|
|
energi från förnybara energikällor ............................... |
65 |
3.2 |
Artikel 9 i ramdirektivet för vatten......................................... |
66 |
3.3Sveriges införlivande av artikel 9 har ifrågasatts av
|
Kommissionen.......................................................................... |
68 |
3.4 |
Tolkningen av artikel 9 ............................................................ |
70 |
|
3.4.1 Kostnadstäckning för vattentjänster – artikel 9 |
|
|
punkt 1 första stycket................................................... |
70 |
|
3.4.2 Kostnader för vattentjänster som ska täckas |
|
|
enligt artikel 9................................................................ |
76 |
|
3.4.3 Prispolitik, adekvata bidrag till |
|
|
kostnadstäckningen m.m. – artikel 9 punkt 1 |
|
|
andra stycket ................................................................. |
78 |
|
3.4.4 Artikel 9 – punkterna 3 och 4....................................... |
81 |
3.5 |
Tolkning av artikel 9 i några andra |
82 |
3.6 |
Analys och slutsatser – så ska artikel 9 tolkas ........................ |
83 |
4 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och |
|
|
kostnader................................................................... |
87 |
4.1 |
Sveriges vattenförekomster ..................................................... |
87 |
|
4.1.1 Vatten som livsmedel.................................................... |
88 |
|
4.1.2 Vatten som naturresurs och biotop ............................. |
89 |
6
SOU 2010:17 |
|
Innehåll |
4.2 Rätten att disponera över vattenförekomster ........................ |
89 |
|
4.2.1 |
Rådighet över vattnet ................................................... |
89 |
4.3 Miljöproblem i Sveriges vattenförekomster........................... |
91 |
|
4.3.1 Försurning – tillförsel från transporter, industri |
|
|
|
(inkl. energianläggningar), jordbruk och |
|
|
skogsbruk...................................................................... |
92 |
4.3.2 Övergödning – tillförsel från hushåll (via renings- |
|
|
|
verk och enskilda avlopp) industri, jordbruk, |
|
|
skogsbruk samt dagvatten och deposition från |
|
|
luft ................................................................................. |
93 |
4.3.3 Miljögifter – tillförsel från industri, hushåll, jord- |
|
|
|
bruk, transporter (inkl. sjöfart) och dagvatten........... |
94 |
4.3.4 Främmande arter – påverkan från allmänhet, |
|
|
|
markägare, friluftsliv och på grund av slumpen? ........ |
96 |
4.3.5 Vattenuttag – påverkan från hushåll och industri....... |
97 |
|
4.3.6 |
Fysisk påverkan............................................................. |
97 |
4.4 Program för övervakning av vattnets tillstånd ..................... |
100 |
|
4.4.1 Nationell miljöövervakning i Sverige ........................ |
100 |
|
4.4.2 Vilka krav på övervakning ställs enligt |
|
|
|
ramdirektivet för vatten?............................................ |
101 |
4.4.3 Vattenanvändarnas ansvar för övervakning av |
|
|
|
vattenmiljön ................................................................ |
102 |
4.4.4 Tillgång till (befintlig) information för över- |
|
|
|
vakning och möjlighet till finansiering av |
|
|
tillkommande övervakningskostnader ...................... |
103 |
4.5Tillgängliga åtgärder per problemområde och en
kostnadsuppskattning............................................................ |
104 |
|
4.5.1 |
Försurning................................................................... |
105 |
4.5.2 |
Övergödning............................................................... |
106 |
4.5.3 |
Miljögifter ................................................................... |
111 |
4.5.4 |
Fysisk påverkan........................................................... |
112 |
4.5.5 |
Skydd av dricksvattentäkter....................................... |
113 |
4.5.6 |
Vattenuttag ................................................................. |
114 |
4.6En kostnadsuppskattning för tillkommande
övervakning ............................................................................ |
114 |
7
Innehåll |
SOU 2010:17 |
4.7Tillkommande åtgärdskostnader per sektor för att
uppfylla målen ........................................................................ |
116 |
|
4.7.1 |
Hushåll......................................................................... |
117 |
4.7.2 |
Industri ........................................................................ |
117 |
4.7.3 Areella näringar (jordbruk, skogsbruk, fiske)........... |
117 |
|
4.7.4 Övrigt inklusive kostnader för övervakning ............. |
118 |
4.8Analys och slutsatser – det finns behov av en politik
|
som innebär kostnadseffektiva åtgärder ............................... |
119 |
|
|
4.8.1 |
Brister i kostnadsuppskattningarna ........................... |
120 |
|
4.8.2 Kostnadsuppskattningar som grund för |
|
|
|
|
modifiering av målsättning......................................... |
121 |
|
4.8.3 Kostnadsuppskattningar som grund för |
|
|
|
|
kostnadseffektiv politik.............................................. |
122 |
|
4.8.4 Kostnadsuppskattningar som grund för |
|
|
|
|
bedömning av kostnadstäckning................................ |
122 |
|
4.8.5 Kostnadseffektiv kombination av åtgärder håller |
|
|
|
|
nere kostnaderna......................................................... |
124 |
5 |
Miljöpolitiska styrmedel............................................. |
127 |
|
5.1 |
Miljöekonomiska utgångspunkter......................................... |
127 |
|
|
5.1.1 Beteende styrs av mycket annat än politiska |
|
|
|
|
styrmedel ..................................................................... |
129 |
|
5.1.2 Politiska styrmedel behövs när |
|
|
|
|
marknadslösningar inte når målet .............................. |
130 |
5.2 |
Politiska styrmedel................................................................. |
133 |
|
|
5.2.1 Olika styrmedel påverkar på olika sätt ...................... |
134 |
|
|
5.2.2 Styrmedlet kan riktas mot olika delar av |
|
|
|
|
beteendet ..................................................................... |
135 |
|
5.2.3 Andra aspekter på utformning av styrmedel............. |
137 |
|
|
5.2.4 Många kombinationer av typ och riktning |
|
|
|
|
möjliga ......................................................................... |
137 |
|
5.2.5 Kriterier för att bedöma styrmedel............................ |
138 |
|
5.3 |
Befintliga styrmedel kopplade till vattenmiljö ..................... |
146 |
|
|
5.3.1 |
Kvantitativa regleringar .............................................. |
146 |
|
5.3.2 Andra lagar av betydelse för vattenmiljön................. |
156 |
|
|
5.3.3 |
156 |
|
|
5.3.4 Ekonomiska styrmedel per kategori .......................... |
161 |
8
SOU 2010:17 |
Innehåll |
|
5.3.5 |
Informativa styrmedel................................................ |
185 |
5.3.6 |
Andra typer av styrmedel........................................... |
187 |
5.4Befintliga ekonomiska styrmedel för bättre
vattenkvalitet.......................................................................... |
189 |
5.5Analys och slutsatser – det finns behov av komplette-
|
rande ekonomiska styrmedel i vattenförvaltningen............. |
192 |
|
|
5.5.1 |
Generella synpunkter på nuvarande styrmedel......... |
193 |
|
5.5.2 |
Mer specifika synpunkter på dagens styrmedel........ |
196 |
6 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med |
|
|
|
styrmedelsförslag i Sverige ........................................ |
203 |
6.1Styrmedel för vatten i Finland, Danmark, Nederländerna,
Frankrike och Storbritannien................................................ |
204 |
|
6.1.1 Tillhandahållande av dricksvatten och vatten till |
|
|
|
industriellt ändamål .................................................... |
204 |
6.1.2 |
Rening av avloppsvatten – hushåll och industri........ |
207 |
6.1.3 |
Jordbruk – utsläpp och rening ................................... |
209 |
6.2Förslag till avgiftssystem för kväve och fosfor (sektors-
övergripande) ......................................................................... |
213 |
6.2.1 Sammanfattning från Naturvårdsverkets rapport..... |
214 |
6.2.2 Fortsättningen på uppdraget om avgiftssystem |
|
för kväve och fosfor.................................................... |
215 |
6.2.3 Preliminära slutsatser från Naturvårdsverkets |
|
uppdrag........................................................................ |
218 |
6.3Konsekvenser för skogsbruket med anledning av
vattendirektivets införande ................................................... |
219 |
6.4Skiss till ett avgiftssystem för fosfor- och kväveutsläpp
från |
220 |
6.5Analys och slutsatser – Sverige kan lära en del från andra
länder ...................................................................................... |
222 |
9
Innehåll |
|
SOU 2010:17 |
7 |
En prispolitik för användning av vatten ....................... |
225 |
7.1 |
Inledning................................................................................. |
225 |
7.2 |
Varför en prispolitik för vatten – en sammanfattande |
|
|
inledning av ett vidare perspektiv på prispolitik................... |
227 |
|
7.2.1 Fokus på prispolitik – inte för att sådan alltid är |
|
|
bäst men för att det kan finnas outnyttjad |
|
|
potential....................................................................... |
228 |
|
7.2.2 Förhållandet mellan de bakomliggande målen |
|
|
effektivitet/kostnadseffektivitet, kostnads- |
|
|
täckning och PPP........................................................ |
229 |
7.3 |
Artikel 9 i ett vidgat perspektiv............................................. |
232 |
|
7.3.1 Kommissionens tolkning av prispolitik och några |
|
|
miljöekonomiska kommentarer till denna................. |
232 |
7.4 |
Vad menas med en vattenprispolitik? ................................... |
238 |
|
7.4.1 En prispolitik kan definieras som en politik som |
|
|
direkt påverkar priset på en viss resurs ...................... |
239 |
|
7.4.2 En vattenprispolitik kan definieras som en politik |
|
|
som direkt påverkar priset för någon form av |
|
|
användning av vatten................................................... |
240 |
|
7.4.3 Vattenprispolitik eller ej – exempel ........................... |
243 |
|
7.4.4 En vattenprispolitik kan ha olika räckvidd och i |
|
|
olika grad vara ändamålsenlig ..................................... |
247 |
7.5 |
Prispolitik för att nå god vattenstatus................................... |
247 |
|
7.5.1 Osäker måluppfyllelse är en svaghet vid styrning |
|
|
via priser men kan hanteras utan att prispolitiken |
|
|
överges ......................................................................... |
247 |
7.6Prispolitik för en effektiv eller kostnadseffektiv vatten-
användning.............................................................................. |
249 |
7.7 Prispolitik för kostnadstäckning........................................... |
254 |
7.8Prispolitik för att uppfylla PPP, principen att den som
förorenar ska betala................................................................ |
258 |
|
7.8.1 |
Vad är en förorening och vem är förorenare? ........... |
260 |
7.8.2 |
Såväl föroreningar som åtgärder mot för- |
|
|
oreningar medför kostnader....................................... |
264 |
10
SOU 2010:17 |
Innehåll |
7.8.3 Rättigheter avgör vem som bör stå för kostnader- |
|
na – hur fördela rättigheterna?................................... |
265 |
7.8.4 PPP tillsammans med övriga mål kräver betalning |
|
för miljökostnad ......................................................... |
271 |
7.8.5 Slutsatser – en prispolitik enligt principen om att |
|
förorenaren ska betala ................................................ |
274 |
7.9Prispolitik för att nå andra mål – andra aspekter att
|
beakta vid utformandet av en prispolitik.............................. |
275 |
7.10 |
Prispolitik för flera mål – relationen mellan målen.............. |
278 |
7.11 |
Analys och slutsatser – exempel på inslag av prispolitik |
|
|
för att bättre uppnå målen..................................................... |
281 |
|
7.11.1 Olika typer av problem – olika typer av styrmedel .. |
284 |
|
7.11.2 Regional/lokal vattenbrist – inget behov av pris- |
|
|
politik .......................................................................... |
285 |
|
7.11.3 Påverkan från pågående verksamhet – punkt- |
|
|
utsläpp ......................................................................... |
286 |
|
7.11.4 Påverkan från pågående verksamhet – diffusa |
|
|
utsläpp ......................................................................... |
291 |
|
7.11.5 Påverkan från pågående verksamhet – fysisk |
|
|
påverkan ...................................................................... |
297 |
|
7.11.6 Påverkan från tidigare verksamhet – deponerade |
|
|
ämnen eller fysisk påverkan ....................................... |
299 |
|
7.11.7 Utökade provtagningar och analyser......................... |
300 |
|
7.11.8 Avslutande kommentar .............................................. |
301 |
8 |
Bedömningar och förslag........................................... |
303 |
8.1 |
Bedömning angående tolkningen av artikel 9 ...................... |
303 |
8.2Bedömning och förslag angående styrmedel för vatten-
miljön |
...................................................................................... |
304 |
8.2.1 Generella ekonomiska styrmedel kombinerade |
|
|
....................................... |
med kvantitativa regleringar |
306 |
8.2.2 .................................................... |
Individuella avgifter |
308 |
8.2.3 ................................. |
Användningen av bygdeavgifter |
312 |
8.2.4 ......................Flexiblare användning av fiskeavgifter |
313 |
|
8.2.5 Landsbygdsprogrammets ersättningar och diffusa |
|
|
......................................................................... |
utsläpp |
313 |
11
Innehåll SOU 2010:17
8.3 |
Vissa övriga frågor.................................................................. |
316 |
|
|
8.3.1 |
Regional/lokal vattenbrist .......................................... |
316 |
|
8.3.2 Påverkan från tidigare verksamhet............................. |
316 |
|
|
8.3.3 Ansvar för utökade provtagningar och analyser ....... |
317 |
|
9 |
Förslagens konsekvenser ........................................... |
319 |
|
Bilagor |
|
|
|
Bilaga 1 |
Kommittédirektiv.......................................................... |
321 |
|
Bilaga 2 |
Tilläggsdirektiv .............................................................. |
329 |
12
Sammanfattning med läsanvisning
Betänkandet är relativt omfattande som en konsekvens av upp- dragets komplexitet, och alla delar är inte av samma intresse för alla läsare. För att underlätta för läsaren redovisas därför översiktligt innehållet i respektive kapitel och en hänvisning ges till det avsnitt med analys och slutsatser som avslutar varje kapitel. Genom att läsa sammanfattningen nedan och därefter avsnittet Analys och slut- satser som hör till varje kapitel kan läsaren snabbt bilda sig en uppfattning om vilka kapitel/avsnitt han eller hon vill fördjupa sig närmare i. Hänvisning till analys och slutsatser framgår i det följande.
I kapitel 1 redogörs för utredningsuppdraget, arbetssättet och betän- kandets disposition.
Utredningen har huvudsakligen haft två uppdrag. Det första var att behandla frågan om hur termen prispolitik i artikel 9 i ram- direktivet för vatten ska förstås och det andra var att undersöka om det finns anledning att komplettera eller förändra befintliga styrmedel så att de sammantaget och kostnadseffektivt leder till att god vattenstatus uppnås i Sverige. Med prispolitik avses en statlig politik som påverkar priset på någon form av användning, eller indikator på användning, av en viss resurs – i detta fall vatten. Med kostnadseffektivitet menas att ett visst tillstånd, i detta fall målet god vattenstatus, nås till en så låg kostnad som möjligt.
Det har inte varit utredningens uppdrag att komma med förslag till finansiering av åtgärder för bättre vattenkvalitet.
Kapitel 2 ger en bakgrund till uppdraget och frågeställningarna genom att redogöra för några tidigare utredningar och pågående processer med anknytning till påverkan på vattenmiljö, behov av åtgärder och därmed styrmedel.
Flera tidigare utredningar har behandlat frågor om att förbättra vattenmiljön, men ofta med utgångspunkten att det saknas finan-
13
Sammanfattning med läsanvisning |
SOU 2010:17 |
siering av nödvändiga åtgärder för att nå miljömålen. Någon lösning på det problemet har inte presenterats annat än i form av principförslag.
Vattenrelaterade miljöproblem behandlas också i nationella miljömål, i en rad olika direktiv och internationella avtal, som BSAP, samt inom jordbruks- och fiskeripolitiken i parallella pågående processer. Processerna berör i stor utsträckning samma aktörer, har tillgång till samma åtgärder och troligen liknande problem med att få åtgärderna till stånd, d.v.s. det finns behov av effektiva styrmedel. Det faktum att det finns överlappande krav pekar också på ett behov av samordning.
Se vidare 2.4 Analys och slutsatser – vad har gjorts tidigare och vad pågår?
I kapitel 3 beskrivs kortfattat införlivandet av ramdirektivet för vatten i Sverige och dessutom behandlas frågan om hur termen prispolitik i artikel 9 i ramdirektivet ska förstås.
Kommissionen har ifrågasatt om Sverige har införlivat artikel 9 korrekt med utgångspunkt i att kravet på kostnadstäckning också borde omfatta vattenanvändning i vidare bemärkelse, och inte endast vattentjänster.
Kravet på prispolitik i artikel 9 i ramdirektivet omfattar dock endast vattentjänster och för svensk del är det främst
Se vidare 3.6 Analys och slutsatser – så ska artikel 9 tolkas.
I kapitel 4 ges en redogörelse för de miljöproblem som vattenför- valtningen har identifierat, vem som står för miljöpåverkan, vilka tillgängliga åtgärder som finns samt en uppskattning av vad det skulle kosta att åtgärda miljöproblemen i vattenförvaltningen.
Sverige har inte den vattenstatus som ramdirektivet för vatten kräver trots att utsläppsmängderna för många ämnen har minskat. Stora problem kvarstår bl.a. avseende övergödning, miljögifter och fysiska förändringar. Det är heller inte bara utsläpp som påverkar vattenstatusen. Fysiska förändringar har under årtionden påverkat vissa vattenmiljöer så att behov av restaurering finns.
14
SOU 2010:17 |
Sammanfattning med läsanvisning |
Behovet av åtgärder för att förbättra vattenmiljön är av en sådan omfattning att kostnaderna bedöms bli höga. Det faktum att man tidigare vidtagit åtgärder kan inte användas som argument för att en aktör inte ska göra mer, men när det gäller fördelningen av framtida åtgärder så kan tidigare genomförda åtgärder vara en bland flera faktorer vid bedömning av rättvisa eller rimlighet. I många fall kan behovet av åtgärder hänföras till en viss sektor eller verksam- hetsutövare, men det finns också fall där det inte finns någon aktör att rikta ett styrmedel mot.
Se vidare 4.8 Analys och slutsatser – det finns behov av en politik som leder till kostnadseffektiva åtgärder.
I kapitel 5 redovisas grundläggande teori och bedömningskriterier för styrmedel. Dessutom redovisas de styrmedel med relevans för an- vändningen av vatten som finns i dag.
Genomgången visar att de kvantitativa regleringarna, genom miljöbalkens bestämmelser, dominerar. Det är genom miljöbalken bestämmelser i olika
De tillstånd som ges enligt miljöbalken blir ofrånkomligen detaljerade och reglerar ibland mer eller mindre också vilken metod som ska användas eller vilka åtgärder som ska vidtas. En sådan styrning minskar möjligheten för den enskilde aktören att välja den kombination av åtgärder som skulle ha bäst förutsättningar att minimera kostnaden. I ett dynamiskt perspektiv framstår bristerna med dagens system ännu tydligare eftersom förutsättningar och därmed kostnader förändras över tiden.
Eftersom miljöproblem kvarstår inom vattenförvaltningen kan inte dagens styrmedel anses ha varit tillräckliga. Det betyder att skärpningar och/eller kompletteringar med andra styrmedel behövs för att målet med ramdirektivet för vatten ska kunna uppnås. Utrymmet för att introducera nya ekonomiska styrmedel begränsas dock av de detaljregleringar, ofta i form av olika
Se vidare 5.5 Analys och slutsatser – det finns behov av komplette- rande ekonomiska styrmedel i vattenförvaltningen.
15
Sammanfattning med läsanvisning |
SOU 2010:17 |
Kapitel 6 innehåller en internationell utblick angående styrmedel i några andra
Danmark, Finland, Nederländerna, Frankrike och England och Wales granskas översiktligt i syfte att se vilka typer av styrmedel som riktas till de i ramdirektivet utpekade sektorerna industri, hushåll och jordbruk. Det framgår att ekonomiska styrmedel an- vänds i viss utsträckning, men främst för punktutsläpp. Det har inte varit möjligt att bedöma de ekonomiska styrmedlens roll i ett samlat perspektiv i ländernas miljölagstiftning.
Jordbruket i de granskade länderna uppvisar få inslag av ekonomiska styrmedel frånsett subventioner. I Danmark ska dock möjligheten att göra gödselkvoter köp- och säljbara utredas.
I Naturvårdsverkets arbete med ett avgiftssystem framgår vilka problem ett införande av ett nytt ekonomiskt styrmedel stöter på.
Se vidare 6.5 Analys och slutsatser – Sverige kan lära en del från andra länder.
I kapitel 7 analyseras, ur ett miljöekonomiskt perspektiv, möjligheter- na att använda en mer omfattande prispolitik för vattenanvändning.
Utgångspunkten är att undersöka om ett ökat inslag av pris- politik skulle kunna leda till bättre vattenstatus, en kostnadseffek- tiv kombination av åtgärder, en högre grad av kostnadstäckning och/eller till att principen om att förorenaren skall betala (PPP) uppfylls. Analyser av de olika målen visar att de i princip är förenliga med varandra förutom när det gäller den tolkning av PPP där förorenaren inte har något ansvar för miljökostnader.
Ett system med överlåtelsebara utsläppsrätter skulle i princip kunna leda till att de nämnda målen uppfylls, men även ett sådant system har nackdelar. Ett alternativ till detta system, där en avväg- ning gjorts mellan olika målsättningar kan vara ett system som utgår från nuvarande utsläppstillstånd och kompletterar dessa med en utsläppsskatt över, och en subvention under, en viss nivå. Genom att denna nivå gradvis sänks över åren uppnås med tiden en situation där förorenarna fullt ut betalar för miljökostnaderna. Skatten, och inledningsvis subventionen, ger incitament till en kostnadseffektiv fördelning av reduktionsåtgärder.
När det gäller diffusa utsläpp skulle ett liknande system kunna riktas mot ett kollektiv som görs gemensamt ansvariga för utsläpp eller vattenkvalitet. Alternativt kan diffusa utsläpp påverkas genom
16
SOU 2010:17 |
Sammanfattning med läsanvisning |
att prispolitiken riktas mot indikatorer på utsläpp, en form av politik som i princip skulle kunna ersätta kvantitativa regleringar riktade mot motsvarande indikatorer.
En viktig slutsats är att en framgångsrik användning av mer prispolitik kräver att verksamhetsutövarnas flexibilitet inte begränsas för mycket av kvantitativa krav.
Se vidare 7.11 Analys och slutsatser – exempel på inslag av pris- politik för att bättre uppnå målen .
I kapitel 8 redovisas utredningens bedömningar och förslag. De viktigaste framgår nedan.
Utredningens bedömning är att Sverige tillämpar artikel 9 i ram- direktivet för vatten korrekt.
Utredningen bedömer vidare att några nya generella ekono- miska styrmedel inte bör införas nu. Om ett sådant införande skulle bli aktuellt förordar utredningen att nuvarande regle- ringar/tillstånd kompletteras med ekonomiska styrmedel i enlighet med den modell som presenterats i kapitel 7. Utredningen föreslår införandet av en möjlighet till individuella avgifter som alternativ till skyldigheten att utföra eller bekosta särskilda åtgärder för att kompensera för intrång.
Utredningen föreslår vidare att dispositionen av bygdeavgifter koncentreras till åtgärder som främjar en god vattenmiljö och att förutsättningarna för att använda landsbygdsprogrammets ersätt- ningar på ett kostnadseffektivt sätt utreds och beaktas inför kom- mande programperioder.
Vidare förordar utredningen att tidigare framlagt förslag om dispositionen av fiskeavgifter och om finansiering av den operativa övervakningen genomförs.
I kapitel 9 redovisas förslagens konsekvenser.
Utredningens uppfattning är att förslagen innebär fördelar både för samhället och för enskilda.
17
Författningsförslag
1Förslag till
lag om ändring i miljöbalken (1998:808)
Härigenom föreskrivs att det i miljöbalken ska införas två nya paragrafer, 16 kap. 9 a § och 26 kap. 9 a §, av följande lydelse.
Nuvarande lydelse |
Föreslagen lydelse |
16 kap.
9 a §
En skyldighet enligt 9 § 3. att utföra eller bekosta en åtgärd får ersättas med en skyldighet att betala en avgift motsvarande intrånget.
Ett villkor enligt 2 § andra stycket får utformas som en skyl- dighet att betala en avgift. Den ska motsvara ekonomiskt den belastning villkoret annars skulle medföra för verksamhetsutöva- ren.
En avgift enligt första eller andra stycket ska användas för miljövårdande åtgärder. Reg- eringen eller den myndighet reg- eringen bestämmer får meddela närmare föreskrifter om använd- ningen av avgifterna.
19
Författningsförslag |
SOU 2010:17 |
26 kap.
9 a §
Ett föreläggande eller förbud enligt 9 § får i stället för att avse en åtgärd ange att en avgift ska betalas.
Avgiften ska motsvara ekono- miskt den belastning före- läggandet eller förbudet annars skulle medföra för verksamhets- utövaren. En avgift ska användas för miljövårdande åtgärder. Regeringen eller den myndighet regeringen bestämmer får med- dela närmare föreskrifter om dessa avgifter och deras använd- ning.
Denna lag träder i kraft den…
20
SOU 2010:17 |
Författningsförslag |
2Förslag till
förordning om ändring i förordningen (1998:928) om bygde- och fiskeavgifter
Härigenom föreskrivs att 8 § förordningen (1998:928) om bygde- och fiskeavgifter ska ha följande lydelse.
Nuvarande lydelse |
Föreslagen lydelse |
|
|
|
||
8 § |
|
|
|
|
|
|
Avgiftsmedel enligt 6 kap. |
Avgiftsmedel enligt |
6 |
kap. |
|||
1 § lagen (1998:812) med sär- |
1 § lagen (1998:812) med sär- |
|||||
skilda bestämmelser om vatten- |
skilda bestämmelser om vatten- |
|||||
verksamhet skall, sedan medel i |
verksamhet ska, sedan medel i |
|||||
mån av behov har avsatts för |
mån av behov har avsatts för |
|||||
användning enligt 4 § denna |
användning enligt 4 § denna |
|||||
förordning, i övrigt användas till |
förordning, i övrigt användas till |
|||||
investeringar för ändamål som |
investeringar |
för |
skydd |
och |
||
främjar näringsliv eller service i |
restaurering av |
vattenmiljöer i |
||||
bygden eller annars är till nytta |
bygden. Om sådana investeringar |
|||||
för denna. |
inte behövs får medlen användas |
|||||
|
till |
investeringar |
för |
ändamål |
||
|
som |
främjar |
näringsliv |
eller |
||
|
service i bygden eller annars är |
|||||
|
till nytta för denna. |
|
|
|
||
Till ändamål som avses i |
Till ändamål som avses i |
|||||
första stycket kan lämnas lån |
första stycket kan lämnas lån |
|||||
eller bidrag. Ett sådant lån eller |
eller bidrag som får utbetalas |
|||||
bidrag får dock inte medföra att |
under högst fyra år. Lånet eller |
|||||
det blir nödvändigt att även i |
bidraget får dock inte medföra |
|||||
fortsättningen bevilja medel för |
att det blir nödvändigt att även i |
|||||
ändamålet eller att staten eller |
fortsättningen bevilja medel för |
|||||
berörda kommuner kan för- |
ändamålet eller att staten eller |
|||||
orsakas inte avsedda kostnader. |
berörda kommuner kan för- |
|||||
|
orsakas inte avsedda kostnader. |
|||||
När låne- eller bidrags- |
När låne- eller bidrags- |
|||||
beloppets storlek bestäms, skall |
beloppets storlek |
bestäms, ska |
||||
hänsyn tas till beskaffenheten av |
hänsyn tas till beskaffenheten av |
|||||
det ändamål som avses med |
det ändamål som avses med |
|||||
lånet eller bidraget och hur stor |
lånet eller bidraget och hur stor |
|||||
del av kostnaderna för ända- |
del |
av kostnaderna för |
ända- |
|||
|
|
|
|
|
|
21 |
Författningsförslag |
SOU 2010:17 |
målet som lånet eller bidraget kommer att utgöra. Hänsyn skall tas till statligt stöd som lämnas i annan ordning.
målet som lånet eller bidraget kommer att utgöra. Hänsyn ska tas till statligt stöd som lämnas i annan ordning.
Denna förordning träder i kraft den…
22
1Uppdraget, arbetssättet och betänkandets disposition
Bakgrunden till uppdraget är att EU (liksom Sverige) i större utsträckning än i dag förespråkar ekonomiska styrmedel i miljö- politiken, samt att Kommissionen har ifrågasatt i vilken utsträck- ning bl.a. medlemsstaten Sverige infört en prispolitik (det vill säga styr vattenpåverkan via prissättning) i samband med införlivandet av ramdirektivet för vatten1. Ett pris på vatten relaterat till mängd- och kvalitetspåverkan av olika slag har förutsättningar att ge incitament till förändrat beteende och ökad aktsamhet med vattnet, något som eftersträvas med ramdirektivet för vatten. Att styra via priset kan därför vara ett sätt bland andra att uppnå målet med ramdirektivet för vatten – god vattenstatus i yt- och grundvatten samt vatten i kustzoner.
1.1Utredningsuppdraget
Utredningsuppdraget består av två delar;
1)Utredaren ska undersöka om det finns anledning att kom- plettera eller på annat sätt förändra befintliga styrmedel så att de sammantaget och på ett kostnadseffektivt och i övrigt ända- målsenligt sätt ger möjlighet att förbättra vattenmiljön i Sverige och uppnå god vattenstatus. Även påverkan på havsmiljön ska beaktas. Utredaren ska också ta hänsyn till annan påverkan på vattenmiljön än sådan som beror på vattentjänster i vatten- direktivets bemärkelse. Utredaren ska vid behov lägga fram förslag om förändringar av styrinstrumenten.
1 Europaparlamentets och rådets direktiv om upprättande av en ram för gemenskapens åtgärder på vattenpolitikens område (2000/60/EG).
23
Uppdraget, arbetssättet och betänkandets disposition |
SOU 2010:17 |
2)Utredaren ska också kartlägga och analysera den nuvarande pris- politiken för vattentjänster och annan vattenanvändning och bedöma om den är förenlig med artikel 9 i Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG av den 23 oktober 2000 om upprättande av en ram för gemenskapens åtgärder på vatten- politikens område (ramdirektivet för vatten) och efter behov föreslå förändringar. I samband med detta ska utredaren be- handla frågan hur termen ”prispolitik” i artikel 9 i ramdirektivet ska förstås.
Utredningens huvuddirektiv redovisas i bilaga 1. I bilaga 2 redo- visas tilläggsdirektiv av den 10 december 2009, som innebar att Vattenprisutredningens uppdrag förlängdes och att datum för slutredovisning flyttades till den 28 februari 2010.
Utredningsarbetet har i första hand koncentreras till kartlägg- ning, analys av och förslag vad gäller prispolitik. Det är prispolitiken som står i fokus för utredningen, inte utvecklade förslag på nya styrmedel för att förbättra vattenmiljön i Sverige. Om utredaren under arbetets gång konstaterar att det finns luckor eller att vissa typer av styrmedel uppenbart saknas redovisas detta och kom- pletterande styrmedel diskuteras. Det finns dock svårigheter för- knippade med att bedöma vilka styrmedel som kan vara effektiva, och det är grundläggande i sammanhanget att ha en bild av dagens situation. Det är också viktigt att känna till vilka aktiviteter som ger upphov till utsläpp och också vilka åtgärder som redan har genomförts samt vilka styrmedel som redan är på plats. Dagens tillgängliga mix av styrmedel i förhållande till vattenpåverkan i vid bemärkelse redovisas och diskuteras därför i utredningen.
Prispolitiken ska i utredningen behandlas ur två olika aspekter;
1)Utredaren ska kartlägga och analysera den offentliga prispolitiken för vattentjänster och vattenanvändning i Sverige, särskilt i vilken grad och hur den beaktar principen om kostnadstäckning inbegripet miljö- och resurskostnader och om den i enlighet med kravet i artikel 9 i ramdirektivet för vatten ger tillräckliga drivkrafter till en effektiv användning av de svenska vatten- resurserna. Utredaren ska behandla frågan hur olika vatten- användningsverksamheter (i första hand industri, hushåll och areella näringar) bidrar till kostnadstäckning av vattentjänster. Utredarens redovisning ska kunna användas i den rapport som avses i bilaga 1 punkten 9 förordningen om förvaltning av
24
SOU 2010:17 |
Uppdraget, arbetssättet och betänkandets disposition |
kvaliteten på vattenmiljön så vitt gäller praktiska åtgärder som vidtagits på nationell nivå.
2)Utredaren ska också behandla frågan om hur termen ”prispolitik” i direktivet ska förstås. Det är oklart om prispolitiken enligt artikel 9 i ramdirektivet för vatten enbart ska omfatta vatten- tjänster eller om det, med hänsyn till lydelsen av artiklarna 2.38 och 2.39 (som definierar vattentjänster respektive vattenanvänd- ning) och direktivets syfte enligt artikel 1 (att uppnå god vattenstatus) finns anledning att tolka bestämmelserna så att prispolitiken bör omfatta det vidare begreppet vattenanvänd- ning. I så fall skulle alla som på något negativt sätt påverkar vattenmiljön behöva omfattas av prispolitiken.
Vattenprisutredningen utgår från den probleminventering avseende vattenkvalitet som gjorts av vattenmyndigheterna. Det är främst i förhållande till de behov som identifierats av vattenmyndigheterna som frågan om och behovet av förändring av styrmedel och pris- politik relateras. En annan viktig utgångspunkt i arbetet är att inte värdera eller ifrågasätta de miljökvalitetsnormer som fastställdes av Vattendelegationerna den 22 december 2009. Istället riktas upp- märksamheten på de åtgärder och styrmedel som kan behövas för att uppnå dessa mål och därmed god vattenstatus.
Mot bakgrund av behovet av helhetssyn när det gäller miljö- och klimatproblemen i samhället har Vattenprisutredningen bl.a. att beakta målet om förnybar energi och påverkan på havsmiljön. Eftersom utsläpp och påverkan på land ofrånkomligen påverkar havsmiljön kommer arbetet inom vattenförvaltningen att ha betydelse för det arbete som pågår avseende det marina direktivet och inom HELCOM2 och BSAP3. Även de pågående reform- processerna avseende den gemensamma jordbruks- och fiskeri- politiken har betydelse för det totala utfallet för miljön och därmed för vattenförvaltningen.
2Helsingforskommissionen, en regional samarbetsorganisation med syfte att skydda Öster- sjöns havsmiljö.
3Baltic Sea Action Plan.
25
Uppdraget, arbetssättet och betänkandets disposition |
SOU 2010:17 |
1.2Arbetssättet
Expertgruppsmöten har ägt rum den 23 juni, den 5 oktober och den 9 november 2009 och den 9 februari 2010. I expertgruppen har ingått representanter för Miljödepartementet, Jordbruksdeparte- mentet, Näringsdepartementet, Naturvårdsverket, Jordbruksverket, Vattenmyndigheterna, Sveriges Kommuner och Landsting, Vatten- fall, Lantbrukarnas Riksförbund, Näringslivets Vattengrupp (repre- senterat av Skogsindustrierna) och Sveriges Sportfiske- och fiske- vårdsförbund.
I utredningens uppdrag har också ingått att samråda med berörda myndigheter och organisationer. Sådana samråd har ägt rum med Vattenmyndigheterna, Svenskt Vatten, LRF och med Sveriges Sportfiske- och Fiskevårdsförbund. Samråd med Natur- vårdsverket med anledning av förlängningen av Naturvårdsverkets uppdrag4 att komma med förslag till ett sektorsövergripande avgiftssystem för kväve och fosfor har ägt rum den 24 oktober och den 10 december 2009.
På utredningens initiativ besöktes Naturvårdsverket den 24 mars och Svenskt Näringsliv den 18 mars 2009. Separata möten har hållits med företrädare för de tre sektorer som särskilt är utpekade i ramdirektivet för vatten när det gäller att bidra till kost- nadstäckning för vattentjänster. Dessa är hushåll som represen- terades av SKL och industri som representerades av Svenskt Näringsliv. Den tredje utpekade sektorn jordbruk representerades av LRF.
Som en del i utredningens arbete har också kontakter tagits med myndigheter i Danmark, Finland, Nederländerna, Frankrike och Storbritannien.
1.3Betänkandets disposition
I kapitel 2 sätts utredningens uppdrag i sitt sammanhang genom en redogörelse för utredningsarbete som har föregått Vattenprisutred- ningens tillkomst. Kapitel 3 innehåller en kort beskrivning av införandet av ramdirektivet för vatten i Sverige och de oklarheter skrivningarna i artikel 9 har skapat och innehåller också en analys av hur bl.a. begreppen ”vattentjänster” och ”prispolitik” kan tolkas
4 Regeringsuppdrag nr 24 om avgiftssystem för vattenkvalitet, Naturvårdsverkets reglerings- brev för år 2007.
26
SOU 2010:17 |
Uppdraget, arbetssättet och betänkandets disposition |
ur en svensk synvinkel, samt vilka andra tolkningar som kan vara relevanta. I kapitel 4 redogörs för de problem, åtgärder och kost- nader som vattenmyndigheterna identifierat i sitt kartläggnings- arbete av vattentillgångarna i Sverige. Av beskrivningen framgår att både pågående miljöpåverkan och historisk påverkan, som är ett resultat av samhällets utveckling, behöver åtgärdas.
I kapitel 5 och 6 redovisas utgångspunkter för utformning av styrmedel i form av teoretiska utgångspunkter, befintliga styrmedel i Sverige och i omvärlden samt pågående arbeten med förslag till nya styrmedel. Redogörelsen utmynnar i en analys av den mix av styrmedel som används för att styra de olika sektorernas vatten- påverkan idag. I kapitel 7 görs en analys av möjligheterna till en mer omfattande prispolitik och hur man enligt ekonomisk teori bör förhålla sig till de ingående komponenterna – incitament, effektivitet, principen om att förorenaren ska betala (PPP5) och kostnadstäckning.
I kapitel 8 redovisas utredningens förslag när det gäller tolkningen av artikel 9 och kompletterande styrmedel för vatten i Sverige. I kapitel 9 redovisas konsekvenser av förslagen.
5 Polluter Pays Principle.
27
2Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer
När det gäller vattenförvaltning, och även förvaltningen av havs- vattnet, finns ett stort antal avslutade och pågående utredningar och andra processer som behandlar olika aspekter – åtgärder, organisationsform, finansiering, lagstöd, m.m. I detta kapitel görs en genomgång av sådant arbete som är relaterat till Vattenpris- utredningens uppdrag angående i första hand ekonomiska styr- medel och prispolitik. Dessutom finns två särskilt utpekade EU- direktiv som utredningen har att beakta. Dessa beskrivs kortfattat till innehåll och koppling till Vattenprisutredningens uppdrag.
2.1Miljöarbete i Sverige – miljökvalitetsmålen
Svenskt miljöarbete var länge inriktat mot störningskällorna, ett arbete som var effektivt när det gällde att minska påverkan från stora punktkällor. Arbetssättet fungerar dock inte när det gäller många mindre källor eller diffusa utsläpp, och därför har arbets- metoder utvecklats som istället inriktas på förhållandena i miljön och den miljökvalitet man vill uppnå. Det arbetet påbörjades genom de regler om miljökvalitetsnormer som infördes då miljöbalken1 trädde i kraft och genom det pågående arbetet med de nationella miljökvalitetsmålen. Angreppssättet i ramdirektivet för vatten följer detta målbaserade arbetssätt.
Sverige har sexton miljökvalitetsmål som avspeglar det synsätt på miljöarbete som beskrevs ovan. Miljökvalitetsmålen är inte författningsreglerade, utan är mål formulerade utifrån den miljö- påverkan som människor och natur tål och definierar det tillstånd som miljöarbetet ska sikta mot. Miljömålen utvärderas årligen, och
1 SFS 1998:808, se vidare kapitel 5 om miljöbalkens betydelse.
29
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
vart fjärde år sker en fördjupad utvärdering. Senast en sådan fördjupad utvärdering presenterades var i mars 2008.2 Då föreslogs också nya delmål. Målen ska nås till 2020, men Miljömålsrådet bedömer att fler än hälften av målen är mycket svåra eller inte möjliga att nå inom tidsramen. Till den senare kategorin hör de vattenanknutna miljökvalitetsmålen Ingen övergödning och Hav i balans samt levande kust och skärgård. Många mål är också starkt beroende av vad som sker i omvärlden och för flera mål krävs internationella åtgärder tillsammans med de nationella för att målen ska kunna nås. Även i detta fall framhålls miljökvalitetsmålen Ingen övergödning och Hav i balans samt levande kust och skärgård.
Regeringen beslutade den 17 juli 2008 att tillkalla en särskild utredare med uppdrag att utreda och föreslå förändringar i miljö- målssystemets struktur och organisation. Utredningen antog namnet Utredningen om miljömålssystemet och lämnade sitt betänkande – Miljömålen i nya perspektiv (SOU 2009:83) – i september 2009. Betänkandet bereds för närvarande i regeringskansliet.
Utredningen om miljömålssystemet föreslår bl.a. flera för- ändringar avseende miljömålssystemets struktur och målens bedöm- ningsgrunder. Utredningens förslag innebär att miljömålssystemet ges ett tydligare internationellt perspektiv då miljökvalitetsmålen inte kan nås enbart med insatser i Sverige. Svensk miljöpolitik behöver enligt utredningen förutom insatser i Sverige, inkludera EU och internationella sammanhang. Utredningen föreslår vidare att delmålen ska ersätts med etappmål för att det tydligare ska framgå att det handlar om ”steg på vägen för att inom en gene- ration skapa förutsättningar för att nå ett eller flera miljökvalitets- mål”. Utredningen föreslår också en delvis förändrad bedöm- ningsgrund för miljökvalitetsmålen. Alltför ambitiösa mål kan leda till minskad trovärdighet och svårigheter att få till stånd effektiva åtgärder.
Ett viktigt verktyg för att nå miljökvalitetsmålen är de åtgärder som finns i EU:s landsbygdsförordningar och som omsätts via de nationella landsbygdsprogrammen. Det nu gällande landsbygds- programmet är Landsbygdsprogram för Sverige
2Miljömålen – nu är det bråttom! Naturvårdsverket, 2008. www.miljomal.nu
3Se kapitel 5.
30
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
2.2Tidigare utredningar med koppling till vattenförvaltning och styrmedel
Genomförandet av ramdirektivet för vatten har föregåtts av en rad utredningar och många aktörer har deltagit och deltar alltjämt, på både lokal, nationell och
Miljöbalkskommittén tillsattes 1999 med uppdrag att utvärdera tillämpningen av miljöbalken och lämna förslag till nödvändiga reformer. Kommittén fick också i uppdrag att lämna förslag till hur ramdirektivets bestämmelser om miljömål, åtgärdsprogram och utsläpp till vatten skulle genomföras i svensk lagstiftning, men direktiven innehöll inte så mycket om ekonomiska styrmedel. Slut- betänkandet innehåller lite skrivningar om avgifter, men det gäller prövnings- och tillsynsavgifter som har ett annan fokus än pris- politik. Miljöbalkskommittén avlämnade sammanlagt sju betänkan- den, med slutbetänkandet Miljöbalken; miljökvalitetsnormer, miljö- organisationerna i miljöprocessen och avgifter (SOU 2005:59). Unge- fär samtidigt kom ett annat betänkande på samma tema, Åtgärds- program för miljökvalitetsnorm (SOU 2005:113) från Utredningen om åtgärdsprogram. De två betänkandena bereds för närvarande inom regeringskansliet.
Nedan ges en sammanfattning av utredningar avseende bl.a. skatter, avgifter och finansiering som har behandlats i andra sammanhang tidigare och som har koppling till Vattenprisutred- ningens uppdrag.
2.2.1Utredningen om avrinningsområden
Regeringen tillkallade 1996 en särskild utredare med uppgift att utarbeta ett administrativt system för avrinningsområdesvis vatten- förvaltning med utgångspunkt i Miljöbalksutredningens förslag till ny miljöbalk (SOU 1996:103), nitratdirektivet samt kommande krav i ramdirektivet för vatten. Dessutom skulle utredaren klargöra förutsättningar för att tillämpa miljösamverkan mellan jordbrukare i ett delavrinningsområde. I delbetänkandet En ny vattenadminist- ration (SOU 1997:99) föreslog utredningen att en avgift på för- orenat vatten skulle införas för alla källor av betydelse. Avgiften borde avse såväl stora som små punktkällor samt även diffusa källor såsom skogs- och jordbruk. Intäkten från avgiften eller delar av den
31
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
skulle enligt förslaget vid behov användas för att finansiera tillkommande arbete med vattenfrågorna och för att höja kvaliteten i arbetet med dessa frågor. Utöver detta skulle avgiften användas för att främja miljösamverkan på det lokala planet.
I slutbetänkandet Miljösamverkan i vattenvården (SOU 1997:155) behandlades frågan om införandet av en avgift på uttag av vatten inkluderande uttag av vatten för bevattningsändamål. En avgift på vattenuttag kunde enligt utredningen eventuellt strida mot svensk rätt, och därför föreslogs inget i denna del. Utredningen föreslog dock att en avgift borde införas för nyttjande av vatten för kraftframställning. Avgiften borde enligt förslaget tas ut enligt en generell fördelningsnyckel för hela landet. En del av avgiften skulle tillföras statskassan i syfte att finansiera statens ökade kostnader för en ny vattenadministration samt för en generell ambitions- höjning i arbetet med vattenanknutna frågor. En annan del av avgiften beräknas och tas ut distriktsvis. Denna del av avgiften skulle återföras inom distriktet i syfte att stödja och i viss mån fullt ut finansiera vattenförbättrande åtgärder som annars inte skulle komma till stånd.
Förslagen från utredningen i dessa delar ledde inte till några förändringar.
2.2.2Utredningen Svensk Vattenadministration
Regeringen beslutade i oktober 2001 att tillkalla en särskild utred- are för att lämna förslag till en myndighetsorganisation för genom- förandet av ramdirektivet för vatten. Betänkandet – Klart som vatten (SOU 2002:105) – överlämnades till regeringen i december 2002. Utredarens förslag ledde till bildandet av vattendistrikten och organisationen med fem vattenmyndigheter. Utredningen låg till grund för regeringens proposition 2003/04:2 Förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön, som bl.a. innehöll förslag om nya be- stämmelser i 5 kap. miljöbalken om förvaltningen av kvaliteten på vattenmiljön.
I utredarens uppdrag ingick också att analysera förutsätt- ningarna för att införa avgifter på olika former av utsläpp till vatten. Om det bedömdes lämpligt skulle förslag till ett sådant system lämnas. Syftet med avgiften skulle dels vara att täcka administrationskostnader för direktivet, dels vara ett incitament för att minska utsläppens storlek. Regeringsformens ramar för skill-
32
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
naden mellan skatt och avgift skulle upprätthållas. Utredaren skulle överväga om det var lämpligt att den del av avgiften som inte avsattes för administrationens kostnader skulle utgöra ett finan- sieringsinstrument för miljöförbättrande åtgärder inom vatten- området där det inte fanns någon skyldighet att vidta sådana åtgärder enligt miljöbalken. Avgiften skulle således återbetalas till det avgiftsbelagda kollektivet enligt modell från den befintliga avgiften för utsläpp av kväveoxider från anläggningar för energi- produktion. Relationerna av ett eventuellt förslag till befintliga ekonomiska styrmedel inom vattenområdet skulle särskilt beaktas. Användning av vatten för kraftproduktion skulle inte ingå i avgiften. Vad gäller jord- och skogsbrukets utsläpp till vatten skulle utredaren följa arbetet inom utredningen för översyn av miljö- skatterna på handelsgödsel och bekämpningsmedel (Fi 2001:12, HOBS- utredningen).
Utredaren konstaterade att för att skapa nödvändiga resurser i miljömålsarbetet skulle ett fungerande avgiftssystem behövas. Utredningen föreslog en principmodell för ett sådant avgifts- system.
Utredaren konstaterade att alla vattenanvändare som påverkar vattnet i fysikaliskt/kemiskt och/eller ekologiskt avseende ska ta ansvaret för sin påverkan – genom kompensatoriska åtgärder eller avgifter. Avgifter borde bekosta vattenvårdande aktiviteter. Vatten- myndigheternas planerande och myndighetsutövande verksamhet borde däremot inte bekostas med avgifter utan finansieras skatte- vägen. Befintliga avgifter skulle enligt utredaren inordnas i en sammanhängande modell där påverkan på vatten kopplades sam- man med avgiftsuttag. Där avgifter inte togs ut men kostnader fanns, skulle enligt förslaget avgifter införas. I första hand borde prioriterade farliga ämnen ingå avgiftssystemet. Eventuellt skulle avgifterna differentieras regionalt beroende på recipientens status. Avgiftssystem borde enligt utredaren införas i etapper, där steg ett kunde vara kväve och fosfor. Även diffusa utsläpp från jordbruk och skogsbruk borde ingå i modellen, men där ansåg utredaren att det krävdes mer generella lösningar.
Utredaren föreslog också en ny lag om vattenvårdssamfällig- heter med bakgrund av behovet att skydda eller förbättra ett visst vattenområde eller en grundvattenförekomst. Eftersom åtgärds- programmen skulle vara övergripande såg utredaren att vatten- myndigheten kunde ha ett behov av att specificera samverkans- behov och ge en samfällighet i uppgift att genomföra åtgärderna.
33
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
Bildandet av vattenvårdssamfälligheter skulle ske genom förrätt- ning och modellen borde enligt utredaren författningsregleras. Vare sig detta förslag eller förslagen om avgiftssystem föranledde då några åtgärder från regeringens sida.
Särskilda uppdrag angående avgifter och andra styrmedel
Utredningen Svensk vattenadministration gav uppdrag med kopp- ling till Vattenprisutredningens uppdrag till två konsulter. Kon- sulten Euro Resource4 fick i uppdrag att bl.a. gå igenom befintliga avgifter med anknytning till vatten. Återknytning till det uppdraget görs i kapitel 5 i detta betänkande, där aktuella styrmedel kopplade till vatten redovisas.
IVL Svenska Miljöinstitutet AB fick i uppdrag att belysa tek- niska förutsättningar för ett avgiftssystem – avgiftskollektiv, ämnen och frågan om regional differentiering. IVL diskuterade också hur ett avgiftssystem skulle kunna utformas, främst för eutrofierande ämnen.5 Nedan ges en sammanfattning av IVL:s rapport med de viktigaste slutsatserna.
Följande tre frågor studerades:
1.Principer för avgifter på giftiga och naturfrämmande ämnen
2.Avgränsning av avgiftskollektiv
3.Miljömässiga motiv för regionala skillnader i avgifter
För att ett avgiftssystem ska vara effektivt konstaterades inledningsvis att alla berörda bör ingå. Om vissa hamnar utanför avgiftskollektivet kommer de inte ha incitament att minska sina utsläpp, varför man får mindre kostnadseffektiv och mindre utsläpps- reduktion. Det kan dessutom leda till att konkurrensen snedvrids mellan de som ingår respektive inte ingår i avgiftskollektivet. Om avgiften ska återföras till avgiftskollektivet, vilket den ska enligt en strikt tolkning av avgiftsbegreppet, bör motprestation ske efter producerad nytta. Utsläpp från industri och markanvändning tolereras i och med att de producerar något som samhället efterfrågar: en nytta. Om motprestationen relateras till något annat än nyttan kan produktionen i avgiftskollektivet komma att vridas från sitt egentliga syfte.
4Euro Resource, 2002. Vattenavgifter – förutsättningar och möjligheter. MariAnne Olsson, Göteborg, 2002.
5IVL:s rapport fogades till Utredningen Svensk Vattenadministration som bilaga 8.
34
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
För att avgifter på vattenutsläpp ska kunna genomföras kon- staterar IVL att flera svårigheter måste bemästras:
•Vilka emissioner ska avgiftsbeläggas? Det finns flera oönskade miljö- och hälsoeffekter och det finns än fler substanser som bidrar till dessa effekter. En aspekt vid ämnesval är att det måste finnas underlag för utsläppsdata. Dessa måste täcka åtminstone huvuddelen av ämnets totala utsläpp i Sverige. Ämnen med stora diffusa utsläpp kan i vissa fall vara svåra att avgiftsbelägga. Det område som både anses mest akut och där kunskapsläget är bäst är eutrofiering, varför detta kan vara lämpligt som första område. Det finns även möjlighet att relatera toxiska ämnens effekter till varandra och således införa en avgift för toxiska emissioner, även om svårigheterna vad gäller källor och mätning är större här än för eutrofierande ämnen (kväve och fosfor).
•Emissioner är inte lika viktiga oberoende av var och när de sker.
Förutom utsläppen från en enskild källa är följande två faktorer
av mycket stor betydelse med avseende på vilken effekt som utsläppet leder till: 1) övrig belastning hos recipienten och 2) känsligheten för utsläppet hos recipienten. Därför är det motiverat med regional differentiering av avgifter, beroende på den relativa belastningen och känsligheten hos recipienten. En ökad komplexitet i avgiftskonstruktionen leder dock till ökad administration.
•Källorna till utsläppen är, oavsett om det rör sig om toxiska eller eutrofierande ämnen, mycket heterogena. Att införa ett avgifts- system med återföring av avgiften kan därför vara komplicerat. Problemet kan undvikas genom en friare tolkning av avgifts- begreppet, där medlen t.ex. fonderas för miljöförbättrande åtgärder.
•Mätning av utsläpp – bas för avgift. För punktkällorna är detta inget större problem, förutom att de, i och med att C- anlägg- ningar6 bör vara med i systemet, är väldigt många. För diffusa källor och enskilda avlopp är redan detta steg mycket proble- matiskt och under en överskådlig framtid finns egentligen ingen
bra lösning. Problemet kan kringgås eller skjutas på framtiden genom att man använder schablondata, modelleringar eller
6 Miljöfarliga verksamheter har tillståndsplikt enligt MB om de är klassade som
35
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
inflöde som uppskattning på utsläpp snarare än att försöka mäta de faktiska utsläppen.
IVL konstaterar att alla svårigheter ovan kan övervinnas, men att det i många fall skulle krävas en så omfattande administration och kontroll att det blir för lite eller ens något kvar att återföra i form av motprestationer till avgiftskollektivet, varpå hela idén med en avgift faller. Det gäller att försöka identifiera system som kan hanteras med en rimlig insats av administration och kontroll. Även om avgifter kan fungera väl på lång sikt är det – enligt IVL - troligt att det tar tid innan systemet är intrimmat. IVL bedömde det därför rimligt att ett potentiellt avgiftssystem verkar parallellt med den individuella prövningen och andra i dag verksamma administra- tiva styrmedel inom området. Sett ur ett längre tidsperspektiv kan det även då vara motiverat att behålla parallella system, i den mån som styrningen kan behöva variera mer lokalt än vad som en avgift kan klara av. Avgiften kan då ses som allmänt styrande, medan den individuella prövningen ser till att lokala ”utsläppstoppar” undviks.
Avgiftssystem har teoretiska fördelar, och de kan vara nödvän- diga för att kunna uppnå nya och strängare miljökrav, men flera problem måste lösas för att finna praktiskt genomförbara lös- ningar. Dessa är bl.a. problem med mätning och data på diffusa utsläpp och bas för återföring av avgift. I och med den komplexa bilden av källor och miljöeffekter kan ett avgiftssystem på vatten- utsläpp lätt bli administrativt tungrott. På grund av detta kommer – enligt IVL – ett avgiftssystem alltid vara en avvägning mellan enkelhet och ”rättvisa” med avseende på faktiskt miljöeffekt. Kost- naden för systemet måste relateras till den miljömässiga nytta som uppnås. I rapporten presenterar IVL två pragmatiska avgiftssystem, ett för eutrofierande ämnen och ett för toxiska ämnen. Dessa beskrivs nedan.
36
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
Utan att närmare ha analyserat konsekvenserna skissar IVL på ett avgiftssystem för övergödande ämnen, se nedan:
Källa |
Bas för avgift |
Användande av |
Bas för återförande |
(avgiftssubkollektiv) |
|
avgift |
av avgift |
|
|
|
|
Reningsverk |
Utsläpp |
Återförs + |
Antal anslutna |
|
|
administration |
personekvivalenter |
Övriga punktkällor |
Utsläpp |
Återförs + |
Antal anställda (alt. |
|
|
administration |
ek. nyttomått) |
Jordbruk |
Handelsgödsel- |
Administration, |
Inte nödvändig1) |
|
användning |
information, |
|
|
|
miljöåtgärder |
|
Övrig |
Ingen avgift, p.g.a. |
|
|
markanvändning |
kunskapsbrist |
|
|
Enskilda avlopp |
Icke godkända |
Subventioner för |
Inte nödvändig1) |
|
avlopp |
investering i |
|
|
|
anläggning eller |
|
|
|
anslutning till |
|
|
|
avloppsnät |
|
1) Inte nödvändig eftersom avgiften ej återförs till källan utan används på annat sätt.
Systemet kräver troligen en utökad mätning av
Med detta system skulle enligt IVL de flesta stora källor kunna avgiftsbeläggas, vilket skulle vara fördelaktigt med avseende av principen att förorenaren ska betala. I takt med att bättre data- underlag och mätmöjligheter framkommer skulle systemet kunna göras mer enhetligt.
Även för toxiska ämnen skissar IVL på en möjlig lösning. Ett sätt för att avgiftsbelägga toxiska ämnen skulle kunna vara att endast ha en avgift, där olika avgifter för enskilda ämnen viktas ihop utifrån sitt relativa bidrag till miljöförstöring per utsläppt enhet. Ett sådant system finns i bl.a. Tyskland, Belgien och Holland. Ett urval av ämnen är ramdirektivets prioriterade ämnen, som har valts utifrån risk för vattenmiljön eller dricksvattenuttag. För vattenmiljön kan man utgå från de principer som används vid
37
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
riskbedömning av kemikalier inom EU. Genom att utvärdera toxi- kologiska tester av ett ämne härleds ett s.k.
Slutsatsen i IVL:s rapport är att avgiftssystem har många teo- retiska fördelar, men att det är flera stora problem som måste lösas för att det även ska bli en praktiskt genomförbar lösning. Dessa är bl.a. problem med mätning och data på diffusa utsläpp och bas för återföring av avgift. I och med denna komplexa bild av källor och miljöeffekter kan ett avgiftssystem på vattenutsläpp lätt bli admi- nistrativt tungrott. På grund av detta kommer ett avgiftssystem alltid att vara en avvägning mellan enkelhet och ”rättvisa”. Kost- naden för systemet måste enligt IVL relateras till den miljömässiga nytta som skulle uppnås.
2.2.3
Regeringen tillkallade i juni 2001 en särskild utredare med uppdrag att se över skatterna på handelsgödsel och bekämpningsmedel. Utredningen överlämnade sitt betänkande – Skatt på handelsgödsel och bekämpningsmedel (SOU 2003:9) – i februari 2003.
Utredningsuppdraget bestod av två huvuduppgifter; dels att utvärdera gällande skatter på gödselmedel och bekämpningsmedel och dels att undersöka om skatterna borde ändras för att deras effektivitet som miljöstyrmedel skulle förbättras utan att kravet på kostnadseffektivitet eftersattes.
Avseende huvuduppgift ett kom utredningen fram till att skatten på handelsgödselkväve haft en förhållandevis liten påverkan på användningen inom jordbruket. Avseende gödselmedelsskattens
38
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
effekter på miljön ansåg utredningen att även om skatten på handelsgödselkväve haft en liten påverkan på användningen så hade den bidragit till att minska kväveutlakningen från åkermarken. Skattens utlakningsbegränsande effekt uppskattades till cirka 1 500 ton kväve per år. Skatten hade också gjort jordbrukarna medvetna om problemen med kväveutlakning.
Däremot hade skatten på kadmium tillsammans med näringens insatser haft en klart gynnsam effekt genom minskad tillförsel av kadmium till den svenska åkermarken. Kadmiumskatten bedömdes ha bidragit till att tillförseln av kadmium till åkermarken har minskat. Därigenom har främst riskerna för negativa hälsoeffekter minskat.
Avseende bekämpningsmedel gjorde utredningen bedömningen att skatten på bekämpningsmedel hade bidragit till att dämpa användningen av dessa medel. Uttaget hade emellertid legat på en sådan nivå att denna effekt endast kunde anses ha varit begränsad. Den indirekta effekten av bekämpningsskatten, det vill säga att andra effektivare åtgärder för att minska användningen av bekämp- ningsmedel hade kunnat bekostas av allmänna medel, bedömdes ha haft större betydelse. Avseende bekämpningsmedelsskatten kon- staterade utredningen att den endast i mindre omfattning hade påverkat användningen av bekämpningsmedel. Därför bedömdes också skattens betydelse för att kunna minska riskerna för skadliga effekter på miljö och hälsa genom en lägre förbrukning som begränsad. Inte heller ansågs skatten i nämnvärd grad ha bidragit till att styra över användningen mot medel med mindre risker för skadliga effekter eller mot ickekemiska behandlingsalternativ.
Den administrativa hanteringen av både gödselmedels- och bekämpningsmedelsskatten konstaterades vara enkel och att därmed resurser i form av personal m.m. var begränsad. Kost- naderna för hanteringen bedömdes vara förhållandevis låga. Utred- ningen saknade vidare underlag för annan bedömning än att gödselmedelsskattens påverkan på det svenska jordbrukets inter- nationella konkurrenskraft varit förhållandevis måttlig. Skatten på bekämpningsmedel bedömdes ha haft än mindre betydelse för konkurrenskraften.
Utredningen gick också igenom och granskade en rad alterna- tiva system för avgifter och kom fram till att det inte var möjligt att på kort sikt införa något av de angivna systemen. Däremot kunde det vara tänkbart på längre sikt. Utredningen ansåg att ett system som styrde direkt mot minskad kväveutlakning då borde väljas.
39
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
Utredaren påpekade att för att kunna införa ett sådant system krävdes att det skapades förutsättningar för metodutveckling, förbättrat dataunderlag samt forsknings- och försöksresultat.
Utredningen övervägde även om skattebasen borde utvidgas. En sådan utvidgning skulle kunna ske genom att skatt togs ut även på kväveinnehållet i foder. Utredningen kom fram till att en sådan utvidgning inte var lämplig. Problemställningarna var omfattande och det kunde inte klart fastställas att skattens utlaknings- begränsande effekt skulle förbättras. Utredningen föreslog därför att nuvarande skattebas skulle behållas.
När det gällde skatten på kadmiuminnehållet i fosforgödsel- medel ansåg utredningen att pågående arbete inom EU skulle avvaktas innan några förändringar vidtogs. Utredningen ansåg inte att kvotering eller överlåtbara köplicenser var tänkbara alternativ till en särskild miljöpålaga på bekämpningsmedlen. En sådan pålaga borde därför behållas som en del av ett styrmedelspaket. Olika modeller för uttag av denna pålaga övervägdes.
Utredningen gjorde bedömningen att den modell som till- sammans med andra styrmedel och övriga åtgärder är bäst lämpad för att åstadkomma en påtaglig minskning av riskerna med använd- ningen av bekämpningsmedel är den där uttaget av miljöpålagan differentieras efter medlets farlighet för miljö och hälsa. Utred- ningen föreslog därför att i det åtgärdsprogram som tas fram för att minska riskerna med bruket av bekämpningsmedel ska som väsent- lig del ingå att förbereda övergång till ett riskdifferentierat uttag.
Utredningen övervägde vidare om det fanns skäl att höja nivån på uttaget av den nuvarande skatten på bekämpningsmedel och om det då skulle krävas annan bas för uttaget än mängden verksam beståndsdel i bekämpningsmedlen. Om skatten höjs kraftigt kan detta med nuvarande bas för uttaget leda till icke önskvärda styreffekter, eftersom s.k. lågdosmedel skulle komma att gynnas. För att bekämpningsmedelsskattens effektivitet som miljöstyr- medel avsevärt ska förbättras ansåg utredningen att en förhållande- vis kraftig höjning av skattesatsen skulle krävas. Detta skulle å andra sidan komma i konflikt med målet om minskad kväve- utlakning. Vidare skulle det svenska jordbrukets konkurrenskraft försämras.
Ett resultat av
40
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
2.2.4Statens
I september 2001 gav regeringen Statens
En kommuns
Två grundläggande regler för avgiftsuttaget i
Som nödvändiga kostnader för en allmän
När det gäller regeln om avgiftsuttag efter skälig och rättvis grund så avses att avgifterna ska bestämmas med hänsyn till den huvudsakliga nytta som varje särskild fastighet har av
41
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
Förhållandet mellan ramdirektivets artikel 9 och
Av fastighetsägare inom verksamhetsområdet kan
Nyttoprincipen som grund för avgiftsuttaget
Någon direkt följsamhet mellan kostnad och avgift gäller inte. Önskemålet att varje användare ska stå för sin del av kostnaderna i direkt proportion till förbrukad vattenmängd eller orsakad för- orening, torde dock närmast avse de rörliga kostnaderna. Förstått på det viset är
Enligt ramdirektivet ska kostnadsfördelningen ytterst syfta till en effektiv resursanvändning.
Olika sektorers bidrag till kostnadstäckningen
Beträffande de olika sektorerna,
42
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
industrier som använder kommunalt renvatten och levererar avlopp motsvarande hushållsspillvatten deltar i kostnadstäckningen efter principer som ska framgå av
Sammanfattning och förslag
Genomgången av
Problematiken, som Kommissionen också är inne på, att en rörlig avgift måste vägas mot behov att upprätthålla infrastrukturen och vattentjänsterna med därmed förbundna fasta kostnader är också bekant sedan länge inom
43
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
blir den helt avgörande formen för kostnadstäckning och de grundlagsändringar som skulle krävas för att hindra att någon del skattefinansieras föreslår
Behovet av ändring i vissa delar i
2.2.5
I betänkandet Allmänna vattentjänster (SOU 2004:64) berörde
44
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
uttagets fördelning i allt väsentligt tillgodosåg direktivets krav. Om en alltför stor del av avgifterna i framtiden skulle tas ut som fasta avgifter fanns det enligt utredningen dock en risk för konflikt med ramdirektivets intentioner, något som även Statens
2.2.6
När det gäller avgifternas storlek och grunderna för hur de beräknas gäller sammanfattningsvis följande enligt den nya lagen:
Avgifterna får bestämmas som anläggningsavgifter och bruknings- avgifter. Avgifterna får inte överskrida det som behövs för att ordna och driva den allmänna
Avgifterna ska bestämmas så att kostnaderna fördelas på de avgifts- skyldiga på ett rättvist och skäligt sätt. Om särskilda förhållanden gör att kostnaderna för en viss fastighet i beaktansvärd omfattning avviker från andra fastigheter, ska avgifterna bestämmas med hänsyn till skillnaderna. Avgifter för bortledande av vatten från allmän platsmark ska fördelas mellan fastighetsägarna och dem som ordnar och under- håller den allmänna platsmarken enligt vad som är skäligt med hänsyn till den allmänna platsmarkens omfattning och fastighetsägarnas nytta av vattentjänsten.
En anläggningsavgift ska motsvara fastighetens andel av kostnaden för att ordna den allmänna
Den nya lagen överensstämmer med den tidigare lagen på ett sådant sätt att den också kan anses förenlig med kraven i artikel 9 i
45
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
enlighet med den bedömning som Statens
2.2.7Havsmiljöutredningen
Regeringen beslutade i juli 2006 att tillkalla en utredare med uppdrag att utreda hur forskning och miljöövervakning bättre skulle kunna användas för att återskapa en god havsmiljö i Öster- sjön och i Västerhavet. Utredningen fick tilläggsdirektiv i maj 2007, rörande bl.a. internationell förvaltning av Östersjön och planering av de svenska havsområdena. I tilläggsdirektivet utökades upp- draget till att också innefatta frågor om förvaltning och planering, och fick därmed en koppling till vattenmyndigheternas arbete. Utredningen överlämnade sitt betänkande – En utvecklad havs- miljöförvaltning (SOU 2008:48) – i maj 2008. Utredningen låg bl.a. till grund för regeringens proposition En sammanhållen svensk havspolitik (prop. 2008/09:170). Propositionen är en s.k. riktlinje- proposition
Utredaren konstaterar att vid genomförandet av det marina direktivet kommer samverkan mellan den ansvariga myndigheten för havsmiljön och landets vattenmyndigheter att vara av vikt efter- som åtgärder för landbaserade föroreningar kommer att vara centrala för att nå direktivets kvalitetsmål till år 2020. Enligt utredningen var det dock aldrig aktuellt att föreslå vattenmyndig- heterna som ansvariga för genomförandet av EU:s marina direktiv. Länsstyrelserna, som ansvarar för miljöövervakning regionalt, bör däremot fortsatt ha detta ansvar vid genomförandet av det marina direktivet. Ett nära samarbete mellan länsstyrelserna och havsmyn- digheten när det gäller miljöövervakning förutsätts därför.
Utredaren föreslog att en översyn av vattenförvaltningens orga- nisation skulle genomföras snarast och senast när förvaltnings- planer och åtgärdsprogram tagits fram i en första omgång 2009. Utredaren föreslog att Naturvårdsverkets ansvar för samordning av vattenförvaltningen skulle förtydligas, särskilt i frågor som rörde övervakning och kartläggning. Det är särskilt viktigt att samordna de centrala och regionala myndigheter som berörs av vatten- förvaltningen. I ansvaret ligger även att samordna vattenförvalt- ningen med förvaltningen av havet.
7 Se Vattenprisutredningens direktiv.
46
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
Regeringen bör, enligt utredaren, även förtydliga viktigare centrala myndigheters ansvar för övervakning och kartläggning i instruktionen till respektive myndigheter. Det gäller särskilt Fiskeriverket och Sveriges meteorologiska och hydrologiska insti- tut.
Utredaren bedömde att för att med kraft kunna driva över- vakningen av vatten och kartläggningsarbetet enligt ramdirektivet för vatten krävs en enhetlig organisation med tydlig ansvars- fördelning mellan olika nivåer. Dagens organisation med fem vattenmyndigheter som delar av länsstyrelsens organisation utan någon formell samordning ger en otydlig bild utåt och riskerar att skapa ineffektivitet
Utredaren behandlade också frågan om vattenanvändarnas ansvar för övervakning av vattenmiljön enligt ramdirektivet för vatten, se vidare avsnitt 4.4.
2.2.8Miljöprocessutredningen
Regeringen beslutade den 20 juni 2007 att tillkalla en särskild utredare med uppdrag att utreda och föreslå de organisations- och författningsändringar som behövs för en ändrad instansordning för vissa mål och ärenden enligt miljöbalken och plan- och bygglagen. Utredaren skulle vidare utreda och föreslå de processuella regler som behövs för den ändrade instansordningen samt för en samordning av miljödomstolarna och fastighetsdomstolarna. Genom tilläggsdirektiv den 20 december 2007 vidgades uppdraget till att omfatta bl.a. behovet av författningsändringar i fråga om förnybar energi, vattenverksamheter, riksintressen enligt 3 kap. miljöbalken, miljökonsekvensbeskrivningar samt samordning och samråd i prövningsförfarandet.
Avseende uppdraget i tilläggsdirektivet överlämnade utred- ningen betänkandet – Områden av riksintresse och Miljökonsekvens- beskrivningar (SOU 2009:45) – i april 2009 gällande bestämmelser- na om områden av riksintresse i 3 kap. miljöbalken och om miljö- konsekvensbeskrivningar i 6 kap. miljöbalken och betänkandet – Vattenverksamhet (SOU 2009:42) – i maj 2009 avseende dels förnybar energi, där vattenkraft utgör en viktig del, dels andra frågor om vattenverksamhet. Det är främst detta sista betänkande som har direkta kopplingar till Vattenprisutredningens uppdrag. Utredningen har ännu inte remitterats.
47
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
Enligt direktiven skulle Miljöprocessutredningen utreda be- hovet och lämpligheten av att ändra miljöbalkens regler så att en hög produktionskapacitet främjas i vattenkraftverken. Föreslagna ändringar fick inte undergräva arbetet med miljömålen, och dessutom skulle fiskeintresset beaktas.
Utredaren konstaterar att det finns en konflikt mellan främjan- det av vattenkraften och motstående intressen. Med motstående intressen menas omprövningar av gamla vattendomar som resulterar i något annat än elproduktion, fiskvandringsvägar men också andra uppsatta mål för miljön, fisket, rekreation och turism. Konflikten kan enligt utredaren dock inte beskrivas så enkelt som att produktionen står mot miljön. En hög produktion i vattenkraft- verken är positiv för klimatet, (och därmed övergripande för miljön) eftersom denna elproduktion inte bidrar till klimat- förändringen. Något förenklat uttryckt vill Miljöprocessutred- ningen främja vattenkraftproduktionen i de största redan utbyggda vattendragen, då en stor del av svensk elproduktion genom vattenkraft sker i endast ett fåtal älvar med biflöden. Det är främst där som utredningen anser att ytterligare el ska produceras och befintlig produktion skyddas. En annan viktig del i direktivet var att reglerna om vattenverksamhet i möjligaste mån skulle sam- ordnas med reglerna om miljöfarlig verksamhet. Utredningen läm- nade därför också en rad sådana förslag .
2.2.9Vissa punktskattefrågor med anledning av budgetpropositionen för 2010
Som aviserades i samband med budgetpropositionen (2009/10:1) föreslog regeringen i prop. 2009/10:41 ett antal förändringar inom koldioxid- och energibeskattningen. Bland annat föreslogs sänkt återbetalning av koldioxidskatten för dieselolja för jord- och skogsbruksmaskiner och slopad koldioxidskatt för bränslen som förbrukas i industrianläggningar inom utsläppshandelssystemet. Vidare föreslogs att skatten på hushållsavfall som förbränns slopas från och med den 1 oktober 2010, samt att gödselmedelsskatten slopas från och med den 1 januari 2010.
Syftet med att slopa beskattningen av gödselmedel är att stärka det svenska jordbrukets konkurrenskraft genom att kompensera för den sänkta återbetalningen för skatt på dieselolja. Regeringen föreslog samtidigt att den återföring av skatten som har skett till
48
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
jordbruksnäringen ska upphöra, men med två års fördröjning, vilket innebär att återföring (bl.a. till åtgärder i Landsbygds- programmet) kommer att ske både 2010 och 2011. Riksdagen beslutade i enlighet med regeringens förslag (bet. 2009/10:SkU21, rskr. 2009/10:122).
2.3Pågående processer på mellanstatlig och
De viktigaste organisationerna för samarbetet i våra havsområden är HELCOM (Helsingforskommissionen som omfattar Öster- sjön), OSPAR
Huvudsyftet med de mellanstatliga överenskommelserna är att reglera samarbetet mellan stater inom ett visst område, det vill säga syftet är vanligtvis inte att tvinga parterna att agera på ett visst sätt utan att samordna insatser och främja samarbete. Det ligger i sådana avtal och överenskommelsers natur att innehållet blir ett resultat av många kompromisser.
Helsingforskonventionen, som förvaltas av HELCOM, och
8 Formellt namn Konventionen för skydd av den marina miljön i Nordostatlanten och Västerhavet. Samarbete mellan Kommissionen och 15 stater: Belgien, Danmark, Finland, Frankrike, Tyskland, Island, Irland, Luxemburg, Nederländerna, Norge, Portugal, Spanien, Sverige, Schweiz och Storbritannien.
49
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
2.3.1Mellanstatligt samarbete avseende vatten
Helsingforskommissionen (HELCOM) upprättades 1974 (om- arbetad 1992) och innefattar i dag nio länder9 i Östersjöområdet samt
Arbetet sker huvudsakligen i fem tematiska grupper. Dessa är HELCOM MONAS som övervakar och utvärderar tillståndet i den marina miljön och effekter av vidtagna åtgärder; HELCOM LAND som arbetar med frågor kring landbaserade förorenings- källor; HELCOM HABITAT som arbetar med skydd av natur och biologisk mångfald, HELCOM MARITIME vars ansvarsområde är föroreningar från fartyg; samt HELCOM RESPONSE vars arbetsområde rör åtgärder för att förebygga och lindra effekterna av föroreningsolyckor. Arbetet består främst i att utarbeta rekom- mendationer för miljöarbetet i Östersjön med utgångspunkt från den samlade information om miljötillståndet som samlats in under cirka 30 år.
Baltic Sea Action Plan (BSAP)
Länderna inom HELCOM enades under november 2007 om en gemensam handlingsplan för miljöarbetet, HELCOM:s aktions- plan, också benämnd Baltic Sea Action Plan (BSAP). Denna är också tänkt att i stora delar utgöra grunden för genomförandet av EU:s marina direktiv i det regionala sammanhanget. Aktionsplanen syftar till att befästa gemensamma principer för mätning, över- vakning och analys av den marina miljöns tillstånd. I aktionsplanen anges en vision för Östersjöns miljö, ett antal tydliga ekologiska målsättningar samt ett flertal operationaliserade målsättningar. Aktionsplanen bygger på att länderna utövar påtryckning gentemot varandra i stället för på bindande beslut.
Aktionsplanen utgår från ekosystemansatsen och syftar till att befästa gemensamma måttstockar för utsläpp och föroreningar samt principer för mätning, övervakning och analys av den marina miljöns tillstånd. Detta innefattar bl.a. att utarbeta indikatorer och mål för miljöövervakning samt för utvärdering av genomförandet. Ett tydligt uppföljningssystem som grundar sig på indikatorerna
9 Danmark, Estland, Finland, Tyskland, Lettland, Litauen, Polen, Ryssland och Sverige.
50
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
ska inrättas. Vidare ska ett ministermöte hållas under 2013 för att utvärdera de nationella programmens effektivitet. Beroende på utvärderingens resultat kommer aktionsplanen och indikatorerna att modifieras för ökad måluppfyllelse. En särskild genomförande- grupp har tillsatts för att övervaka aktionsplanens måluppfyllelse.
Aktionsplanens mål för övergödning är att inte senare än 2016 ha vidtagit åtgärder mot såväl luftburen som vattenburen belastning med näringsämnen med målsättningen att till år 2021 nå målet om god ekologisk miljöstatus. Enligt överenskommelsen ska Östersjö- länderna ta fram nationella planer för en samlad bedömning till år 2010, som ska utvärderas vid ministermötet 2013. Åtgärder som ska genomföras bestäms bl.a. utifrån det utsläppstak för fosfor och kväve och den preliminära bördefördelning mellan länderna som man enats om. Åtgärder om ökad fosforrening, begränsat använ- dande av farliga ämnen, inrättande av principer för fysisk planering av havsområden, upprättandet av fler skyddade områden samt mål för kommersiella arter (vilket måste förhandlas inom ramen för den gemensamma fiskeripolitiken) är andra områden som länderna enats kring inom ramen för aktionsplanen.
Sveriges åtaganden i Baltic Sea Action Plan (BSAP) – Förslag till nationell handlingsplan
Fokus i BSAP är således kvaliteten på havsvattnet. Naturvårds- verket har haft i uppdrag att i samråd med Jordbruksverket och andra berörda myndigheter ta fram den nationella planen för Sverige. En första rapportering10 kom i maj 2008, och en utökad del två rapporterades i juli 200911. Naturvårdsverket konstaterar att många av de åtgärder som presenteras rymmer stora osäkerheter och stor variation samt att planen bygger på dagens bästa tillgängliga kunskap, det vill säga den kommer att behöva revideras fortlöpande. Naturvårdsverket konstaterar dessutom att flera av de föreslagna åtgärderna redan finansieras eller börjar finansieras under 2009 via havsmiljöanslaget12. Detta motsvarar dock bara en liten del av den totala kostnad för åtgärderna som presenteras i planen.
10Naturvårdsverket, 2008. Sveriges åtaganden i Baltic Sea Action Plan. Delrapport, Rapport 5830, Naturvårdsverket, Stockholm.
11Naturvårdsverket, 2008. Sveriges åtagande i Baltic Sea Action Plan – Förslag till nationell åtgärdsplan. Stockholm.
12Se avsnitt 4.4 för mer information.
51
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
De huvudsegment som planen omfattar är; övergödning, farliga ämnen, biologisk mångfald och sjöfart. Av rapporten framgår att åtgärder för att minska belastningen av närsalter (kväve och fosfor) på havet är det område som ställer störst krav, och då i första hand på jordbrukssektorn. För övergödning gäller att åtgärderna ska vara genomförda 2016 förutom för vissa åtgärder avseende avlopps- vattensektorn där andra tidsplaner är fastställda. De fyra huvud- områden sammanfattas på följande sätt i förslaget till åtgärdsplan13
Övergödning: Den största utmaningen i BSAP är att minska belastningen av näringsämnen. Sverige ska enligt den preliminära bördefördelningen mellan länderna minska sin belastning av kväve med cirka 21 000 ton och av fosfor med 290 ton per år till år 2021. För kväve gäller detta Egentliga Östersjön, Öresund och Kattegatt, medan det enligt bördefördelningen för fosfor inte krävs någon ytterligare minskning till Öresund och Kattegatt. Betinget för Sveriges del kan komma att justeras ner något.14
Eftersom en betydande del av den totala belastningen av kväve och fosfor utgörs av naturlig belastning (bakgrundsbelastning), inriktas BSAP på de antropgena15 källorna. Det handlar i huvudsak om utsläpp från jordbruket och kommunala reningsverk. Också enskilda avlopp, skogsindustrin och skogsbruket bidrar, men i lägre grad. Dessutom står utsläpp till luft för en betydande del av den antropgena belastningen.
De åtgärder som nu redovisas innebär en möjlig minskning av belastningen med cirka 15 500 ton kväve och cirka 170 ton fosfor. Det krävs alltså ytterligare åtgärder, och det även för att klara eventuella nya lägre belastningsvärden. Åtgärdskatalogen är mycket omfattande, framför allt i fråga om jordbruket, med allt från utökad areal för skyddszoner och biogasproduktion av flytgödsel till fler våtmarker i odlingslandskapet. Bland övriga åtgärder mot övergödning finns ökad kväverening i reningsverk, minskade när- saltsutsläpp från industrin, främst skogsindustrin, minskade kvävoxidutsläpp till luft från industri, vägtrafik och sjöfart, förbättrad rening av enskilda avlopp och storskalig musselodling. Åtgärderna ska i huvudsak vara genomförda senast 2016. Det är
13Naturvårdsverket, 2008. Sveriges åtagande i Baltic Sea Action Plan – Förslag till nationell åtgärdsplan. Stockholm.
14När detta skrivs pågår förhandlingar om att revidera belastningsberäkningarna.
15Med detta menas att de är ett resultat av mänsklig aktivitet, t.ex. odling, toalettspolning m.m.
52
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
tveksamt om detta låter sig göras med tanke på att t ex prövning av reningsverk och industrier tar lång tid.
Farliga ämnen: En del av planens åtgärder mot farliga ämnen är starkt knutna till
Beräkningarna av användning och utsläpp av de ämnen som prioriterats i planen är mycket osäkra. Detsamma gäller känne- domen om vilka effekter dessa ämnen kan ha på livet i havet. En viktig del av planen handlar därför om att förbättra kunskaperna om spridningen av giftiga ämnen i Östersjön och att ta fram verktyg för att bättre kunna kartlägga eventuella skadeverkningar.
Biologisk mångfald och fiske: Segmentet biologisk mångfald, inklusive fiske, innehåller åtgärder av olika karaktär. Många ska genomföras i samarbetet inom olika internationella organisationer. De åtgärder som föreslås inom området biologisk mångfald är inriktade på bl.a. marina skyddsområden och utveckling av kunskapsunderlag i form av marina landskaps- och habitatkartor.
En betydande del av åtgärderna inom fisket hänger samman med Sveriges åtagande inom den gemensamma fiskeripolitiken, GFP. De innehåller bl.a. skydds- och förvaltningsåtgärder som t.ex. fiskefria områden, förvaltningsplaner för torsk och ål och för- bättrad övervakning.
Sjöfart och fiske: Många av aktiviteterna i sjöfartsavsnittet utvecklas i HELCOM:s arbetsgrupper Maritime och Respons och är till sin karaktär gränsöverskridande. Det gäller t.ex. frågor om fartyg i sjönöd, om oljespill eller om olika övervakningssystem. Ett fåtal åtgärder är rent nationella till sin karaktär. Däribland kan nämnas att ta hand om marint skräp. Av stor betydelse för hela Egentliga Östersjön är att minska sjöfartens utsläpp av kväveoxider i rökgaserna.
16 Kemiska föreningar som används till bl.a. impregnering av textilier.
53
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
2.3.2Den gemensamma jordbruks- och fiskeripolitiken
EU- länderna har samordnade regelverk för jordbruk och fiske. Den gemensamma jordbrukspolitiken och den gemensamma fiskeripolitiken både påverkar och påverkas av ramdirektivet för vatten och genomförandet av det marina direktivet. Eftersom både ramdirektivet för vatten och det marina direktivet är lagligt bind- ande för medlemsstaterna kan det innebära att EU blir tvunget att anpassa jordbruks- och fiskeripolitiken för att leva upp till kraven. Både jordbrukspolitiken och fiskeripolitiken är föremål för översyn inför den nya budgetperioden från och med 2014.
Den gemensamma jordbrukspolitiken
Den gemensamma jordbrukspolitiken har varit föremål för en rad reformer, och uppföljningar kopplade till dessa, genom åren. Efter den senaste reformen (2003 års reform) är gårdsstödet den främsta beståndsdelen i den s.k. pelare I. Gårdsstödet infördes i Sverige år 2005, och innebar inte att jordbruket blev mindre stödberoende men innebar ett nytt sätt att fördela pengarna till jordbrukarna på. De tidigare areal- och djurbidragen omvandlades till ett inkomst- stöd som betalas ut till åker- och betesmark utan några krav på att produktion måste bedrivas på gården. Dessutom infördes i sam- band med reformen s.k. tvärvillkor som lantbrukaren blev tvungen att uppfylla för att erhålla gårdsstöd och miljöersättningar. Tvär- villkoren består dels av lagstiftning som en följd av
2003 års reform innebar också att Pelare II, där landsbygds- förordningen17 ingår (och där krav på medfinansiering från medlems- staterna ställs), utökades genom så kallad modulering genom att medel fördes över från Pelare I till riktade åtgärder i respektive medlemsstats landsbygdsprogram. I landsbygdsprogrammen ges bl.a. ersättningar för miljöåtgärder som går utöver vad god jord- brukssed och lagstiftning kräver.
För nuvarande programperiod öppnades genom landsbygds- förordningens artikel 38 en möjlighet att bevilja ersättningar även till lagstiftade åtgärder om det finns en koppling till genomförandet
17 1698/2005 EG Rådets förordning av den 20 september om stöd för landsbygdsutveckling från Europeiska jordbruksfonden för landsbygdsutveckling.
54
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
av vattendirektivet. Åtgärderna ska i så fall framgå av åtgärds- planerna och föreskriva stora förändringar i fråga om markanvänd- ning och eller stora restriktioner i fråga om jordbruksmetoder som leder till betydande inkomstförluster. Ersättningen ska betalas ut på årsbasis per hektar. Ersättningsbeloppen kan högst vara 500 euro under en period på högst fem år och därefter 200 euro. I dagsläget kan inte artikel 38 användas i Sverige.18
I samband med översynen av 2003 års reform, även kallad ”hälsokontrollen”, fick varje medlemsstat en viss frihet att välja hur resultatet av hälsokontrollen skulle genomföras i det egna landet. Hälsokontrollen innehöll beslut om en ökning av den obligatoriska moduleringen, det vill säga ytterligare medel skulle föras från gårds- stöden till Landsbygdsförordningen. EU hade tidigare beslutat att dessa medel skulle öronmärkas för åtgärder som bl.a. rörde klimat- insatser, produktion av förnybar energi, förbättrad vattenförvalt- ning och bevarande av biologisk mångfald, de s.k. nya priori- teringarna.
Aktuellt landsbygdsprogram i Sverige är Landsbygdsprogram för Sverige
Det svenska förslaget till tillämpning av hälsokontrollen20 inne- bär till exempel ytterligare satsningar samt omfördelning av medel inom det befintliga programmet på kompetensutveckling, mer pengar till investeringsstöd samt en höjning av ersättningsnivån för vissa miljöersättningar samt i vissa fall en utvidgning av områden där ersättning kan beviljas och miljöinvesteringar. Den genom- snittliga årliga förstärkningen av det svenska landsbygdsprogram- met för åren
För Sveriges del handlade ändringarna i nuvarande Landsbygds- program
18Kommissionen har utarbetat riktlinjer och dessa har presenterats på RDC (Rural Development Committé). Länderna hade en del synpunkter på dessa och bl.a. stödbeloppen. Riktlinjerna ska komma upp till diskussion igen. Beslut kommer ev. under januari 2010. Därefter krävs troligen att åtgärden föreslås i åtgärdsprogrammen.
19Landsbygdsprogram för Sverige
20Förslag till ändring av Sveriges landsbygdsprogram för perioden
55
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
åtgärderna och nå uppställda mål. Dessutom har i vissa fall området där ersättning kan beviljas utökats för att ytterligare kunna minska utsläppen av växtnäringsämnen till havet. De nya åtgärder som föreslås är få men framför allt riktade mot utmaningen vatten- kvalitet.21
Effekter av jordbrukspolitiken på vattenkvaliteten
Historiskt sett har den gemensamma jordbrukspolitiken huvud- sakligen bestått av produktionsstöd som stimulerat produktionen och därmed användning av gödselmedel och växtskyddsmedel. De senaste tre reformerna (MacSharry reformen, Agenda 2000 och 2003 års reform) har successivt minskat kopplingen till produk- tionen. Marknadsprisstödet är i dag av mindre betydelse. Införan- det av miljöstöd med MacSharry reformen innebar möjligheter för medlemsstaterna att utnyttja jordbrukspolitiken för att förbättra miljön. I Sverige har en del av dessa pengar använts för att förbättra vattenkvaliteten bl.a. genom miljöersättningar och rådgivning.
Effekterna av tvärvillkoren på vattenkvaliteten beror på hur lantbrukarna reagerat på de högre sanktioner som stödindragningar och indragningar av ersättningar innebär om man inte följer de regler som införlivats från bl.a. nitratdirektiv och olika vatten- direktiv. Det saknas studier om hur stora dessa effekter är.
Den gemensamma fiskeripolitiken
Den gemensamma fiskeripolitiken är gemenskapens instrument för fiskeriförvaltning och är en fullt utvecklad gemenskapspolitik. Det innebär att alla
Fiskeripolitiken omfattar strukturpolitik, resurspolitik, mark- nadspolitik, relationer med tredje land och fiskerikontrollen. Den gemensamma fiskeripolitiken ska garantera att levande vatten- resurser utnyttjas på ett sätt som skapar ekonomisk, miljömässig och social hållbarhet. Några av EU:s uttalade mål är att stegvis införa en ekosystembaserad fiskeförvaltning, bidra till ett ända-
21 Se vidare avsnitt 5.3.
56
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
målsenligt fiske inom en konkurrenskraftig och lönsam industri, se till att de som är beroende av fisket får en skälig levnadsstandard och ta hänsyn till konsumenternas intressen.
Inom fiskeripolitiken finns på samma sätt som inom jordbruks- politiken vissa ekonomiska stöd.22
Effekter av fiskeripolitiken på vattenstatusen
Fiskeripolitiken har under många år innehållit beslut om höga fiskekvoter, en kombination av åtgärder som gynnat hög fångst- kapacitet och bränslesubventioner (fisket är undantaget från diesel- skatt). Europeiska kommissionen presenterade i april 2009 en grönbok om den gemensamma fiskeripolitikens framtid. I grön- boken konstateras att den gemensamma fiskeripolitiken inte upp- fyller sin målsättning om ett långsiktigt hållbart fiske. Skälen är bl.a. att kvoterna i många fall fastställs högre än vad den veten- skapliga rådgivningen rekommenderar och att överkapaciteten i den europeiska fiskeflottan inte har reducerats i tillräcklig omfatt- ning.
Fiskeripolitiken påverkar vattenkvaliteten i kustzonerna genom den effekt fiskeripolitiken har på t.ex. torskbeståndet. När torsken fiskas ner hårt i Östersjön breder skarpsillen ut sig såväl geografiskt som numerärt. Skarpsillen lever av djurplankton och konkurrerar därmed om födan med fiskyngel. Fiskyngel är beroende av god tillgång på djurplankton i sina unga stadier och kan dö till följd av svält på grund av det ovan beskrivna sambandet. Förutom att abborre och gädda (plus ett antal vitfiskar längre ut i kust- områdena) gått starkt tillbaka så innebär detta att växtplankton fritt kan tillgodogöra sig näringsämnena kväve och fosfor i vattnet.
22Enligt rådets förordning (EG) 1198/2006 av den 27 juli 2006 om Europeiska fiskerifonden samt kommissionens förordning (EG) nr 498/2007 om tillämpningsföreskrifter för rådets förordning (EG) nr 1198/2006 om Europeiska fiskerifonden.
23Nu gällande program är Operativt program för fiskenäringen i Sverige
57
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
SOU 2010:17 |
Detta är ett av skälen till den ökade algblomningen i Östersjön under senare år24. Fiske på toppredatorer i insjöar kan antas få liknande effekter.
Torskfisket regleras av den gemensamma fiskeripolitiken, och ovanstående samband innebär att överfiske i dag kan ses som en miljöfråga likväl som en näringsfråga. Utfiskning har i princip lämnats därhän av vattenmyndigheterna som ett av miljö- problemen, men som framgick ovan kan det ha en avgörande inverkan på den ekologiska statusen.
2.4Analys och slutsatser – vad har gjorts tidigare och vad pågår?
Vattenrelaterade miljöproblem behandlas i nationella miljömål, i olika direktiv och internationella avtal i parallella processer där det är svårt att överblicka vem som gör vad och vad som i slutänden uppnås i form av bättre vattenkvalitet, vare sig det gäller havet eller de landbaserade vattenförekomsterna. Kraven skärps fortlöpande, vilket bl.a. framgår av pågående arbete med vattenförvaltning, det marina direktivet, BSAP, översynen av jordbruks- och fiskeri- politiken och Vattenprisutredningens uppdrag. Det finns en tydlig koppling mellan dessa processer då de påverkar varandra, har likartade övergripande mål, tillgång till samma åtgärder och (troligen) samma problem med att få åtgärderna att komma till stånd, dvs. behov av effektiva styrmedel.
Det faktum att det finns överlappande krav på åtgärder, övervakning och kontroll mellan ramdirektivet för vatten och det marina direktivet gjorde att Havsmiljöutredningen föreslog att en central förvaltningsmyndighet borde få ansvar för de samlade havs- och vattenmiljöfrågorna. En utredning tillsattes den 10 september 2009 med uppgift att utreda frågan om en myndighet för havs- och vattenmiljöfrågor (Dir. 2009:64) som ska leda det i dag splittrade ansvaret för förvaltningen av havs- och vattenmiljöerna i Sverige. Detta framstår som ett viktigt steg för ett effektivare arbete med vattenförvaltningen. Utredningen lämnade sitt betänkande En myndighet för havs- och vattenmiljö (SOU 2010:08).
24
58
SOU 2010:17 |
Bakgrund – tidigare utredningar och pågående processer |
En rad utredningar som bl.a. behandlar frågan om vatten- användarnas ansvar för miljöpåverkan har föregått Vattenprisutred- ningen. Utgångspunkterna har dock inte varit de samma. Bl.a. är kopplingen till prispolitik enligt artikel 9 oklar både vad avser Utredningen om avrinningsområden och Utredningen Svensk Vattenadministration. Båda tar som utgångspunkt att resurser kommer att behövas för att vattenförvaltningens mål ska nås, och föreslår därför avgifter på vatten i finansieringssyfte. Hur mycket och vad som skulle finansieras med avgifterna är dock oklart. Utredningen Svensk Vattenadministration tog dock en ambitiös ansats när det gällde att utreda olika avgiftssystem, och landade i att det fanns behov av ytterligare utredningsinsatser, eftersom framför allt diffusa utsläpp var ett problem i sammanhanget. Detta problem kvarstår.
Många av de tidigare utredningarna har pekat på behovet av finansiering av åtgärder för att uppnå miljömålen i vattenförvalt- ningen. Bl.a.
25 Avser rotzonsutlakning.
59
3Genomförandet av ramdirektivet för vatten och tolkningen av artikel 9
Ramdirektivet för vatten trädde i kraft år 2000 och senast 2015 ska direktivets miljömål vara uppnådda. Målet är att samtliga euro- peiska vatten ska ha god eller hög status år 2015. Det finns dock möjlighet att senarelägga denna tidpunkt i vissa fall.
I detta kapitel beskrivs kortfattat införlivandet av ramdirektivet för vatten i Sverige. Införlivandet av artikel 9 har ifrågasatts av Kommissionen. Kommissionens kritik och Sveriges svar på denna redovisas. Därefter lägger Vattenprisutredningen fram sin tolkning av artikel 9. Kapitlet innehåller också en kort genomgång av hur några andra länder tolkat artikel 9.
3.1Införlivande av ramdirektivet för vatten i Sverige
Ramdirektivet för vatten innehöll flera nyheter:
•En för gemenskapen samordnad reglering på vattenområdet.
•En ny förvaltningsorganisation som utgår från faktiska av- rinningsområden och med en behörig myndighet.
•En ny samordnad reglering av ytvatten med nya miljömål. Nya rättsliga begrepp introducerades, som exempelvis en god ytvattenstatus. Miljömålen tar hänsyn inte bara till kemiska utan även till ekologiska faktorer.
•En ny samordnad reglering av grundvatten med nya miljömål som tar hänsyn till både kvalitativa och kvantitativa faktorer.
61
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
Vattendirektivets genomförande i Sverige baseras på miljöbalken. Ramarna läggs fast i kapitel 5 om miljökvalitetsnormer och miljö- kvalitetsförvaltning. Den närmare tillämpningen bestäms i för- ordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön.
Med ”vattenförvaltning” avses fortsättningsvis i betänkandet de krav på åtgärder som ramdirektivet ställer för att uppnå målet ”god vattenstatus” (kemisk och ekologisk) för yt- och grundvatten samt vatten i kustzoner.
På grund av krav i ramdirektivet har Sverige delats in i fem vattendistrikt vars gränser följer naturliga huvudavrinnings- områden. En länsstyrelse i varje vattendistrikt har utsetts att vara vattenmyndighet (behörig myndighet enligt direktivet). För varje distrikt finns också en särskild vattendelegation med uppgift att fatta beslut inom vattenmyndighetens ansvarsområde.
De fem vattendistrikten med residensstad för respektive vatten- myndighet är:
•Bottenviken (Luleå)
•Bottenhavet (Härnösand)
•Norra Östersjön (Västerås)
•Södra Östersjön (Kalmar)
•Västerhavet (Göteborg).
Landshövdingen i det län som ansvarar för distriktets vatten- myndighet är delegationens ordförande.
Vid samtliga länsstyrelser finns beredningssekretariat för att biträda vattenmyndigheten inom respektive vattendistrikt. Vatten- förvaltningen ska ske i samverkan med alla berörda aktörer. I cirka 60 av de 119 huvudavrinningsområdena har också vattenråd bildats, främst ur befintliga s.k. vattenvårdsförbund. Vattenråden är en samverkansform där aktörer inom ett eller flera avrinningsområden kan enas om förslag på hur förvaltningen av vattenresurserna ska hanteras utifrån lokala förhållanden.
62
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
Figur 3.1 Principskiss av vattenförvaltningens organisation
Inom ett vattendistrikt ska vattenmyndigheten besluta om dels miljökvalitetsnormer och åtgärdsprogram, dels en förvaltningsplan. Vattenmyndigheterna har under år 2009 tagit fram förvaltnings- planer, miljökvalitetsnormer och åtgärdsprogram inom sina vatten- distrikt, med mål att uppnå god vattenstatus i Sveriges vattenföre- komster.1
Vattenmyndigheterna ska också se till att ett program för över- vakning av vattnets tillstånd i vattendistriktet finns och genomförs.
3.1.1
Ramdirektivets konstruktion inkluderar även flera andra
1 Se vattenmyndigheterna webbplats www.vattenmyndigheterna.se
63
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
pletterar vattendirektivet, medan andra redan har upphört att gälla och vissa ska upphöra att gälla från 2013.
Direktiv som blir kvar och gäller även efter 2015 är:
•Nitratdirektivet (91/676/EEG).
•Direktivet om kvaliteten på dricksvatten (80/778/ EEG) och ändring av det (98/83/EG).
•Direktivet om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse (91/271/EEG).
•Direktiv 2006/7/EG om förvaltning av badvattenkvaliteten.
Förutom dessa direktiv finns andra direktiv med koppling till vattenförvaltning, som Vattenprisutredningen enligt sitt uppdrag ska beakta. Dessa är direktivet om en marin strategi och direktivet om främjande av användningen av energi från förnybara energi- källor. Nedan beskrivs därför dessa översiktligt. De befinner sig i olika fas vad gäller införlivande i svensk lagstiftning.
3.1.2Direktivet om en marin strategi2
I juni 2008 beslutade EU om ramdirektivet om en marin strategi. Målet är att EU:s marina ekosystem ska ha en god miljöstatus. Marina direktivet är en av fyra delar i den maritima strategin och utgör miljödelen av strategin. Direktivet liknar vattendirektivet men gäller alla EU:s marina vatten inklusive den ekonomiska zonen. Detta betyder att ramdirektivet för vatten och det marina direktivet överlappar varandra geografiskt i kustzonen.
Det marina direktivet innebär att medlemsländerna måste kom- ma överens om definitioner för vad god ekologisk status innebär för havet och sedan ta fram åtgärder för att uppnå kriterierna för god miljöstatus i havet. Till 2020 ska alla medlemsländer ha uppnått god miljöstatus i de europeiska havsområdena. I direktivet listas elva så kallade deskriptorer som beskriver olika delar och problem- områden i de marina ekosystemen. Dessa ska utgöra ramverket för bedömningen av god miljöstatus.
2 2008/56/EC.
64
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
Arbetet är uppdelat i olika faser. Under perioden
För att genomföra det marina direktivet i havsregioner där miljösituationen är extra allvarlig kan pilotområden utvecklas.
3.1.3Direktivet om främjande av användningen av energi från förnybara energikällor5
Direktivet om främjande av användningen av energi från förnybara energikällor syftar till att öka EU:s andel förnybar energi från 8,5 till 20 procent under perioden
3Naturvårdsverket
4Danmark, Estland, Finland, Tyskland, Lettland, Litauen, Polen, Ryssland, Sverige.
5Europaparlamentets och rådets direktiv 2009/28/EG av den 23 april 2009 om främjande av användningen av energi från förnybara energikällor och om ändringar och ett senare upp- hävande av direktiven 2001/77/EG och 2003/30/EG.
65
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
49 procent förnybar energi år 2020. Sverige har redan i dag den i särklass högsta andelen förnybar energi i EU.
Medlemsstaterna har stor frihet att själva välja på vilket sätt målet ska uppnås: genom ökad användning av förnybar energi och/eller energieffektivisering. Om målet inte kan uppnås med inhemsk energianvändning ges möjlighet att använda de flexibi- litetsmekanismer som finns i direktivet. Direktivet ställer dock ett bindande krav på att alla medlemsstater ska nå ett mål om 10 pro- cent förnybar energi i transportsektorn till år 2020.
Medlemsstaterna ska enligt direktivet lämna en nationell hand- lingsplan till kommissionen senast den 30 juni 2010. Handlings- planen ska innehålla mål för förnybar energi för sektorerna el, värme och kyla samt transporter. Planen ska också innehålla en beskrivning av de åtgärder som medlemsstaten avser att vidta för att nå målen och en tidsplan för detta. Härigenom finns det en koppling till ramdirektivet för vatten, som ställer krav på åtgärder att förbättra den ekologiska statusen i vissa sjöar och vattendrag, vilken kan vara åsidosatt på grund av kraftverksutbyggnad och dammar.
Tydliga intressekonflikter finns mellan olika politikområden angående nyttjandet av vatten. Ett sådant exempel är målkonflikten mellan vattenkraften som producent av förnybar el och vatten- förvaltningens krav på återställande av vattendrag för att höja den ekologiska statusen, något som också har betydelse för turism och friluftsliv.
3.2Artikel 9 i ramdirektivet för vatten
Vattendirektivets syfte är enligt dess ingress att bevara och för- bättra vattenmiljön i unionen främst vad gäller kvalitet men också kvantitet (punkt 19). När det gäller styrmedel för att nå dit berörs i ingressen ekonomiska styrmedel. Där sägs att ekonomiska styr- medel kan vara en lämplig del av ett åtgärdsprogram (punkt 38). Vidare sägs där att principen om kostnadstäckning för vatten- tjänster inberäknat miljö- och resurskostnader i samband med
skada och negativa konsekvenser för vattenmiljön bör |
beaktas, |
i synnerhet i enlighet med principen att förorenaren |
betalar. |
I artikel 9 i direktivet läggs sedan fram vad som ska gälla i fråga om kostnadstäckning för vattentjänster, se nedan. Direktivet ger inte några motsvarande föreskrifter för andra slag av styrmedel.
66
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
Den svenska versionen av artikel 9 i vattendirektivet lyder som följer:
Artikel 9
Täckning av kostnaderna för vattentjänster
1.Medlemsstaterna skall beakta principen om kostnadstäckning för vattentjänster inberäknat miljö- och resurskostnader, med beaktan- de av den ekonomiska analys som utförs enligt bilaga III och i enlighet framför allt med principen att förorenaren betalar.
Medlemsstaterna skall senast 2010 se till att:
–prispolitiken för vatten ger vattenförbrukarna tillräckliga incita- ment till effektiv användning av vattenresurserna och att den därigenom bidrar till miljömålen i detta direktiv,
–de olika vattenanvändningsverksamheterna, uppdelade på åtmin- stone industri, hushåll och jordbruk adekvat bidrar till kostnadstäckningen för vattentjänster, med utgångspunkt i den ekonomiska analys som utförts enligt bilaga III och med beaktande av principen om att förorenaren betalar.
Medlemsstaterna kan härvid beakta kostnadstäckningens sociala, miljömässiga och ekonomiska effekter liksom geografiska och klimatologiska förhållanden i den eller de regioner som påverkas.
2.Medlemsstaterna skall i förvaltningsplanerna för avrinningsdist- rikten rapportera om de planerade praktiska åtgärder för att genomföra punkt 1, vilka kommer att bidra till att miljömålen i detta direktiv uppnås samt om de olika vattenanvändningsverksam- heternas bidrag till en kostnadstäckning för vattentjänster.
3.Inget i denna artikel hindrar finansiering av särskilda förebyggande eller avhjälpande åtgärder för att nå detta direktivs mål.
4Medlemsstaterna skall inte anses ha överträtt detta direktiv om de i enlighet med fastslagen praxis beslutar att inte tillämpa bestäm- melserna i punkt 1 andra stycket och i samma syfte de relevanta bestämmelserna i punkt 2 för en viss vattenanvändningsverksam- het, såvida detta inte äventyrar syftena och möjligheten att uppnå målen för detta direktiv. Medlemsstaterna skall rapportera skälen till varför de inte fullt ut tillämpar punk 1 andra stycket i förvalt- ningsplanerna för avrinningsdistrikten.
67
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
Under 2005 efterfrågade vattenmyndigheterna och Natur- vårdsverket i skrivelser till regeringen en utredning för att få frågan om möjligheten att införa en prispolitik belyst6. Vattenmyndig- heterna framförde i sin skrivelse att frågan om prispolitik för vattentjänster bör utredas och framhöll bl.a. att ”ett sådant prissystem bör internalisera så många kostnader för vattentjänster som är administrativt och praktiskt möjligt.” I Naturvårdsverkets skrivelse efterfrågades en utredning om hur en prispolitik som styr mot full kostnadstäckning för både vattentjänster och vatten- användning kan införas; detta för att öka möjligheterna till ett kostnadseffektivt genomförande av direktivet och dess mål.
I en skrivelse till regeringen7 i maj 2009 tar vattenmyndigheterna åter upp frågan om införandet av en samlad prispolitik för vattenanvändning.
Vidare har Sveriges införlivande av artikel 9 satts i fråga av EU- kommissionen. Det finns därför skäl att gå igenom innebörden av artikel 9 relativt utförligt. Vattenprisutredningen redovisar först kommissionens kritik och Sveriges svar på denna. Därefter lägger utredningen fram sin tolkning av artikel 9.
3.3Sveriges införlivande av artikel 9 har ifrågasatts av Kommissionen
Enligt artikel 9.1 första stycket ska medlemsstaterna beakta prin- cipen om kostnadstäckning för vattentjänster inberäknat miljö- och resurskostnader, med beaktande av den ekonomiska analys som utförs enligt bilaga III och i enlighet framför allt med principen att förorenaren betalar.
Principen om kostnadstäckning för vattentjänster definieras inte i direktivet. Däremot definieras uttrycket vattentjänster i artikel 2 p. 38. Vattentjänster är
alla tjänster som tillhandahåller hushåll, myndigheter eller någon slags ekonomisk verksamhet a) uttag, uppdämning, lagring, rening och dist- ribution av ytvatten eller grundvatten b) insamling och rening av avloppsvatten som senare släpps ut till ytvatten.
6Dnr M2005/3798/Na.
7Genomförande av åtgärdsprogram och andra åtgärder för god vattenstatus inom vatten- förvaltningen – 48 punkter för en bättre vattenkvalitet. Skrivelse, Länsstyrelsen Västman- land, Dnr
68
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
Kommissionen anser att artikel 2.38 a), utöver olika former av ingrepp i naturliga förhållanden som gäller tillhandahållande av vatten för konsumtion av människor och för industrins och jord- brukets behov, även gäller uppdämning och lagring för andra former av användning som t. ex. vattenkraft, översvämningsskydd och navigering (med navigering avses sannolikt sjöfart).
Definitionen av vattentjänster gäller enligt Kommissionen alla former av tjänster som gäller ingreppen som räknas upp i punkter- na a) och b) vilket skulle peka på ett brett tillämpningsområde vad avser de tjänster som avses. Kommissionen anser att dess upp- fattning bekräftas vid en undersökning av direktivets kontext och syfte, särskilt vad gäller bestämmelserna i artikel 9. Kommissionen redovisar dock ingen sådan undersökning närmare.
Det vore enligt Kommissionen oförenligt med direktivet att ge en snäv innebörd till den första delen av definitionen av vatten- tjänster. Det skulle begränsa det bidrag prispolitiken kan ge till direktivets miljömål. Kommissionen anser också att konkurrensen påverkas mellan de vattenanvändare som avkrävs kostnadstäckning och övriga vattenanvändare.
Sverige har lämnat ett svar daterat den 13 februari 2008 på den formella underrättelsen. Där framhålls bl.a. att definitionen i 2.38, dvs. ”vattentjänster”, motsvarar vad som i svensk rätt i 2 § lagen (2006:412) om allmänna vattentjänster definieras som ”vattenför- sörjning och avlopp”, vilket enligt svaret är en vid beteckning för alla de tjänster avseende vattenförsörjning och avlopp som om- fattas av den lagens bestämmelser. Slutsatsen är att Sverige inför- livat definitionen av vattentjänster på ett korrekt sätt.
I sitt svar går Sverige vidare igenom hur artikel 9 införlivats. Därvid framhålls bl.a. att vattentjänstlagen innebär att förbrukarnas avgifter ska motsvara full kostnadstäckning, också för reningen. När det gäller miljökostnader påpekas i svaret att verksamhets- utövare i tillstånd till miljöfarlig verksamhet åläggs att vidta de skyddsåtgärder och försiktighetsmått som behövs av hälso- och miljöskäl och att de får stå för kostnaderna. Vidare framhålls att skatter och avgifter används som styrmedel i viss utsträckning, bl.a. på handelsgödsel (skatten på handelsgödsel är dock numera upphävd) och bekämpningsmedel.
69
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
I svaret uttalas också att prispolitiken
ger incitament till effektiv användning av vattenresurserna. Pris- politiken innebär också att industri, hushåll och jordbruk bidrar adekvat till kostnadstäckningen och att priset speglar resurskostnader- na. Detta gäller såväl när förbrukaren använder egna vattenresurser som när vattnet köps in.
Vidare sägs:
Överexploatering kan dock förekomma i mycket begränsad utsträck- ning och därmed en risk för vattenbrist. I sådana fall är dock använd- ningen i princip tillståndspliktig. Tillstånden, med villkor, ska i så fall utformas så att någon vattenbrist inte uppstår och att ett hållbart uttag säkerställs.
Slutsatsen i Sveriges svar är att Sverige har en prispolitik för vatten som är förenlig med artikel 9. Kommissionen har hittills inte läm- nat någon reaktion på Sveriges svar.
3.4Tolkningen av artikel 9
Vattenprisutredningen behandlar i det följande frågan hur artikel 9 ska förstås och i vilken utsträckning Sverige uppfyller artikelns krav.
3.4.1Kostnadstäckning för vattentjänster – artikel 9 punkt 1 första stycket
Enligt artikel 9 första stycket ramdirektivet för vatten ska med- lemsstaterna beakta principen om kostnadstäckning för vatten- tjänster inberäknat miljö- och resurskostnader, med beaktande av den ekonomiska analys som utförs enligt bilaga III och i enlighet framför allt med principen att förorenaren betalar.
Principen om kostnadstäckning för vattentjänster definieras inte i direktivet. Principen om kostnadstäckning nämns i motiv- eringarna för direktivet i dess ingress (38) men i samma ordalag som sedan återkommer i artikel 9. Ingressen ger alltså ingen väg- ledning för tolkningen.
Att principen ska beaktas betyder ungefär att hänsyn ska tas till den. Oavsett innebörden behöver den alltså inte följas exakt och undantagslöst. Det är vidare oklart bl. a. om alla fasta och rörliga
70
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
kostnader behöver täckas eller om det räcker med att t.ex. margi- nalkostnaderna täcks. Den senare tolkningen kan vara att föredra av effektivitetsskäl men den förra ligger närmast ordalydelsen. Det står däremot klart att miljökostnader och resurskostnader ska täckas liksom övriga kostnader. Slutligen måste detta ske så att förorenaren betalar de kostnader denne orsakar, i vart fall som huvudregel. Hur den ekonomiska analysen enligt bilaga III ska beaktas behandlas senares.
Det kan noteras att kravet på kostnadstäckning bara gäller vattentjänster. Det omfattar alltså inte det vidare begreppet ”vattenanvändning”, som är vattentjänster och all annan verksamhet som har en väsentlig effekt på vattenstatusen (se artikel 2.39).
Vattentjänster
Medan innebörden av kostnadstäckning inte förklaras i direktivet ger det i artikel 2.38 en definition av uttrycket vattentjänster. Vattentjänster är
alla tjänster som tillhandahåller hushåll, myndigheter eller någon slags ekonomisk verksamhet a) uttag, uppdämning, lagring, rening och dist- ribution av ytvatten eller grundvatten b) insamling och rening av avloppsvatten som senare släpps ut till ytvatten.
Tolkningen av ”vattentjänster” vållar trots definitionen problem. Det är nämligen svårt att hitta någon tjänst som regelmässigt omfattar såväl uttag som uppdämning, lagring, rening och distri- bution.
Det är alltså svårt att hitta någon form av vattenanvändning som genomgående innefattar vattentjänst enligt direktivets definition. Med tanke på svårigheterna att tillämpa principen om kostnads- täckning av vattentjänster enligt definitionens ordalydelse bör en
71
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
friare tolkning som tar hänsyn till direktivets syfte övervägas. Syftet med direktivet är enligt artikel 1 att upprätta en ram för vattenskyddet för att bl.a. hindra ytterligare försämringar och skydda och förbättra statusen hos akvatiska ekosystem samt främja en hållbar vattenanvändning baserad på ett långsiktigt skydd av tillgängliga vattenresurser och därigenom bidra till t.ex. tillräcklig tillgång till ytvatten och grundvatten av god kvalitet som behövs för en hållbar, balanserad och rättvis vattenanvändning. Väl förenligt med detta syfte är att kravet på kostnadstäckning ska omfatta alla tjänster som inbegriper uttag eller uppdämning eller lagring eller rening eller distribution. Enbart ett av de olika momenten i artikel 2.38 a) skulle i så fall behöva föreligga för att det skulle röra sig om vattentjänster. En sådan vid tolkning går dock långt utöver ordalydelsen i definitionen. Ytterligare tolk- ningsalternativ bör därför övervägas.
Om man fortfarande vill utgå från syftet med bestämmelsen kan man ta fasta på hushållningsaspekten. Vattenbrist förorsakad av överuttag stimulerade av låga avgifter på offentliga leveranser till förbrukarna framstod som ett av de allvarligaste vattenproblemen under förhandlingarna om direktivet. Vikten av att lösa problemet vid tillämpningen av ramdirektivet för vatten har understrukits när frågor om vattenbrist diskuterats bl.a. inom EU:s ministerråd. För att minska vattenbrist kan kostnadstäckning av vattentjänster krävas för verksamheter som förbrukar vatten så att brist uppstår. Dit hör konstbevattning i jordbruket, vissa industrier samt mottagare av leveranser från vattenverk, t.ex. hushåll och kom- mersiella verksamheter inklusive industrier utan egen vattenförsörj- ning. I dessa fall är prissättning med full kostnadstäckning av i vart fall miljö- och resurskostnaderna ofta ett lätt användbart och effektivt instrument för att förbättra vattenhushållningen.
Vatten som används för sjöfart eller vattenkraftproduktion eller vallats in för att motverka översvämningar förbrukas inte på samma sätt som i de nyss nämnda fallen. Kanaldrift, vattenkraftproduktion etc. medför således inga nämnvärda resurskostnader så krav på kostnadstäckning för att förbättra vattenhushållningen saknar mening i sådana fall.
Inte heller en tolkning grundad på om vatten förbrukas eller ej stämmer helt med ordalagen men är mycket väl förenlig med direk- tivets syfte. Den förefaller möta minst invändningar av tänkbara tolkningar.
72
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
Begreppet vattenanvändning har en vidare definition än vatten- tjänster. Det omfattar enligt artikel 2.39 såväl vattentjänster som alla annan vattenanvändning som har en väsentlig effekt på vatten- statusen enligt artikel 5 och bilaga III. Kravet på kostnadstäckning gäller dock inte vattenanvändning utan bara vattentjänster.
Vidare bör frågan ställas om artikel 9.1 första stycket omfattar någon som förbrukar eget vatten. Eftersom vattnet då inte ”till- handahålls” någon bör svaret bli nej.
Uppfyller Sverige kravet på kostnadstäckning för vattentjänster
– utredningens tolkning
Med den sistnämnda tolkningen som utgångspunkt, dvs. att vatten- tjänsten innebär att vattnet påverkas så mycket att det med vanligt språk förbrukas, kan konstateras att det för Sveriges del främst är
I det svenska svaret nämns inte jordbruksbevattning som ju liksom vattenförsörjning kan sägas förbruka vatten. Vattenleve- ranser till jordbruket är dock försumbara i Sverige.
Med utgångspunkt från att direktivets krav på kostnadstäckning av vattentjänster för svensk del gäller tillhandahållande av vatten och avlopp bör frågan ställas om Sverige uppfyller kravet.
Lagen (2006:412) om allmänna vattentjänster (vattentjänst- lagen) innebär att förbrukarnas avgifter inte får överskrida vad som behövs för att täcka nödvändiga kostnader för att ordna och driva anläggningen.
I propositionen 2005/06:78 Allmänna vattentjänster sägs följan-
de:
Det finns inget hinder mot att kommunerna skattefinansierar sin
73
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
den återstående procenten täcks via kommunalskatten. Sett över alla kommuner har ungefär 65 procent täckt sina kostnader fullt ut med avgifter och en entydig trend pekar på att det kommer att bli så på fler ställen. Alla de större kommunerna har en sådan full kostnadstäckning. Med hänsyn särskilt till denna utveckling finns inte nu skäl att i lagen införa krav på full avgiftsfinansiering.
Enligt uppgifter från branschorganisationen Svenskt Vatten ligger den verkliga kostnadstäckningen nära 100 procent; det kan före- komma att vissa glesbygdskommuner skattefinansierar en del kostnader för
Medan större vattenverk normalt ingår i en allmän
Kraven i artikel 9.1 första stycket på kostnadstäckning och på att förorenaren ska betala torde alltså vara uppfyllda.
Uppfyller Sverige kravet på kostnadstäckning för vattentjänster
– en vidare tolkning
Frågan bör emellertid också ställas hur Sverige uppfyller kraven i artikel 9.1 första stycket om vattentjänster ges en vidare tolkning än den Vattenprisutredningen förespråkar men som ligger mer i linje med Kommissionens uppfattning.
Uppdämning och lagring för kraftproduktion är en viktig verk- samhet i Sverige. Ofta svarar det företag som producerar elkraft också för uppdämning och lagring av det vatten som används för produktion men då är det knappast fråga om ett tillhandahållande enligt artikel 2. 38. Det uttrycket förutsätter att någon fysisk eller juridisk person tar emot vattnet. Interna leveranser i ett företag bör alltså falla utanför tillämpningen. Det är vidare vanligt att särskilda regleringsföretag sköter uppdämning och lagring åt andra företag som äger kraftstationer och producerar elkraft. Här är det fråga om att ”tillhandahålla” och kravet på kostnadstäckning enligt artikel 9 bör gälla. Veterligen får regleringsföretagen avgifter av mottagarna som täcker kostnaderna. Någon offentlig subvention av uppdäm- ning och lagring för kraftproduktion förekommer inte. Det kan
74
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
tilläggas att miljökostnaderna enligt miljöbalken ska täckas av för- orenaren/verksamhetsutövaren på så sätt att denne på egen bekost- nad vidtar skyddsåtgärder och ersätter skadelidande. Om vatten- myndigheternas miljökvalitetsnormer innebär att miljökostnaderna inte täcks fullt ut ska detta enligt ramdirektivet rättas till genom de åtgärdsprogram som just har beslutats. Med det förtydligandet blir slutsatsen att Sverige uppfyller artikel 9 när det gäller kraftproduk- tion.
Vatten används också för transporter i kanaler och slussar men det tillhandahålls inte någon på villkor som strider mot kravet på kostnadstäckning. Uppdämning och lagring av vatten för att till- handahållas för jordbruksbevattning förekommer så vitt känt inte i Sverige utan jordbruken använder resurser de själva har rådighet över. Industrin använder eget vatten eller får leveranser från va- verk.
Även med en vidare tolkning av vattentjänster bör alltså den svenska tillämpningen vara förenlig med direktivet.
WATECO om vattentjänster m.m.
EU:s medlemsländer, Norge och
I dokumentet behandlas ”vattentjänster” och ”vattenanvänd- ning” men några avgörande bidrag till tolkningen ges knappast. Där nämns dock att diffus förorening av ytvatten eller grundvatten inte är en vattentjänst enligt definitionen i artikel 2. Vidare sägs bl.a. att sjöfart, vattenkraftproduktion, hushåll, jordbruk och industriell verksamhet är viktiga vattenanvändningar.
75
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
3.4.2Kostnader för vattentjänster som ska täckas enligt artikel 9
Som framgår ovan ska principen om kostnadstäckning för vatten- tjänster förutom de finansiella kostnaderna också omfatta miljö- och resurskostnader, med beaktande av den ekonomiska analys som utförs enligt bilaga III och i enlighet framför allt med prin- cipen att förorenaren betalar.
När det gäller täckningen av miljökostnader tillämpas i Sverige miljöbalken. Beträffande miljöpåverkan åligger det verksamhets- utövaren att vidta sådana skyddsåtgärder att verksamheten klarar miljöbalkens hänsynsregler. Detta föreskrivs som villkor i till- stånden för
Vanligen torde villkoren innebära att också ramdirektivets krav på god status uppfylls. Annars måste åtgärder vidtas så att god status nås. Av vattenmyndigheternas åtgärdsprogram framgår vad som behöver göras. Det åligger verksamhetsutövaren att svara för åtgärderna på egen bekostnad.
Beträffande resurskostnader har
Slutsatsen så långt är alltså att
Frågan har kommit upp om artikel 9 kan förstås så att också de miljökostnader som andra förorenare orsakar
76
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
en vattentjänst vars kostnad ska debiteras förorenaren enligt arti- kel 9.
Vidare ska medlemsstaterna beakta den ekonomiska analys som görs i enlighet med direktivets bilaga III. Inget av vad som sagts ovan om hur principen om kostnadstäckning beaktas strider mot den ekonomiska analysen varför Sverige följer direktivet även i den delen.
Principen att förorenaren betalar är viktig i EU:s miljölag- stiftning. Den nämns i den för miljöområdet centrala artikeln 191 i fördraget om EU:s funktionssätt (tidigare artikel 174 i fördraget om upprättande av europeiska gemenskapen). I punkt 2 sägs föl- jande:
Unionens miljöpolitik ska syfta till en hög skyddsnivå med beaktande av de olikartade förhållandena inom gemenskapens olika regioner. Den skall bygga på försiktighetsprincipen och på principerna att före- byggande åtgärder bör vidtas, att miljöförstöring företrädesvis bör hejdas vid källan och att förorenaren skall betala.
Innebörden av att förorenaren ska betala beskrivs dock inte närmare i fördraget och inte heller i ramdirektivet för vatten.
För svensk del kan noteras att
Det sagda innebär att Sverige iakttar stadgandet i artikel 9.1 första stycket om det tolkas så att det gäller vatten och avlopp. Det bör framhållas att Sverige inte lämnar några subventioner för någon verksamhet som kan omfattas av bestämmelsen. Sverige agerar inte heller på något annat sätt så att kostnaderna inte täcks.
Vidgas frågan till att gälla kostnadstäckning för vattenanvänd- ning överhuvudtaget gäller dock att negativ påverkan på vatten- miljön accepteras utan kostnadstäckning i viss utsträckning, särskilt när det gäller fysisk påverkan och som utsläpp från diffusa källor. I sådana fall kan åtgärder behöva vidtas för att målen enligt artikel 4 ska nås.
77
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
3.4.3Prispolitik, adekvata bidrag till kostnadstäckningen m.m. – artikel 9 punkt 1 andra stycket
Medlemsstaterna ska senast 2010 se till att:
-prispolitiken för vatten ger vattenförbrukarna tillräckliga driv- krafter till effektiv användning av vattenresurserna och att den därigenom bidrar till miljömålen i direktivet,
-de olika vattenanvändningsverksamheterna, uppdelade på åtmin- stone industri, hushåll och jordbruk adekvat bidrar till kost- nadstäckningen för vattentjänster, med utgångspunkt i den eko- nomiska analys som utförts enligt bilaga III och med beaktande av principen om att förorenaren betalar.
Medlemsstaterna kan härvid beakta kostnadstäckningens sociala, miljömässiga och ekonomiska effekter liksom geografiska och klimatiska förhållanden i den eller de regioner som påverkas.
Strecksats 1 om prispolitik och effektiv användning av resurserna
Begreppet prispolitik definieras inte i direktivet. Den i detta sammanhang rimliga innebörden är att det gäller statens avsikter att styra priset och vidta åtgärder som direkt påverkar det. Det innebär att t.ex. finanspolitik, bl.a. momsnivåer, och penningpolitik som ju indirekt påverkar vattenpriset men inte har det direkta syftet, inte räknas in i prispolitiken för vatten. Skatter på eller bidrag för just vattenanvändning hör däremot till prispolitik. Skatter eller bidrag som syftar till att påverka vattenpriset förekommer inte i Sverige. Bestämmelserna om avgifternas storlek och beräkningsgrunder i lagen om allmänna vattentjänster får dock ses som prispolitik i direktivets bemärkelse.
Det bör observeras att uttrycket prispolitik används i Kom- missionens ovan refererade skrivelse och i Sveriges svar även avseende kostnadstäckning för vattentjänster enligt artikel 9.1 första stycket. Det är också med den innebörden ”prispolitik” används i direktiven till Vattenprisutredningen. I ramdirektivet för vatten används däremot uppenbarligen uttrycket prispolitik i den snävare bemärkelsen ovan. Det är denna Vattenprisutredningen utgår från i det följande.
78
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
Det bör också anmärkas att uttrycket ”prispolitiken för vatten” i den svenska versionen av direktivet skiljer sig från vissa andra språkversioner. Den engelska texten använder ”waterpricing policies”, den franska ”la politique de tarification de l’eau” och den danska ”prissaettningspolitikken”. Dessa uttryck motsvaras på svenska närmast av ”prissättningspolitiken för vatten”, alltså en snävare innebörd än ”prispolitiken för vatten”.
Sveriges prispolitik när det gäller vattenförsörjning och avlopp kan i korthet beskrivas som att det offentliga inte bidrar till kostnadstäckningen. I stället får förbrukarna svara för kostnaderna.
Vidare ska prispolitiken ge förbrukarna tillräckliga incitament till en effektiv användning av vattenresurserna. Det kan diskuteras vad effektiv användning är men med tanke på direktivets syften får antas att det här gäller att hushålla vid användningen så att inte brister uppstår. I stort förekommer inte vattenbrist i Sverige, vilket inte är den svenska vattenprispolitikens förtjänst, men det betyder att användningen av vattenresurserna är effektiv och resurshushåll- ningen inte kräver några ytterligare generella vattenprispolitiska incitament i Sverige.
I vissa begränsade områden i Sverige, t.ex. i Skåne och Roslagen, är det dock tidvis brist på vatten. Om vattenuttag påverkar all- männa eller enskilda intressen, vilket de gör om de orsakar brister för andra, kräver miljöbalken tillstånd till uttaget. Genom till- ståndet fördelas resurserna på ett sätt som ska ge balans mellan uttag och tillgång. Därmed är inte sagt att de går dit de används effektivast men uppenbara bristsituationer undviks. Det är tänkbart att balansen skulle kunna upprätthållas med avgifter på uttag i stället för att tillåtna uttagsmängder bestäms. Det kräver dock en lagändring för att ett tillståndsbeslut ska kunna innefatta en lösning med avgiftsmetoden. Utredningen kan dock inte se att en lag- ändring är befogad för att lösa just det eventuella problemet. Ett samhällsekonomiskt och privatekonomiskt effektivt utnyttjande av resurserna kan åstadkommas genom att rättighetsinnehavarna säljer sitt tillåtna uttag vidare till andra som kan utnyttja vattnet effek- tivare. Miljöbalken hindrar inte detta; om tillstånden gör det kan de vid behov ändras.
Prispolitiken ska vidare bidra till direktivets miljömål. Det ska ske genom att den ger tillräckliga incitament till effektiv använd- ning av vattenresurserna. Eftersom vattenanvändningen enligt vad nyss sagts är effektiv får kravet anses uppfyllt.
79
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
Prispolitiken i Sverige innebär att inga subventioner ges till vattenförbrukning vilket gör att förbrukarna i slutänden får stå för eventuella resurskostnader. Detta bör gynna hushållningen så att några beaktansvärda resursproblem inte uppstår. På detta sätt bidrar alltså prispolitiken till direktivets miljömål. Däremot på- verkar prispolitiken inte de miljömål som handlar om att hindra ytterligare försämringar och att skydda och förbättra statusen hos akvatiska ekosystem m.m. Det bör observeras att något krav på en sådan prispolitik inte ställs i artikel 9.
Strecksats 2 om adekvata bidrag till kostnadstäckning och beaktande av principen förorenaren betalar
Vidare ska de olika vattenanvändningsverksamheterna, uppdelade på åtminstone industri, hushåll och jordbruk bidra adekvat till kostnadstäckningen för vattentjänster. Det bör innebära att den enskilde förbrukaren inte behöver betala exakt vad som motsvarar dennes del av totalkostnaden, det räcker att hans sektor gör det i stort. Kostnader får däremot inte föras över från t.ex. industrin till hushållen. Eftersom
Dessutom ska detta ske med beaktande av principen om att förorenaren betalar. Det är oklart vad detta innebär som inte redan innefattas i kravet på adekvat kostnadstäckning från de olika vattenanvändningsverksamheterna när det gäller va, som är den aktuella vattentjänsten för svensk del. Principen att förorenaren ska betala gäller för vattentjänster i Sverige. Det kan därför antas att Sverige följer direktivet på den här punkten.
Slutligen ska de olika vattenanvändningsverksamheternas bidrag till kostnadstäckningen ske med utgångspunkt i den ekonomiska analys som utförts enligt bilaga III i direktivet, vilken handlar om hur den ekonomiska analysen ska utföras. I en rapport den 22 mars 2005 med titeln Beskrivning, kartläggning och analys av Sveriges ytvatten har Naturvårdsverket lämnat en grundläggande ekono- misk analys av vattenanvändningen i Sveriges vattendistrikt. Där redovisas bl.a. uppgifter om vattenanvändningen inom olika sektorer som hushåll, industri och jordbruk samt om utsläpp till vatten av olika ämnen. Vidare lämnas prognoser över ekonomisk utveckling och framtida vattenanvändning i distrikten. I Sverige
80
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
svarar
Kravet att utgångspunkten för kostnadstäckningen ska vara den ekonomiska analysen enligt bilaga III verkar alltså inte kunna till- godoses med de förutsättningar som gäller i Sverige.
Sammanfattningsvis är innebörden av artikel 9.1 andra stycket delvis oklar. Det är dock viktigt för svensk del att det i Sverige inte finns någon beaktansvärd brist på vatten och att någon effektivare användning av resurserna inte behövs av det skälet. Slutsatsen är att Sverige följer kraven med rimliga tolkningar utan att avvikelser enligt artikel 9.4 behöver åberopas. Det bör ändå övervägas om bestämmelsen bör åberopas när det gäller miljökostnaderna, som i huvudsak hanteras med hjälp av miljöbalken och inte prispolitik. Vidare bör övervägas om artikel 9.4 ska åberopas när det gäller att kostnadstäckningen ska ske med utgångspunkt i den ekonomiska analysen i bilaga III, vilket inte kan sägas vara förhållandet i Sverige.
Beaktande av kostnadstäckningens effekter – artikel 9.1 tredje stycket
När det gäller utformningen av prispolitiken och de olika vatten- användningsverksamheternas bidrag till kostnadstäckningen får enligt art. 9.1 tredje stycket avvikelser göras så att hänsyn tas till sociala, miljömässiga och ekonomiska effekter liksom geografiska och klimatiska förhållanden i regioner som påverkas. Därmed öppnas vissa möjligheter att ta andra hänsyn vid taxesättningen än strikt till den kostnad som belastar varje förbrukare. Bestämmelsen kan åberopas som stöd för skattefinansieringen av delar av va- utbyggnaden i vissa glesbygdskommuner.
3.4.4Artikel 9 – punkterna 3 och 4
Utredningen går inte här igenom punkten 2, som handlar om medlemsstaternas rapportering.
Enligt punkt 3 hindrar inte artikel 9 finansiering av särskilda förebyggande eller avhjälpande åtgärder för att nå direktivets mål. Vad ”särskilda” innebär i detta sammanhang är oklart. Bestäm-
81
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
melsen bör dock innebära att bidrag till investeringar i t.ex. åtgärder för bättre vattenhushållning eller rening kan vara tillåtna, trots att det strider mot principen att förorenaren ska betala.
Vattenprisutredningen vill för sin del peka på att principen att förorenaren ska betala är en utgångspunkt för svensk vattenmiljö- politik och att det är av stor betydelse för vattenvården att den följs med konsekvens. Att släppa den i nämnvärd omfattning vore, även om det inte behöver strida mot direktivet, bl.a. stötande från rättvisesynpunkt med hänsyn till alla de förorenare som stått för sina kostnader.
Punkten 4 öppnar för möjligheter att inte tillämpa bestäm- melserna om prispolitik, adekvata bidrag till kostnadstäckning (punkt 1 andra stycket) och om rapportering av planerade prak- tiska åtgärder för att genomföra punkt 1, såvida det inte äventyrar direktivets syften och möjligheten att nå dess mål. Det ska dock vara i enlighet med fastslagen praxis. Skälen för avvikelser från punkt 1 andra stycket ska rapporteras.
Det bör observeras att punkt 4 inte kan åberopas för att frångå kravet på kostnadstäckning i punkt 1 första stycket. Möjligheten till avvikelser enligt denna bestämmelse sammanfaller delvis med artikel 9.1 tredje stycket.
För svensk del finns inget behov av att använda bestämmelsen i punkt 4 i någon större omfattning. Den bör dock åberopas när det gäller att kostnadstäckningen inte sker med utgångspunkt i den ekonomiska analysen i bilaga III.
3.5Tolkning av artikel 9 i några andra
I detta avsnitt redovisas kort den diskussion om innehållet i artikel 9 som förts i några andra
I Nederländerna finns i princip full kostnadstäckning vad gäller vattentjänster, och man menar därför att den prispolitik som ramdirektivet för vatten kräver redan finns införd. Kommissionen håller inte med och Nederländerna har, liksom Sverige, mottagit en formell underrättelse angående införlivandet av artikel 9. I Neder- länderna finns flera instrument som man refererar till som prispolitik och som går utanför vad man anser att direktivet kräver. Man arbetar i dagsläget inte med att ytterligare utvidga använd-
82
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
ningen av prispolitiska instrument eftersom man inte tror att det skulle förbättra möjligheterna att nå god vattenstatus.
I Storbritannien resonerar man på ett liknande sätt, och menar att man har en relativt väl fungerande marknad för vattentjänster. Storbritannien har inte fått någon formell underrättelse om att man inte skulle uppfylla vad direktivet kräver. Man arbetar med att förbättra prissättningssystemet, och har nyligen låtit göra två utvärderingar av
I Danmark anser att man att man har den prispolitik på vatten som ramdirektivet för vatten kräver, något som Kommissionen inte håller med om. En ny lag om administrationen av
Även Finland har tagit emot en formell underrättelse från Kom- missionen angående införlivandet av artikel 9. Finland använder i mycket liten grad ekonomiska styrmedel inom vattenområdet, och det finns inga indikationer på att detta kommer att förändras. Inom
Det franska åtgärdsprogrammet för vatten finansieras i hög grad av avgifter/skatter, som tas ut för en rad olika vattenpåverkande aktiviteter. Inom
3.6Analys och slutsatser – så ska artikel 9 tolkas
Slutsatsen i Sveriges svar till Kommissionen var att Sverige har en prispolitik för vatten som är förenlig med artikel 9. Kommissionen har hittills inte lämnat någon reaktion på Sveriges svar.
Det är oklart vilka verksamheter som avses med ”vattentjänster” i artikel 2.38 a). Därmed blir också omfattningen av kravet på ”kostnadstäckning för vattentjänster” i artikel 9.1 st. 1 oklar. Vattenprisutredningen anser dock att en rimlig tolkning är att kostnadstäckning krävs för verksamheter där vatten förbrukas i samma mening som vid vattenförsörjning och jordbruksbevattning. En sådan tolkning innebär att något krav på kostnadstäckning för exempelvis vattenkraftproduktion och sjöfart inte följer av ram-
83
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
SOU 2010:17 |
direktivet. Av artikel 2.38 b) följer dock att också avlopp omfattas av kravet på kostnadstäckning för vattentjänster.
Begreppet vattenanvändning har en vidare definition än vatten- tjänster. Det omfattar enligt artikel 2.39 såväl vattentjänster som all annan vattenanvändning som har en väsentlig effekt på vatten- statusen enligt artikel 5 och bilaga III. Enligt ovanstående tolkning gäller dock inte kravet på kostnadstäckning all vattenanvändning utan bara vattentjänster.
Det sagda innebär att Vattenprisutredningen anser att det saknas grund för den långtgående tolkning Kommissionen före- språkar.
För svensk del är det främst
Beträffande kravet i artikel 9.1 andra stycket på prispolitik vill utredningen peka på att några ytterligare incitament till en effektiv användning av vattenresurserna inte behövs i Sverige eftersom det inte finns någon vattenbrist annat än undantagsvis. Kravet får alltså anses vara uppfyllt.
Punkten 4 öppnar möjligheter för medlemsstaterna att avvika från föreskrifterna i punkt 1 andra stycket och punkt 2 om det inte äventyrar möjligheten att uppnå målen för direktivet. Utredningen förordar att punkt 4 åberopas vad gäller att kostnadstäckningen inte sker med utgångspunkt i den ekonomiska analysen i bilaga III.
Vattenprisutredningens uppfattning är alltså att Sveriges tilläm- par artikel 9 korrekt. Utredningen vill dock framhålla att medlems- staterna är oförhindrade att gå längre än vad direktivet kräver bl.a. när det gäller att använda ekonomiska styrmedel.
I följande kapitel, kapitel 4, redovisas vattenstatusen i Sverige och det blir där klart att dagens politik bör kompletteras för att uppfylla målen enligt ramdirektivet. Kapitel 5 och 6 redovisar därefter utgångspunkter för utformning av styrmedel i form av teoretiska utgångspunkter, befintliga styrmedel samt pågående arbeten med förslag till nya styrmedel. Dessa kapitel leder till en
84
SOU 2010:17 |
Genomförandet av RDV och tolkningen av artikel 9 |
analys av möjligheterna till en mer omfattande prispolitik som redovisas i kapitel 7.
85
4Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader
För att kunna utforma effektiva styrmedel är det viktigt att definiera vad som är ett ”miljöproblem” och vad som är orsaker till, respektive effekter av miljöproblemet, samt vem som orsakar problemet.
I detta kapitel ges en kort bakgrund till de aktuella problemen i vattenmiljön i Sverige, hur de kan påverka akvatiska ekosystem och hälsa, samt något om vilka spridningskällor som varit viktiga under de senaste decennierna. För ramdirektivet är det relevant att fokusera på de utsläpp som sker till vatten, men många ämnen som sprids till luft hamnar i vattnet via nederbörd eller deposition med partiklar. Därför är det även relevant att inkludera vissa utsläpp till luft. Det är emellertid inte bara utsläpp som påverkar vatten- statusen. Sveriges vattenlandskap har nyttjats och omformats på många sätt under decennier, och denna fysiska förändring kan ha stor inverkan på vattenmiljön, och därmed den ekologiska statusen. Både tillförsel av ämnen och den fysiska påverkan finns kvar under lång tid i vattensystemet, och många av Sveriges vatten kommer att behöva restaureras för att uppnå målen med ramdirektivet för vatten.
4.1Sveriges vattenförekomster
Vattnet på jorden cirkulerar i ett ständigt kretslopp; ånga avdunstar från sjöar, hav och land och faller ner som snö och regn. En del av detta vatten tränger ner i marken och bildar grundvatten. Grundvattnet rör sig långsamt genom jordlagren och berggrunden mot lägre nivåer – för att slutligen rinna ut i sjöar, hav och vatten- drag igen. Om grundvattnet påverkas, så påverkas allt vatten i kretsloppet.
87
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
I Sverige finns det cirka 100 000 sjöar större än 1 ha och cirka 500 000 km vattendrag. Dessutom finns en lång och flikig kust- sträcka ända från Strömstad till Haparanda. Grundvatten finns överallt i såväl berg som jordlager, fast i väldigt olika omfattning. Det är inte möjligt att kartlägga alla dessa vattenresurser även om de har eller kan ha stor lokal betydelse. Inom vattenförvaltningen har de största vattenresurserna valts ut och indelats i vatten- förekomster för sjöar, vattendrag, övergångsvatten (mellan sött och salt vatten), kustvatten och grundvatten. Urvalet har strävat efter att få så homogena vattenförekomster som möjligt med hänsyn till olika vattentyper och karaktär, men indelningarna har naturligtvis krävt generaliseringar. Ramdirektivet för vatten och vattenförvaltningsförordningen anger att betydande vattenföre- komster ska definieras för vilka miljömål/kvalitetskrav ska före- skrivas och uppnås. Vattenförvaltningen omfattar cirka 26 500 vattenförekomster, varav cirka 7 200 sjöar, cirka 15 600 vattendrag, cirka 600 kust- och övergångsvatten och cirka 3 000 grund- vattenförekomster. Det innebär att huvuddelen av ytvatten- resurserna omfattas av vattenförekomster medan det endast utgör cirka 10 procent av antalet vatten.
Vatten är både en livsviktig naturresurs och ett livsmedel. Som livsmedel sorterar vatten under Jordbruksdepartementets ansvars- område med Livsmedelsverket som central tillsynsmyndighet. Frågor om skydd av vattenresursen ligger hos Miljödepartementet, och den tillsynen utövas av Naturvårdsverket, de olika länsstyrel- serna och kommunernas miljö- och hälsoskyddsnämnd. Eftersom vattenfrågor är en väsentlig del för hela samhället, så berör vattenfrågorna många andra departement och myndigheter samt många delar av kommunernas verksamhet.
4.1.1Vatten som livsmedel
I Sverige kommer cirka 50 procent av det kommunalt producerade dricksvattnet från ytvatten, och 25 procent från grundvatten. Resterande 25 procent av dricksvattnet kommer från konstgjort grundvatten genom infiltration av ytvatten. Utöver de kommunala vattentäkterna nyttjar drygt två miljoner människor helt eller periodvis egna grundvattenbrunnar.
88
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
När det gäller kvaliteten på kommunalt vatten och skyddet av kommunala vattentäkter har Sverige kommit en bit på väg.1 Vattenkvaliteten för de enskilda vattentäkterna (privata brunnar), som försörjer en stor del av befolkningen, varierar betydligt mer och det finns dålig kontroll av kvaliteten.
Den genomsnittliga förbrukningen av vatten per person och dygn i ett hushåll är cirka 180 liter.2 Av dessa används cirka 10 liter till mat och dryck, resten används till att spola i avlopp, disk, tvätt, personlig hygien med mera.
4.1.2Vatten som naturresurs och biotop
Att dricksvatten är vårt viktigaste livsmedel är alla överrens om, och också att dricksvattnet därför behöver värnas. Vatten fyller också en rad andra funktioner, bland annat har det stor betydelse för friluftsliv och rekreation inklusive fritidsfiskeverksamhet och som biotop. Vattenmiljöernas egenvärde som bas för alla natur- miljöer och biologisk mångfald kan inte överskattas. Vattendrag och forsar bidrar också som en förnyelsebar energikälla, där nyttjandet kan komma i konflikt med andra intressen, som t.ex. friluftsliv. Många industrier är beroende av god vattentillgång och bra vattenkvalitet, och de areella näringarna är beroende av vatten- resurserna. Vattenskydd, t.ex. av dricksvattentäkter, kan också innebära en intressekonflikt i förhållande till markägaren, vilket gör att ersättningsfrågor kan bli aktuella.
4.2Rätten att disponera över vattenförekomster
4.2.1Rådighet över vattnet
Rätten att disponera över vattenområde3 för olika verksamheter kallas i Sverige för rådighet. Rådigheten över vattnet är alltså prin- cipiellt knuten till den fastighet som vattnet enligt bestämmelser i jordabalken tillhör. Det är fastighetsägaren som disponerar över den naturresurs som vattnet inom fastigheten utgör och som har befogenheten att begära och få tillstånd enligt miljöbalken till
1SGU i ”Vatten” bilaga till Svenska Dagbladet, september 2009.
2Svenskt Vatten.
3Lagen (1988:812) med särskilda bestämmelser om vattenverksamhet (LSV).
89
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
vattenverksamhet inom fastigheten. Sverige skiljer sig på denna punkt från de flesta andra medlemsstater.
För att genomföra ett vattenverksamhetsprojekt krävs normalt att rådigheten omfattar hela det vattenområde som verksamheten avser. När det gäller bortledande av yt- eller grundvatten räcker det dock med att verksamhetsutövaren råder över det begränsade område varifrån bortledandet sker.
En exploatör kan få rådighet genom avtal med ägaren. De upplåtelseformer som normalt kommer i fråga är servitut och nyttjanderätt. Ett typiskt exempel är en jordbruksarrendator som genom ett arrendeavtal får rådighet att leda bort yt- eller grundvatten för bevattning. En nyttjanderätt är alltid tidsbegränsad och det gäller då också den rådighet som grundas på nyttjanderätts- avtalet. En konsekvens av detta är att tillstånd grundade på sådan rådighet måste tidsbegränsas.
Rådigheten över allmänt vatten, vilket inte ingår i fastighets- indelningen, anses tillkomma staten. Kammarkollegiet upplåter rätt att utnyttja allmänt vattenområde, t.ex. att utnyttja en älv för att utvinna vattenkraft. En sådan upplåtelse ger rådighet för att använda det aktuella vattenområdet för en vattenverksamhet. Den som är beroende av bestående vattenförhållanden har också rådig- het att utföra rensningar för att bibehålla vattnets djup eller läge eller för att omedelbart återställa ett vattendrag som har vikit från sitt förra läge eller som på något annat sätt har förändrat sitt lopp.
De rådighetsregler som nu har beskrivits har det gemensamt att det är den civilrättsliga dispositionsrätten som avgränsar verksam- hetsutövarens befogenheter enligt miljöbalken. Möjligheterna att få till stånd en tillståndsprövning och att genomdriva ett projekt gentemot omgivningen sträcker sig lika långt som de civilrättsliga rättigheterna.
I lagen (1988:812) med särskilda bestämmelser om vattenverk- samhet finns också bestämmelser där lagen direkt har gett andra än fastighetsägaren den grundläggande rådigheten för vattenverksam- het, s.k. legal rådighet. Enligt lagen har den som vill bedriva vattenverksamhet för detta ändamål rådighet om vattenverksam- heten avser
•vattenreglering, vattentäkt för allmän vattenförsörjning, allmän värmeförsörjning eller
•bevattning, markavvattning, vattenverksamhet som behövs för allmän väg, allmän farled eller allmän hamn, vattenverksamhet
90
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
som behövs för att motverka förorening genom avloppsvatten, eller
• vattenverksamhet som behövs för järnväg.
Om någon vill ha rätt att förfoga över annans vattenkraft gäller ett kvalificerat rådighetskrav, s.k. utbyggnadsvitsord. Om en fall- sträcka tillhör olika ägare, får en av dem medges rätt att tillgodo- göra sig vattenkraften i hela sträckan endast om han råder över mer än hälften av vattenkraften. Till stöd för detta måste han då åberopa äganderätt eller annan sakrätt som inte är begränsad till tiden, t.ex. servitut. Staten, kommuner och vattenförbund har rådighet för att bedriva sådan vattenverksamhet som är önskvärd från allmän miljö- eller hälsosynpunkt eller som främjar fisket.
4.3Miljöproblem i Sveriges vattenförekomster
I de åtgärdsprogram som vattenmyndigheterna tagit fram redovisas de vattenrelaterade miljöproblemen (kategoriserade utifrån resultatet av statusklassningen) i följande indelning; försurning, övergödning, miljögifter, fysiska störningar, skydd av dricksvatten- täkter och vattenuttag. Av åtgärdsprogrammen framgår den regio- nala omfattningen av problemet och vilken aktör/sektor som i olika grad bidrar till respektive problem. Åtgärdsprogrammet utmynnar i 37 övergripande åtgärder som olika myndigheter och kommuner behöver genomföra för att förbättra vattenstatusen. Åtgärder är såväl av styrmedelskaraktär som utredningar och direkta åtgärder för de vattenförekomster som inte uppnår god vattenstatus. Åtgärderna är kostnadsberäknade med utgångspunkt från ett antal exempel. Det konstateras att dagens styrmedel troligen inte är tillräckliga för att uppnå god vattenstatus. Flera av de miljöproblem och tillgängliga åtgärder för att lösa dessa som vattenmyndig- heterna har identifierat finns också redovisade i samband med miljökvalitetsmålen4, Sveriges handlingsprogram i BSAP5 och i det svenska landsbygdsprogrammet6.
4Se t.ex. Miljömålen – nu är det bråttom! Naturvårdsverket, 2008. www.milomal.nu
5Naturvårdsverket, 2008. Sveriges åtaganden i Baltic Sea Action Plan. Delrapport, Rapport 5830, Naturvårdsverket, Stockholm samt Naturvårdsverket 2008. Sveriges åtaganden i Baltic Sea Action Plan – Förslag till nationell åtgärdsplan. Stockholm.
6Landsbygdsprogrammet för Sverige
91
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
Nedanstående beskrivning av miljöpåverkan/miljöproblem och fysiska åtgärder bygger på det underlag som tagits fram av vatten- myndigheterna inför samrådsförfarandet under 2009.7
4.3.1Försurning – tillförsel från transporter, industri (inkl. energianläggningar), jordbruk och skogsbruk
Den antropogena8 försurningen orsakas främst av utsläpp av svaveldioxid, kväveoxider och ammoniak från transporter, energianläggningar, industri och jordbruk. Även skogsbruket kan lokalt bidra till försurningen, eftersom skörd av biomassa innebär bortförsel av neutraliserande ämnen.
Försurning är ett fenomen som framför allt drabbar mark, sötvatten och grundvatten. Försurningen ger skador på många vattenlevande organismer och kan påverka hela ekosystem. Fisk- arter som lax, öring och mört samt kräftor drabbas hårt. Även planktonsamhället förändras. Kiselalger saknas exempelvis helt vid låga
I de norra delarna av Sverige kan de flesta sjöar och vattendrag betraktas som naturligt sura; cirka
7Therese Lager, Västmanlands län och Mats Ivarsson, Västra Götaland. Kostnadsuppskatt- ningarna har gjorts av Lennart Sorby, Vattendirektör för Norra Östersjön.
8Påverkad av människan.
92
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
naturliga processerna. Periodvis förekommer kraftiga
I de södra delarna av Sverige är problemet med försurning betydligt större. Mellan
Grundvattnet kan också vara surt, vilket kan bero dels på de geologiska förutsättningarna, men också på det tidigare höga ned- fallet av försurande ämnen. Detta förekommer framför allt längs västkusten.
Mätningar i många delar av landet visar på att sjöarna börjar återhämta sig från försurningen efter det åtgärdsarbete som har pågått i cirka 30 år. Inom vissa delar av vattendistriktet syns emellertid ännu inte denna positiva trend.
4.3.2Övergödning – tillförsel från hushåll (via reningsverk och enskilda avlopp) industri, jordbruk, skogsbruk samt dagvatten och deposition från luft
Övergödning av sjöar, vattendrag och kustvatten är ett av de största miljöproblemen i de södra delarna av Sverige, mellan
Problem med övergödning av ytvatten förekommer framför allt i de sjöar och vattendrag som ligger i tätbefolkade eller jordbruks- dominerade områden. I skogsområden kan emellertid lokal belast- ning snabbt ändra näringsförhållandena och tillståndet för närings- fattiga skogssjöar. En sjö kan tåla en viss belastning utan att ändra
93
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
näringstillstånd, men med lång eller intensiv övergödning ändrar den ofta på ett påtagligt sätt sin ursprungliga karaktär. Det har skett inom delar av Sverige, och det kan vara svårt att förändra tillståndet till mera normala förhållanden. Eftersom många sjöar dessutom har sänkts, vilket innebär en påtaglig föråldringsprocess, räcker det ibland inte med att sjön avlastas näringstillförsel, utan man måste även ändra på vattennivåerna och den biologiska sammansättningen. Många sjöar lider dessutom av att de under lång tid har överbelastats med fosfor och s.k. internbelastning från bottensedimenten bidrar till övergödningen. Slättlandssjöarna har fortfarande en hög belastning av näringsämnen, och det finns risk för att de försämrar sin näringsstatus ytterligare. Mälaren, som är väsentlig för dricksvattenförsörjning och friluftsliv, löper t.ex. risk att övergödas ännu mer och ändra karaktär, inte minst i perspektiv av klimatförändringarna. I de norra delarna av Sverige är det cirka 5 procent av ytvattenförekomsterna som har bedömts vara påverkade av övergödning, vilket dels beror på låg befolknings- täthet och att arealen jordbruksmark är relativt liten.
Belastningen på vattnet kommer framför allt från diffusa utsläpp från jordbruksmark, avloppsreningsverk, industri, enskilda avlopp, deposition från luften, skogsmark och dagvatten.
Konsekvenserna av näringsöverskottet i inlandsvattnen medför också att näringsämnen transporteras vidare till havet. I kust- vattnen är det särskilt vikarna, som naturligt har dålig vatten- omsättning, som är känsliga för övergödning.
När det gäller grundvatten kan läckage av näringsämnen orsaka problem med förhöjda halter av ammonium och nitrat. Det finns fall där grundvattenförekomster har klassificerats till otillfreds- ställande kemisk status med avseende på dessa ämnen.
4.3.3Miljögifter – tillförsel från industri, hushåll, jordbruk, transporter (inkl. sjöfart) och dagvatten
I begreppet miljögifter inom vattenförvaltning ingår två grupper av kemikalier, särskilt förorenande ämnen och prioriterade ämnen. Användningen av kemikalier i samhället är omfattande och under- sökningar visar att många av dem sprider sig till vattenmiljön genom direktkontakt i vattnet (båtar) eller indirekt genom dräneringsvatten/dagvatten eller avloppsreningsverk (mat, dryck, färger, textilier, läkemedel med mera). Metallutvinning har
94
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
bedrivits i stor skala inom flera delar av Sverige, och det finns minnen av bergshanteringen både över och under vattenytan. Många åtgärder har genomförts och begränsat belastningen av metaller på vattenmiljön, men lokalt finns fortfarande områden med hög belastning. I dag används metaller på många fler områden, vilket resulterar i en mera diffus belastning av metaller. Effekterna i vattenmiljön är dåligt kända, särskilt vid kombination av olika ämnen. Även kunskaper om halter av miljögifter i vattenförekomst är generellt bristfällig.
Den höga andelen vatten som har problem med miljögifter beror framför allt på att Sverige generellt har högre halter av kvick- silver i mark och vatten jämfört med södra Europa. Historiska utsläpp runt om i världen har deponerats över bland annat Sverige och på grund av att den svenska naturen består av sådana marker där kvicksilver fastläggs, så resulterar detta i mycket höga halter som ackumulerats i växter och djur. Höga halter av kvicksilver i vattenmiljöer kan framför allt uppmätas i rovdjur, exempelvis gädda, som befinner sig högt upp i näringskedjan. Höga halter av kvicksilver i biota utgör det största problemet i ytvattenföre- komsterna men även andra metaller, bekämpningsmedel m.m. överskrider gränsvärden i vissa vattenförekomster. I kustvattnen överskrids gränsvärden för TBT9 i ytsediment.
Halterna av många organiska miljögifter t.ex. DDT och PCB i svensk natur har minskat sedan
Läkemedelsrester i avloppsvatten är ett problem som har upp- märksammats mycket de senaste åren. I svenska recipienter har man ännu inte kunnat påvisa effekter som kan kopplas direkt till utsläpp av läkemedelsrester från kommunala avloppsreningsverk men i flera andra länder har man rapporterat feminiseringseffekter i fisk nedströms avloppsreningsverk. Det finns ett stort behov att komplettera kunskapsunderlaget kring eventuella effekter av läkemedelsrester i miljön och ett nytt forskningsprogram,
9TBT = tributyltenn.
10PFOS = perflouroktansulfonal.
95
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
MistraPharma11, har utarbetats för att identifiera miljörisker för de läkemedel som finns på den svenska marknaden.
4.3.4Främmande arter – påverkan från allmänhet, markägare, friluftsliv och på grund av slumpen?
En främmande art är en växt, ett djur, en svamp eller en mikro- organism som med människans hjälp har spridits utanför sitt naturliga utbredningsområde. Detta kan ha skett avsiktligt genom utplanteringar eller av misstag. En del av dessa nya arter ställer till problem i våra hav, sjöar och vattendrag och på land, andra gör det inte. Konsekvenserna av att främmande arter introduceras i våra vatten är till stor del okända men det finns några exempel på när främmande arter kraftigt har påverkat inhemska arter och miljöer.
I några av de norra distriktens vatten har utsättningar av bäck- röding och kanadaröding gjort att de inhemska fiskbestånden har trängts undan. Bäckröding och kanadaröding kan även reproducera sig i svenska vatten och kan i vissa fall bilda hybrider med inhemsk röding. Andra arter som ställer till med problem i våra nordsvenska vatten är mink, signalkräfta och växten vattenpest.
Det mest kända exemplet, i de södra distrikten, är inplante- ringen av signalkräfta som nästan helt har slagit ut de ursprungliga bestånden av flodkräfta. Signalkräftan är bärare av svampsjuk- domen kräftpest, en sjukdom som snabbt slår ut den inhemska flodkräftan medan signalkräftan är mer motståndskraftig. Sedan slutet av
En annan främmande art som har bedömts utgöra ett problem i flera av de södra distriktens vattenförekomster är den näckros-
11 www.mistrapharma.se
96
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
liknande flytbladsväxten sjögull, som på sina håll har konkurrerat ut en stor del av den naturliga floran och vandrarmusslan.
4.3.5Vattenuttag – påverkan från hushåll och industri
I ett internationellt perspektiv är vattenresurserna i Sveriges vatten- distrikt stora. Det är endast ett fåtal ytvattenförekomster i Norra Östersjöns vattendistrikt, det mest tätbefolkade av de fem vatten- distrikten, som har bedömts ha problem med vattenuttag. I södra Östersjöns och Västerhavets vattendistrikt finns det lokalt problem på Gotland, Listerlandet och Bjärehalvön samt lokalt i framför allt kusttrakterna. Hushållens uttag står i Norra Östersjöns vatten- distrikt för merparten av vattenuttaget genom kommunala vatten- verk och enskilda uttag. I Bottenvikens, Bottenhavets, Södra Östersjöns och Västerhavets vattendistrikt svarar industrin för merparten av vattenuttaget, även om hushållens vattenuttag är stora i de södra vattendistrikten.
Grundvatten finns överallt, men med väldigt stor variation i tillgången. Generellt är det bara i de stora rullstensåsarna som till- gången är riklig.
Lokalt förekommer vattenbrist under varma eller torra perioder. Berg- och moränterrängen innehåller generellt små grundvatten- resurser, särskilt i skärgårdslandskapet. Vid etablering av bebyggel- se har inte alltid tillgången på vattenresurser i området beaktats i tillräcklig omfattning.
Överutnyttjandet kan leda både till vattenbrist och att man förorenar grundvattenresursen med saltvatten. Saltvatteninträng- ning i grundvatten utgör ett stort problem i delar av kust- och skärgårdsområdet samt i områden som täcktes av havsvatten efter istiden. Det är framför allt i mindre grundvattenmagasin som problem med överutnyttjande kan uppstå och dessa små före- komster utgör i dagsläget inte grundvattenförekomster inom vattenförvaltningen.
4.3.6Fysisk påverkan
För att vinna mark, för att förbättra produktionen inom jord- och skogsbruk, för att möjliggöra bebyggelse, skapa sjötrafikleder och utvinna energi m.m., har människan under generationer förändrat
97
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
vattenlandskapet. Ingrepp i vattenmiljön som sjösänkning, däm- ning, utdikning och muddring har varit vanligt. Förutom de posi- tiva effekterna för produktion och samhälle, har förändringarna också medfört allvarliga konsekvenser för den ekologiska statusen i vattnen och förändrat tillståndet i sjöar, vattendrag och hav. Många av de fysiska störningarna utgör i dag det största hindret för att uppnå god ekologisk status i våra vatten.
Fysisk påverkan på grundvattenförekomster
För grundvattenförekomster i naturgrusformationer är ofta den potentiella fysiska påverkansbelastningen stor. Grusutvinning är den verksamhet som står för den största fysiska påverkan. Vägnätet på eller i anslutning till flera av de större åsarna innebär också en potentiell påverkan.
Kontinuitetsförändringar
I många vattendrag förekommer artificiella vandringshinder i form av dammar, fellagda vägtrummor etc., som hindrar vandrande fisk att ta sig upp i vattendragen. Det finns flera exempel på att lokala värdefulla bestånd av bland annat öring har utrotats på grund av människans fysiska ingrepp i miljön. En annan art som påverkats negativt av fysiska hinder är ålen, som utestängts från större delen av uppväxtområdena i sötvatten genom vandringshinder som för- svårar eller omöjliggör såväl uppvandring som utvandring i vatten- dragen.
En stor del av vandringshindren är gamla vattenanläggningar som i dag inte fyller något syfte, men utgör hinder för att uppnå naturligare förhållanden och en bättre vattenekologi. Intresse- konflikter kan uppstå i vissa fall då kulturhistoriskt värdefulla bruksmiljöer, gamla kvarnar etc. utgör vandringshinder. Det kan också uppstå konflikter med vattenkraftsintressen i de fall kraft- verksdammar utgör vandringshinder. Vandringshinder i form av fellagda vägtrummor kan åtgärdas relativt enkelt medan det kan krävas större åtgärder för att skapa vandringsvägar förbi större anläggningar som dammar.
98
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
Morfologiska förändringar
I slutet av
Sjösänkningar leder bland annat till ett kraftigt påskyndande av igenväxningsprocessen och en ökad övergödningsproblematik. Rätning, kanalisering och rensningar av vattendrag gör att vattnet strömmar snabbare, vilket i sin tur bland annat medför att reten- tionen av näringsämnen i vattendraget minskar. Naturliga vatten- drag slingrar sig ofta genom landskapet (meandring) och har en stor variation i bottensubstrat, strandvegetation m.m. Uträtade och rensade vattendrag saknar till stor del denna heterogenitet och livsmiljöerna för exempelvis bottenlevande djur och fiskar blir därför mycket begränsade.
Den kraftiga utdikningen av jordbruks- och skoglandskapet har också inneburit att antalet våtmarker har minskat kraftigt vilket har fått en rad konsekvenser. Våtmarker och sjöar har en utjämnande effekt på avrinningen och när dessa buffringsmagasin tas bort ökar känsligheten vid såväl höga flöden som under torrperioder. Med ett varmare klimat förväntas problemen med översvämningar och torrperioder öka ytterligare i framtiden. Våtmarker har också en viktig renande effekt och det minskade antalet våtmarker har bidragit till en förvärrad övergödningsproblematik. När antalet våtmarker och småvatten i landskapet minskar, försvinner också viktiga biotoper för ett stort antal fåglar, groddjur och andra organismer.
Flödesregleringar
I vattensystem som utnyttjas för kraftproduktion regleras vatten- nivåerna på ett sätt som kan innebära konsekvenser för det ekologiska tillståndet i vattnet. Hur stora effekterna blir beror bland annat på regleringsgraden, tidpunkten för regleringen och känsligheten i det vattensystem som regleras.
De vatten som främst är påverkade är de utbyggda älvarna i norr där älvens flödesmönster förändrats, exempelvis flödenas storlek
99
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
och varaktighet samt en förändrad årsrytm där framför allt vår- flodens flödestoppar är borta som i grunden förändrat vatten- dragens ekosystem.
4.4Program för övervakning av vattnets tillstånd
Vattenförvaltning innebär att vattenmyndigheterna ska skaffa sig en bild av vattenstatusen och fastställa åtgärdsprogram för att rätta till brister och nå god vattenstatus. Vattenmyndigheterna har som framgick av avsnittet ovan identifierat påverkan från punktkällor, diffusa källor och historisk belastning. Utöver detta ingår också att se till att program för övervakning upprättas och genomförs12. Den operativa övervakningen ska ingå som en del i åtgärdsprogrammen.
4.4.1Nationell miljöövervakning i Sverige
I dag genomförs miljöövervakning i Sverige av många olika aktörer och av flera olika anledningar och med olika syften. En nationell samordnad miljöövervakning13 har funnits i Sverige i mer än trettio år, och utvecklats och förfinats löpande. För miljöövervakningen gäller att den ska vara anpassad till lagstiftningen om miljökvalitets- normer, ska inriktas mot uppföljning av de nationella miljö- kvalitetsmålen och ge samlad information om miljötillståndet samt effekter av sådana skeenden i samhället som är av betydelse för en hållbar utveckling. Miljöövervakningen ska samordnas och fogas in i enhetliga system på nationell och regional nivå. Den nationella miljöövervakningen är indelad i olika programområden, varav hav & kust, sötvatten, grundvatten och miljögiftssamordning har kopp- lingar till vattenförvaltningen. Totalt uppgick budgeten för år 2008 till 188 miljoner kronor. De nya krav på vattenrelaterad över- vakning som ramdirektivet för vatten föranledde tillgodosågs delvis genom ett budgettillskott på 49 miljoner kronor under åren 2007– 2008.
Enligt miljöbalken ställs också direkta krav på recipientkontroll i verksamhetsutövares egenkontrollprogram. Länsstyrelser, kom- muner och ideella organisationer samlar också in stora mängder data av miljöövervakningskaraktär. Mycket av den information som
12Se RDV artikel 8 och VFF 7 kap. i 1:a paragrafen.
13Se bl.a. Samordnad Miljöövervakning i Sverige, broschyr från Naturvårdsverket.
100
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
i dag samlas in skulle kunna användas för att täcka behovet av information för den operativa övervakningen enligt ramdirektivet, men det finns också problem angående tillgänglighet och innehåll.
4.4.2Vilka krav på övervakning ställs enligt ramdirektivet för vatten?
Enligt vattenförvaltningsförordningen och ramdirektivet för vatten ställs följande krav när det gäller övervakning av yt- och grund- vatten;
Kravet för ytvatten är:
1.Kontrollerande övervakning minst vart 6:e år på ”alla” para- metrar.
2.Operativ övervakning på de vattenförekomster som inte klarar miljökvalitetsnormerna, men endast för de parametrar som är intressanta.
3.Undersökande övervakning där det behövs för att klara ut orsakssamband, åtgärder, risk o.dyl.
Kravet för grundvatten är:
1.Kontrollerande övervakning minst vart 6:e år på ”alla” para- metrar.
2.Operativ övervakning på de vattenförekomster som finns i risk att inte klara miljökvalitetsnormerna eller för att följa trend- utvecklingen.
Det finns möjlighet att gruppera vattenförekomster vid framför allt kontrollerande övervakning, och troligen även operativ över- vakning om det är samma parametrar/påverkan som ska följas upp. Beroende på hur man grupperar kan troligen övervaknings- insatserna för den kontrollerande övervakning hållas nere.
För den operativa övervakningen finns en möjlighet att begränsa parametrarna med hänsyn till påverkan. Uppskattningsvis är det är cirka 50 procent av ytvattnen som inte klarar miljökvalitetsnormer för ytvatten i dag (fler finns i riskzonen för att inte klara miljö- kvalitetsnormerna). Avseende grundvattnet är det cirka 5 procent
101
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
som inte klarar miljökvalitetsnormerna för grundvatten, samt cirka 20 procent som är i riskzonen som därmed också ska övervakas.
4.4.3Vattenanvändarnas ansvar för övervakning av vattenmiljön
Havsmiljöutredningen14 behandlade frågan om vattenanvändarnas ansvar för övervakning av vattenmiljön. Utredaren konstaterar att det finns stora likheter mellan den befintliga recipientkontrollen och den operativa och undersökande övervakning som införts med vattendirektivet, även om begreppen förändrats. Det handlar om att fastställa hur påverkat ett visst vattenområde är, antingen i förhållande till ett bakgrundsvärde enligt recipientkontrollen eller i förhållande till en fastställd miljökvalitetsnorm enligt ramdirektivet för vatten. Det handlar i båda fallen om att bedöma omfattningen av utsläppen och öka kunskapen om sambanden mellan utsläpp och effekter i miljön. Den undersökande övervakningen ska liksom recipientkontrollen utgöra underlag för vidtagande av åtgärder.
De rättsliga möjligheterna att ställa krav på miljöövervakning i dagens svenska lagstiftning är enligt Havsmiljöutredningen begrän- sade jämfört med vad som förväntas ingå i den operativa och undersökande övervakningen. Den övervakning som föranleds av ramdirektivet för vatten handlar inte om tillsyn i den bemärkelse som begreppet har i 26 kap. miljöbalken. Nya regler om verksam- hetsutövarnas ansvar för övervakning borde enligt Havsmiljö- utredningen därför sammanföras med bestämmelserna om vattenförvaltning under 5 kap. miljöbalken.
I Havsmiljöutredningen föreslog utredaren att vattenanvändar- nas ansvar för operativ och undersökande övervakning av vatten- miljön i enlighet med ramdirektivet för vatten skulle förtydligas i svensk lagstiftning. Eftersom sådan övervakning föranleds av att vattnet kvantitativt eller kvalitativt är påverkat är det rimligt att vattenanvändarna står för genomförande och kostnader. Detta överensstämmer enligt utredaren också med principen att för- orenaren betalar och med kraven på kostnadstäckning enligt ramdirektivet för vatten.
I Havsmiljöutredningen föreslogs vidare att vattenmyndig- heterna skulle ges rättsliga befogenheter att förelägga enskilda vattenanvändare att delta i eller bekosta övervakningsprogram.
14 SOU 2008:48, En utvecklad havsmiljöförvaltning. (Se också avsnitt 2.3.)
102
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
Bestämmelser skulle i så fall införas i 5 kap. miljöbalken och i vattenförvaltningsförordningen15. Utredaren konstaterade vidare att vattenavgifter sannolikt är en förutsättning för att även mindre verksamheter, t.ex. enskilda avlopp, och diffusa källor ska kunna inkluderas. För att uppnå full kostnadstäckning ansåg utredningen att regeringen borde utreda hur vattenavgifter kan användas som ett komplement till föreslagna regelförändringar.
4.4.4Tillgång till (befintlig) information för övervakning och möjlighet till finansiering av tillkommande övervakningskostnader
Det finns oklarheter kring hur den information som finns till- gänglig som ett resultat av undersökningar gjorda med anledning av andra bestämmelser (t.ex. egenkontrollen) eller andra typer av åtaganden ska kunna användas av vattenmyndigheterna för att fylla deras behov av information. Den recipientkontroll som genomförs i och med egenkontrollprogrammen genomförs inte alltid i den omfattning, på de platser eller med de metoder som krävs enligt ramdirektivet för vatten och vattenförvaltningsförordningen. Den enskilde utföraren har inte heller någon skyldighet att tillgodose kraven enligt vattenförvaltningsförordningen, utan befintlig reci- pientkontroll bedrivs utifrån verksamhetsutövarens egentliga syfte. Den aktuella tillsynsmyndigheten har heller inte juridiskt stöd för att detaljreglera en verksamhet utifrån krav på övervakning enligt vattenförvaltningsförordningen.
I praktiken kommer vattenmyndigheterna att vara beroende av data från andra myndigheter och organisationer när det gäller övervakningen. Den statligt finansierade nationella miljöövervak- ning som Naturvårdsverket i dag ansvarar för kommer troligen att behöva utgöra grunden för det arbetet. Länsstyrelserna har i upp- gift att genomföra den miljöövervakningen på regional nivå och samordna den med annan regional övervakning.16 Även många kommuner har omfattande provtagningsprogram i funktion.
Enligt artikel 9 i ramdirektivet för vatten ska principen om kostnadstäckning och principen att förorenaren betalar beaktas.17 Detta omfattar också kostnader för övervakning och kontroll. Det
15Förordning 2004:660 om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön.
16T.ex. i kustområden är recipientkontrollprogrammen, ofta med vattenvårdsförbund som ansvarig organisation, de viktigaste aktörerna när det gäller insamling av miljödata.
17Gäller specifikt vattentjänster.
103
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
kommer dock inte alltid vara möjligt att identifiera en potentiell aktör som är kopplad till den specifika eller antagna vatten- påverkan. Därför kan en tillkommande finansiering behövas, även om det i vissa fall kommer att gå att ålägga vissa av vattenanvändar- na betalningsansvar. Den nationella och regionala miljöövervak- ningen som finansieras av skattemedel kommer att vara ett komple- ment till behovet av information för den operativa övervakningen.
4.5Tillgängliga åtgärder per problemområde och en kostnadsuppskattning
Åtgärder innebär en fysisk eller beteendemässig förändring i syfte att minska till exempel kväve- och fosforbelastningen, det vill säga beskriver vad man kan göra för att lösa det aktuella problemet. Åtgärder för att uppnå eller behålla god status i vattenmiljön till- gängliga inom vart och ett av de sex problemområden kopplade till vattenförvaltningen redovisas nedan.18 I avsnittet redovisas dels uppskattade totala kostnader för de åtgärder som redan vidtas inom problemområdet, dels uppskattade tillkommande kostnader för åtgärder inom vattenförvaltningen för att nå målen god kemisk eller god ekologisk status och sedan bibehålla denna nivå.
En uppräkning av möjliga åtgärder blir i princip aldrig komplett. Dels finns det plats- och anläggningsspecifika åtgärder som inte ryms i en generell och översiktlig beskrivning. Dessutom kan nya åtgärder bli tillgängliga i framtiden via ökad kunskap och teknisk utveckling. En viktig egenskap hos ett miljöpolitiskt styrmedel är just att stimulera innovationer och framtagandet av nya, billigare, åtgärder som inte är kända idag. (Att styrmedel bör utformas så att de ger incitament till för tillfället okända åtgärder, framgår av senare kapitel i detta betänkande).Vidare är det viktigt att, vid läsningen av nedanstående genomgång, vara medveten om att alla kostnadsuppskattningar är osäkra.19 Detta gäller för redan nu
18För fler förslag på konkreta åtgärder se bl.a. Sveriges åtaganden i Baltic Sea Action Plan, Naturvårdsverket (maj 2008), Rapport 5830 och delrapport Sveriges åtaganden i Baltic Sea Action Plan – Förslag till nationell åtgärdsplan, Naturvårdsverket (juli 2009) samt 64 åtgärder inom jordbruket för god vattenstatus, Jordbruksverket, Rapport 2008:31. Åtgärder som redan vidtas framgår av Landsbygdsprogram för Sverige
19I vattenmyndigheternas beslut i december 2009 har en något annorlunda indelning av miljöproblemen i Åtgärdsprogrammen redovisats och nya kostnader beräknats. Vattenpris- utredningen bedömer dock att problembeskrivningarna generellt täcker in de åtgärdsbehov som föreligger samt att kostnadsramarna anger storleken på de insatser som behövs för vattenmiljön.
104
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
kända åtgärder, men i synnerhet när man beaktar möjligheten att kostnaderna kan sjunka över tiden genom utvecklandet av ny kunskap och teknologi.
4.5.1Försurning
Åtgärder mot försurning har pågått sedan
Även om det nationella och internationella åtgärdsarbetet20 med att reducera utsläppen har varit framgångsrikt, så redovisas fort- farande ett stort antal vattenområden som är tydligt påverkade av försurningsförhållanden. Kalkning genomförs av ett stort antal vatten för att minska de utarmande ekologiska effekterna av det sura nedfallet. Det kommer att vara viktigt för många vatten under de närmaste
Skatt på olika energislag och energiproduktion utgår och betalas in till statsbudgeten.21 Kalkningsåtgärder finansieras över stats- budgeten. Den finansiella kostnaden för att reducera försurningen genom kalkningsåtgärder uppgår i dag till cirka 200 miljoner kro- nor per år.
Kvarstående åtgärdskostnad per år
Åtgärdskostnaden för fortsatt kalkning för att säkerställa vatten- förvaltningens behov de kommande
20Takdirektivet 2001/81/EG och
21Se vidare kapitel 5 om ekonomiska styrmedel.
105
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
4.5.2Övergödning
Åtgärder mot antropogen övergödning har pågått sedan åtmin- stone
Av miljö- och hälsoskäl påbörjades utbyggnaden av avloppsrenings- verk, och den stora utbyggnaden skedde under
Det krävs åtgärdsinsatser vid
Tillkommande åtgärdskostnad –
För att förbättra reningen vid avloppsreningsverken i Sverige i enlighet med vattenförvaltningens behov bedöms att kostnaden kommer att öka med cirka 10 procent, dvs. med
106
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
Industri
Industrin har en likartad utvecklingshistoria. Den stora utbygg- naden av reningsverk för industrin skedde under
Vattenrelaterade miljöskyddskostnader för den vattenintensiva industrin i Sverige för att uppfylla nuvarande lagkrav uppskattas till cirka 2 500 miljoner kronor per år. Det är industrin som står för reningskostnaden, antingen genom eget reningsverk eller genom att vara anslutet till det kommunala avloppsreningsverket.
Tillkommande åtgärdskostnad – industrin
För att förbättra reningen vid den vattenintensiva industrin i Sverige i enlighet med vattenförvaltningens behov bedöms enligt en översiktlig kalkyl att kostnaden kommer att öka med cirka
Jordbruk
Jordbrukets antropogena tillförsel av övergödande ämnen till vattenmiljöer är betydande i de jordbruksdominerade områdena i södra Sverige. I Norrland förekommer det lokal påverkan. Utsläppen kommer från såväl växtodling som djurhållning samt enskilda avlopp. I många jordbruksområden är tillförseln från dessa källor den totalt dominerande, medan det i större avrinnings- områdena är flera källor som bidrar till övergödningen. Åtgärder har genomförts i form av utbyggnad av lagringskapacitet för stallgödsel, begränsningar av mängden stallgödsel som får spridas per hektar (djurtäthet) utifrån dess fosforinnehåll, spridnings-
107
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
förbud och restriktioner för främst stallgödsel och andra organiska gödselmedel och krav på andel höst- eller vinterbevuxen mark samt åtgärder för att begränsa ammoniakavgången vid lagring och spridning av stallgödsel. Dessutom finns det möjligheter till miljö- ersättningar inom ramen för landsbygdsprogrammet
Det uppskattade behovet av minskning av näringsämnen från jordbruksmark varierar för olika avrinningsområden, men kan upp- skattas till
22 Bl.a. forskning vid Sveriges Lantbruksuniversitet visar på tveksamheter i samband med minireningsverk.
108
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
Precis som för industrin har kostnader fortlöpande lagts på jordbruket som en konsekvens av skärpt lagstiftning. De kostnader för åtgärder som jordbruket har vidtagit och fortfarande vidtar är svåra att uppskatta, framför allt som en årlig kostnad, men LRF23 anger att jordbrukarna har investerat cirka 20 000 miljoner kronor sedan
Förutom detta har åtgärder vidtagits bl.a. inom ramen för de svenska landsbygdsprogrammen i form av våtmarker, fånggrödor, kantzoner, rådgivning m.m.25 För dessa åtgärder utgår investerings- stöd, ersättning per hektar eller för skötseln av t.ex. en våtmark. Ersättningen beräknas för åren
Tillkommande åtgärdskostnad – jordbruket
För att förbättra reningen från jordbruksmark enligt vattenförvalt- ningens behov bedöms att kostnaden kommer att uppgå till cirka
Enskilda avlopp
Enskilda avlopp har en betydande påverkan på övergödnings- situationen i många avrinningsområden, och ibland kan de vara den dominerande källan. Åtgärdsarbete pågår inom många kommuner, men det uppskattas att ungefär hälften av de 800
23Lantbrukarnas Riksförbund.
24Investeringskostnader kan inte rakt av jämföras med årliga kostnader.
25Se vidare kapitel 5.
26Summan är inklusive den svenska medfinansieringen.
109
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
skattade behovet av minskning från enskilda avlopp uppgår till
Kostnaderna för en enskild avloppsanläggning är framför allt en investeringskostnad, och investeringen kan behöva uppgraderas efter några år. Det är fastighetsägaren som står för investerings- kostnaden, alternativt anslutningskostnaden till ett kommunalt avloppsnät om det är ett alternativ.
Tillkommande åtgärdskostnad – enskilda avlopp
För att förbättra reningen från enskilda avlopp enligt vatten- förvaltningens bedöms att kostnaden kommer att uppgå till cirka
Påverkan från tidigare verksamheter
Många sjöar, vattendrag och kustområden har under lång tid blivit påverkade av näringsämnen, syretärande ämnen och partiklar. Denna historiska belastning finns kvar i sediment i vattensystemet och påverkar det, även om det är svårt att uppskatta omfattningen. Övergödningen har även medfört förändringar i
Åtgärdskostnaden för dessa restaureringsinsatser är svåra att uppskatta. Vissa kostnadsbedömningar finns, kostnader för genom- förd biomanipulation i några sjöar har varierat mellan
110
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
kronor per sjö, men detta är starkt beroende av sjöns storlek. Fällning av bottensediment har genomförts i några sjöar och kan uppskattas till cirka 1 miljon kronor för en mindre sjö. Biotop- förbättringar i vattendrag kan ofta vara ganska billiga åtgärder.
Tillkommande restaureringskostnad – restaureringsinsatser
För att restaurera cirka 1 000 sjöar i Sverige enligt vatten- förvaltningens behov bedöms att kostnaden kommer att uppgå till cirka 1 000 miljoner kronor för de kommande 10 åren, dvs. cirka 100 miljoner kronor per år.
4.5.3Miljögifter
Många sjöar, vattendrag och kustområden har under lång tid blivit påverkade av olika metaller och organiska ämnen. Ofta finns det förhållandevis låga halter av dessa i vattnet, då åtgärder mot utsläpp har varit framgångsrika. Ämnena ansamlas emellertid i sedimenten och bioackumuleras i fisk och andra djur (biota). Mätningar i biota kan visa på betydligt högre värden än vad vattenkvaliteten visar, och delvis utgörs den av den historiska belastningen som finns kvar i sediment i vattensystemet och påverkar detta.
Kunskapen om ämnena är bristfällig. Direktivet om prioriterade ämnen27 riktar in sig på ett begränsat antal ämnen (33 + 8 ämnen), varav analyser visar att det är endast ett fåtal som inom några vattenförekomster överskrider angivna miljökvalitetsnormer. För kvicksilver i fisk är miljökvalitetsnormen lägre än bakgrundsvärdet för fisk i alla svenska vatten. Mätningarna av de prioriterade ämnena är emellertid långt ifrån heltäckande. Åtgärdsinsatser har med hänsyn till kunskapsunderlaget i huvudsak inriktat sig på att ta fram mer data.
Vilka av de särskilda förorenande ämnena som har påverkan på den ekologiska statusen (i princip kan det avse alla övriga ämnen) finns det alltför dåligt underlag för att uttala sig om. De mätningar som görs i dag sker i liten omfattning, framför allt genom statlig miljöövervakning, vattenvårdsförbund eller genom recipientkontroll.
27 2008/105/EG.
111
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
Tillkommande provtagningskostnad – miljögifter
Kostnaderna för utökad och förbättrad provtagning och analys av vattenförekomsterna för att utreda kemisk status i enlighet med vattenförvaltningens behov uppskattas till
4.5.4Fysisk påverkan
Större delen av det svenska vattenlandskapet har utsatts för fysisk påverkan i form av sänkningar av sjöar, dämning av sjöar, nivå- regleringar, rätning och kulvertering av vattendrag, dammar, omledningar, rensningar, markavvattning, flottledsrensning, för- ändring av markanvändningen kring vattnen, vattenuttag, utfyll- nader, hamnar och annat vattenbyggande. Det är inte alla fysiska förändringar som har medfört en förändring av det ekologiska tillståndet, men ofta ingår de i en kedja av vattenverksamheter som medför en betydande påverkan på tillståndet.
Det genomförs många enskilda insatser för att förbättra till- ståndet i enskilda vattenförekomster eller i andra vatten. Det kan vara att ta bort vandringshinder, förbättra biotoperna med fors- sträckor och lekbottnar, anlägga fasta överfarter av vattendrag, höja vattenståndet i avsänkta sjöar och våtmarker mm. Någon samlad kostnadsbild för insatserna finns inte, men de utgörs till största delen av fiskevårdsanslaget28 och naturvårdsmedel29 som Natur- vårdsverket betalar ut. Sammanlagt kan detta uppskattas till
Kostnaderna för att åtgärda fysiska störningar för att uppfylla målen enligt vattenförvaltningen, ålförordningen och miljö- kvalitetsmålet Levande sjöar och vattendrag har utretts av Natur- vårdsverket.30 Naturvårdsverket uppskattar kostnaden till 6 000– 13 000 miljoner kronor i Sverige för nå de olika målen, vilket motsvarar cirka
28Fiskeriverkets anslag 1:17.
29Naturvårdsverkets anslag 1:3 och 1:12.
30Bedömda behov av åtgärder och medel för restaurering av sjöar och vattendrag, Rapport
112
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
Tillkommande kostnader för att åtgärda fysiska störningar
Kostnaderna för att förbättra vattenmiljöerna enligt vattenför- valtningens behov beräknas uppgå till cirka 300 miljoner kronor per år för de kommande
4.5.5Skydd av dricksvattentäkter
Att skapa ett långsiktigt skydd för dricksvattenresurser och dricks- vattenkvalitet så att dricksvatten kan tillhandahållas på ett säkert sätt utan avancerad reningsteknik är ett av målen med vatten- direktivet. Det kräver en långsiktig vattenplanering, och att sam- hällsplaneringen i övrigt även beaktar detta viktiga samhällsintresse. Vattenförsörjningen sker till hälften från ytvatten, och den andra hälften kommer från grundvatten, som normalt har ett bättre naturligt skydd. Årligen förekommer utbrott av vattenburen smitta genom dricksvattensystemet, och olyckstillbud med risk för förorening av råvattentäkterna.
Den vanligaste åtgärden för att minska riskerna för vattenför- sörjningen är att bilda skyddsområden med skyddsföreskrifter. Andra viktiga insatser handlar om att tillse att verksamheter och samhällsbyggande skapar utrymme för dessa vattenresurser samt att ledningssystem m.m. planeras och underhålls på ett säkert sätt. Vattenskyddet för grundvatten kan oftast planeras och genomföras inom avgränsade områden som ger ett godtagbart skydd, även om det inte alltid genomförs av olika skäl. För ytvatten är det svårare med tanke på att det ofta berör hela eller stora delar av ett avrinningsområde. Inom dessa områden blir det viktigare med att miljöhänsynen ökas och genomförs i hela området.
Vattenskyddet omfattar i dag drygt hälften av alla vattentäkter, men skyddsföreskrifter och avgränsningar behöver uppdateras för de flesta områden. Många nya eller uppdaterade vattenskydds- områden bildas varje år, men takten är alltför långsam för nå målen i tid. Skyddsföreskrifter innebär i regel inskränkningar i handlings- möjligheterna för verksamhetsutövare; exempelvis att jordbrukares möjligheter att använda bekämpningsmedel begränsas. Även om sådana föreskrifter inte leder till några finansiella utgifter för staten så är verksamheternas minskade vinster en samhällsekonomisk kostnad. Denna kostnad kan naturligtvis i många fall motiveras
113
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
genom att kostnaderna för förorenat dricksvatten skulle vara ännu högre.
Tillkommande kostnader för vattenskyddet
Kostnaderna för att förbättra vattenskyddet enligt vattenförvalt- ningens behov beräknas uppgå till cirka
4.5.6Vattenuttag
Normalt finns det tillräckliga vattenresurser för hushåll, jordbruk och industri i Sverige. Under torrperioder eller i vissa intensivt nyttjade områden kan emellertid vattenuttagen vara större än vad grundvattnet och ytvattenmiljöerna tål.
Kostnaden för vattenuttag ingår i de belopp som redovisas för den kommunala vattenförsörjningen och den vattenintensiva industrin, vilket enligt ovan anges till cirka
4.6En kostnadsuppskattning för tillkommande övervakning
Vattenmyndigheterna har sammanställt en förenklad kalkyl på vad övervakningskostnaderna enligt kraven i ramdirektiven skulle kunna uppgå till.31 Kalkylen utgår från att det finns totalt 26 568 vattenförekomster med nedanstående fördelning och den är en bruttokalkyl, dvs. eventuella samordningsvinster som en kon-
31 Vattenvårdsdirektör Lennart Sorby, den 8 december 2009. Utgår från den kalkyl som gjordes 2005, men med siffror på vattenförekomster uppdaterade.
114
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
sekvens av integrering med pågående recipientkontroll och andra övervakningsprogram är inte beaktade.
Sjöar: 7 260 Vattendrag: 15 669 Övergångsvatten: 20 Kustvatten: 588 Grundvatten: 3 031
Beräknade schablonkostnader för olika kategorier och vattenföre- komster framgår av tabellen nedan.
Tabell 4.1 Schablonkostnad för övervakning per vattenförekomst, kronor per år
Vattenförekomst och |
Kontrollerande |
Operativ övervakning |
status / övervakning |
övervakning |
|
|
|
|
Sjöar, ekologisk |
10 000 |
|
Vattendrag, ekologisk |
10 000 |
10 000 |
Kustvatten/övergångsvatten |
||
ekologisk |
|
|
Grundvatten kemisk och |
10 000 |
|
kvantitativ |
|
|
Ytvatten kemisk |
10 000 |
|
|
|
|
Tillkommande kostnader för övervakning
Kostnaderna för att uppfylla övervakning enligt vattenförvalt- ningens behov beräknas uppgå till cirka 550 miljoner kronor/år. Av detta utgör den kontrollerande övervakningen 50 miljoner kro- nor/år, den operativa övervakningen utgör 450 miljoner kronor/år och den undersökande övervakningen utgör 50 miljoner kronor/år.32
32 Om åtgärdsarbetet lyckas, så bör den operativa och undersökande övervaktningen succes- sivt kunna minska till
115
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
4.7Tillkommande åtgärdskostnader per sektor för att uppfylla målen
I åtgärdsprogrammen ställs krav på åtgärder för att reducera miljöproblemen ytterligare. Detta innebär, åtminstone så länge kraven ökar på alla aktörer, att de totala kostnaderna för åtgärder sannolikt kommer att öka. Denna kostnadsökning kan dock, åtminstone till viss del, motverkas om den styrande politiken utformas så att en kostnadseffektiv kombination av åtgärder vidtas. I ramdirektivet för vatten anges att dessa kostnader ska redovisas uppdelade i kategorierna hushåll, industri och de areella näringarna (jordbruk, skogsbruk och fiske). Trots vissa gränsdragnings- problem mellan dessa sektorer, ska dessa sektorer sedan adekvat bidra till kostnadstäckning av såväl finansiella kostnader, miljö- kostnader och (om det finns) resurskostnader33. Tolkningen av, och gränsdragningen mellan dessa, kostnader är inte helt uppenbar. En djupare diskussion kring dessa begrepp finns i kapitel 7. Som utvecklas vidare i kapitel 5 och 7 så är det viktiga för att uppnå kostnadseffektivitet att varje utsläppskälla betalar marginalkost- naden för sina utsläpp. Vid utformningen av en effektiv miljö- politik är därför kostnadstäckning på sektorsnivå knappast ett primärt mål, även om samhällsekonomisk effektivitet i regel leder till konsekvensen kostnadstäckning på sektorsnivå.
Sådana kostnader som följer av andra EG direktiv, s.k. grund- läggande kostnader (i princip kostnader för att uppfylla lagstift- ning) ska inte ingå i de uppskattade beloppen. Dessa kostnader ska betalas oberoende av att åtgärdsprogrammen ska verkställas. Det är således bara de extra kostnaderna, de s.k. kompletterande kost- naderna, som utgör kostnadskalkyl totalt för Sverige för åtgärds- program enligt ramdirektivet för vatten nedan.
Nedanstående sammanställning bygger på uppgifter från vattenmyndigheterna. Kostnaderna hänförs till den sektor som de initialt betalas av. Detta innebär att eventuella sekundära effekter via prisförändringar på marknader i huvudsak inte beaktas. Detta innebär att även om kostnadsökningarna i en industri skulle kunna leda till höjda priser på produkterna, vilket skulle innebära att konsumenter / hushåll skulle bära delar av kostnaderna, så har detta inte beaktats. Vem som slutligen får bära åtgärdskostnaderna beror bland annat på hur priskänsliga konsumenterna är, vilket i sin tur
33 Resurskostnad används här i beteckningen att det kostar att använda en begränsad vatten- resurs.
116
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
beror på hur viktig varan upplevs vara och om det finns substitut. Detta betyder att i branscher med konkurrens från tillverkare (exempelvis utländska) som inte upplever ökade åtgärdskostnader inte i så stor utsträckning kan föra vidare kostnader till kon- sumenterna. Branscher där det saknas konkurrens, som exempelvis kommunal
4.7.1Hushåll
Hushåll är den sektor vars tillkommande reduktionskostnader är störst i ovanstående redovisning. Det avser i huvudsak vatten- och avloppsförsörjning vars tillkommande kostnader för kommunal avloppsrening anges till cirka 1 000 miljoner kronor per år för de kommande
4.7.2Industri
Industrins kostnader är i huvudsak kopplade till förbättrad vatten- rening av näringsämnen och metaller och organisk ämnen. En översiktlig kostnadskalkyl för att förbättra reningen är cirka
4.7.3Areella näringar (jordbruk, skogsbruk, fiske)
För de areella näringarna är det framför allt kostnadsuppskatt- ningar för åtgärder inom jordbruket som har kunnat göras, medan uppgifter för skogsbruk och fiske sannolikt är lägre. Vatten-
117
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
myndigheterna har beräknat tillkommande åtgärdskostnader för jordbruket till cirka
4.7.4Övrigt inklusive kostnader för övervakning
Till denna grupp förs åtgärder mot försurning såsom återställnings- kostnader, restaureringskostnader för historiska utsläpp och restaureringskostnader för fysisk påverkan av vattenlandskapet.
Återställningskostnader för försurning (kalkningskostnader) är cirka 150 miljoner kronor per år för de kommande
Till detta kommer kostnader för övervakning på cirka 550 mil- joner kronor/år som i dagsläget inte täcks av någon vatten- användare. Tillsammans med åtgärdsinsatserna innebär det cirka 1 200 miljoner kronor per år.
Tabell 4.2 Uppskattade åtgärdskostnader för att reducera miljöproblemen, övervaka tillståndet och nå vattenförvaltningens mål god ekologisk eller kemisk status, per år och sektor, miljoner kronor
Sektor/problem |
Hushåll |
Industri |
Areella |
Annan eller |
|
(VA + enskilda |
|
näringar |
oklart |
|
avlopp) |
|
|
|
|
|
|
|
|
Försurning |
|
|
|
150 |
Övergödning (inkl. |
100 |
|||
historisk belast- |
|
|
|
|
ning) |
|
|
|
|
Miljögifter |
|
10 |
|
100 |
Fysiska störningar |
|
|
|
300 |
Skydd av dricks- |
|
|
|
|
vattentäkter |
|
|
|
|
Vattenuttag |
|
|
|
|
Övervakning och |
|
|
|
550 |
kontroll |
|
|
|
|
Totalt mnkr per år |
1 |
1 200 |
||
|
|
|
|
|
1Avser
2Avser enskilda avlopp.
118
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
4.8Analys och slutsatser – det finns behov av en politik som innebär kostnadseffektiva åtgärder
Syftet med detta kapitel var att ge en bild av Sveriges vattenstatus samt vilka källorna till kvarstående problem är. Genomgången, som i första hand grundas på vattenmyndigheternas beskrivning, visar att Sverige sannolikt inte inom föreskriven tid kan förväntas uppnå den vattenstatus som krävs. I detta sammanhang kan det påpekas att mycket redan har gjorts i Sverige, både vad det gäller införande av styrmedel från myndigheter och när det gäller faktiska åtgärder från verksamhetsutövare, som har agerat för att förbättra vatten- statusen. Men, trots att utsläppsmängderna för många ämnen har minskat över tiden så kvarstår alltså problemet med en otillräcklig vattenstatus; utsläppen är alltjämt för höga. På ett nationellt plan kan alltså inte det faktum att man tidigare vidtagit åtgärder och infört styrmedel i sig användas som argument för att inget mer behöver göras. När det däremot gäller fördelningen av framtida åtgärder mellan olika aktörer så kan tidigare genomförda åtgärder vara en betydelsefull faktor för bedömning av rättvisa eller rimlig- het i fördelningen av framtida åtgärder. Ur ett samhällsekonomiskt perspektiv bör dock fördelningen av åtgärder göras så att en kostnadseffektiv kombination av åtgärder vidtas. Här kan tidigare genomförda åtgärder ha en indirekt påverkan såtillvida att den aktör som redan genomfört åtgärder sannolikt har en högre marginalkostnad, än vad samma aktör hade innan de tidigare åtgärderna genomfördes, för genomförande av ytterligare åtgärder. Samtidigt kan denna aktör alltjämt ha en lägre marginalkostnad för åtgärder jämfört men andra aktörer. Det faktum att styrmedel kan utformas så att en kostnadseffektiv kombination av åtgärder upp- nås samtidigt som en önskvärd fördelning av kostnader uppnås utreds och beskrivs vidare i kapitel 5 och 7.
Vilken relevans har då uppskattningar av åtgärdskostnader på sektorsnivå och vilka slutsatser bör dras utifrån den samman- fattning av åtgärdskostnader som redovisas i tabell 4.2? Syftena med denna utredning är att undersöka om Sverige uppfyller de krav som ramdirektivet ställer på Sverige samt att utreda om en utökad användning av en prispolitik, oavsett vad ramdirektivet för vatten ställer för minimikrav på en sådan, skulle kunna användas för att på ett bättre sätt uppnå målsättningarna för användning av vatten. Den relevanta frågan blir då här i vilken mån, och på vilket sätt, de ovan
119
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
redovisade kostnadsuppskattningarna kan användas för dessa mål- sättningar.
4.8.1Brister i kostnadsuppskattningarna
Innan en bedömning görs av hur kostnadsuppskattningarna eventuellt kan användas bör dock pålitligheten i uppskattningarna kommenteras. Det är alltid svårt att göra kostnadsuppskattningar och siffrorna som redovisas ovan gör inte anspråk på att vara exakta uppskattningar utan ska snarast tolkas som fingervisningar om storleksordningen på åtgärdskostnader. Utöver den generella osäkerhet som finns vill utredningen särskilt peka på ett par viktiga faktorer som bör beaktas.
En enskild åtgärd kan ha effekter på andra målsättningar än att förbättra vattenstatusen enligt kraven i ramdirektivet för vatten. Exempelvis kan uppfyllandet av andra miljömål påverkas, såväl i positiv som i negativ riktning. Detta innebär att delar av kostnader- na i vissa fall bör hänföras till uppfyllandet av andra målsättningar. Detta gäller exempelvis sådana åtgärder som också har en positiv effekt för uppfyllandet av målsättningar för havsmiljön.
Många av åtgärderna medför såväl investeringskostnader som löpande driftskostnader. Exempelvis medför anläggandet av en våtmark, för reduktion av näringsämnen, investeringskostnader i form av anläggningskostnader samt årliga kostnader i form av produktionsbortfall och skötselkostnader. För en korrekt upp- skattning av de årliga kostnaderna måste livslängden på inves- teringen vara känd så att avskrivningen kan fördelas på ett relevant sätt över tiden. Vidare bör tidsaspekten beaktas genom användande av en korrekt samhällsekonomisk diskonteringsränta. Utan att gå djupare in på den frågan nöjer vi oss här med att konstatera att fastställandet av nivån på en sådan ränta rymmer stora problem som inte behandlas i denna utredning.
En mycket viktig aspekt att notera är att kostnader förändras över tiden. Dels så kan alternativkostnaden för resursanvändning förändras över tiden. Här kan återigen kostnaden för våtmarker användas som exempel. Alternativkostnaden för marken, alltså den förlorade intäkten av den produktion som hade kunnat ske om marken inte användes som våtmark, är beroende av världsmark- nadspriset på spannmål. Om efterfrågan på jordbruksprodukter stiger, eller om produktionen på andra håll i världen sjunker,
120
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
kommer kostnaden för våtmarker att stiga i framtiden. Det är viktigt att utforma styrmedel på ett sätt så att denna typ av för- ändringar kan beaktas. En annan viktig aspekt är att ny kunskap och ny teknologi kan förändra resursåtgången och därmed kost- naderna.
Slutligen bör det också påpekas att samhällsekonomiska kost- nader inte är liktydigt med statsfinansiella (eller andra) utgifter. Statfinansiella utgifter kan ibland användas som ett mått på kostnader, men det finns samhällsekonomiska kostnader som inte motsvaras av statsfinansiella utgifter och det finns statsfinansiella utgifter som inte motsvarar någon samhällsekonomisk kostnad.
4.8.2Kostnadsuppskattningar som grund för modifiering av målsättning
För det första skulle kostnadsuppskattningar i princip kunna användas för att bedöma rimligheten i målsättningar. En målsätt- ning bygger i princip alltid på en avvägning mellan olika önskemål och kostnader; i och med att det i stort sett alltid finns olika alternativa sätt att använda alla resurser så måste man när man väljer en användning avstå från andra användningar och de fördelar som dessa användningar hade gett upphov till.
För att använda kostnadsuppskattningar för att göra denna typ av avvägningar krävs det att det finns någon form av uppskattning eller bedömning av nyttan av åtgärderna, alltså av vilka miljö- kostnader som skulle kunna undvikas med åtgärderna. Några sådana uppskattningar av miljökostnader föreligger inte. Vidare är målsättningarna i ramdirektivet för vatten när det gäller vatten- status inte formulerade så att någon egentlig avvägning ska göras. Vissa möjligheter finns dock för avvägningar genom att tidpunkten för uppfyllande av målet kan skjutas upp samt genom att vatten- förekomster kan definieras som kraftigt modifierade vatten. Inte i något av dessa fall kan dock kostnadsuppskattningar på sektorsnivå utgöra grund för en avvägning.
Slutsatsen är att det snarare är kostnader för enskilda åtgärder, och då helst uttryckta som marginalkostnader, som skulle kunna vara användbara för en eventuell modifiering av målsättningen för enskilda vattenförekomster.
121
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
4.8.3Kostnadsuppskattningar som grund för kostnadseffektiv politik
Så som målsättningarna för vattenstatus är formulerade är kost- nadsuppskattningar, och även då i form av marginalkostnader för enskilda åtgärder, främst användbara för att bestämma en kostnads- minimerande fördelning av nödvändiga utsläppsminskningar och andra åtgärder för att nå de redan fastslagna målsättningarna.
Inte heller när det gäller målet att politiken ska leda till kost- nadseffektivitet är alltså uppskattningarna av sektorsövergripande totalkostnader egentligen till någon vägledning. I princip skulle uppskattningar av totalkostnader för olika fördelning av åtgärder mellan sektorer (och verksamheter) kunna jämföras med varandra och därmed utgöra grund för att peka ut vilken av de jämförda fördelningarna som leder till lägst totalkostnad för måluppfyllelse. Huruvida en sådan jämförelse har gjorts och ligger till grund för de av vattenmyndigheterna utpekade åtgärdsbehovet i respektive sektor är dock oklart.
Även om kostnadsuppskattningar görs för respektive sektor, och för respektive verksamhet, så kan kostnader förändras över tiden. Detta innebär exempelvis att ny kunskap eller nya metoder kan leda till att kostnader inom vissa verksamheter kan sjunka i framtiden och att dessa då i framtiden bör stå för en större andel av åtgärderna för att kostnadseffektivitet ska uppnås. I detta dyna- miska perspektiv bör man därför vara försiktig med att peka ut en fast fördelning av åtgärder mellan olika sektorer.
En slutsats av detta är att det är viktigt att utforma styrmedel på ett sätt så att de ger incitament till en kostnadseffektiv kombi- nation av åtgärder också i ett dynamiskt perspektiv. Detta disku- teras i kapitel 5 samt i kapitel 7. En viktig slutsats som de facto kan dras från kostnadsuppskattningarna ovan är att kostnaderna är av en sådan omfattning att de knappast kan betraktas som försumbara. Därmed torde målet om kostnadseffektivitet vara relevant att beakta vid utformningen av styrmedel.
4.8.4Kostnadsuppskattningar som grund för bedömning av kostnadstäckning
Ramdirektivet för vatten ställer krav på att varje sektor står för sina kostnader. Det är, vilket diskuteras mer utförligt i kapitel 7, tvek- samt på vilket sätt detta som en princip är ett ändamålsenligt krav;
122
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
mer rimligt vore det att kräva att varje enskild verksamhetsutövare täcker sina kostnader.
För att kunna använda ovanstående kostnadsuppskattningar för att bedöma graden av kostnadstäckning skulle det krävas skatt- ningar av de kostnader som ska täckas. Denna fråga analyseras vidare i kapitel 7 men det kan här konstateras att särskilt miljö- kostnaderna är svåra att kvantifiera i ekonomiska termer. Att miljökostnaderna inte är kvantifierade betyder dock inte att det inte finns några miljökostnader eller att de är låga. Det faktum att vattenstatusen har definierats som ett problem måste rimligen tolkas som att en bättre vattenstatus skulle vara att föredra och att en utebliven bättre vattenstatus därmed innebär en samhällsekono- misk kostnad. De åtgärdskostnader som redovisats ovan utgår dock från att åtgärder vidtas i en omfattning så att målet god vattenstatus uppnås. Huruvida det, i en situation när detta mål är uppfyllt, kvarstår någon miljökostnad diskuteras utförligare i kapitel 7, men det faktum att det finns en klassificering för vattenstatus som är bättre än god vattenstatus innebär rimligen att det kvarstår en miljökostnad även vid god vattenstatus. Där diskuteras också vidare huruvida dessa kvarstående miljökostnader bör betalas av förorenaren eller om förorenarna inte bör ha något ansvar för att betala för dessa kostnader.
Utifrån kravet på kostnadstäckning finns det dock ett par möjliga problem som blir tydliga genom sammanställningen i tabell 4.2. Kostnaderna för att skydda dricksvattentäkter har, i tabellen, hänförts till hushållssektorn. Utifrån principen att för- orenaren ska betala för negativ miljöpåverkan, en princip som är förenlig med såväl ramdirektivet för vatten och miljöbalken, före- faller det rimligt att det är de förorenande verksamheterna som bör stå för denna kostnad. Genom att belasta hushållssektorn med denna kostnad kommer sannolikt andra, förorenande, sektorer inte att behöva betala för denna kostnad.
Vidare finns det ett antal kostnadsposter i kolumnen ”annan eller oklart”. Här finns kostnader som inte uppenbart kan hänföras till och bör belasta en viss sektor. Det handlar bland annat om kostnader för att åtgärda ”gamla synder”, fortgående påverkan från nedlagda verksamheter. I vissa fall finns det inte längre någon som kan göras juridiskt ansvarig för att åtgärda dessa problem och det kan upplevas som tveksamt att andra verksamhetsutövare ska göras ansvariga för att betala dessa åtgärdskostnader enbart på grunden att de tillhör samma sektor som en numera nedlagd verksamhet.
123
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
Vidare sorterar åtminstone vissa övervakningskostnader under denna rubrik; nämligen den övervakning som inte uppenbart är att hänföra till en viss verksamhet och därmed inte heller till en viss sektor. Sammantaget innebär detta att det finns ett par typer av kostnader för vilka det kan vara rimligt att staten betalar åtgärds- kostnaderna även med en långt gående tolkning av kravet på kost- nadstäckning. Denna fråga behandlas vidare i kapitel 7.
4.8.5Kostnadseffektiv kombination av åtgärder håller nere kostnaderna
Sammanfattningsvis kan det konstateras att de uppskattningar för åtgärder som har redovisats i detta kapitel inte leder till några direkta slutsatser vad det gäller utformningen av politiska styr- medel. Två viktiga slutsatser kan dock dras. För det första så är kostnaderna för åtgärder uppenbarligen, trots de osäkerheter som råder, av en sådan omfattning att de inte är försumbara. Detta understryker vikten av att utforma en politik som ger incitament till en kostnadseffektiv kombination av åtgärder och som ger incitament till utveckling och användning av nya och kostnads- besparande metoder.
Vidare finns det åtgärder som inte uppenbart kan hänföras till en viss sektor. Detta innebär att kraven på kostnadstäckning och uppfyllande av principen om att förorenaren ska betala, som ligger till grund för analysen av en möjlig prispolitik i kapitel 7, inte kan uppfyllas för vissa åtgärder. Kravet på samhällsekonomisk kost- nadseffektivitet innebär dock att vissa sådana åtgärder ändå bör vidtas. Därmed finns det kostnader som i slutänden sannolikt bör betalas av statskassan.
Detta kapitel har visat att det finns behov av politiska styrmedel och åtgärder som går utöver vad ramdirektivet för vatten kräver. I kapitel 5 utvidgas analysen av styrmedel så att en mer omfattande prispolitik kan utredas och presenteras i kapitel 7.
I den fortsatta analysen av styrmedel och prispolitik kommer de ovan beskrivna problemen att analyseras utifrån typ av problem enligt nedanstående indelning;
1)Regional/lokal vattenbrist. Brist på vatten är, som framgår ovan, inte något stort problem. För analysen av styrmedel är skill- naden mellan att använda vattnet för förbrukning, där eventuell
124
SOU 2010:17 |
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
brist får betydelse, och att använda det som utsläppsrecipient betydelsefull.
2)Påverkan från pågående verksamhet. Vattnets kvaliteter kan påverkas genom att det används som recipient eller genom att dess flöde förändras. För utformningen av styrmedel är det betydelsefullt om det finns någon juridiskt ansvarig vars beteende kan påverkas av styrmedel.
a.Punktutsläpp. För punktutsläpp finns det i regel möjligheter att mäta utsläppen och därmed möjlighet att rikta styrmedlet mot själva utsläppet.
b.Diffusa utsläpp. Diffusa utsläpp kan inte mätas till rimliga kostnader och eventuella styrmedel måste därmed riktas mot någon indikator / proxy för utsläppet.
c.Fysisk påverkan. Förändringar av flöden påverkar möjlig- heterna för annan användning av vatten utan att vattnet förbrukas eller förorenas. Detta innebär bland annat att principen om att förorenaren ska betala saknar relevans vid utformningen av styrmedel.
3)Påverkan från tidigare verksamhet. Vattnets kvaliteter kan fortsätta att påverkas av verksamheter som inte längre pågår och där det också saknas juridiskt ansvarig.
a.Deponerade ämnen. Deponerade ämnen kan fortsätta att påverka vattenstatusen. En åtgärd är att ta bort dessa, men juridiskt ansvarig mot vilken styrmedel kan riktas och som kan betala enligt principen om att förorenaren ska betala saknas.
b.Fysisk påverkan. Fysiska störningar kan kvarstå efter att verksamhet upphört och juridiskt ansvariga kan saknas.
4)Utökade provtagningar och analyser. Provtagningar och analyser behövs såväl för att kartlägga behovet av styrmedel och åtgärder som för att analysera effekterna av införda styrmedel och genomförda åtgärder.
a.Förorening med koppling till verksamhet. Mätning av utsläpp med rimlig koppling till en verksamhetsutövare kan liksom kostnaderna för tillsyn, med en rimlig tolkning av principen om att förorenaren ska betala, ingå i förorenarens betalnings- ansvar.
125
Vattenförvaltning – problem, möjliga åtgärder och kostnader |
SOU 2010:17 |
b.Förorening utan koppling till verksamhet. Kostnaderna för mer allmän miljöövervakning kan inte lika självklart hänföras till enskilda verksamhetsutövare och något betalningsansvar följer inte uppenbart av principen om att förorenaren ska betala.
126
5 Miljöpolitiska styrmedel
Tidigare kapitel har visat att vattenstatusen i Sverige sannolikt inte kommer att uppfylla de krav som ställs i ramdirektivet för vatten. Analysen i kapitel 3 ledde till slutsatsen att Sverige uppfyller kraven på en prispolitik enligt ramdirektivet för vatten men att åtgärder och politik likväl inte är tillräckliga för att nå målet en god vatten- status.
I detta kapitel beskrivs, i generella termer, principerna för olika styrmedel. Utöver en beskrivning av funktionen presenteras också ett antal kriterier för bedömning av styrmedel. Denna beskrivning görs främst utifrån ett miljöekonomiskt perspektiv och kapitlet inleds därför med en översiktlig introduktion till ett miljöekono- miskt synsätt på vattenhushållning.1
Kapitlet fortsätter med en beskrivning av de vattenrelaterade styrmedel som för närvarande finns i Sverige. Utifrån de kriterier som presenterats i anslutning till den teoretiska bakgrunden analyseras sedan befintliga styrmedel. Efter bl.a. en internationell utblick i kapitel 6 vidareutvecklas därefter analysen av hur en pris- politik för vattenanvändning skulle kunna utformas i kapitel 7.
5.1Miljöekonomiska utgångspunkter
Utan några krav på fullständighet introduceras i detta avsnitt ett nationalekonomiskt, närmare bestämt miljöekonomiskt, perspektiv på vattenhushållning. Notera att många begrepp som har en speciell innebörd ur ett ekonomiskt perspektiv kan ha en delvis annan innebörd ur andra perspektiv. Detta innebär bland annat att en analys av artikel 9, utifrån en ekonomisk tolkning av begrepp, inte
1 Denna genomgång ligger bland annat också till grund för den fördjupade analys av möjlig- heterna att utforma en mer omfattande prispolitik för all användning av vatten som återfinns i kapitel 7.
127
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
helt sammanfaller med den juridiska analys av innebörden av arti- kel 9 som presenterats i kapitel 3.
Människor använder vatten på många olika sätt. I stort sett all användning sker för att det finns behov och önskemål som kan tillgodoses med hjälp av vatten. I ett samhälle där mänsklig välfärd och välbefinnande är viktigt är det därför i grunden någonting positivt med all vattenanvändning. Vatten är en naturresurs som är helt central för vår välfärd och för vår överlevnad. Samhällets mål kan därför aldrig vara att upphöra med användningen av vatten. Det finns många sätt som vattnet kan användas på och många olika behov och önskemål som kan tillgodoses med hjälp av vatten.
Bakom varje sätt att använda vattnet finns något mänskligt önskemål och varje inskränkning i någons vattenanvändning inne- bär därför att någon måste ge avkall på något önskemål. Eftersom mängden vatten inte är oändlig kommer olika sätt att använda vatten att påverka möjligheten till annan vattenanvändning. För de törstande i öknen är det uppenbart att om en i sällskapet dricker upp det vatten man har kvar så innebär det att de andra inte får något mer vatten. För en kommun som tar sitt dricksvatten ur ett vattenflöde så innebär uppströms användning av vattendraget som recipient att tillgången på vatten av god kvalitet försämras. Hur bör vattnet användas? Bör den som har burit vattnet på ökenvand- ringen få dricka vattnet, bör den som är törstigast få vattnet eller bör det delas lika mellan alla? Bör önskemålet om rent dricksvatten i en kommun innebära att all verksamhet uppströms åläggs att, kanske till höga kostnader, reducera alla sina utsläpp eller bör kom- munen acceptera sämre vattenkvalitet, eller höga reningskostnader, för att den kanske viktiga verksamheten uppströms ska kunna fortsätta?
Trots att Sverige är ett land med god tillgång till vatten så finns det motstående intressen. Hur bör vi använda vårt vatten? Svaret på den frågan beror naturligtvis på vad målet med vattenanvändningen är. Ett sätt att formulera målet kan vara att vattnet bör användas på ett samhällsekonomiskt effektivt sätt. Det innebär, enkelt uttryckt, att vattnet bör användas på ett sätt så att så mycket av mänskliga behov och önskemål som möjligt tillgodoses. En sådan målsättning kan kompletteras med mål om hur nyttan från vattenanvändningen bör fördelas mellan individer. Om effektivitetsmålet (att åstad- komma så mycket nytta som möjligt) kommer i konflikt med fördelningsmålet (att fördela nyttan på ett önskvärt sätt mellan individer) kan avvägningen dem emellan göras på olika sätt, utifrån
128
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
olika politiska värderingar. Det finns också andra möjliga mål för hur vatten bör användas som inte relaterar till mänskliga önskemål och behov; som att ekosystem bör bevaras oberoende av hur mänskligt välbefinnande påverkas.
Oavsett hur man väljer att formulera målet för användningen av vatten så kommer det att uppstå situationer där olika sätt att använda vattnet kommer i konflikt med varandra; det ena sättet att använda vattnet minskar möjligheterna att använda och dra nytta av vattnet på ett annat sätt, och vice versa. Avvägningar mellan olika intressen behöver göras och människors beteende kan behöva påverkas för att vattnet verkligen ska användas på det önskvärda sättet. Beteende kan påverkas på många sätt.
5.1.1Beteende styrs av mycket annat än politiska styrmedel
Sällskapet i öknen kanske fördelar vattnet emellan sig med hjälp av de enskilda individernas egen känsla för vad som är rimligt eller rättvist. Den enskilde är eventuellt, kanske utifrån en egen moral- uppfattning, beredd att avstå från sin konsumtion till förmån för någon annan. Kanske sker denna fördelning frivilligt, spontant och helt utan diskussion, kanske sker den efter en diskussion där indi- vidernas uppfattning om vad som är en önskvärd eller rimlig för- delning av vattnet har påverkats och förändrats av de andras argu- ment. Kanske finns det en allmänt accepterad ägare som kan välja att själv konsumera vattnet eller som är beredd att avstå från en del av vattnet mot någon form av kompensation. Möjligen finns det någon form av regler och sanktioner, exempelvis förankrade i nationell lagstiftning, som påverkar de enskilda aktörernas val när det gäller hur vattnet ska användas.
Fokus i denna utredning ligger på hur politiska styrmedel, och särskilt prispolitik, kan användas för att påverka beteendet hos samhällets aktörer så att hushållningen med vatten leder till i) sam- hällsekonomisk effektivitet (största möjliga nytta) och/eller ii) målet om god vattenstatus2. För att det ska finnas ett behov av politiska styrmedel måste man alltså först utröna om situationen kräver någon form av politisk styrning eller om annan påverkan på, och styrning av, beteende och vattenanvändning är tillräcklig.
2 God vattenstatus, enligt ramdirektivet för vatten, kan, men behöver inte, vara kompatibelt med målsättningen samhällsekonomiskt effektiv vattenanvändning. Den samhällsekono- miskt optimala vattenanvändningen kan innebära såväl mer som mindre långtgående krav på enskilda vattenanvändare.
129
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
5.1.2Politiska styrmedel behövs när marknadslösningar inte når målet
En marknadslösning för hushållning med vatten, eller andra resur- ser, innebär i princip ett decentraliserat beslutsfattande där enskilda aktörer3 överlåter äganderätter mellan varandra mot betalning. Om äganderätterna garanteras och upprätthålls av ett fungerande rätts- väsende och om konkurrens råder kommer resurser att användas på ett samhällsekonomiskt effektivt sätt. Samhällsekonomisk effekti- vitet innebär att den sammanlagda nyttan i samhället blir så stor som möjligt givet de begränsade resurser som finns. Beroende på hur äganderätterna till resurserna initialt fördelas kommer den slutliga fördelningen av konsumtion, och därmed nytta, att skilja sig åt.
Vid marknadsmisslyckanden leder marknadsmekanismer inte till samhällsekonomisk effektivitet
För att marknadsmekanismerna verkligen ska leda till en effektiv användning av resurser så krävs det att resurserna kännetecknas av utestängbarhet och av rivalitet i konsumtionen. Om dessa villkor inte är uppfyllda kommer en marknadslösning inte att leda till en effektiv resursanvändning. I ett sådant fall säger man att ett mark- nadsmisslyckande föreligger; marknadsmekanismen misslyckas med att styra resursanvändningen så att största möjliga nytta uppnås.
Utestängbarhet innebär att det går att hindra någon från att använda en resurs. I praktiken handlar detta ofta om ett institu- tionellt val genom att utestängbarhet råder när en resursägare, med stöd av rättssystemet, kan hindra någon annan från att använda den resurs som denne äger. I viss mån har möjligheten till utestängbar- het att göra med resursens fysiska karaktär genom att det är olika svårt att kontrollera om någon annan använder resursen.
Rivalitet i konsumtionen innebär att den enes konsumtion av en resurs medför att ingen annan kan konsumera resursen. Huruvida en resurs kännetecknas av rivalitet eller av motsatsen, icke rivalitet, har med resursens egenskaper och det sätt på vilket den kon- sumeras att göra. Om flera kan konsumera en resurs samtidigt utan att påverka varandras möjlighet att få nytta av sin konsumtion kännetecknas resursen av
3 En enskild aktör kan exempelvis vara privatpersoner eller företag.
130
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
med resursanvändningen är att maximera nyttan så bör inte någon utestängas från konsumtion som inte inverkar negativt på någon annans möjlighet att dra nytta av resursen.
Kärnan i effektiviteten i marknadsmekanismer är att resurser överlåts till den som betalar bäst, och som därmed har störst nytta av resursen. Men om
När
För att marknadsmekanismen ska leda till att resurser används på bästa möjliga sätt måste priser spegla värdet av alla alternativa användningar av en resurs. Priset ska göra att resurser hamnar där de gör störst nytta. Men det finns fall där nyttan inte kan speglas via priser. Det finns alltid ett antal möjliga sätt att använda en resurs. En ägare måste, via priser, få signaler om det finns i) någon annan som har bättre nytta och ii) vilken av andra användningar som har högst nytta. För att den enskilde ska vara beredd att avstå krävs att denne kan få kompensation som uppväger att den själv inte kan använda resursen.
Det finns dock fall när prissignalerna inte fungerar för att signalera vilket som är den bästa resursanvändningen:
i)Icke utestängbarhet. Om icke utestängbarhet råder så innebär det att äganderätten inte är garanterad och upprätthållen (för att det inte finns någon ägare eller för att rättssystemet inte förmår försvara äganderätten). Konsekvensen av detta är att resursen kan användas utan att det finns incitament att ta hänsyn till vilken nytta annan användning hade gett upphov till. Det finns ingen ägare till vilken man kan betala och därigenom överta
131
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
äganderätten. I princip blir det ”först till kvarn” eller ”starkast” som använder resursen, något som inte behöver överensstämma med samhällsekonomiskt bästa användning.
ii)
Sammanfattningsvis innebär det att resurser som kännetecknas av icke utestängbarhet och / eller
Om målet inte är samhällsekonomisk effektivitet kan politiska styrmedel behövas
Även om förutsättningarna för samhällsekonomisk effektivitet finns så kan målsättningen med resursanvändningen vara en, helt eller delvis, annan än samhällsekonomisk effektivitet. Sedan tidi- gare har det nämnts att fördelning kan vara ett sådant mål.
Andra exempel på målsättningar som inte med nödvändighet täcks av samhällsekonomisk effektivitet är målsättningar som utgår från att exempelvis enskilda djur, arter eller ekosystem har egna rättigheter som samhället har en skyldighet att respektera. Sådana skyldigheter kan ibland, men behöver inte med nödvändighet, tillgodoses via marknadsmekanismer.
Sammanfattningsvis finns det alltså två typer av argument för att politiska styrmedel kan behövas;
1.marknadsmisslyckanden; marknadsmekanismerna leder inte till samhällsekonomiskt effektiv användning av resurser.
2.målsättningen är en annan än samhällsekonomisk effektivitet.4
4 Gäller t.ex. för Sveriges beting i BSAP.
132
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Med styrmedel avses statens verktyg för att få åtgärder genomförda exempelvis lagar, förordningar, skatter, avgifter eller information, det vill säga vad staten kan göra för att få vissa nödvändiga åtgärder till stånd. Syftet med miljöpolitiska styrmedel är ytterst att påverka beteende och resursanvändning, dvs. ge incitament till marknads- aktörerna att vidta samhällsekonomiskt lönsamma åtgärder som de inte hade gjort självmant. För att kunna bedöma vilka åtgärder som sammantaget har lägst kostnader behövs också en analys av de tänkta styrmedlens funktion och effektivitet. Förutom åtgärderna och omfattningen av dessa påverkar nämligen också styrmedlets precision den samhällsekonomiska kostnaden.
5.2Politiska styrmedel
Ett styrmedel kan definieras i flera olika dimensioner. I en dimen- sion skiljer sig olika styrmedel åt beroende på vilket sätt de påverkar aktörernas beteende. I en annan dimension skiljer sig styrmedel åt beroende på vilken del av beteendet man vill påverka. Även om det är vanligt att de två dimensionerna blandas ihop så är de i princip oberoende av varandra och vi ska därför hålla isär de två dimensionerna.
Den första dimensionen handlar alltså om på vilket sätt beteen- de och resursanvändning påverkas. Beteende kan förändras exem- pelvis genom att aktörernas egna målsättningar förändras, genom att begränsningar för acceptabelt beteende formuleras tillsammans med avskräckande påföljder eller genom att prissignaler ger incita- ment till förändrat beteende.
I den andra dimensionen handlar det om vilken del av beteenden som styrmedlet inriktas emot. Är det exempelvis utsläppet av något ämne, användningen av insatsvaror eller användandet av en viss teknologi?
I det följande beskrivs styrmedel i respektive dimension. Där- efter följer en beskrivning av kriterier som kan användas för att bedöma hur önskvärda egenskaper olika styrmedel har. Denna generella genomgång ligger sedan till grund för analysen av de vattenrelaterade styrmedel som i dag finns. Genom att dessa kan typbestämmas, bland annat enligt de två dimensionerna, kan de utvärderas enligt de generella kriterierna.
133
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
5.2.1Olika styrmedel påverkar på olika sätt
Här följer en genomgång av de olika typer av styrmedel som finns, samt för och nackdelar med dem, vad som gör dem effektiva respektive begränsar effektiviteten.
•Kvantitativa regleringar (normativa styrmedel): Bestämmelser om gränser av kvantitativ eller kvalitativ typ som inte får över- skridas. Innefattar bland annat fastställda generella normer som fastställts via lagar, förordningar och myndighetsföreskrifter. Påverkar beteende genom att påföljderna för brott är avskräck- ande. (Kan också ha en normerande påverkan på aktörernas egen uppfattning om vad som är rätt och fel och därigenom påverka beteende)
•Ekonomiska styrmedel (incitamentsstyrmedel): Påverkar beteen- de genom att priser förändras. Därmed ändras utfallet av de avvägningar aktörer gör. Priserna kan påverkas på några princi- piellt olika sätt:
–Staten agerar ”ställföreträdande ägare” och bestämmer gene- rella priser via exempelvis skatter eller subventioner.
–Staten definierar samt garanterar och upprätthåller ägande- rätter vilket möjliggör marknadstransaktioner och därmed en marknadsprissättning. Rättigheterna (eller skyldigheterna) kan gälla fysiska objekt men också mer abstrakta storheter som ett visst årligt utsläppsutrymme.
–Specifikt agerande på marknaden. Staten kan agera på mark- naden exempelvis genom teknikupphandling.
•Informativa styrmedel: Spridande av information kan påverka ett särskilt beteende utan att ställa några krav på faktiska för- ändringar. Påverkan på beteende kan ske på olika sätt:
–Aktörernas kännedom om för dem viktiga faktorer ökar. Dessa faktorer kan i sin tur påverka beteende. Det kan gälla kännedom om exempelvis produktionsmetoder eller om styrmedel.
–Informationen påverkar aktörernas värderingar (och inre drivkrafter för agerande).
•Andra typer av styrmedel: Innefattar frivilliga överenskommel- ser och dialoger mellan staten och näringslivet. Hit kan även forskning och utveckling räknas.
134
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Vad är egentligen skillnaden mellan en kvantitativ reglering och ett ekonomiskt styrmedel? Skillnaden kan verka uppenbar men notera att i båda fallen kan den enskilde göra en kalkyl över om det, exempelvis, är värt att släppa ut ett ämne i omgivande vatten. I den bemärkelsen så innehåller båda typerna av styrmedel incitament. Skillnaden måste därför preciseras:
•med en kvantitativ reglering uppstår en kostnad i form av t.ex. böter eller fängelse om man överträder en viss gräns. Kostnaden är icke kontinuerlig och eventuellt icke monetär.
•med ett ekonomiskt styrmedel är kostnaden relaterad till mängd. Kostnaden är kontinuerlig och monetär.
I en dimension skiljer sig styrmedel alltså åt genom på vilket sätt de påverkar beteende och därmed resursanvändning. Men det är inte bara sättet att påverka som skiljer olika styrmedel, en viktig skill- nad mellan olika styrmedel är mot vilken del av beteendet de riktas.
5.2.2Styrmedlet kan riktas mot olika delar av beteendet
Det är först viktigt att notera att faktiska åtgärder för att förbättra vattenstatus kan vidtas på många olika ställen. Ett styrmedel kan riktas mot olika ställen; exempelvis mot kvaliteten i recipienten, mot utsläppsmängd eller mot teknologi. Det är också viktigt att skilja på vad styrmedlet riktas mot och var åtgärder faktiskt vidtas. Exempelvis kan ett styrmedel som fokuserar på utsläpp leda till faktiska åtgärder i form av exempelvis ändrade insatsvaror, ändrad produktionsteknologi, ändad reningsteknik eller ändrad produk- tionsmängd.
Generellt kan styrmedel riktas mot:
•Recipientkvalitet. Ofta är det kvaliteten på recipienten (t.ex. god vattenstatus) som är själva målet med styrmedlet.
•Förorening som når recipienten. Om man känner till retentionen från utsläppskällan till recipienten kan styrmedlet riktas mot det utsläpp som når recipienten. Om kunskapen om relationen mellan utsläpp och kvalitet på recipienten är ofullständig minskar precisionen i styrmedlet.
•Utsläpp. Om styrmedlet riktas mot utsläppet vid källan ökar möjligheten, relativt ovanstående ”styrpunkter”, att mäta ut-
135
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
släppen och att hänföra dem till en viss verksamhet. Samtidigt minskar korrelationen mellan det som styrmedlet riktas mot och det problem man vill lösa.
•Insatsvara. Om det finns en korrelation mellan en insatsvara och ett utsläpp så kan styrmedlet riktas mot den insatsvaran. En fördel med det är att det kan vara lättare att mäta och kon- trollera mängden insatsvara. En nackdel är att korrelationen sällan är fullständig samt att korrelationen kan förändras över tiden.
•Teknologi. Det kan finnas en korrelation mellan produktions- teknologi och utsläpp. Fördelen med att styra mot själva tekno- login är att det är enkelt att kontrollera. Samtidigt kan korrela- tionen till målsättningen vara låg och förändras över tiden.
•Produkt. Att styra mot en produkt har samma typ av för- och nackdelar som att styra mot teknologi eller insatsvara.
Generellt bör ett styrmedel riktas så nära det problem man vill åtgärda som möjligt. Dels ökar detta sannolikheten för att miljö- målet nås eftersom korrelationen mellan åtgärd och effekt på miljö- problemet avtar ju längre ifrån problemet man reglerar. För det andra så kräver kostnadseffektivitet att olika åtgärder kombineras på ett kostnadseffektivt sätt. Möjligheten för en aktör att själv kombinera åtgärder för att nå målet minskar ju längre ifrån miljömålet styrmedlet riktas.
Ett problem med att rikta styrmedel nära målet är att det ofta är svårt att mäta effekterna där och att koppla dem till en enskild aktörs beteende. Ofta är det därför omöjligt, eller väldigt kostnads- krävande, att rikta ett styrmedel nära problemet.
Vart styrmedlet ska riktas är alltså en avvägning mellan å ena sidan hur nära problemet det är möjligt att styra och hur höga kontrollkostnaderna blir och å andra sidan hur höga kostnaderna för en oprecis styrning blir i form av sämre måluppfyllelse och lägre kostnadseffektivitet. Utfallet av denna avvägning beror på graden av korrelation mellan styrpunkten och effekten på målsättningen.
136
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
5.2.3Andra aspekter på utformning av styrmedel
Utöver de två dimensioner som beskrivits ovan finns det andra generella och viktiga aspekter på utformningen av styrmedel.
Styrmedel kan vara generella eller specifika. Ett generellt styr- medel är, i någon dimension, utformade på samma sätt för alla verksamheter medan ett specifikt styrmedel är individuellt utfor- mat för enskilda verksamheter. Ekonomiska styrmedel, som miljö- skatter, är ofta generella i bemärkelsen att alla utsläpp beläggs med en lika stor skatt. Men i princip kan en utsläppsskatt vara specifik, så att skatten skiljer sig åt mellan olika användare. Även kvantita- tiva regleringar kan vara såväl generella (samma utsläppsmängd, samma utsläppsreduktion etc.) eller individuella (individuella reduktionskrav).
Styrmedel kan också, oberoende av vilken typ av styrmedel det rör sig om, riktas mot alla utsläpp eller mot ett begränsat antal av de verksamheter som står för utsläppen. Så kan exempelvis en skatt eller ett teknologikrav gälla endast för verksamheter över en viss storlek eller för produkter tillverkade efter en viss datum.
5.2.4Många kombinationer av typ och riktning möjliga
Ovanstående klassificering av styrmedel leder fram till slutsatsen att ett enskilt styrmedel kan beskrivas och klassificeras utifrån exempelvis två dimensioner. Som framgår av föregående avsnitt finns det dock andra aspekter som kan vara viktiga vid utform- ningen av styrmedel.
137
Miljöpolitiska styrmedel SOU 2010:17
Figur 5.1 |
Beskrivning av styrmedel i två dimensioner |
|
|
|||
|
|
|
|
|
|
|
|
Recipient- kvalitet |
Recipient- förorening |
Utsläpp |
Insatsvara |
Teknologi |
Produkt |
|
|
|
|
|
|
|
Kvalitativa |
|
|
|
|
|
|
regleringar |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Ekonomiska |
|
|
|
|
|
|
styrmedel |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Informativa |
|
|
|
|
|
|
styrmedel |
|
|
|
|
|
|
Andra typer
Av styrmedel
I princip är alla kombinationer av de två dimensionerna möjliga. Notera att tabellen endast innehåller grupper av styrmedel och att det under respektive rubrik finns olika former av styrmedel. Vidare kan alltså varje ”ruta” innehålla styrmedel som är generella eller specifika och som gäller för olika stor andel av de verksamheter som ger upphov till det aktuella problemet.
5.2.5Kriterier för att bedöma styrmedel
Syftet med ett styrmedel är att åstadkomma en resursanvändning som annars inte uppnås. Ett kriterium för att utvärdera ett styr- medel är därför naturligtvis i vilken grad och med vilken säkerhet man når målsättningen, exempelvis en god vattenstatus. Men, ett styrmedel har alltid en rad andra effekter som kan vara mer eller mindre önskvärda.
I Vattenprisutredningens direktiv betonas att det i samband med förslag till förändringar i befintliga styrmedel är viktigt att de ”sammantaget på ett kostnadseffektivt och i övrigt ändamålsenligt sätt ger möjlighet att förbättra vattenmiljön i Sverige och uppnå god vattenstatus.” Det är dock viktigt att komma ihåg att kostnads- effektivitet endast utgör ett av flera kriterier för att utvärdera ett styrmedels totala effekter. Nedan beskrivs ett antal generella
138
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
kriterier för utvärdering av styrmedel. I anslutning till varje krite- rium görs en generell utvärdering av olika typer av styrmedel.
Måluppfyllelse
Måluppfyllelse beskriver med vilken säkerhet målsättningen, vad det gäller utsläppsnivå eller miljökvalitet, nås.
Generellt kan sägas att styrmedel som riktas närmare målsätt- ningen har större möjlighet att nå målsättningen. Detta under förutsättning att efterlevnaden kan kontrolleras. Ju längre ifrån miljöproblemet styrmedlet riktas desto sämre är korrelationen mellan de åtgärder som vidtas och effekt på miljösituationen.
När det gäller typ av styrmedel ger generellt en kvantitativ reg- lering säkrare måluppfyllelse än ekonomiska styrmedel. Effekten av styrning med hjälp av priser (exempelvis i form av en utsläppsskatt) beror på hur priskänsliga aktörerna är och i regel saknar myndig- heterna exakt kunskap om detta. Noteras ska dock att styrning via definition av rättigheter (t.ex. i form av en utsläppsmarknad) ger en god måluppfyllelse.
Två saker bör dock noteras:
•ovanstående slutsatser bygger på fullständig efterlevnad. I regel krävs kontroll och sanktionsmöjligheter för alla typer av styr- medel.
•i ett dynamiskt perspektiv kan alla styrmedel justeras. Det inne- bär att möjligheten till god måluppfyllelse för de ekonomiska styrmedlen ökar om systemet innehåller en återkoppling med (automatisk) justering av nivåer.
Kostnadseffektivitet
Kostnadseffektivitet innebär att det som faktiskt uppnås inte kan nås till en lägre kostnad. Kostnadseffektivitet kräver alltså inte i sig att målsättningen uppnås. Det är alltså möjligt att ”missa målet på ett kostnadseffektivt sätt” på samma sätt som det är möjligt att nå målet men till onödigt höga kostnader.
Kostnadseffektivitet kräver att de åtgärder som vidtas är de med lägst kostnader. Detta uppfylls när alla åtgärder vidtas i en omfatt- ning upp till den nivå så att marginalkostnaden för varje åtgärd är
139
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
lika hög. Kostnadseffektivitet kräver därför ”lagom mycket” åt- gärder från varje aktör och ”rätt typ av och lagom mycket” åtgärder hos varje enskild aktör.
I de flesta fall har myndigheten sämre kunskap om kostnaderna för åtgärder än vad den enskilde aktören har. Det medför att ju större frihet aktören själv har att välja åtgärder desto lägre kommer kostnaderna att bli. Generellt har alltså ett styrmedel riktat mot själva problemet större möjlighet att leda till att en kostnadseffek- tiv kombination av åtgärder vidtas.
Men kostnadseffektivitet kräver också att mängden åtgärder hos varje aktör anpassas utifrån marginalkostnaderna hos den aktören. Eftersom myndigheten i regel har sämre kunskap om kostnaderna hos de olika aktörerna är det svårt att uppnå en kostnadseffektiv kombination av åtgärder med hjälp av reglerande styrmedel riktade mot enskilda aktörer. Ett ekonomiskt styrmedel leder däremot till att varje aktör anpassar mängden åtgärder upp till samma marginal- kostnadsnivå och därmed till en kostnadseffektiv kombination av åtgärder. På samma sätt kommer de priser som sätts på en marknad (exempelvis för utsläppsrätter) medföra att alla aktörer anpassar sig till samma marginalkostnadsnivå.
Dynamisk effektivitet / incitament till teknisk utveckling
Utöver att det är viktigt att minimera kostnaderna på kort sikt, givet den teknologi och kunskap som finns för närvarande, så är det viktigt att minimera kostnaderna på lång sikt. På lång sikt kan kunskap och teknologi förändras och olika typer av styrmedel ger olika incitament till teknikutveckling.
Även i detta perspektiv är ett styrmedel riktat mot själva pro- blemet bättre. Ju längre från problemet styrmedlet är riktat desto större är risken för att ny teknologi inte löser själva problemet.
Olika typer av styrmedel utgör olika starka incitament för att utveckla teknik som minskar miljöproblemet ytterligare. Ju mer som finns att tjäna på att minska utsläpp desto större är incita- menten att utveckla ny teknologi eller nya metoder för att minska exempelvis påverkan på vatten. Det betyder att ekonomiska styr- medel (där man kan undvika en skattekostnad, sälja utsläppsrätter eller erhålla subventioner om utsläppen minskar) ger starkare incitament till teknisk utveckling än reglerande styrmedel.
140
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Fördelningseffekter / rättvisa
Olika sätt att utforma styrmedel får olika fördelningsprofiler. För- delningsprofilerna kan beskrivas, exempelvis utifrån genomsnittliga effekter på gruppnivå, eller bedömas utifrån någon kriterium på vad som är en rättvis, önskvärd, fördelning.
Det är viktigt att notera att fördelningseffekter alltid måste beskrivas relativt någon annan situation. Fördelningseffekter av styrmedel kan exempelvis beskrivas i relation till varandra eller i relation till dagens situation. Huruvida fördelningsprofilen är bra eller dålig måste bedömas i relation till något kriterium för vad som är en önskvärd fördelning. Att rangordna alternativ utifrån hur stora omfördelningarna blir relativt dagens situation är bara rele- vant om dagens situation antingen ses som en norm i sig eller om den kan visas vara önskvärd utifrån något annat rättvisekriterium.
Fördelningseffekterna kan alltså beskrivas på gruppnivå, exem- pelvis som genomsnittliga effekter på olika inkomstgrupper, på kvinnor och män eller på olika åldersgrupper.
En fördelningsdimension, som särskilt pekas ut i ramdirektivet för vatten och utredningsuppdraget, är huruvida förorenarna, som grupp, får betala enligt principen om att förorenaren betalar, PPP.5 Innebörden av PPP utreds mer i detalj i kapitel 7. Här kan det dock konstateras att föroreningar medför kostnader i form av försämrad vattenkvalitet (en miljökostnad) och att minskning av föroreningar också det medför kostnader (reduktionskostnader). Även om summan av dessa kostnader har minimerats (så att sam- hällsekonomisk effektivitet har uppnåtts) återstår frågan om vem som ska bära de återstående kostnaderna. Fördelningen av dessa kostnader kan beskrivas gentemot två grupper; förorenarna (som har en verksamhet som skapar samhällsekonomiska värden, dock med miljökostnader som en bieffekt) och miljökonsumenterna (som upplever nytta av exempelvis opåverkat vatten). Enligt PPP ska förorenarna stå för miljö- och reduktionskostnader och enligt VPP (victim pays principle) så ska de drabbade stå för dessa kost- nader. Respektive princip kan härledas utifrån två grundläggande principer om rättigheter där PPP utgår från att miljökonsumenter- na i grunden har rätt till opåverkat vatten och bör kompenseras för att ge upp den rätten medan VPP utgår från att verksamhetsutövare har rätt att bedriva sin verksamhet och att inskränkningar i
5 Polluter Pays Principle. Fortsättningsvis används förkortningen PPP i detta kapitel.
141
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
möjligheten att exempelvis använda vatten som recipient medför rätt till kompensation.
Ekonomiska styrmedel som innebär betalning, exempelvis ut- släppsskatter, uppfyller PPP (förorenarna betalar skatt för sina utsläpp och betalar själva kostnader för den reduktion de vidtar). En subvention å andra sidan, där förorenaren erhåller betalning för att minska utsläppen innebär en fördelning i linje med VPP. Kvan- titativa regleringar har en fördelningsprofil som innebär att för- orenaren betalar reduktionskostnaderna men inte miljökostnaderna för kvarvarande utsläppen. En sådan reglering uppfyller alltså inte vare sig PPP eller VPP fullt ut. Mer om detta i kapitel 7.
Bland de aktörer som påverkas olika av olika styrmedel finns staten, och därmed gruppen skattebetalare. Staten påverkas särskilt av ekonomiska styrmedel som kan innebära inkomster till stats- kassan (exempelvis från utsläppsskatter eller försäljning av utsläpps- rätter) eller utgifter från statskassan (exempelvis till subventioner). Hur staten (som möjligen kan ses som en representant för de som drabbas av utsläpp) påverkas finansiellt kan vara intressant i sig, bland annat i relation till principen om att förorenaren ska betala. Viktigt är dock att påverkan på statens finanser också kan få sekundära effekter på samhällsekonomin. Skatteintäkter från en effektivitetshöjande utsläppsskatt kan ytterligare öka effektiviteten i ekonomin genom att andra snedvridande och effektivitets- sänkande skatter kan sänkas.
Konkurrenspåverkan
Styrmedel kan påverka konkurrenssituationen för de företag mot vilka styrmedlen riktas. Olika styrmedel kan påverka i olika rikt- ning och i olika omfattning. Generellt försämras konkurrens- kraften ju mer ett företag får betala.
Eftersom ett syfte med styrningen är att höja effektiviteten så innebär den försämrade konkurrenskraft som internalisering av externa kostnader innebär inte i sig någonting negativt samhälls- ekonomiskt. Att det företag som har en produktionsteknologi som leder till stora utsläpp förlorar i konkurrenskraft gentemot ett företag med en renare produktionsteknologi är snarast, om sam- hällsekonomisk effektivitet är eftersträvansvärd, en önskvärd effekt av ett styrmedel.
142
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Detsamma gäller i princip när det handlar om konkurrenskraft gentemot utlandet, men med det viktiga undantaget att bristande miljöpolitik i konkurrensländer kan leda till en icke önskvärd försämring i konkurrenskraft.
Noteras ska, när det gäller konkurrenskraften gentemot ut- landet, att ett land konkurrerar med komparativa fördelar. Det innebär att om en sektor får en försämrad konkurrenskraft på marknaden till följd av att externa kostnader har internaliserats, så innebär detta att andra sektorer får en förbättrad konkurrenskraft. Annorlunda uttryckt så innebär avsaknaden av miljöpolitik att mindre miljöpåverkande företag får sin konkurrenskraft försämrad jämfört med en situation med mer ambitiös miljöpolitik.
Kostnader av att ”ha fel”. Vad händer vid osäkerhet?
Det kommer aldrig att föreligga fullständig kunskap om vare sig utsläpp, dess påverkan på miljön, om värdet/kostnaden av denna påverkan eller om kostnaderna för åtgärder. Detta gäller i synner- het som världen är föränderlig; exempelvis så kommer kostnader att förändras över tiden, och de kommer inte att göra det oberoende av styrmedel / institutionella ramar. Mer kunskap kan naturligtvis sökas men fullständig kunskap kommer aldrig att nås. Det betyder att man, även om det ibland är relevant att avvakta mer kunskap, måste ta beslut och sannolikt agera under viss osäkerhet.
Vad händer då om ett styrmedel utformas utifrån kunskap som visar sig vara felaktig? Effekterna av felaktiga antaganden / bristan- de kunskap skiljer sig något mellan olika typer av styrmedel.
Ett ekonomiskt styrmedel, som en skatt eller en subvention, har nackdelen att det är svårare att nå miljömålet. Om reduktionskost- naden är högre än vad myndigheten förväntat sig så kommer utsläppen att bli större än väntat. Ur måluppfyllelsesynpunkt är detta ett problem men ur samhällsekonomisk effektivitetssynpunkt så kan det vara en fördel. Detta under förutsättning att de margi- nella miljökostnaderna ökar mindre än de marginella reduktions- kostnaderna. Den flexibilitet som ett incitamentsstyrmedel innebär kan alltså vara en fördel i de fall man kan undvika en väldigt hög reduktionskostnad samtidigt som miljökostnaden inte ökar så mycket. Om det, å andra sidan, är så att miljökostnaderna ökar väldigt drastiskt om för lite åtgärder vidtas, samtidigt som reduk-
143
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
tionskostnaderna inte är så höga, kan den flexibiliteten leda till en situation med onödigt höga samhällsekonomiska kostnader.
Man kan dock se till att utforma styrmedlen så att flexibilitet byggs in. Denna kan åstadkommas på olika sätt och den kan kräva olika grad av aktivt beslutsfattande. Viktigt är att se till att flexi- biliteten blir relaterad till rätt problem; ett system som är för flexibelt kan bli känsligt för intressegrupper och det finns risk för att de egentliga målsättningarna inte uppfylls. Vidare är det viktigt att komma ihåg att stabilitet i spelreglerna är viktigt när det gäller långsiktiga beslut. Förändringar i spelregler kan skapa ”orättvisor” mellan dem som tidigt anpassat sig till regleringens intention och dem som avvaktar och sedan får lägre krav.
Känslighet för förändringar
Världen förändras hela tiden och flera förändringar kan påverka effekten av styrmedel. Återigen blir effekten olika för olika typer av styrmedel.
Om antalet utsläppskällor förändras över tiden kan det påverka exempelvis mängden utsläpp. Ett ekonomiskt styrmedel, som en utsläppsskatt, kommer att innebära att utsläppen ökar om nya utsläppskällor tillkommer. Ur måluppfyllelsesynpunkt är det ett problem men ur samhällsekonomisk effektivitetssynpunkt så kan en viss ökning av utsläppsmängden vara motiverad om samhälls- ekonomiskt nyttig verksamhet tillkommer (nivån på en samhälls- ekonomiskt effektiv skatt förändras dock och en skatt bör höjas något när verksamhet tillkommer). På en marknad för överlåtelse- bara utsläppsrätter kommer den totala utsläppsmängden att vara opåverkad av att nya företag tillkommer men priset på utsläpps- rätterna kommer att öka.
Inflation kommer att leda till att den reala kostnaden för en utsläppsskatt sjunker (om den inte justeras) vilket kommer att leda till att utsläppen ökar. Effekterna av en kvantitativ reglering påverkas inte av inflation.
Tekniskt utveckling och billigare reningsteknik kommer att leda till minskade utsläpp i fallen med ekonomiska styrmedel. Vid kvantitativa regleringar kommer utsläppsmängden att vara opå- verkad (så länge inte tillstånden omprövas). Likaså kommer den totala utsläppsmängden att vara oförändrad om överlåtelsebara utsläppsrätter används.
144
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Fuskincitament – behov av kontroll.
Eftersom styrmedel i många fall medför kostnader för dem som styrmedlen riktas mot så finns det incitament att inte följa reglerna. Att sådana incitament finns innebär dock inte med nödvändighet att alla som kan bryter mot reglerna eftersom det finns flera skäl som också talar för att följa reglerna.
Det kan dock noteras att ju mer man kan tjäna på att inte följa ett styrmedel desto större är incitamentet att fuska. Det betyder att både kostnaden för att ”fuska” (påföljd * risk för upptäckt) och kostnaden för att följa regleringen påverkar efterlevnaden. Incitamenten för att fuska är därmed större vid en skatt än för en reglering vilken i sin tur innebär större fuskincitament än en subvention.
Hur stora fuskincitamenten är beror i stor utsträckning på hur kontroll av efterlevnad utförs och vilka sanktioner som utdöms.
Transaktionskostnader
Samtliga styrmedel medför kostnader för kontroll och uppföljning. Dessa kostnader kan bäras av såväl staten som av de enskilda aktörerna. Naturligtvis ska dessa kostnader beaktas vid en helhets- bedömning av ett styrmedel.
Kunskapsbehov
Prispolitik har svagheten att det är svårt att med säkerhet nå målet. Prispolitiken kräver i sig inte någon kunskap om miljökostnaderna! Kunskap om dessa behövs när man formulerar miljömålet, oavsett om man sedan vill styra via prispolitik eller annan form av styr- medel.
Styrning via priser kräver kunskap om de marginella åtgärds- kostnaderna för att nå måluppfyllelse. Om omedelbar måluppfyllel- se inte är nödvändig kan själva införandet av exempelvis en skatt, via observationer av effekterna av skatten, ge myndigheten viss kunskap om åtgärdskostnader. Styrning via kvantitativa regleringar kräver kunskap om åtgärdskostnader om man vill undvika allt för höga åtgärdskostnader.
145
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
5.3Befintliga styrmedel kopplade till vattenmiljö
För att det ska vara möjligt att bedöma om det finns anledning att förändra mixen av styrmedel för att nå god vattenstatus i enlighet med kraven i ramdirektivet för vatten, t.ex. att fler ekonomiska styrmedel behövs, krävs att man har den övergripande bilden klar för sig. Detta innebär att man måste ta hänsyn till de styrmedel som redan verkar inom området. Ofta krävs en kombination av styrmedel för att den önskade effekten ska nås. Samtidigt så finns det goda skäl för att styrmedel bör vara enkla att förstå och tillämpa; det minskar transaktionskostnader för såväl myndigheter som reglerade verksamheter.
I detta avsnitt görs en genomgång av aktuella befintliga styr- medel med en mer eller mindre stark koppling till vattenanvänd- ning/vattenpåverkan i olika former. Redogörelsen gör inte anspråk på att vara fullständig, och till viss del är syftet att visa på detalje- ringsgraden och komplexiteten, främst avseende de reglerande styrmedlen, mer än att räkna upp dem alla. Redogörelsen för de ekonomiska styrmedlen bygger på och är en utveckling av den rapport som Euro Resource6 tog fram på uppdrag av Utredningen Svensk Vattenadministration år 2002 och på de sammanställningar av miljöpolitiska styrmedel som Naturvårdsverket och Energimyn- digheten7 samt Naturvårdsverket8 har gjort.
Styrmedlen delas in i kategorierna kvantitativa regleringar, ekonomiska, informativa och andra typer av styrmedel. I den mån styrmedlen har utvärderats redovisas resultaten av utvärderingen. Vidare redovisas i vad mån eventuella förändringar eller översyner är på gång.
5.3.1Kvantitativa regleringar
De flesta styrmedel implementeras genom lagstiftning. Krav på åtgärder och begränsning av utsläppsmängder med stöd i lagstift- ningen är ett centralt styrmedel för att styra mot de politiska målen. Genom denna form av lagstiftning är det möjligt att ge en
6Euro Resource, 2002. Vattenavgifter – förutsättningar och möjligheter. MariAnne Olsson, Göteborg, 2002.
7Ekonomiska styrmedel i miljöpolitiken. Rapport från Naturvårdsverket och Energimyndig- heten, Stockholm, 2006.
8Ekonomiska styrmedel inom miljöområdet – en sammanställning. Rapport nr 333 från Naturvårdsverket, Stockholm, 2003.
146
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
specifik och riktad styrning. Även andra styrmedel, som ekono- miska styrmedel, implementeras genom lagstiftning.9 Prövning och tillsyn ska samspela med ekonomiska styrmedel och med frivilliga miljöstyrningssystem.10
Miljöbalken
De grundläggande bestämmelserna om miljö i svensk lagstiftning finns samlade i miljöbalken. Den syftar till att främja en hållbar utveckling som innebär att nuvarande och kommande generationer tillförsäkras en hälsosam och god miljö. Den ska tillämpas bl.a. så att människors hälsa och miljön skyddas mot skador och olägen- heter, värdefulla natur- och kulturmiljöer skyddas och vårdas samt den biologiska mångfalden bevaras. En långsiktigt god hushållning ska tryggas och ett kretslopp uppnås (miljöbalken 1:1). Regeringen har bedömt att de styrmedel som finns i miljöbalkens bestämmelser är effektiva styrmedel i arbetet med att uppnå miljökvalitetsmålen (prop. 2004/05.150, s. 376).
Alla som bedriver eller avser att bedriva en verksamhet eller vidta en åtgärd ska vidta de skyddsåtgärder, iaktta de begränsningar och vidta de försiktighetsmått i övrigt som behövs för att före- bygga, hindra eller motverka skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön, s.k. allmänna hänsynsregler. I samma syfte ska vid yrkesmässig verksamhet bästa möjliga teknik användas (miljö- balken 2:3). Kraven gäller i den utsträckning det inte kan anses orimligt att uppfylla dem. Vid bedömningen ska särskilt beaktas nyttan av skyddsåtgärder och andra försiktighetsmått jämfört med kostnaderna för sådana åtgärder (miljöbalken 2:79).
Kan en verksamhet eller åtgärd befaras föranleda skada eller olägenhet av väsentlig betydelse för människors hälsa eller miljön, även om försiktighetsmått vidtas, får verksamheten bedrivas eller åtgärden vidtas endast om regeringen finner att det finns särskilda skäl. En verksamhet eller åtgärd får inte bedrivas eller vidtas om den medför risk för att ett stort antal människor får sina levnads- förhållanden väsentligt försämrade eller miljön försämras avsevärt (miljöbalken 2:9). Även med de sistnämnda förutsättningarna kan regeringen tillåta det som är av synnerlig betydelse från allmän
9Prop. 1997/98:45, s. 170.
10Prop. 1997/98:45, s. 170.
147
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
synpunkt. Detta gäller dock inte om det kan befaras att det all- männa hälsotillståndet försämras (miljöbalken 2:10).
För ett stort antal verksamheter krävs tillstånd eller att en anmälan görs. Vilka verksamheter det gäller anges i förordningen (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. Även om tillståndsplikt inte gäller får en tillsynsmyndighet (se nedan) i enskilda fall förelägga en verksamhetsutövare att ansöka om till- stånd om verksamheten medför risk för betydande olägenheter för människors hälsa eller miljön (miljöbalken 9:6).
Miljöbalkens allmänna hänsynsregler gäller också verksamheter som inte kräver tillstånd. Skillnaden är att genom ett tillstånd preciseras verksamhetsutövarens skyldigheter och rättigheter. Bl.a. anges tid som tillståndet ska gälla, verksamhetens läge, omfattning, utformning samt villkor om utsläpp och annat.
Ett lagakraftvunnet tillstånd gäller mot alla, enskilda och myn- digheter, såvitt avser frågor som prövats i domen eller beslutet. Det kan dock återkallas helt eller delvis bl.a. om sökanden vilselett tillståndsmyndigheten, om tillståndet eller villkor för verksamheten inte följts och avvikelsen inte är ringa, om det behövs för att upp- fylla Sveriges
Vidare kan tillstånd omprövas när det gäller tillåten produk- tionsmängd o.dyl. och villkor ändras eller upphävas samt nya villkor meddelas. Det kan ske t.ex. om det gått tio år efter laga- krafttidpunkten, om det uppkommit någon mer betydande olägen- het som inte förutsågs när verksamheten tilläts, om förhållandena i omgivningen ändrats väsentligt, för att förbättra en anläggnings säkerhet samt om en väsentlig förbättring för miljö eller hälsa kan uppnås med ny teknik (miljöbalken 24:5).
Syftet med miljöbalken ska säkerställas genom tillsyn. Tillsyn utövas bl.a. av Naturvårdsverket, länsstyrelserna och kommunerna. Tillsynsmyndigheterna ska bl.a. kontrollera efterlevnaden av miljö- balken samt föreskrifter, domar m.m. som har meddelats med stöd av balken. De ska också vidta de åtgärder som behövs för att åstad- komma rättelse (miljöbalken 26:1, 26:3). Tillsynsmyndigheterna har befogenhet att meddela de förelägganden och förbud som behövs i enskilda fall.
För att miljöbalkens regler ska följas finns vissa straffbestäm- melser. Bl.a. kan den som uppsåtligen eller av oaktsamhet orsakar utsläpp av ett ämne som medför eller kan medföra en förorening som är skadlig för hälsa eller miljö dömas till böter eller fängelse
148
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
för miljöbrott, om omfattningen inte har ringa betydelse (miljöbalken 29:1). För otillåten miljöverksamhet kan den dömas som med uppsåt eller av oaktsamhet påbörjar eller bedriver en verksamhet eller vidtar en åtgärd utan föreskrivet tillstånd eller godkännande eller utan att ha gjort en anmälan. Detsamma gäller den som bryter mot ett villkor eller bestämmelse i ett tillstånd m.m. enligt balken (miljöbalken 29:4).
Djur, växter och vissa produkter som varit föremål för bl.a. miljöbrott och otillåten miljöverksamhet kan förverkas. Vidare kan värdet eller utbytet av brott liksom hjälpmedel vid brott förverkas.
Vid vissa brott mot miljöbalken kan även en miljösanktions- avgift tas ut. Den ska uppgå till minst 1 000 och högst 1 000 000 kronor (miljöbalken 30:1). Syftet med miljösanktionsavgiften är att eliminera ekonomiska fördelar som överträdelser kan medföra. Den är tänkt som ett komplement till straffreglerna och ett incitament att satsa på driftsäkerhet och kontroller av processer och rening. Av förordningen (1998:950) om miljösanktionsavgifter framgår för vilka överträdelser och med vilka belopp miljösanktionsavgifter ska tas ut. Exempelvis föreskrivs att miljösanktionsavgiften är 5 000 kronor om överträdelsen är att utan tillstånd inrätta en avlopps- anordning trots att ett sådant tillstånd krävs, och den är 3 000 kronor om överträdelsen är att utan tillstånd inrätta en värme- pumpsanläggning trots att tillstånd krävs.
Tillsynsmyndigheten får förena ett föreläggande eller förbud med vite (miljöbalken 26:14) Ett vitesföreläggandet ska rikta sig till namngivna adressater och avse en bestämd åtgärd. Det ska fast- ställas till ett belopp som kan antas förmå adressaten att följa föreläggandet. Det är därför inte en sanktion på samma sätt som böter eller miljösanktionsavgift.
Miljöbalken innehåller också regler om kompensation som alter- nativ i nuvarande bestämmelser. En grundprincip när det gäller miljöansvar är att verksamhetsutövaren ska utföra de skydds- åtgärder och vidta de försiktighetsmått i övrigt som behövs för att skydda hälsa och miljö (MB 2:3). Den principen innebär också ett krav på verksamhetsutövaren att återställa skadad miljö. Verksamhetsutövaren kan fullgöra denna skyldighet genom att finansiera åtgärderna i stället för att själv utföra dem (MB 2:8, prop. 1997/98:45, s. 235).
Miljöbalkens regler om områdesskydd (kapitel 7) öppnar möjligheter att vidta skadliga åtgärder mot att de kompenseras. Exempelvis kan länsstyrelse eller kommun under vissa begränsade
149
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
omständigheter helt eller delvis upphäva beslut om naturreservat eller ge dispens från reservatsföreskrifter om intrånget i natur- värdet kompenseras i skälig utsträckning på naturreservatet eller på något annat område (MB 7:7). Kompensationen kan bestå i att ett annat område av motsvarande intresse för naturvården skyddas eller i åtgärder som ökar naturvärdet av något annat skyddat område. Exempelvis kan restaurering av en igenväxt fågelsjö kompensera förlust av en annan våtmark (prop. 1997/98:45, s. 77).
Vidare kommer kompensationstanken till uttryck i bestämmel- serna i miljöbalkens kap. 10 om avhjälpande av miljöskada. Den som bedriver eller har bedrivit en verksamhet eller vidtagit en åtgärd som har bidragit till en föroreningsskada eller allvarlig miljö- skada (verksamhetsutövaren) är ansvarig för det avhjälpande som krävs enligt miljöbalken (MB 10:2). I ansvaret att avhjälpa kan det, bl.a. om skadan består i betydande negativa effekter på vatten- miljön, ingå att återställa miljön till det tidigare skicket och, om ett återställande inte är möjligt, att kompensera för förlorade miljö- värden på annat sätt (MB 10:5 st. 1).
I
Vidare sägs att om det är möjligt ska en kompensationsåtgärd som vidtas på en annan plats än den där skadan uppstod vidtas på en plats som i fråga om naturresursens funktion och dess betydelse för allmänhetens friluftsliv har anknytning till den plats där skadan uppstod. Under vissa omständigheter får kompensationsåtgärderna bestämmas med ledning av en ekonomisk värdering av natur- resurser och naturresursfunktioner.
I miljöbalkens allmänna bestämmelser om prövningen finns en bestämmelse om att tillstånd eller dispens m.m. får förenas med skyldighet att utföra eller bekosta särskilda åtgärder för att kompensera det intrång i allmänna intressen som verksamheten
150
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
medför (MB 16:9). I sammanhanget kan också nämnas att lagen (1998:812) med särskilda bestämmelser om vattenverksamhet har regler om bygdeavgifter och fiskeavgifter som avser att kompensera för störningar av olika slag av vattenverksamhet.
Miljöbalken och miljökvalitetsmålen
Miljökvalitetsmålen har kortfattat beskrivits i avsnitt 2.2. Sam- bandet mellan miljökvalitetsmålen och miljöbalken framgår såväl i förarbetena till miljöbalken (prop. 1997/98:45, del 2, s. 8) som i propositionen Svenska miljömål – delmål och åtgärdsstrategier (prop. 2000/01:130, s. 219 f). Så som där angivits har både miljö- balken och miljökvalitetsmålen till syfte att främja en hållbar utveckling. Miljöbalkens mål om att främja en hållbar utveckling kommer till uttryck i balkens portalparagraf, 1 kap. 1 §. Samtliga bestämmelser i miljöbalken ska tillämpas på det sätt som bäst till- godoser balkens mål och syfte, dvs. på det sätt som bäst främjar en hållbar utveckling. Miljökvalitetsmålen innebär en konkretisering av den miljömässiga dimensionen av hållbar utveckling. De ger väg- ledning om hur bestämmelserna i miljöbalken ska tillämpas och utgör ett värdefullt tolkningsunderlag för de myndigheter som ska tillämpa balken (prop. 2004/05:150, s. 376).
Tillstånd till och villkor för olika verksamheter
Som framgår ovan krävs tillstånd för vissa miljöfarliga verksam- heter som anges i förordningen om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. Nedan beskrivs tillståndsgivningen kort:
I en dom eller beslut med tillstånd till en verksamhet ska enligt 19 kap. 5 § och 22 kap. 25 § miljöbalken bl.a. anges
•den tid tillståndet ska gälla,
•verksamhetens ändamål, läge, omfattning, säkerhet och tekniska utformning i övrigt
•tillsyn, besiktning och kontroll,
•skyldighet att betala ersättning eller att utföra skadeförebyggan- de åtgärder
•skyldighet att betala avgifter samt
151
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
•de villkor om utsläpp, begränsningsvärden och bästa möjliga teknik som behövs för att hindra eller begränsa skadlig påverkan på grund av föroreningar samt de övriga villkor som behövs för att förhindra skada på eller olägenhet för omgivningen.
Miljööverdomstolen har nyligen uttalat sig mer principiellt om villkorsskrivning, särskilt sådana som innehåller begränsnings- värden (MÖD
Ofta innehåller villkoren någon typ av begränsningsvärden, som anger hur stora utsläppen av förorenande ämnen får vara eller vilken belastning på miljön som är acceptabel. Begränsningsvärdet anger således inte vilka konkreta åtgärder som tillståndshavaren ska vidta utan denne får själv välja vad som ska göras för att klara värdet. Tillståndshavaren är skyldig att följa villkoren och denna skyldighet är straffsanktionerad. En överträdelse av villkoren kan också medföra att tillståndet återkallas. Miljöbalken innehåller inga bestämmelser om hur ett begränsningsvärde ska utformas. Tillståndsmyndigheten får anses ha frihet att utforma begränsningsvärdet på det sätt som anses lämpligt med hänsyn till omständigheterna i det enskilda fallet. Som en allmän utgångspunkt för all villkorsskrivning gäller emellertid att tillståndshavaren ska ha rättsliga och faktiska förutsättningar att klara de krav som villkoret innebär. Det betyder att tillståndsmyndigheten när den fastställer begränsningsvärdet måste ha klart för sig att det finns konkreta åtgärder att vidta i form av skyddsåtgärder eller begränsningar i verksamheten. Tillståndsmyndigheten måste också bilda sig en uppfattning om kostnaderna för dessa åtgärder. Nyttan av dessa ska sedan ställas mot kostnaderna och ligga till grund för den av- vägning som ska göras enligt 2 kap. 7 §.
Ett villkor måste vidare vara så utformat att det inte råder någon tvekan om vad som krävs av tillståndshavaren. Det ska gå att objektivt fastställa när en överträdelse har skett. Vikten av klara och tydliga villkor har understrukits av Högsta domstolen (se NJA 2006, s. 310).
Nedan exemplifieras tillståndsgivning med föreskrifter om villkor för några olika verksamheter. Av exemplen framgår bl.a. vilken detaljeringsgraden kan vara i villkor.
Exempel
Begränsningsvärden för utsläpp till vatten:
•Av TOC högst 7,5 ton/dygn som månadsmedelvärde
•Av suspenderade ämnen högst 1,2 ton/dygn som årsmedelvärde
152
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
•Av totalfosfor högst 40 kg/dygn som månadsmedelvärde
•Av totalkväve högst 400 kg/dygn som månadsmedelvärde
•För halten organiskt material mätt som BOD7 i utgående avloppsvattenhögst 15 mg/l som årsmedelvärde
Vidare anges begränsningsvärden för utsläpp till luft, t.ex. för utsläpp av gasformigt processvavel, av kväveoxider, för stofthalt i rökgaser, svavelväte.
Ett tillstånd kan vidare innehålla föreskrifter om t.ex. högsta bullervärden i decibel, kemikaliehantering, avfallshantering av tran- sporter och energihushållning.
Tillstånd till och villkor för vattenverksamhet
För vattenverksamhet finns särskilda regler i kapitel 11 i miljö- balken. Med vattenverksamhet menas bl.a.
•uppförande av dammar och andra anläggningar i vattenområden, fyllning i vattenområden samt bortledande av vatten och andra åtgärder som syftar till att förändra vattnets djup eller läge,
•bortledande av grundvatten och tillförsel av vatten för att öka grundvattenmängden,
•markavvattning.
Som en särskild förutsättning för vattenverksamhet gäller att den bara får bedrivas om dess fördelar från allmän och enskild synpunkt överväger kostnaderna samt skadorna och olägenheterna av den.
För vattenverksamhet krävs tillstånd enligt miljöbalken. Till- stånd enligt äldre lagstiftning kallades vattendom. För vissa vatten- verksamheter gäller i stället för tillståndsplikt att de inte får påbörjas innan de har anmälts till tillsynsmyndigheten (miljö- balken 11:9, 9a). Ett tillstånd får förenas med villkor för verk- samheten.
Tillstånd behövs inte för bl.a. en- eller tvåfamiljsfastigheters eller jordbruksfastigheters husbehov (jordbruksbevattning anses inte vara för husbehov). Tillstånd eller anmälan behövs inte heller om det är uppenbart att varken allmänna eller enskilda förhållanden skadas genom vattenverksamhetens inverkan på vattenförhållan- dena (miljöbalken 11:11, 12). Liksom i fråga om tillstånd enligt
153
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
9 kap. 6 § miljöbalken kan också tillstånd till vattenverksamhet återkallas eller omprövas.
Gäller omprövningen vattenverksamhet ska den som begär omprövningen ersätta tillståndshavaren för eventuell förlust av vatten, fallhöjd eller reglermöjligheter. Tillståndshavaren måste dock tåla en förlust av högst en femtedel och lägst en tjugondel av produktionsvärdet hos ett vattenkraftverk eller en vattenkraft- reglering.
Exempel – vattenverksamhet
Beskrivningen av den verksamhet som ges tillstånd är en central del i domen eller beslutet om tillståndet. Beskrivningen måste vara otvetydig för att det ska vara möjligt att avgöra om en verksamhet helt omfattas av ett tillstånd. Här lämnas ett exempel på hur verk- samheten avgränsas när det gäller vattenverksamhet.
Miljödomstolen lämnar N.N. tillstånd
– att tillgodogöra sig fallhöjden mellan dämningsgränsen 211,54 och vattenståndsnivån vid medelvattenföring i Ljungaån där avlopps- kanalen mynnar +11,35 m samt att från Ljungaån avleda vatten genom kraftstationen intill turbinens slukförmåga, nominellt 2,0 kubikmeter/sekund,
–att för utnyttjande av vattenkraften i Ljungaån bygga Karlsheds kraftverk med intagsparti, tilloppstub, kraftverksstation, avlopps- kanal m.m. i enlighet med ansökan,
–att förse den befintliga dammen med ett luckutskov med bredden 1,4 m, höjden 1,85 m och med tröskeln på höjden på +19,50 m.
Verksamheten och arbetena för denna ska bedrivas i huvudsaklig överensstämmelse med vad sökanden har angett eller åtagit sig i målet.
Vid tillståndsprövningen ska tillståndsmyndigheten ta ställning till vilka skyddsåtgärder och vilka begränsningar för verksamheten som behövs från miljösynpunkt och som är skäliga att kräva. Dessa försiktighetsmått anges som villkor i domen eller beslutet. Nedan lämnas exempel på typiska villkor om vattenverksamhet i tillstånd enligt miljöbalken. De har hämtats ur en sammanställning av Naturvårdsverket
154
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Minimitappning
–I huvudvattenfåran ska alltid släppas minst 100 l/s eller tillrin- ningen om den är lägre.
a)Under tiden den 16
b)Under tiden den 1
c)Under tiden den 1
–Genom omlöpet ska släppas fram ett flöde på minst 1,4 m³/s som årsmedelvärde. Flödet ska alltid vara minst 1,4 m³/s eller tillrin- ningen, om denna är mindre.
–Genom den naturliga fåran förbi kraftverket och utloppskanalen ska alltid framsläppas en vattenmängd av 300 l/s eller, om tillrin- ningen är mindre, hela tillrinningen. Vid tillämpningen av denna bestämmelse får tillståndshavaren tillgodoräkna sig den vatten- mängd som släpps genom fiskvägen.
Fiskvägar
–En fiskvandringsväg i form av ett omlöp ska anläggas förbi dammen och vara klar att tas i bruk senast då kraftverket tas i drift. Fiskvägens närmare utformning och placering ska ske i samråd med Fiskeriverket.
–Dammägaren ska hålla fisktrappa för fiskens uppvandring, ålyngel- ledare och anordning för fiskens nedvandring samt svara för dessas underhåll och skötsel. Fisktrappan ska hållas öppen under tiden 1
–Sökanden ska utföra och bibehålla galler (fingrindar) i intags- kanalens mynning för att förhindra att nedvandrande fisk kommer in i kraftstationen. Gallervidden ska vara högst 20 mm.
Fiskeavgift
– Sökanden ska till Fiskeriverket betala en allmän årlig fiskeavgift enl. 6 kap. 6 § lagen (1998:12) med särskilda bestämmelser om vatten- verksamhet. Avgiften ska utgå med 14 avgiftsenheter i klass 2 (7 och 8 §§).
Grumling
–Grumlande arbeten får inte ske under perioden 1 maj till 31 augusti.
–Arbeten i vattenområdet ska bedrivas på sådant sätt att grumling i görligaste mån undviks.
155
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
Kompensationsåtgärder
–På lämplig sträcka i bäcken ska tillståndshavaren som biotopför- bättrande åtgärd utlägga sten och grus. Det närmare utförandet ska godkännas av länsstyrelsen. Åtgärderna ska vara utförda inom två år från det att tillståndet tagits i anspråk.
–Sökanden ska i samråd med fiskevårdsområdesföreningen årligen med början 2006 under fem år sätta ut 1 500 matningsfärdiga örings- yngel av mellanljusnanstam i ån uppströms kraftverket.
–Som kompensation för fiskeskada under byggnadstiden ska sökan- den i samråd med Fiskeriverket sätta ut 400 st utvandringsfärdiga havsöringsmolt i åns vattensystem. Om detta inte kan genomföras får Fiskeriverket inom samma kostnadsram förordna om andra fiskefrämjande åtgärder i vattensystemet.
–Sökanden åläggs att utföra fiskevårdande kompensationsåtgärder i vattendraget eller i annat närbeläget vattenområde. Åtgärderna ska utföras efter samråd med Fiskeriverket.
5.3.2Andra lagar av betydelse för vattenmiljön
Miljöbalken kompletteras som nämnts av bl.a. lagen (1998:812) med särskilda bestämmelser om vattenverksamheter. Den inne- håller bl.a. regler om bygdeavgifter och fiskeavgifter. Vidare bör nämnas lagen om allmänna vattentjänster (2006:412) som inne- håller bestämmelser om vattenförsörjning och avlopp, t.ex. om avgifter.
Plan- och bygglagen (1987:19) innehåller bestämmelser om planläggning av mark och vatten och om byggande. Den syftar bl.a. till att främja en god och långsiktigt hållbar livsmiljö för människor (plan- och bygglagen 1:1). Vid planläggning ska natur- och kultur- värden beaktas samt bl.a. goda miljöförhållanden och en långsiktigt god hushållning med mark och vatten främjas (plan- och bygg- lagen 2:2).
5.3.3
156
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
och påverkar därmed också möjligheterna att utforma nya styr- medel genom att direktivet eller förordningen i vissa fall genom t.ex. olika begränsningsvärden kan begränsa möjligheterna att introducera nya styrmedel.
För svensk del finns som nämnts tidigare de centrala reglerna på miljöpolitikens område samlade i miljöbalken och dess följdförfatt- ningar. Den innehåller inte bara regler som har ett nationellt ursprung utan också regler som följer av Sveriges medlemskap i Europeiska unionen.
Direktiv
När ramdirektivet för vatten skulle genomföras i svensk rätt in- fördes bestämmelser i miljöbalken om vattendistrikt och vatten- myndigheter samtidigt som balkens regler om miljökvalitetsnormer och åtgärdsprogram kompletterades. Vidare fick regeringen eller myndighet regeringen bestämmer bemyndigande att ge föreskrifter om förvaltningen av kvaliteten på vattenmiljön. Regeringen har med stöd av bemyndigandet infört förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön. Där återges direktivets bestämmelser mer eller mindre ordagrant i behövliga delar. Bl.a. ges föreskrifter för vattenmyndigheterna när det gäller miljökvalitets- normer och åtgärdsprogram och vad som behövs i övrigt för att de ska kunna utföra vad som krävs enligt direktivet. Naturvårdsverket och Sveriges geologiska undersökning bemyndigas i förordningen att ge vattenmyndigheterna närmare föreskrifter i olika frågor, exempelvis om hur kvalitetskraven för vatten ska bestämmas och om övervakningsprograms innehåll och genomförande.
Det finns också andra uppläggningar för att genomföra EU- direktiv. Ett exempel är rådets direktiv 91/271/EEG av den 21 maj om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse. Direktivet gäller hopsamling, rening och utsläpp av avloppsvatten från tätbebyggelse samt rening och utsläpp av avloppsvatten från vissa industri- sektorer. Direktivet kräver att avloppsvatten från tätbebyggelse leds in i ledningsnät och renas före utsläpp. Kraven på rening varierar med hänsyn till recipientens känslighet för utsläpp.
Den legala grunden för att införa direktivets bestämmelser i svensk rätt fanns i miljöbalkens föregångare miljöskyddslagen. Den nu aktuella bestämmelsen finns i 9 kap. 5 § i balken, som ger regeringen möjlighet att meddela föreskrifter om förbud, skydds-
157
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
åtgärder, begränsningar och andra försiktighetsmått för att skydda människors hälsa eller miljön. Regeringen får också ge sådana föreskrifter för att uppfylla Sveriges internationella åtaganden, till vilka hör att genomföra
I 47 § förordningen (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd bemyndigar regeringen Naturvårdsverket att lämna närmare föreskrifter om bl.a. rening av avloppsvatten från tät- bebyggelse. Dessförinnan gällde motsvarande bemyndigande enligt den dåvarande miljöskyddsförordningen.
Med stöd av bemyndigandet har Naturvårdsverket beslutat om en kungörelse (SNFS 1994:7) med föreskrifter om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse. Där återfinns direktivets bestäm- melser i detalj, t.ex. om begränsningsvärden för olika ämnen i det renade avloppsvattnet från reningsverken.
Medan ramdirektivets för vatten huvudsakliga innehåll har tagits in i en förordning beslutad av regeringen finns det för den prak- tiska tillämpningen viktigaste innehållet i direktivet om avlopps- vatten från tätbebyggelse i myndighetsföreskrifter. I båda fallen ges de grundläggande bestämmelserna för att införliva direktiven i svensk rätt i miljöbalken.
Stor betydelse för vattenmiljön har vidare rådets direktiv 91/676/EEG av den 12 december 1991 om skydd mot att vatten för- orenas av nitrater från jordbruket (nitratdirektivet). Denna lagstift- ning anger villkoren för de åtgärdsprogram som medlemsstaterna ska ta fram för att minska kväveläckaget i känsliga områden. Åtgärderna innefattar bl.a. spridning och lagring av gödsel. I Sverige är det främst kust- och slättområdena som är känsliga områden enligt direktivet. Till detta direktiv finns det nationella regelverk som påverkar jordbruket i olika avseenden. Det svenska regelverket omfattar dessutom bestämmelser som gäller i hela landet.
Kraven på lagringskapacitet för stallgödsel skiljer sig beroende på antalet djurenheter och var i landet man befinner sig. Lagrings- kapaciteten ska vara minst 6 månader utanför det känsliga om- rådena och som minst
Det finns även regler som begränsar den mängd stallgödsel som får tillföras per hektar både med avseende på stallgödselns innehåll av fosfor och kväve i förhållande till förhållande till tillgänglig areal
158
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
för spridning av gödseln. Reglerna med avseende på fosfor trädde i kraft fullt ut i hela landet 1995 och utformningen har sedan dess ändrats i den nya utformningen gäller fullt ut från och med 2013. Från och med 2010 har en regel om att mängden stallgödsel som får tillföras per år inte får överstiga 170 kg kväve införts i de känsliga områdena.
Förutom dessa regler finns en rad detaljerade regler för sprid- ning av stallgödsel och andra organiska gödselmedel. Dessa innebär både direkta spridningsförbud under ett antal månader på året och under vissa markförhållanden men också restriktioner till vilka grödor spridning får ske och vilka gödselslag som kan spridas under vissa månader och restriktioner för spridning invid vatten- drag. Dessutom finns spridningsförbud för mineralgödsel under några månader på året. Den huvudskaliga delen av restriktionerna när det gäller spridning av stallgödsel och andra organiska gödsel- medel gäller enbart inom de känsliga områdena. De första sprid- ningsrestriktionerna trädde ikraft redan 1989 och reglerna har därefter skärpts allt eftersom.
I Götaland ska dessutom en viss areal av åkermarken vara höst- eller vinterbevuxen för att minska kväveläckaget. Procentsatsen skiljer sig något åt mellan de mer sydliga länen och de mer nordliga länen. Slutligen omfattar regelverket krav för att minska ammo- niakavgången vid lagring och spridning av stallgödsel. Dessa är särskilt inriktade på att minska avgången i de sydliga länen.
Enligt Jordbruksverkets föreskrifter (SJVFS 1999:119) om hän- syn till natur- och kulturvärden i jordbruket får inte handelsgödsel, stallgödsel samt slam eller annat organiskt avfall spridas på åker- mark så att det hamnar utanför åkern. Detsamma gäller spridning på ängs- och betesmark om natur- och kulturvärden kan skadas av spridningen.
I slutet på 2009 beslutade EU om Europaparlamentets och rådets förordning (EG) nr 1107/2009 om utsläppande av växtskyddsmedel på marknaden och om upphävande av rådets direktiv 79/117/EG och 91/414/EG. Den nya förordningen kan ses som en förlängning på den tidigare och kommer att leda till större likriktning kring reglerna om godkännande och användning av växtskyddsmedel i Europa. Vid samma tillfälle beslutade EU om Europaparlamentets och rådets direktiv 2009/128/EG om upprättande av en ram för gemenskapens åtgärder för att uppnå en hållbar användning av bekämpningsmedel.
159
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
Kraven i lagstiftningen innebär bl.a. att den som sprider be- kämpningsmedel av klass 1 eller klass 2 ska anteckna alla åtgärder. Av dokumentationen ska framgå vilket medel och vilken dos som har använts, tidpunkt och plats för spridningen, temperatur och vind, skyddsavstånd och vilka åtgärder som gjorts för att skydda miljön vid påfyllning och rengöring av utrustningen.
För att få tillstånd att använda växtskyddsmedel klass 1 eller intyg om behörighet att använda klass
Enligt Europaparlamentets och rådets direktiv 2008/1/EG av den 15 januari 2008 om samordnade åtgärder för att förebygga och be- gränsa föroreningar
Företagen ska själva ansvara för förebyggande och minskning av de föroreningar som de kan komma att orsaka. För att få tillstånd måste industrianläggningar och jordbruk uppfylla vissa grund- läggande krav. Verksamhetsutövarna ska bland annat:
•vidta alla åtgärder som kan bidra till att bekämpa föroreningar, framför allt genom att använda bästa tillgängliga teknik,
•undvika alla betydande föroreningar,
•förebygga, återanvända eller undvika avfall på det sätt som för- orenar minst,
•sörja för effektiv energianvändning,
•förebygga olyckor och begränsa följderna av olyckor,
•återställa platsen när verksamheten upphör.
Tillståndsbeslutet ska innehålla en rad konkreta krav om bland annat
•utsläppsgränsvärden för förorenande ämnen (utom i fråga om växt- husgaser, om det tillämpas ett system för handel med utsläppsrätter
– se nedan),
160
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
•eventuella åtgärder för att skydda mark, vatten och luft,
•åtgärder för hanteringen av avfall,
•åtgärder för exceptionella förhållanden (läckor, störningar i driften osv.),
•minimering av långväga eller gränsöverskridande föroreningar,
•utsläppskontroll,
Förutom ramdirektivet för vatten och andra
Det skulle föra för långt att redogöra för vad alla dessa direktiv innebär i form av detaljregleringar som utövare har att följa, men de styr det nationella regelverket och begränsar därmed möjligheten att införa nya styrmedel.
5.3.4Ekonomiska styrmedel per kategori
Med ekonomiska styrmedel avses marknadsanpassade instrument som skatter och avgifter, överlåtbara utsläppskvoter samt panter, bidrag, subventioner, avdragsmöjligheter och ersättningar för utförda tjänster. De styrmedel som redovisas här har valts eftersom de har en tydlig direkt eller indirekt effekt på vattenmiljön, trots att styrmedlets syfte inte alltid är att påverka miljön. Ibland finns klara fiskala motiv i botten.
1180/778/EEG och 98/83/EEG.
1291/271/EEG.
1391/676/EEG.
142008/105/EG.
1578/659/EEG.
1679/923/EEG.
1779/409/EEG.
1892/43/EEG.
161
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
1.
Lagen (1994:1776) om skatt på energi reglerar tre olika skatter, nämligen energiskatt, koldioxidskatt och svavelskatt. Energiskatten på bränslen och elektrisk kraft är utformad på grundval av såväl energi- och miljöpolitiska som statsfinansiella skäl, där oftast det statsfinansiella skälet har varit dominerande. Koldioxidskatten på bränslen är en s.k. miljörelaterad skatt. Detta innebär att den har införts främst av miljöskäl. Dessa skatter är sektorsövergripande och påverkar all energianvändande industri i förhållande till energi- källa och förbrukning. Indirekt påverkas även vattenmiljön om skatter och avgifter leder till minskade utsläpp till luft.
Energi
Koldioxid- och energiskatt tas ut på bränslen som används som drivmedel, drift av stationära motorer eller för uppvärmning. På el utgår endast energiskatt. Bränslen som används för andra ändamål, t.ex. råvaruanvändning, är skattebefriade, liksom biobränslen (med undantag för råtallolja).
Koldioxidskatten är proportionell mot de koldioxidutsläpp som uppstår vid förbränning av bränslet och motsvarar 105 öre per kg koldioxid år 2009. Energiskatten tas för närvarande inte ut pro- portionellt efter energiinnehåll. Energiskatten på fossila bränslen och elkraft utgår med ett visst belopp per
För fossila bränslen som används som drivmedel utgår normal- skattesats för koldioxid- och energiskatt i såväl hushållssektorn som näringslivet. För diesel som används i jord- och skogs- bruksmaskiner var dock koldioxidskatten nedsatt till 21 procent (av 105 öre per kg koldioxid) år 2009.
För fossila bränslen som används till drift av stationära motorer och uppvärmning är skatteuttaget mer differentierat. För hushålls- och tjänstesektorerna utgår full koldioxid- och energiskatt. För industri utanför EU:s system för handel med utsläppsrätter samt inom
19 Detta avsnitt bygger där inte annat anges på Beräkningskonventioner 2010, en rapport från skatteekonomiska enheten i Finansdepartementet, oktober 2009.
162
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
21 procent av hushålls- och tjänstesektornivån och energiskatten är noll. Dessa skattenivåer tillämpas även för dieselolja som används för drift av fordon i viss gruvindustriell verksamhet. För industri inom handelssystemet är koldioxidskatten nedsatt till 15 procent och energiskatten är noll. För energiintensiva företag inom industri samt jord- skogs- och vattenbruk kan ytterligare nedsättning av koldioxidskatten medges genom den s.k.
Energiskatten på el för hushålls- och tjänstesektorerna i mellersta och södra Sverige var 28,2 öre per kWh år 2009. Energiskatten på el för hushålls- och tjänstesektorerna i norra Sverige var 18,6 öre per kWh, dvs. nedsatt med 9,6 öre per kWh. Energiskatten på el som används i industrin samt i jord- skogs- och vattenbruk uppgick till 0,5 öre per kWh. Företag som deltar i program för energieffek- tivisering befrias från energiskatten på el under programperioden.
Fossila bränslen som används i värmeverk beskattas med full koldioxid- och energiskatt om anläggningen inte omfattas av EU:s system för handel med utsläppsrätter. För värmeanläggningar inom handelssystemet är koldioxidskatten 94 procent av den generella koldioxidskattenivån, nivån på energiskatten är dock inte nedsatt. För bränsleanvändning i kraftvärmeverk som inte omfattas av handelssystemet utgår en koldioxidskatt motsvarande 21 procent av den generella koldioxidskattenivån och ingen energiskatt. För kraftvärmeanläggningar inom handelssystemet utgår en koldioxid- skatt motsvarande 15 procent av den generella koldioxidskatte- nivån och ingen energiskatt.
Till de energirelaterade skatterna räknas även svavelskatten. På torv, kol, petroleumkoks och andra fasta eller gasformiga fossila bränslen uppgår den till 30 kronor per kg svavel i bränslet. Svavelskatten på flytande bränslen, t.ex. eldningsolja, utgör 27 kro- nor per m3 för varje tiondels viktprocent svavel i bränslet. Ingen skatt utgår dock för flytande bränslen med en svavelhalt på högst 0,05 viktprocent.
Till punktskatterna kan även räknas fordonsskatten, vilken är en årlig skatt som utgår på personbilar, bussar, lastbilar, motorcyklar, trafiktraktorer, motorredskap och vissa släpvagnar. Skatten varierar främst med slag av fordon, drivmedel och vikt. I syfte att öka
163
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
miljöstyrningen har fordonsskatten för personbilar lagts om till att vara baserad på koldioxidutsläpp från och med den 1 oktober 2006. Enbart personbilar av modellår 2006 eller senare samt äldre person- bilar som uppfyller miljöklass 2005, miljöklass El eller miljöklass Hybrid påverkas av detta. Övriga fordon kvarstår i det viktbaserade systemet. För dieseldrivna personbilar används den s.k. miljö- och bränslefaktorn för att beakta dieselbilens högre specifika kväve- oxid- och partikelutsläpp, samt den lägre energiskatten på diesel- bränsle. Miljö- och bränslefaktorn innebär att fordonsskatten blir högre för dieseldrivna personbilar än för motsvarande bensindrivna med lika höga koldioxidutsläpp. Dagens miljö- och bränslefaktor är 3,3 för dieselbilar som blivit skattepliktiga före 2008 och 3,15 för bilar som blivit skattepliktiga 2008 eller senare.
Riksdagen har mot bakgrund av regeringens förslag i prop. 2009/10:41 Vissa punktskatter med anledning av budgetpropo- sitionen för 2010 beslutat om ändrade skatter för att minska utsläppen och effektivisera användningen av energi.
Intäkterna från olika
Avseende koldioxidskattens effektivitet som styrmedel konsta- teras20 att den i sin nuvarande utformning och under de nuvarande teknologiska förutsättningarna har en bra, fast något osäker mål- uppfyllelse. Skatter når sällan sitt mål exakt, men eftersom beräkningar tyder på att den generella koldioxidskatten i Sverige har höjts till en nivå där den inte längre påverkar utsläppen kan den påstås ha nått sin maximala potential till utsläppsminskning. En för hög skattenivå styr då ”för mycket” och kan bara motiveras av statsfinansiella skäl.
En effekt av svavelskatten är att svavelinnehållet i eldningsoljor har minskat. I en analys av svavelutsläppen från tillverknings- industrin mellan åren 1976 och 1995 kom man fram till att svavel-
20 Ekonomiska styrmedel i miljöpolitiken. Rapport från Naturvårdsverket och Energi- myndigheten, Stockholm 2006.
164
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
skatten har varit av stor vikt för att minska svavelutsläppen.21 I tillverkningsindustrin har svavelskatten haft effekt på utsläppen på tre olika sätt:
•tillverkningsindustrierna har effektiviserat energianvändningen
•raffinaderierna har fått ner svavelinnehållet i oljan
•det har skett en liten övergång från tunga till lätta eldningsoljor
Skattens effekt motverkas dock av att sodapannor inom skogs- industrin, diesel- och eldningsoljor som förbrukas vid yrkesmässig sjöfart och spårtrafik samt bränsle till flygplan är undantagna skatten.
För tillverkningsindustri och för produktion av energi finns dessutom en särskild fastighetsskatt och en avgift på utsläpp av kväveoxider vid energiproduktion.
Den 1 januari 1992 infördes en avgift på utsläpp av kväveoxider vid energiproduktion i fasta förbränningsanläggningar. Syftet var dels att åstadkomma en snabbare minskning av kväveoxidutsläppen än vad som ansågs möjligt med enbart befintliga utsläppsriktlinjer och tillståndsprövning, dels ge incitament till kostnadseffektiv utsläpps- reduktion utöver dessa riktlinjer. Motivet för att minska kväve- oxidutsläppen var främst att motverka försurning. Till en början omfattade avgiften pannor och gasturbiner med en tillförd effekt av minst 10 MW och en nyttiggjord energi av minst 50 GWh per år. Avgiften har därefter kommit att omfatta allt mindre och allt fler pannor.
Avgift betalas för utsläpp av kväveoxider från pannor, stationära förbränningsmotorer och gasturbiner med en nyttiggjord energi- produktion av minst 25 gigawattimmar (GWh) per år. Ytterligare en förutsättning för avgiftsskyldighet är att den producerade energin används för byggnadsuppvärmning, elproduktion eller i industriella processer.
21Hammar och Löfgren. 2001. ”The determinants of Surphlur Emissions from Oil Consumption in Swedish Manufacturing Industri
22Ekonomiska styrmedel i miljöpolitiken. Rapport från Naturvårdsverket och Energi- myndigheten. Stockholm, 2006.
165
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
Avgiften uppgår till 50 kronor per kilo utsläppta kväveoxider, räknade som kvävedioxid.23 Avgiften återbetalas till de avgifts- skyldiga i proportion till varje produktionsenhets andel av den sammanlagda nyttiggjorda energiproduktionen. Totalt uppgick summan att fördela i återföring för år 2008 till 676 miljoner kro- nor.24 Naturvårdsverket administrerar in- och utbetalningarna. Företag med små utsläpp av kväveoxider per nyttiggjord energi- mängd får tillbaka ett större belopp än de betalar in, medan företag med stora utsläpp per nyttiggjord energimängd förlorar på syste- met.
Utvärderingar har visat att
Kväveoxidavgiftens konstruktion, som innebär att de inbetalade avgiftsmedlen tillgodoförs de avgiftspliktiga i proportion till deras energiproduktion, har också föranlett kritik. Kritiken gäller det faktum att de verksamheter som av olika anledningar inte kan upp- nå låga utsläppsnivåer är nettobetalare i systemet och att dessa pengar överförs till de verksamheter som har låga utsläppsnivåer. Det är endast en liten del av källorna till de svenska
23Avgiften höjdes från 40 till 50 kronor per kg kväveoxid den 1 januari 2008.
24Miljöavgift på utsläpp av kväveoxider vid energiproduktion år 2008 – resultat och statistik. PM från Naturvårdsverket. Dnr
166
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Fastighetsskatt för vattenkraft och vindkraft
Fastighetsskatten är en i grunden fiskal skatt, och tas ut dels för fastigheter i bostads- och servicesektorn, dels i industrin. Skatte- satsen för industrifastigheter är normalt 0,5 procent. Från och med år 2006 höjdes fastighetsskatten för vattenkraftverk 0,5 procent till 1,2 procent. Därutöver höjdes fastighetsskatten på vattenkraftverk tillfälligt med ytterligare 0,5 procentenheter, från 1,2 till 1,7 pro- cent. Den tillfälliga höjningen ska gälla under taxeringsåren 2007– 2011 och finansiera investeringsstöden för konvertering från direktverkande el och oljeuppvärmning.
Den totala intäkten är för staten av den extra skatten på fastig- heter för vattenkraft uppgick till cirka 2 900 miljoner kronor år 2008, och skattesatsen är nu 2,2 procent vilket ska jämföras med de 0,5 procent som alla har. Skatten beräknas på fastighetens taxeringsvärde. Taxeringsvärdet bestäms så att det i princip ska motsvara 75 procent av fastighetens marknadsvärde. Elproduk- tionsenhet är en gemensam beteckning för taxeringsenheter som består av vattenkraftverk och ej utbyggda vattenfall, andels- och ersättningskraft eller värme- och vindkraftverk.
Som skäl angav regeringen att vattenkraftel är billig att pro- ducera. Eftersom den storskaliga vattenkraften byggdes ut under perioden 1945 till 1980 är de i stor utsträckning avskrivna och har låga produktionskostnader. Höjningen av fastighetsskatten innebär att man beskattar den knapphetsränta eller lägesränta som upp- kommer från ekonomiskt värdefulla naturresurser som finns i begränsad mängd. Regeringen angav också att handeln med utsläppsrätter som infördes i början av 2005 har bidragit till höjda elpriser och därmed ökat företagens vinster.
Några utvärderingar av fastighetsskattens miljöstyrning har inte påträffats. Myndigheterna bedömer dock att även om fastighets- skatten inte är direkt avsedd att vara miljöstyrande är den ändå tydligt kopplad till andra miljöstyrmedel.25 Den har dessutom sannolikt en indirekt effekt på energiproduktionen och därmed på dess miljöpåverkan. Fastighetsskatten har i huvudsak ett fiskalt syfte, men i den mån skatten inte beskattar olika industrigrenar på ett likformigt sätt får den styrande effekter. När fastighetsskatten differentieras finns anledning att studera dessa effekter närmare. I princip förefaller dock fastighetsskatten vara ett oprecist styrmedel
25 Ekonomiska styrmedel i miljöpolitiken. Rapport från Naturvårdsverket och Energi- myndigheten, Stockholm 2006.
167
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
för att nå miljömål så länge det är oklart vilken koppling som finns mellan skattenivån och eventuell miljöskada/ miljönytta.
Miljödifferentierade farledsavgifter26
Årsskiftet 2004/2005 ändrades farledsavgifterna. Bakom för- ändringarna låg en utredning med ett påföljande beslut där Sjöfarts- verket fick i uppdrag att utveckla systemet för farledsavgifter. Syftet med omläggningen var att bättre spegla trafikens samhälls- ekonomiska marginalkostnader och samtidigt öka de ekonomiska incitamenten för att genomföra miljöförbättrande åtgärder i far- tygen. Denna inriktning har förstärkts ytterligare med den skärp- ning av miljödifferentieringen i systemet som genomfördes den 1 april 2008.
Farledsavgiften är tvådelad där den ena delen tas ut på fartygets bruttodräktighet och den andra på lastat och lossat gods. För inrikes trafik tas den godsbaserade avgiften ut endast för lastat gods. Antalet anlöp som avgiftsbeläggs är för den bruttobaserade delen av farledsavgiften maximalt fem respektive två per kalender- månad för passagerarfartyg respektive övriga fartyg. Den gods- baserade avgiften tas ut med 3,05 kr per ton gods och med 0,80 kronor för så kallat lågvärdigt gods. Den del av farledsavgiften som tas ut på fartygets bruttodräktighet tas ut med 1,80 kronor för varje enhet av fartygets bruttodräktighet för passagerarfartyg och med 2,05 kronor för övriga fartyg. Kryssningsfartyg erlägger far- ledsavgift med 0,80 kronor per enhet av fartygets bruttodräktighet, betalar bara för ett anlöp i svensk hamn under samma kryssning.
Omslutningen uppgick år 2008 till cirka 1 miljard kronor och används till att täcka Sjöfartsverkets kostnader.
Det ekonomiska incitamentet för att minska utsläppen av svavel och kväveoxider, dvs. Sjöfartsverkets rabatter, har ökats i det för- ändrade systemet. För fartyg som enbart använder bunkerolja med en svavelhalt som inte överstiger 0,5 viktprocent ges rabatt med 0,50 kronor på svavelavgiften, som i normalfallet uppgår till 0,70 kronor. Fartyg med svavelhalt som underskrider 0,2 vikts- procent är befriade från svavelavgift. Fartyg som installerat utrust- ning för reduktion av utsläppen av kväveoxid erhåller en rabatt på den bruttodräktighetsbaserade farledsavgiften.
26 www.sjofartsverket.se/templates/SFVXPage___922.aspx
168
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Enligt Sjöfartsverket har ännu inte någon skriftlig utvärdering skett av de nya farledsavgifterna med avseende på miljöeffekt. Det saknas i dag dokumenterade uppgifter om i hur hög grad avgifterna styr mot lägre NOx- och
Sammantaget finns behov av att dels utvärdera farledsavgifterna som styrmedel, dels utreda möjligheterna till att på sikt nå nya, troligtvis internationella, styrmedel för att komma till rätta med de höga emissionerna inom sjöfarten.27 Även tillgången till emissions- data och hur tillsynen fungerar kan vara lämpligt att utvärdera. Styrmedlet är för svagt för att innebära en internalisering av de externa effekterna. Det finns oklarheter i hur man ska räkna internaliseringsgraden för sjöfarten. Enligt gängse modell beaktar man endast de externa effekter som uppkommer inom svenskt territorium (och territorialvatten) medan huvuddelen av effekterna uppkommer utanför detta. Internaliseringsgraden kommer därmed att anges som mycket högre än vad den i verkligheten är.
Miljödifferentierade hamnavgifter28
Miljökrav på fartyg regleras av internationella bestämmelser skilda från hamnverksamhetens. Hamnföretagen kan inte ålägga rederier- na att använda lågsvavligt bränsle, installera kväveoxidreducerande utrustning eller elansluta sig från land. De kan påverka och föra dialog, men inte själva ställa tekniska krav på fartygen. Vissa ekonomiska incitament finns dock för att påverka och uppmuntra till miljöförbättringar. Dessa består av lägre hamnavgifter för fartyg som drivs med lågsvavligt bränsle, installerat kväveoxidreducerande utrustning samt för dubbelbottnade tankfartyg, avfallssortering och minimerade avfallsmängder är exemplen på sådan uppmuntran. Dessutom arbetar hamnarna med att skapa ett system för att även kunna uppmuntra till minskade koldioxidutsläpp.
All fartygstrafik betalar en hamnavgift varje gång fartyget går in i hamn. Fartyg i färjetrafik, t.ex. Finlandstrafiken, tecknar ofta avtal direkt med hamnen istället för att betala avgift. Avgiften tillfaller hamnen och hamnavgifterna är olika beroende på vilken hamn eller kommun det handlar om. Hamnavgiften sätts på marknaden, och
27Ekonomiska styrmedel i miljöpolitiken. Rapport från Naturvårdsverket och Energi- myndigheten, Stockholm 2006.
28www.transportgruppen.se/templates/MultiMaster.aspx?id=31053
169
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
alla hamnar har inte infört miljödifferentiering av hamnavgiften. Omslutningen är okänd.
Avgift för mottagning av fartygsgenererat avfall29
Syftet med avgiften är att minska fartygs förorenande utsläpp i vatten genom obligatorisk avfallslämning till mottagningsanlägg- ningar i hamn. Avgiften differentieras inte, utan alla fartyg är skyl- diga att bidra till kostnaderna för en hamns avfallshantering.
Lagstiftarens bakomliggande tanke är att skapa ett system som ska förhindrar att fartygen dumpar sitt avfall i sjön. Regelverket innehåller några fundamentala grundpelare:
•Fartyg får inte dumpa skadligt avfall till sjöss
•Fartyg är skyldiga att i hamnar lämna det avfall man inte får dumpa till sjöss
•Hamnar är skyldiga att ta emot det avfall som fartygen har behov av att lämna
•Hamnens avgiftssystem ska vara i generell form.
En bärande tanke i regelverket är att avgift för avfallsmottagning aldrig får tas ut av ett enskilt fartyg i direkt form, den s.k.
Sveriges Hamnars rekommendation är att medlemmarna använ- der sig av alla de möjligheter som finns, inom gällande lagstiftning, till att i generell och så långt som praktiskt möjligt differentierat form ta ut avfallsmottagningsavgift av fartygen. Avgiftens storlek ska framgå av hamntaxan. Skälet för differentiering är framförallt till att uppmuntra fartyg till avfallsminimerande och miljömässigt positiva åtgärder som vattenseparering av länsvatten ombord och användande av renare bränslen. Dessa fartyg ska inte behöva sub- ventionera de fartyg som inte arbetar på det sättet. En stark
29 www.transportgruppen.se/templates/MultiMaster.aspx?id=31053
170
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
rekommendation är att avgift för det oljehaltiga avfallet differentie- ras med avseende på vattenhalt. Omslutningen är okänd.
2. Produktskatter
Naturgrusskatt
Syftet med skatten är att öka hushållningen av naturgrus men också att öka konkurrenskraften för alternativa material för att därigenom minska uttagen av naturgrus. Skatt betalas till staten för brutet naturgrus om utvinningen av detta sker för annat ändamål än markinnehavarens husbehov och sker med stöd av tillstånd som har lämnats enligt miljöbalken (kap. 11) eller vattenlagen (1983:291) eller kräver tillstånd enligt miljöbalken (kap. 12). Totala intäkter för staten år 2008 uppgick till 260 miljoner kronor.
Enligt Naturvårdsverket ska den tidigare existerande trenden ha inneburit en genomsnittlig minskning på andelen använt naturgrus på 2 procentenheter per år medan skatten (5 kronor/ton) sägs ha haft en dämpande effekt på 11 procent per år. Enligt samma utred- ning motsvarar detta cirka 5,6 miljoner ton naturgrus år 1997 och cirka 6,6 miljoner ton naturgrus år 1998. Statens Geologiska Undersökning säger i ett remissyttrande till Naturvårdsverket att man inte, med Naturvårdsverkets rapport som grund, anser att naturgrusskatten på något effektivt sätt inneburit en styrning mot ökad hushållning med naturgrus. Finansdepartementet menar att övergången från naturgrus också påverkats av en förändrad efter- frågan, där framför allt vägbyggnadsarbeten ställer kvalitetskrav som innefattar krav på krossytegrad.
Skatt på kväve i handelsgödsel
När skatten på kväve i handelsgödsel infördes var huvudmålet att minska spridningen av kväve på åkermark, vilket i sin tur skulle leda till positiva miljöeffekter. Det var inte tänkt att skattesatsen skulle motsvara den samhällsekonomiska kostnaden i form av miljöskador som uppstår vid användning av kemiskt framställt gödselmedel.
Skatten på kväve i handelsgödsel avskaffas den 1 januari 2010 som en kompensation för kommande skattehöjning på diesel till
171
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
jordbruket.30 Skatten på diesel till jordbruket fasas in i tre steg från 2011. Skatten på kväve uppgick till 1,80 kronor för varje helt kilogram kväve i gödselmedlet, om andelen kväve i medlet uppgick till minst 2 procent.
Intäkterna för skatterna på både kväve och kadmium uppgick år 2008 till 386,5 miljoner kronor.31 Hur stor del av de influtna medlen som ska återföras beslutas i respektive budgetproposition och pengar återförs delvis till jordbruket, indirekt genom forsk- ning, försöks- och utvecklingsverksamhet och rådgivning och till Landsbygdsprogrammet. På så sätt kan skatten också sägas ha haft ett finansiellt syfte, och borttagandet kan också få konsekvenser på de olika miljöåtgärder som återföringen av handelsgödselskatten har finansierat.
Skatten hade enligt SOU 2003:9
Skatt på kadmium i handelsgödsel
När skatt på kadmium i handelsgödsel infördes var huvudmålet att minska spridningen av kadmium på åkermark, vilket i sin tur skulle leda till positiva miljöeffekter. Det var inte tänkt att skattesatsen skulle motsvara den samhällsekonomiska kostnaden i form av miljöskador som uppstår vid användning av fosforgödsel eller brytning av fosfat.
Som en konsekvens av att skatten på kväve i handelsgödsel tas bort, tas också skatten på kadmium i handelsgödsel bort från 1 januari 2010. Skatten på kadmium har bidragit till att tillförseln av kadmium från handelsgödsel till åkermark i dag är låg (HOBS- utredningen).
30Prop. 2009/10:41 (bet. 2009/10:SkU1y).
31Finansdepartementet, Skatte- och tullavdelningen, 2009.
172
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Skatt på bekämpningsmedel
Syftet med skatten är att uppnå en minskad användning av bekämp- ningsmedel och därmed en reduktion av riskerna från hälso- och miljösynpunkt. Skatten ska finansiera viss verksamhet, t.ex. råd- givning, forskning och utveckling om hur en minskad användning av bekämpningsmedel skulle kunna åstadkommas. Skatteintäkterna från bekämpningsmedelsskatten var år 2008 89,1 miljoner kronor.32
Både lagar och handlingsprogram har enligt
Utredningen konstaterar vidare att den modell som tillsammans med andra styrmedel och övriga åtgärder är bäst lämpad för att åstadkomma en påtaglig minskning av riskerna med användningen av bekämpningsmedel är den där uttaget av miljöpålagan differen- tieras efter medlets farlighet för miljö och hälsa. Utredningen ansåg att förberedelser bör göras för en övergång till ett riskdifferentierat uttag av skatten. Som ett led i detta bör Kemikalieinspektionen utveckla ett system för klassificering efter bekämpningsmedlens farlighet.
I
32 Finansdepartementet, Skatte- och tullavdelningen, 2009.
173
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
3. Bidrag/subventioner
Landsbygdsprogrammet – ersättningar riktade till jordbruket
Sedan 1996 ges genom EU:s landsbygdsförordning33 miljöersätt- ningar för att minska bland annat växtnäringsförluster, det vill säga förhindra utlakning av kväve och fosfor från jordbruksmark. Nuvarande Landsbygdsprogram för Sverige år
De åtgärder som syftar till att minska förlusterna av växtnäring från jordbruket framgår av tabellen nedan.36 För att få miljöersätt- ning måste jordbrukaren gå in i ett åtagande som innebär att han eller hon under fem års tid åtar sig att följa de regler som är kopplade till ersättningen.
33Aktuell förordning: Rådets förordning (EG) nr 1698/2005 av den 20 september 2005 om stöd för landsbygdsutveckling frånEuropeiska jordbruksfonden för landsbygdsutveckling (EJFLU).
34Landsbygdsprogrammet för Sverige
35Förslag till ändring av Sveriges landsbygdsprogram för perioden
36Miljöersättningar 2007, Jordbruksdepartementet, 2007.
174
SOU 2010:17 Miljöpolitiska styrmedel
Tabell 5.1 |
Ersättning för åtgärder mot kväve- och fosforläckage37 |
||||
|
|
|
|
|
|
Åtgärd |
|
Ersättning, kronor per |
Utfall t.o.m. |
Ungefärlig budget- |
|
|
|
hektar (utökad ersätt- |
år 2008, mnkr |
omfattning för |
|
|
|
ningsnivå 2010 inom |
|
perioden 2007– |
|
|
|
parentes) |
|
|
2013, ca mnkr |
|
|
|
|
|
|
Fånggröda |
|
800 (900) |
|
58,6 |
602 |
Vårbearbetning |
|
300 (500) |
|
3,4 |
33 |
Fånggröda och |
|
1 300 (1 500) |
67,7 |
621 |
|
vårbearbetning på |
|
|
|
|
|
samma mark |
|
|
|
|
|
Skyddszoner |
|
1 000 (3 000) |
13,8 |
143 |
|
Våtmark på åkermark |
3 000 (4 000) |
11,0 |
88 |
||
(2) |
|
|
|
|
|
Våtmark på |
|
1 500 |
|
7,4 |
58 |
betesmark och övrig |
|
|
|
|
|
mark (2) |
|
|
|
|
|
Extra ersättning vid |
1 000 |
|
0,1 |
1,8 |
|
höga markvärden (3) |
|
|
|
|
|
(stödområde 9 i |
|
|
|
|
|
Skåne, Blekinge och |
|
|
|
|
|
Hallands län) |
|
|
|
|
|
Miljöskyddsåtgärder |
250 kr |
31,7 |
430 |
||
(1) |
|
100 kr |
|
|
|
Anpassade skydds- |
4 000 |
|
|
40 |
|
zoner (Ny insats från |
|
|
|
|
|
2010) |
|
|
|
|
|
Summa, ungefärlig |
|
|
193,7 |
2 016,8 |
|
uppskattning (4) |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
(1)Ersättningen höjs 2010.
(2)Fördelningen åkermark och betesmark/övrig mark är beräknad efter en bedömd fördelning 60/40.
(3)Beräknat värde baserat på att cirka 50 procent av åkermarken får extraersättningen.
(4)Budgetomslutningen beräknad med hänsyn till de höjda ersättningarna 2010.
För fånggrödor och vårbearbetning samt för skyddszoner har dess- utom områdena där ersättning kan beviljats utökats.
Ersättning utgår också för miljöinvesteringar, som finns inom ersättningsformen Utvald miljö. Inom denna ersättningsform väljer respektive länsstyrelse vilka projekt eller åtgärder som ger rätt till
37 För beräkningar står Hans Rolandsson, Jordbruksdepartementet.
Även åtgärden extensiv vallodling för miljön och det öppna landskapet syftar delvis till att minska kväveläckaget, men redovisas inte i tabellen.
175
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
ersättning i länet. För miljöinvesteringarna grundas ersättningen på de stödberättigade kostnaderna som uppkommer i projektet.
Tabell 5.2 Ersättning för miljöinvesteringar för bättre vattenmiljö
Åtgärd |
Utfall t.o.m. år 2008, mnkr |
Budgeterat för perioden |
|
|
|
Anläggning och |
42 |
400 |
restaurering av våtmarker |
|
|
Dammar som samlar fosfor |
Ny insats 2010 |
50 |
Reglerbar dränering |
Ny insats 2010 |
20 |
Landsbygdsprogrammet utvärderas löpande, dels i halvtid, dvs. när halva programperioden förflutet, dels i efterhand. Utvärderingen av Miljö- och landsbygdsprogram för Sverige
Av utvärderingen framgår att för miljöersättning till fånggröda och vårbearbetning uppfylldes det operativa målet (förväntat antal som man trodde skulle ansluta sig) till 358 procent, vilket antyder viss överkompensation. Åtgärden har gett gott resultat i jämförelse med flera av de andra stöden med samma syfte även om effekten per arealenhet inte blev den kalkylerade. En förklaring till detta kan vara att målsättningen byggde på antagandet om att åtgärderna skulle lokaliseras till de områden dar det fanns störst förutsätt- ningar for positiva effekter. Så blev dock inte fallet och effekten på växtnäringsläckaget blev därför lägre än den förväntade. Beroende på den stora anslutningen blev dock den totala belastningsminsk- ningen större än förutspått.
Miljöersättningen för anläggande av skyddszoner uppnådde det operativa målet till 112 procent. Totalt sett utgjorde dock arealen skyddszoner mindre än en procent av den svenska åkerarealen. Den potentiella arealen är betydligt större, och år 2005 var endast tolv procent av den areal där fosforförluster skulle kunna reduceras påverkade av skyddszonernas effekter. Vissa skyddszoner har legat på ställen där de inte gjort någon nytta alls. När det gäller våt- marker har det varit svårt att särskilja effekterna av de projektstöd som kunde fås från ersättningen för själva skötseln av våtmarken.
38 Kan laddas ner via Jordbruksdepartementets hemsida.
176
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Det förefaller som att anläggandet av våtmarker till stor del har gjorts för att fånga kvave, men samma våtmarker har samtidigt förväntats bidra till den biologiska mångfalden. Sammantaget beräknas dock kvävetransporten till havet ha minskat tack vare de anlagda våtmarkerna.
Den totala användningen av växtskyddsmedel (exklusive glyfosat) minskade under åren
Avslutningsvis konstateras i utvärderingen att de ersättningar som var tydligt problemfokuserade hade en direkt inverkan på växtnäringsläckaget. Träffsäkerheten skulle dock ha kunnat vara större genom en bättre anpassning till var i landskapet ersättningen kunde utgå. Ersättningen till våtmarker är exempel på en areal- mässigt liten ersättning som ändå haft relativt stor effekt. Reten- tionen av kväve var totalt 20 procent större från våtmarkerna än från den ekologiska produktionen, trots att ersättningen till eko- logisk odling beloppsmassigt var mer än tio gånger större.
Landsbygdsprogrammet – ersättningar riktade till skogsbruket
Inom landsbygdsprogrammets stöd för kompetensutveckling kan medel sökas för utbildning och information där skogliga vatten- miljöer och åtgärder i anslutning till sådana ingår. Inom stödet Skogens Mångfald kan medel sökas för återställande av mindre vattendrag efter flottning, samt för att täppa igen diken. Åtgärden
177
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
har nyligen introducerats, och storleksordningen kan ännu inte uppskattas.
Operativt program för fiskerinäringen i Sverige
Inom fiskeripolitiken ges på samma sätt som inom jordbrukspoli- tiken visst finansiellt stöd.39 Varje medlemsstat tar fram ett opera- tivt program för utvecklingen inom fiskerinäringen.40 I det svenska operativa programmet finns inom prioriterat område 3, genom åtgärden ”Skydd och utveckling av den akvatiska faunan och floran (artikel 38)” möjlighet till bidrag till fiskevårdande projekt.
Åtgärden ger bland annat möjlighet till stöd för att underlätta passagen förbi vandringshinder, att lösa in fallrätter och att kunna köpa rättigheten att ta vatten ur kraftverksproduktion, olika in- stallationer i form av vägtrummor eller andra konstruktioner, stöd för utsättningar (endast stödberättigande om det uttryckligen är avsett som en bevarandeåtgärd i en gemenskapsrättsakt) och stöd för anläggande av konstgjorda rev.
Stöd kan sökas av offentliga organ, branschorganisationer eller andra organ som beslutsmyndigheten finner lämpliga. Av tabellen nedan framgår hur stödet nyttjas och dess totala budget för perioden. Det är en totalbudget för åtgärdsområdet och den är inte uppdelad på de olika möjligheter till stöd. Intresset för programmet från näringen har varit stort och stöd till de olika projekten styrs av de prioriteringar övervakningskommittén fastställt.
Tabell 5.3 Ersättning inom Skydd och utveckling av den akvatiska faunan, miljoner kronor
Åtgärd |
Beviljat t.o.m. år 2008, mnkr |
Budgeterat för perioden |
|
|
|
Skydd och utveckling av |
22 |
86 |
den akvatiska faunan |
|
|
|
|
|
39Enligt rådets förordning (EG) 1198/2006 av den 27 juli 2006 om Europeiska fiskerifonden samt kommissionens förordning (EG) nr 498/2007 om tillämpningsföreskrifter för rådets förordning (EG) nr 1198/2006 om Europeiska fiskerifonden.
40Nu gällande program är Operativt program för fiskenäringen i Sverige
178
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Vid årsskiftet 2009/2010 fanns inneliggande ej beviljade ansök- ningar motsvarande nära 64 miljoner kronor inom skydd av akvatiska faunan och floran. Ansökningarna är många gånger stora och rekvireringen av medel infaller oftast då projekten kommit igång. Hittills har endast knappt 2 miljoner kronor rekvirerats för de beviljade ansökningarna.
Inom åtgärden skydd av akvatiska faunan och floran finns ett stort intresse.41 I halvtidsutvärderingen 2010 kommer programmet att utvärderas i sin helhet.
NOKÅS
NOKÅS (Natur- och kulturvårdsåtgärder i skogen) är ett ekono- miskt stöd som markägare kan ansöka om från Skogsstyrelsen. Bidrag kan lämnas till åtgärder som gynnar växter och djur samt äldre kulturmiljöer, men också till landskapsbild och friluftsliv. För 2010 är totalsumman 15 miljoner kronor. De senaste åren har cirka 80 procent av stödet gått till att naturvårdsåtgärder. Exempel på åtgärder som utförs är frihuggning av gamla lövträd, skapande av skogsbryn och naturvårdsbränning. Stödet kan även sökas för att förbättra vattendragspassager i skogsbilvägnätet, till exempel genom att åtgärda en vägtrumma som utgör vandringshinder. Skogs- styrelsen håller för närvarande på att göra en sammanställning av hur mycket
Statsbidrag till kalkning
I många sjöar och vattendrag har försurningen lett till att känsliga växter och djur minskat i antal eller försvunnit helt. För att återställa den biologiska mångfalden och skapa möjligheter till fiske sprids årligen cirka 200 000 ton kalk i våra sjöar och vattendrag. Verksamheten finansieras huvudsakligen med statliga medel, som fördelas av Naturvårdsverket. Medlen uppgick till 218 miljoner kronor för 2008 och för 2009 avsattes 208 miljoner kronor.42
Statsbidrag lämnas i mån av tillgång på medel till kalkning och till biologisk återställning i kalkade vatten. Med kalkning menas
41Christina Hallberg, Fiskeriverket.
42Naturvårdsverkets regleringsbrev för 2009.
179
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
sådan spridning av kalk eller annat ämne som kan motverka för- surning av sjöar och vattendrag. Med biologisk återställning i kalkade vatten avses sådan åtgärd som gör det möjligt för växt eller djurarter som har försvunnit på grund av försurningen att åter- komma.
Bidrag lämnas huvudsakligen till kommuner och fiskevårds- områdesföreningar och får uppgå till högst 85 procent av de kost- nader som prövningsmyndigheten godkänner, om det inte finns särskilda skäl för en högre bidragsdel. Men enligt Naturvårdsverket kan en högre bidragsdel utgå om det rör sig om nationellt värde- fulla vatten eller om kommuner eller län inte har de ekonomiska förutsättningar som krävs för att genomföra kalkningen. Kalk- spridningen ökade fram till
En analys av Naturvårdsverket av cirka 70 svenska sjöar visade att pH- värdet sakta ökade under
Statligt anslag till efterbehandling av förorenade områden
Utvecklingen av Sverige som industriland har efterlämnat ett stort antal områden som innehåller föroreningar. Många av områdena är så förorenade att de riskerar att skada miljön och människors hälsa. Det är framför allt tidigare industrier som har lämnat giftiga ämnen kvar i mark eller vatten. På flera håll i landet är i dag de förorenade områdena ett större miljöhot än de pågående miljöfarliga verksam- heterna. I arbetet för en giftfri miljö är det viktigt att hitta dessa områden. Arbetet är uppdelat mellan olika myndighetsnivåer. Naturvårdsverket är den centrala myndighet som samordnar arbetet med efterbehandling av förorenade områden i Sverige.
Ett förorenat område kan följa ett av två skilda spår på sin väg mot efterbehandling. Om ingen ansvarig för området finns kan efterbehandling ske med statlig finansiering. När en ansvarig finns
43 Ekonomiska styrmedel i miljöpolitiken. Rapport från Naturvårdsverket och Energi- myndigheten, Stockholm 2006.
180
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
är det denna som genomför efterbehandlingen. Enligt miljöbalken är det i första hand verksamhetsutövaren som är skyldig att göra undersökningar och bekosta efterbehandlingsåtgärder. I andra hand kan ansvaret finnas hos fastighetsägaren. När det saknas någon som är ansvarig enligt lagen, finns en möjlighet att staten kan gå in och betala för efterbehandlingen av det förorenade området. Ibland kan det vara flera ansvariga som arbetar tillsammans. I vissa fall genom- förs åtgärder med en delad finansiering mellan en ansvarig verksam- hetsutövare eller fastighetsägare, staten och kommunen.
Storleken på det statliga bidraget har varierat sedan det infördes 1999. De första åren låg det under 100 miljoner kronor. De senast åren har det statliga bidraget legat runt 500 miljoner kronor per år. 2008 uppgick sakanslaget, efter en indragning av medel, till 397 miljoner kronor. Ungefär 250 miljoner fördelades under året och 155 miljoner kronor flyttades över till år 2009 och är tillgängliga för efterbehandlingsinsatser framöver.
Bidrag till omhändertagande av avfall från fartyg
Syftet med bidraget är att underlätta för hamninnehavare att upp- fylla kravet på att ta emot avfall även när mycket stora mängder kommer in till hamn vid ett och samma tillfälle. Enligt avfalls- förordningen framgår att från mottagningsanordning för avfall från fartyg i hamn ska genom kommunens försorg transporteras bort oljeavfall, toalettavfall, fast avfall och rester av andra skadliga ämnen som det är förbjudet att släppa ut enligt lagen om åtgärder mot förorening från fartyg. Detta gäller inte oljehaltigt barlast- eller tankspolvatten.
Bidrag lämnas till innehavaren av hamn för omhändertagande av oljeavfall och andra rester av skadliga ämnen som ska tas emot och forslas bort enligt 22 § avfallsförordningen (2001:1063). Bidrag får lämnas till hamninnehavaren för den del av kostnaden för omhän- dertagandet av avfallet som överstiger ett belopp som motsvarar 3 procent av hamnens intäkter av fartygs- och varuhamnavgifter eller därmed jämförbara avgifter eller av motsvarande intäkter. För att bidrag ska lämnas måste dock avfall ha omhändertagits i större omfattning än det funnits anledning att räkna med hänsyn till inriktning av verksamheten i hamnen och godsomsättning i denna. Bidraget har endast betalats ut vid ett fåtal tillfällen. Det är mycket ovanligt att det kommer så stora mängder avfall att man inte kan
181
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
hantera det utan ekonomiskt bidrag. Några utvärderingar av styr- medlet har inte kunnat hittas.
Statliga medel för fiskevårdsåtgärder
Fiskevård är den samlade benämningen på åtgärder som syftar till ett uthålligt nyttjande av fiskbestånden. För år 2008 avsattes när- mare 27 miljoner kronor från statsbudgeten. Anslaget har varit på oförändrad nivå sedan 1998. Medlen söks genom Länsstyrelsen. Åtgärder som är stödberättigade är dels sådana som främjar fiske- vården, främst i vatten där fisket är fritt för allmänheten, och dels åtgärder som syftar till att bevara hotade stammar och arter för att därmed främja den biologiska mångfalden.
Exempel på bidragsberättigade åtgärder:
•Biotopvård
•Byggande av fiskvägar
•Utsättningar
•Ny- och ombildning av fiskevårdsområden
•Fisketillsyn i allmänt vatten och vatten som är av riksintresse.
Bidrag utgör normalt 50 procent av godkända kostnader. Om det finns särskilda skäl kan bidrag lämnas med en högre andel. Det finns också statliga bidrag till biologisk återställning i kalkade vatten som hanteras av Länsstyrelsen.
Fiskeriverket redovisar44 hur det under utgiftsområde 23 upp- förda anslaget 43:11 Fiskevård anvisade medlen handlagts och disponerats samt effekter av gjorda insatser. Resultatet visar att det är svårt att visa på några kvantitativa effekter på bestånden av fisk eller kräfta av de åtgärder som genomförts av fiskevårdsanslaget. Uppföljningen brister. Länsstyrelsernas erfarenhetsmässiga bedöm- ningar är dock att huvuddelen av insatserna har haft goda effekter. Man bedömer också att fiskevårdsanslaget har bidragit till att stimulera det intresse som finns för att fortsätta med fiskevårds- insatser. Rapporten baseras på bedömningar utifrån erfarenhet och kunskap i det egna länet och inte på vetenskapligt underbyggd värdering. Det ges också ett antal förslag om förändringar i hand- läggningen av fiskevårdsanslaget. Bland annat pekar man på att effektuppföljningen behöver förbättras.
44 Redovisning av handläggning, disponering samt effekter av gjorda insatser finansierade genom anslaget 43:11 Fiskevård för perioden
182
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Havsmiljöanslaget – bl.a. planeringsunderlag för projektering av våtmarker och
Naturvårdsverket fördelar medel till åtgärder som syftar till att förbättra, skydda och bevara Östersjön och Västerhavet. Under treårsperioden
Under 2009 får exempelvis Länsstyrelserna i de regioner som påverkar havet mest sammanlagt 35 miljoner kronor för arbetet med att ta fram planeringsunderlag för projektering av våtmarker som närsaltfällor samt andra kostnadseffektiva åtgärder mot över- gödningen av haven. Anslaget förväntas bidra till att uppnå målet om 12 000 hektar våtmarker år 2010.
Från och med 1 augusti 2009 är det möjligt för kommuner och ideella organisationer att söka bidrag från Naturvårdsverket för lokala vattenvårdsprojekt
183
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
Det finns cirka 700 000 fastigheter med enskilda avlopp i landet, varav drygt 300 000 inte klarar lagens krav på längre gående rening än slamavskiljning (vilket är liten eller nästan ingen rening alls av fosforutsläppen). Eftersom den stora kostnaden för att åtgärda enskilda avlopp ligger i investeringskostnaden och inte i arbets- kostnaden kan det inte förväntas att
Införandet av
4. Skade- och kompensationsavgifter
Principen med denna typ av avgifter är att man får tillstånd till viss verksamhet mot att man betalar/kompenserar dem som drabbas eller att man vidtar eller betalar för kompensatoriska åtgärder
Bygdeavgift och fiskeavgift
Den som har tillstånd till en vattenverksamhet ska betala en årlig bygdeavgift som bestäms av miljödomstolen om verksamheten innebär drift av vattenkraftverk, vattenreglering eller vattenöverled- ning för något annat ändamål än kraftändamål eller ytvattentäkt.
Bygdeavgifterna regleras i 6 kap. 1 § lagen (1998:812) med sär- skilda bestämmelser om vattenverksamhet. Den som har tillstånd till vattenverksamhet ska betala en årlig bygdeavgift som bestäms av miljödomstolen, om verksamheten innebär drift av ett vatten- kraftverk, viss vattenreglering eller vattenöverledning för annat ändamål än vattenkraft eller ytvattentäkt. Bygdeavgifterna följer basbeloppets utveckling och ska betalas in till länsstyrelsen i det län där verksamheten bedrivs. Bygdeavgift ska enligt närmare bestäm- melser av regeringen användas dels för att förebygga eller minska sådana skador av vattenverksamheten eller anläggningar för denna som inte har ersatts enligt 31 kap. miljöbalken och för att gottgöra
45 Sveriges åtagande i Baltic Sea Action Plan, Konsekvensanalyser, Rapport från Naturvårds- verket, 2009.
184
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
sådana skador (dvs. skador för enskilda), dels för att tillgodose allmänna ändamål för den bygd som berörs av vattenverksamheten eller anläggningar för denna.
Länsstyrelserna har redovisat inbetalade belopp avseende bygde- avgifter för 2005 samt den beslutade användningen av medlen. En sammanställning av redovisningarna visar att totalt inbetalades 113 miljoner kronor. Av detta användes 0,8 miljoner kronor till åtgärder för restaurering och skydd av vattenmiljöer och 111 mil- joner kronor användes till näringsliv, service och andra allmänna ändamål.
Enligt 6 kap.
Den allmänna fiskeavgiften utdöms när en vattenverksamhet eller vattenanläggning kan antas skada fisket eller kommer att orsaka en inte obetydlig ändring i de naturliga vattenstånds- förhållandena. Avgiften är avsedd för främjande av fisket inom landet genom forskning och utveckling och har alltså ingen lokal anknytning. Avgiften ska användas för dessa ändamål i enlighet med vad Fiskeriverket bestämmer. Avgiften är normalt årlig och indexreglerad. Avgiften beräknas på samma sätt som bygde- avgiften.
5.3.5 Informativa styrmedel
Greppa Näringen
Rådgivnings- och informationsverksamheten ingår sedan 1995 som en del i det svenska miljö- och landsbygdsprogrammet. Dessför- innan bedrevs miljöinriktad rådgivning med nationella medel. I
185
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
områden som betecknas som särskilt miljökänsliga för förluster av växtnäring påbörjades år 2001 ett vattenvårdsprojekt kallat Greppa Näringen.46 Den enskilda rådgivningen kom igång under 2001 i Skåne, Halland och Blekinge. Under 2003 utvidgades projektet. Eftersom projektet har pågått under ett antal år i några av länen, har vissa beteendeförändringar kunnat ses på gårdarna.47 Inom projektet Greppa Växtskyddet arbetar man med att minska riskerna vid användningen av växtskyddsmedel, bl.a. genom ökad informa- tion och göra beräkningar på lämpliga skyddsavstånd.48 Inom Greppa Näringen bedrivs också utbildning för de rådgivare som är verksamma i projektet.
I och med det pågående landsbygdsprogrammet, som startade 2007, är det i princip fritt fram för alla län som vill att ansluta sig till Greppa Näringen. Tidigare fördelade Jordbruksverket medlen till
Tabell 5. 4 Ersättning till rådgivningsinsatsen Greppa Näringen
Åtgärd |
Utfall t.o.m. år 2008, mnkr |
Budgeterat för perioden |
|
|
|
Greppa Näringen och |
23,3 |
147,5 |
Greppa Växtskyddet |
|
|
Greppa Klimatet |
Ny modul 2010 |
52 |
Greppa Näringen har utvärderat sin verksamhet. I rapporten Växt- näringsbalanser och kväveutlakning på gårdar i Greppa Näringen åren
46www.greppa.nu
47Växtnäringsbalanser och kväveutlaknin på gårdar i Greppa Näringen åren
48www.greppa.nu/vaxtskydd
49Rapport 2008:25, Jordbruksverket.
186
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Med hjälp av Greppa Näringens databas har näringsbalanser på gårdsnivå studerats före och efter cirka 3 års rådgivning. Beräk- ningar visar att överskotten i näringsbalanserna minskat både för kväve och för fosfor, tydligast på gårdar med grisproduktion. Minskade överskott tyder på minskade förluster i form av kväve- utlakning, ammoniakavgång och fosforförluster. Det påpekas att de förändringar på gårdarna som beskrivs i rapporten kan ha många olika orsaker, varav rådgivning är en. Ändrade lönsamhetsför- hållande och många andra omvärldsfaktorer spelar också roll för de val som lantbrukaren gör i sin produktion
Även förändringar i odling och stallgödselhantering har doku- menterats i databasen och med hjälp av dessa uppgifter har kväve- utlakningen beräknats för gårdarna före och efter rådgivning. Beräkningarna indikerar en minskning av det årliga rotzonsläckaget på 700 ton kväve till en kostnad av 35 kronor per kg kväve.
Rådgivning, information och utbildning till markägare och andra aktörer inom skogsbruket
Den huvudsakliga inriktningen på Skogsstyrelsens arbete när det gäller skoliga vattenmiljöer är av förebyggande karaktär – att verka för att skogliga åtgärder utförs på ett sådant sätt att den negativa påverkan på miljön minimeras. Det sker i första hand genom rådgivning, information och utbildning till markägare och andra aktörer inom skogsbruket.
5.3.6Andra typer av styrmedel
Hit räknas t.ex. frivilliga överenskommelser och dialoger mellan staten, kommuner och näringslivet. Ett exempel på en frivilliga insats är t.ex. Åtgärdsprogrammet mot växtnäringsförluster från jord- bruket.50 Åtgärderna i programmen genomförs inom ramen för befintlig lagstiftning, rådgivning, information och försöks- och utvecklingsverksamhet. Det första svenska åtgärdsprogrammet för minskat kväveläckage togs fram redan i slutet av
50 www.sjv.se/amnesomraden/miljoochklimat/ingenovergodning
187
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
ett handlingsprogram på växtskyddsområdet, Hållbar användning av växtskyddsmedel51, som kommer att löpa under perioden 2010– 2013.
Ett annat exempel på en frivillig kampanj är den kampanj med affischer i bland annat tunnelbanan som Stockholms Vatten bedrivit under 2009 för att minska mängden skräp och farliga ämnen som handlar i toaletterna. Sex av tio Stockholmare säger i dag att de inte alls slänger skräp i toaletten.52
Tillsynskampanjen Små avlopp – ingen skitsak genomförs under 2010 i samarbetet med kommuner, länsstyrelser, Sveriges geo- logiska undersökningar (SGU), Socialstyrelsen, Kunskapscentrum små avlopp och Avloppsguiden. Naturvårdsverket står för stöd till kommuner och centrala informationsinsatser till fastighetsägare med små avlopp, bland annat via media. Kommunerna genomför det mesta av det operativa arbetet. Motivet för kampanjen är att övergödningen och risken för spridning av smittämnen och andra föroreningar till vatten ska minskas. Bra metoder som redan tagits fram av några kommuner ska genom kampanjen kunna spridas till övriga kommuner. Ett viktigt inslag i tillsynskampanjen är att informera och motivera fastighetsägare med dåliga små avlopp att åtgärda dessa. Tillståndsprövningar genomförs dessutom fortlöpan- de i de kommuner som har små avlopp.
Det finns också andra möjligheter och verktyg för att stimulera en miljöanpassad produktion och användning av varor och tjänster. Som några exempel kan nämnas ekologiskt hållbar upphandling, miljömärkning, miljövarudeklarationer, miljöledningssystem, fram- tagandet av frivilliga avtal och stöd till försök och utveckling av ny teknik.53
51www.sjv.se/amnesomraden
52Vatten. Bilaga till Svenska Dagbladet, september 2009.
53Prop. 2004/05:150, s. 233.
188
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
5.4Befintliga ekonomiska styrmedel för bättre vattenkvalitet
Nedan sammanställs de ekonomiska styrmedel som identifierats inom vattenförvaltningens område i de olika kategorierna.
Tabell 5.5 Ekonomiska styrmedel inom vattenförvaltningen per kategori
Utsläppsavgift/ |
Produktskatt |
Bidrag/subvention |
Skade- |
skatt |
|
/avdrag |
/kompensations- |
|
|
|
avgift |
|
|
|
|
Skatt på energi |
Naturgrusskatt |
Stöd och ersätt- |
Bygdeavgift |
|
|
ningar enligt lands- |
|
|
|
bygdsprogrammet |
|
Skatt på koldioxid |
Bekämpnings- |
Bidrag enligt fiske- |
Fiskeavgift |
|
medelsskatt |
programmet |
|
Skatt på svavel |
|
Bidrag till kalkning |
|
Skatt på kväveoxid |
|
Bidrag till efter- |
|
– NOx avgift |
|
behandling av |
|
|
|
förorenade områden |
|
Fastighetsskatt för |
|
Bidrag till om- |
|
vattenkraft |
|
händertagande av |
|
|
|
avfall från fartyg |
|
Miljödifferentierade |
|
Bidrag till fiske- |
|
farledsavgifter |
|
vårdande åtgärder |
|
Miljödifferentierade |
|
LOVA- bidrag |
|
hamnavgifter |
|
|
|
Avgift för |
|
Bidrag till projekt- |
|
mottagning av |
|
ering av våtmarker |
|
fartygsgenererat |
|
|
|
avfall |
|
|
|
|
|
HUS- avdrag |
|
|
|
|
Utifrån de miljöproblem som finns för vattenförvaltningen i Sverige kan en sammanställning göras som visar vilken typ av ekonomiska styrmedel som används i samband med respektive miljöproblem. Se tabellen nedan.
189
Miljöpolitiska styrmedel SOU 2010:17
Tabell 5.6 |
Miljöproblem och typ av ekonomiskt styrmedel |
|
||
|
|
|
|
|
|
Utsläppsavgift |
Produkt- |
Bidrag/subvention |
Skade- |
|
/skatter |
skatter |
/avdrag |
/kompensations- |
|
|
|
|
avgift |
|
|
|
|
|
Försurning |
Skatt på Energi |
|
Kalkningsbidrag |
|
|
Skatt på svavel |
|
|
|
|
Farledsavgift |
|
|
|
|
Hamnavgift |
|
|
|
Övergödning |
|
Landsbygdsprogrammet |
|
|
|
Farledsavgift |
|
|
|
|
|
|
Stöd för framtagande |
|
|
|
|
av planeringsunderlag |
|
|
|
|
för projektering av våt- |
|
|
|
|
marker |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Bidrag till omhänder- |
|
|
|
|
tagande av avfall från |
|
|
|
|
fartyg |
|
Miljögifter |
|
Skatt på |
Bidrag till |
|
|
|
bekämpnings- |
omhändertagande av |
|
|
|
medel |
avfall från fartyg |
|
Fysiska |
|
|
Bidrag från fiske- |
Bygdeavgift |
störningar |
|
|
programmet |
Fiskeavgift |
|
|
|
Bidrag till efterbehand- |
|
|
|
|
ling av förorenade |
|
|
|
|
områden |
|
|
|
|
Bidrag till |
|
|
|
|
fiskevårdande åtgärder |
|
Skydd av dricks- |
|
Skatt på |
|
|
vattentäkter |
|
naturgrus |
|
|
Vattenuttag |
|
|
|
|
Övervakning och |
|
|
Anslag till miljö- |
|
kontroll |
|
|
vervakning |
|
|
|
|
|
|
En prispolitik ska enligt ramdirektivet för vatten bidra till kostnadstäckning för vattentjänster från åtminstone sektorerna industri, hushåll och jordbruk. I detta sammanhang redovisas endast ekonomiska styrmedel, och vilken typ av sådana, som riktas till dessa särskilt utpekade sektorer och direkt har betydelse för vattenkvaliteten.
190
SOU 2010:17 Miljöpolitiska styrmedel
Tabell 5.7 |
Sektor och mix av ekonomiskt styrmedel som riktas mot sektorn |
|||
|
|
|
|
|
|
Utslättsavgift |
Produkt- |
Bidrag/subvention |
Skade- |
|
/skatt |
skatter |
/avdrag |
/kompensations |
|
|
|
|
avgift |
|
|
|
|
|
Hushåll |
|
|
|
|
Industri |
|
|
|
|
Jordbruk |
|
Skatt på |
Landsbygds- |
|
|
|
bekämpnings- |
programmet |
|
|
|
medel |
|
|
|
|
|
|
|
Som framgick av redogörelsen för ekonomiska styrmedel tidigare i detta kapitel finns sektorsövergripande ekonomiska styrmedel i form av skatter/avgifter med syfte att styra användningen av energi och energislag. Indirekt påverkar dessa vattenförvaltningen genom att de påverkar utsläpp till luft av skadliga ämnen (svavel, kväve- oxid) och koldioxid. Alla sektorer/aktörer påverkas av dessa i förhållande till sin energiförbrukning, och dessa redovisas inte i tabell 5.7. Denna typ av styrmedel har enligt teorin bra förutsätt- ningar att leda till en långsiktigt samhällsekonomiskt effektiv miljöstyrning.
Några andra utsläppsavgifter eller skatter finns inte, förutom den särskilda fastighetsskatten för vattenkraftverk. Den särskilda fastighetsskatten har dock ett fiskalt utjämnande syfte i förhållande till annan elproduktion och kan inte sägas vara ett styrmedel för att minska eller kompensera fysisk miljöpåverkan från vattenkraften.
I kategorin produktskatter finns endast ett styrmedel med styrande effekt på vattenpåverkan. Detta är den skatt på bekämp- ningsmedel som jordbruket i dag betalar. (Fram till
Sektorerna hushåll och jordbruk berörs av styrmedel i kategorin skatter, bidrag, subventioner eller skatteavdrag. Hushållen kan göra avdrag för arbetskostnad i samband med installation av att nytt enskilt avlopp, vilket förväntas medföra att bristfälliga anläggningar förbättras. Bland annat problem med otillräcklig kommunal tillsyn har dock gjort att förbättringarna går långsamt.54 Jordbruksföretag kan söka ersättning inom landsbygdsprogrammet för minskat kväveläckage (fånggrödor och vårbearbetning), skyddszoner och
54 Sveriges åtagande i Baltic Sea Action Plan, Konsekvensanalyser, Rapport från Naturvårds- verket, 2009.
191
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
våtmarker. En viss geografisk differentiering finns genom att ersättning för vissa åtgärder fr.o.m. 2007 är geografiskt styrd till vissa regioner i landet. Ersättningarna är i dagsläget åtgärdsspecifika och frivilliga att söka, vilket gör att kostnadseffektiviteten troligen är åsidosatt. Ett problem med ersättningar som styrmedel är att den långsiktiga effekten är osäker eftersom förutsättningarna för att genomföra åtgärderna ändras beroende på bland annat ersättnings- nivå och spannmålspriser. För skogsbruksföretag finns inte lik- nande bidrag att söka från landsbygdsprogrammet.
För olika aktörer som sysslar med fiskevårdande verksamhet finns bidrag att söka för olika typer av återställande åtgärder och för aktörer inom sjöfart och med fritidsbåtar finns bidrag till åtgärder för att ordna att avfall omhändertas.
Endast en aktör berörs inom kategorin skade- och kompensa- tionsavgifter, och det är vattenkraften som betalar årliga ersätt- ningsbelopp till bygden för det intrång uppdämningen inneburit och bekostar utsättning av fiskyngel årligen i enlighet med sina tillstånd.
5.5Analys och slutsatser – det finns behov av kompletterande ekonomiska styrmedel i vattenförvaltningen
I ovanstående avsnitt i detta kapitel har grundläggande teori om styrmedel och kriterier för bedömning redovisats. Därefter har de styrmedel med relevans för användningen av vatten som i dag används i Sverige presenterats. Utifrån dessa utgångspunkter avslutas genomgång av styrmedel som gjorts i detta kapitel med en bedömning av om fler ekonomiska styrmedel behövs för att nå vattenförvaltningens mål. Denna bedömning görs utifrån situa- tionen i Sverige och mot bakgrund av samtliga styrmedel, där framför allt miljöbalken har spelat och fortfarande spelar en viktig roll för den nuvarande vattenstatusen.
192
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
5.5.1Generella synpunkter på nuvarande styrmedel
En kort sammanfattning av dagens läge:
•många utsläpp till vatten har minskat betydligt över åren; de åtgärder som verksamhetsutövare har vidtagit, bland annat som en respons på dagens och tidigare politik, har haft betydande effekter
•trots detta är målet god vattenstatus inte uppnått; den totala belastningen, summan av pågående punktutsläpp och diffusa utsläpp samt historiska utsläpp, är alltjämt för stor
•även om Sverige, i strikt juridisk mening, har en prispolitik som uppfyller kraven i ramdirektivet för vatten, så uppfylls inte målsättningarna;
-God vattenstatus uppnås ej. Detta innebär att fler åtgärder måste vidtas och att kraftfullare styrning, i form av skärpning av dagens styrmedel och/eller komplettering med andra styr- medel, måste till.
-Prispolitik används i väldigt begränsad omfattning. I juridisk mening uppfyller dock Sverige kraven på en prispolitik enligt artikel 9.
-Principen om att förorenaren ska betala (PPP) och kostnads- täckning när det gäller miljökostnader är inte uppfyllt. Även om de minimikrav som ställs i ramdirektivet för vatten är uppfyllda så innebär det inte att principen om att förorenaren ska betala är uppfyllt i) för annan användning av vatten än vattentjänster, ens om principen tolkas så att kravet är att endast åtgärdskostnader betalas av förorenaren eller i) för annan användning av vatten om principen tolkas så att för- orenaren också ska betala för miljökostnader. Det kan exem- pelvis noteras, utifrån genomgången av befintliga styrmedel ovan, att subventioner av åtgärder förekommer. Sådana sub- ventioner innebär att förorenaren vare sig betalar för miljö- kostnader eller för åtgärdskostnader.
-Kostnadseffektivitet uppnås sannolikt inte. De kvantitativa regleringarna dominerar, som ovanstående genomgång visat, bland de svenska styrmedlen. Detta minskar, jämfört med generella ekonomiska styrmedel, möjligheten till en kost- nadseffektiv fördelning av åtgärder mellan olika verksamhets-
193
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
utövare. Det kan vidare noteras att de tillstånd som ges enligt miljöbalken ofta är detaljerade och mer eller mindre explicit reglerar vilken metod som ska användas. En sådan styrning riskerar att minska möjligheten för den enskilde verksam- hetsutövaren att välja den kombination av metoder som minimerar kostnaden. I ett dynamiskt perspektiv blir brister- na med dagens system än mer uppenbara, och detta av två skäl. För det första så kan förutsättningar för åtgärder, och därmed kostnader, förändras över tiden. I och med att till- stånd omprövas relativt sällan så är möjligheterna till kost- nadsbesparande anpassningar med anledning av nya metoder eller med anledning av säsongsvariationer begränsade jämfört med vad som hade varit fallet med ett större inslag av eko- nomiska styrmedel. För det andra så skulle en prispolitik ge ett starkare incitament att utveckla och använda nya kost- nadsbesparande metoder.
Utöver att målsättningen god vattenstatus inte uppnås finns det alltså andra potentiella problem eller tillkortakommanden med dagens styrmedel. Detta betyder inte med nödvändighet att alla nuvarande styrmedel verkligen bör förändras eller kompletteras. Alla styrmedel har för- och nackdelar och ett ökat inslag av pris- politik är knappast en mirakelmedicin som är bättre än nuvarande styrmedel ur alla aspekter. Som det inledande teoriavsnittet visat är exempelvis osäkerheten i måluppfyllelse en av nackdelarna med ett renodlat ekonomiskt styrmedel. Samtidigt kan det konstateras att i) Sverige inte når målen med nuvarande utformning av kvantitativa regleringar, trots att dessa har en större potential att leda till mål- uppfyllelse och att ii) måluppfyllelsen vid användning av ekono- miska styrmedel kan förbättras genom justering över tiden av exempelvis skattenivåer eller genom någon form av kombination av incitament och kvantitativa regleringar.
Tillstånd enligt miljöbalken innebär att en verksamhetsutövare gratis erhåller en rättighet att använda exempelvis vatten som recipient. Om detta utsläpp sker till en recipient där vattenstatusen skulle kunna vara bättre (utan att det för den skull medför att vattenstatusen bör vara bättre) så finns det en kvarvarande miljö- kostnad. Eftersom vattenstatusen skulle kunna vara bättre och man avstår från denna bättre status så finns det en alternativkostnad. Men, detta innebär alltså inte i sin tur med nödvändighet att denna
194
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
kostnad bör elimineras; åtgärdskostnaden för att göra det kan vara högre, eller betydligt högre, än den kvarstående miljökostnaden.
Om principen om att förorenaren ska betala innebär att för- orenaren ska betala för miljökostnaderna är det alltså, så länge några miljöförbättringar inte längre är möjliga, svårt att se hur gratis erhållna rättigheter uppfyller principen. Det finns dock andra tolkningar av principen om att förorenaren ska betala som innebär att förorenaren endast behöver betala för utsläppsreduktion. Till- stånd enligt miljöbalken är förenliga med en sådan tolkning. Men, som den fördjupade analysen i kapitel 7 visar, så kan inte kravet på en prispolitik för kostnadseffektivitet förenas med en tolkning av principen om att förorenaren ska betala som innebär att åtgärder inte får subventioneras samtidigt som återstående utsläpp får göras gratis.
För att nå kostnadseffektivitet är det viktigt att åtgärder vidtas där det är billigast. För att uppnå detta, i en föränderlig värld där åtgärdskostnader kan stiga och sjunka över tiden, krävs en flexi- bilitet. Det innebär att en enskild verksamhetsutövare både ska ha möjlighet och incitament att vidta mer egna åtgärder när kost- naderna är eller blir lägre. Samtidigt bör mängden av en viss åtgärd minskas, och utsläppen därmed öka, om åtgärdskostnaderna för en viss verksamhet eller med en viss metod, blir högre. Tillstånd bör för att stimulera en enskild verksamhetsutövare att över tiden använda billigaste teknik inte föreskriva vilken teknik eller metod som ska användas. Vidare kräver kostnadseffektivitet att det finns möjlighet att öka utsläpp eller påverkan från en viss verksamhets- utövare om andra utsläpp med samma påverkan, kan minskas till lägre kostnader i någon annan verksamhet. En sådan flexibilitet stimuleras inte av miljöbalken i dess nuvarande form.
Ett generellt problem med nuvarande styrmedel är att de till stor del är inriktade på punktutsläpp och att styrmedel riktade mot diffusa utsläpp inte är lika stringenta. Många av de styrmedel som finns för diffusa utsläpp uppfyller inte principen om att för- orenaren ska betala. Alla subventioner av utsläppsminskningar är oförenliga med principen om att förorenaren ska betala.
Ovanstående generella analys av Sveriges nuvarande politik visar att det finns skäl att utreda på vilka sätt en prispolitik, med större räckvidd än vad ramdirektivet för vatten juridiskt kräver, skulle kunna utvecklas. En fortsatt analys av möjligheterna att använda en mer omfattande prispolitik finns i kapitel 7.
195
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
Om politiska begränsningar
En politisk önskan att använda mer ekonomiska styrmedel och att tillämpa principen om att förorenaren ska betala innebär att man gör ett val som får konsekvenser.
•För att ekonomiska styrmedel ska leda till kostnadseffektivitet måste det finnas en flexibilitet för enskilda aktörer. En kost- nadseffektiv kombination av åtgärder innebär, jämfört med en icke kostnadseffektiv kombination, att mer åtgärder vidtas i vissa verksamheter och att mindre åtgärder vidtas i andra verk- samheter. Om man inte kan acceptera att utsläppen från vissa verksamheter blir högre bör man i) motivera detta och ii) dra konsekvensen och inte i lika hög utsträckning förespråka ökad användning av ekonomiska styrmedel. Om man menar att en ökad användning av ekonomiska styrmedel är önskvärd, utan att förespråka det som enda lösningen, måste man vara ytterst för- siktig med ökade krav via kvantitativa regleringar. Man bör också överväga möjligheten att släppa på specifika tvingande krav.
•Principen om att förorenaren ska betala är en rättighetsprincip som anger hur rättigheter när det gäller att använda exempelvis vatten som recipient bör formuleras. Principen innebär att förorenare bör betala för åtgärder och, eventuellt också, för kvarstående miljökostnad. Om man av något skäl, och det kan finnas goda sådana, inte anser att en förorenare bör betala så innebär det att man i det fallet frångår principen om att förorenaren ska betala. Om man gör detta så kan man inte, med något krav på logik och ärlighet, samtidigt hävda att principen gäller fullt ut.
I det följande, i detta avsnitt, analyseras och kommenteras några specifika styrmedel mer i detalj. Under rubrikerna redovisas också de styrmedel som finns idag.
5.5.2 Mer specifika synpunkter på dagens styrmedel
Regional/lokal vattenbrist
I Sverige är problemet med vattenbrist begränsat till korta tids- perioder och några ganska små geografiska områden. Det styrmedel som finns i dag är miljöbalken och dess regler angående vatten-
196
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
uttag. Något annat system eller styrmedel för att hantera vatten- brist finns inte. Nuvarande styrning förefaller leda till tillräcklig måluppfyllelse. Det är dock tveksamt vilka garantier som finns för att vattenresursen, i en situation av begränsad tillgång, används på det samhällsekonomiskt mest effektiva sättet.
Pågående utsläpp eller påverkan
När det gäller punktutsläpp kan konstateras att svenska punktkällor redan vidtagit långtgående åtgärder mot utsläpp av många ämnen. Det främsta styrmedel som riktas mot industrin är miljöbalken samt de förordningar och föreskrifter som har fattats med stöd av balken. Föreskrifterna innehåller riktvärden för utsläpp, där rikt- värden har viss differentiering beroende på geografisk placering och storlek. Industriernas befintliga tillstånd baseras på rådande bedömning om vad som är bästa möjliga teknik när tillståndet beviljas.
Detta innebär generellt att marginalkostnaden för att vidta ytterligare åtgärder är relativ hög. En utsläppsskatt skulle därmed sannolikt leda till att endast en begränsad mängd ytterligare åtgärder skulle vidtas. För det första så kan det konstateras att ytterligare åtgärder mot punktutsläpp endast bör vidtas om alla billigare åtgärder vidtagits mot diffusa utsläpp och mot effekterna av historiska utsläpp. Detta innebär att nivån på en utsläppsskatt för punktkällor bör sättas utifrån en övergripande bedömning av marginalkostnader för samtliga åtgärder. I många fall skulle en sådan nivå kunna innebära att det för många punktutsläpp inte är lönsamt att för närvarande vidta några åtgärder. Av detta följer dock inte att en utsläppsskatt mot sådana verksamheter inte bör införas. För det första så kan det finnas billiga åtgärder även i verksamheter som redan vidtagit långtgående åtgärder. En fördel med en utsläppsskatt är att myndigheterna inte behöver införskaffa kunskap om var sådana åtgärder finns; skattens incitament gör att verksamheterna själva tjänar på, och rimligen därmed väljer att, vidta dessa åtgärder. Ur ett dynamiskt perspektiv är det också viktigt att det finns ett tydligt och välavvägt incitament att utveckla och använda nya metoder. En skatt ger, till skillnad från en kvan- titativ reglering ett kontinuerligt incitament att utveckla och använda ny och billigare teknik. En kvantitativ reglering skapar inga ekonomiska incitament att rena utöver kraven och den ger
197
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
heller inga incitament till teknisk utveckling (teknisk utveckling kan dock ske ändå av andra skäl). För att nå ytterligare utsläpps- minskningar från industrier krävs i dag enskilda prövningar vilket är mycket resurskrävande.55 Fördelningsmässigt så skulle en skatt också i större grad uppfylla principen om att förorenaren ska betala enligt den tolkning som innebär att förorenaren ska betala också för de utsläpp som kvarstår. En skattenivå som inte har någon omedelbart styrande effekt kan alltså ändå vara meningsfull genom att den ger ett dynamiskt incitament och kan leda till kostnads- effektiva förändringar på längre sikt och genom att den leder till en fördelningsprofil mer i linje med principen om att förorenaren ska betala.
Även om det vid många punktkällor har vidtagits åtgärder som gör att marginalkostnaden för att vidta ytterligare åtgärder är hög så kan det således finnas skäl till att ytterligare åtgärder bör vidtas. För det första uppnås alltså inte målsättningen vilket talar för att fler åtgärder måste vidtas, något som, allt annat oförändrat, sanno- likt innebär att dyrare åtgärder kommer att behöva vidtas. För det andra så måste samtliga kostnader för att vidta åtgärder mot diffusa utsläpp beaktas innan slutsatsen att ”inget mer bör göras när det gäller punktutsläpp” kan dras. Det faktum att diffusa utsläpp är svåra att mäta och att styrmedel måste riktas indirekt innebär att kostnaderna sammantaget, när transaktionskostnader beaktas, kan bli avsevärt högre än om endast själva åtgärdskostnaden beaktas. Med detta sagt menar Vattenprisutredningen ändå att det viktigaste just nu är att se över och förbättra de styrmedel som riktas mot diffusa utsläpp. Med en bättre utformning av dessa kan trans- aktionskostnaderna sänkas och de åtgärder som har låga åtgärds- kostnader kan därmed också få lägre totalkostnader.
Kommunala reningsverk regleras av miljöbalken samt av de för- ordningar och föreskrifter som har fattats med stöd av balken. Föreskrifterna för reningsverken innehåller riktvärden för utsläpp, där riktvärden har viss differentiering beroende på geografisk place- ring och storlek på reningsverket. Reningsverkens befintliga tillstånd baseras på rådande bedömning om vad som är bästa möj- liga teknik när tillståndet beviljas. Denna typ av reglering skapar inga ekonomiska incitament för att rena utöver kraven och det ger inte heller incitament till teknisk utveckling.
55 Sveriges åtagande i Baltic Sea Action Plan, Konsekvensanalyser, Rapport från Naturvårds- verket, 2009.
198
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
Diffusa utsläpp i form av enskilda avlopp regleras främst genom miljöbalken och förordningen om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. Det råder stora osäkerheter om vilka reningsanlägg- ningar som finns vid de enskilda avloppen i landet samt hur dessa anläggningar fungerar. Uppskattningsvis är det endast 60 procent av de enskilda avloppen som uppfyller kravet på längre gående rening än slamavskiljning.56 Naturvårdsverket tog 2006 fram all- männa råd om små avloppsanläggningar som under 2008 kom- pletterades med en handbok. De allmänna råden och handboken förväntas medföra att statusen på anläggningar som i dag är brist- fälliga förbättras i viss utsträckning. Även införandet av HUS- avdraget förväntas i begränsad utsträckning medföra att bristfälliga anläggningar förbättras. Styrmedlets måluppfyllelse är i dagsläget inte särskilt hög, vilket till stor del förklaras av att det inte finns tillräckliga resurser för tillsyn men även av att det inte ges några incitament till fastighetsägare att uppfylla kraven.
Det är i dagsläget för tidigt att säga vilken inverkan de nya allmänna råden, handboken samt införandet av
Även jordbruket och skogsbruket bidrar med diffusa utsläpp. Åtgärder för att minska kväve- och fosforförlusterna från skogs- bruket implementeras i dag genom lagstiftning, information, råd- givning och utbildningar. För viss jordbruksverksamhet krävs tillstånd enligt miljöbalken. För att få fullt gårdsstöd enligt den gemensamma jordbrukspolitiken krävs att lantbrukaren lever upp till de s.k. tvärvillkoren, det vill säga iakttar god jordbrukssed och aktuell miljölagstiftning. Beslut om vattenskyddsområden kan också innebära inskränkningar i driften för t.ex. jordbruksföretag. Huruvida dessa företag ska erhålla ersättning för sina kostnader prövas från fall till fall. Företag ersätts t.ex. inte om fråga är om inskränkningar på grund av miljöbalkens allmänna hänsynsregler.
Jordbrukssektorn har sedan lång tid tillbaka verkställt särskilda åtgärdsprogram för att minska kväve- och fosforläckaget från näringen, och utlakningen har också minskat betydligt. Åtgärds- programmen har byggt på de styrmedel som funnits i form av
56Sveriges åtagande i Baltic Sea Action Plan, Konsekvensanalyser, Rapport från Naturvårds- verket, 2009.
57Sveriges åtagande i Baltic Sea Action Plan, Konsekvensanalyser, Rapport från Naturvårds- verket, 2009.
199
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
bl.a. regler för lagring och spridning av stallgödsel, ekonomiska styrmedel i form av miljöersättningar och (fram till 31 dec 2009) skatt på kväve och kadmium i handelsgödsel, skatt på bekämp- ningsmedel samt den rådgivning och information som Greppa Näringen bidragit med.
I dag kan ersättning sökas inom landsbygdsprogrammet för minskat kväveläckage (fånggrödor och vårbearbetning), skydds- zoner och våtmarker. En viss geografisk differentiering föreligger genom att ersättning för vissa åtgärder är geografiskt styrd till vissa regioner i landet. Ersättningarna är i dagsläget åtgärdsspecifika och frivilliga att söka, vilket gör att kostnadseffektiviteten troligen är åsidosatt. Ett problem med ersättningar och information som styrmedel är att den långsiktiga effekten är väldigt osäker eftersom förutsättningarna för att genomföra åtgärderna ändras beroende på bland annat ersättningsnivå och spannmålspriser.
Landsbygdsprogrammets potential som effektivt styrmedel är troligen större än vad som utnyttjas idag. Det som behövs är mer riktade, eventuellt företagsspecifika åtgärder som bara erbjuds där de är kostnadseffektiva. Tveksamt om det i dag finns kunskaps- material nog för detta, även om ett markkarteringsarbete har inletts. Kan vara vissa problem med acceptans, om inte alla jord- brukare har möjlighet att söka alla stöd och ersättningar i Lands- bygdsprogrammet, kräver underbyggnad som möjliggör denna särbehandling. Transaktionskostnaderna högre för denna typ av stöd och ersättningar jfr den stora massan av stöden och ersätt- ningarna i dag. Måste vägas mot den miljöeffekt man eftersträvar.
Landsbygdsprogrammet är frivilligt att söka. I undantagsfall kan ett incitamentstillägg på 20 procent få läggas på miljöersättningen, men det kräver ett särskilt beslut och godkännande av Kommis- sionen. Sverige har fått godkänt att använda denna möjlighet för ersättning till vissa klasser av betesmarker. Det incitament som miljöersättningarna innehåller består av att den kostnadskalkyl som ligger till grund för ersättningarna utgör en genomsnittskalkyl, vilket innebär att de som har en lägre kostnad ”fångas in” idag. Om ersättningarna kunde höjas utöver denna kalkylprincip, skulle fler fångas in.
Som utvärderingen av Miljö- och landsbygdsprogrammet för Sverige
200
SOU 2010:17 |
Miljöpolitiska styrmedel |
jordbrukare. Förändringar i denna riktning väntas komma inför kommande programperiod,
Som tidigare beskrivits innehåller landsbygdsförordningen också artikel 38. I avvaktan på att ersättningarna görs mer riktade skulle ett eventuellt utnyttjande av artikel 38 i Sverige innebära utökade möjligheter att styra åtgärderna geografiskt jämfört med de frivilliga åtagandena. Att tillämpa den skulle dock vara ett avsteg från principiellt viktiga principer när det gäller ansvar för miljön i Sverige – ersättning ska inte ges för lagstadgade krav.
Påverkan från tidigare verksamhet
Problemet med gamla försyndelser har två huvudsakliga bestånds- delar, dels giftiga deponerade ämnen dels fysiska förändringar på sjöar och vattendrag.
Följderna av giftiga deponerade ämnen kan vara att de läcker ut i vattenförekomster. För giftiga deponerade ämnen finns anslagna medel för sanering, eftersom det ibland saknas juridiskt ansvarig.
Följderna av fysiska förändringar kan vara att vandringshinder minskar spridningsmöjligheterna för vandrande arter vilket resulte- rar i minskad artrikedom. Regionalt har en rad olika åtgärds- program tagits fram för restaurering av vattendrag för att nå bl.a. de berörda miljökvalitetsmålen. Kampanjer, kartläggningar och hand- böcker har tagits fram för att driva arbetet.
Fysisk påverkan från vattenkraften regleras i miljöbalken genom att industrin betalar bygdeavgift och fiskeavgift som fastställs i tillståndet för vattenverksamheten. Bygdeavgiften är en kompen- satorisk avgift till bygden för värden som förlorades då dämningen kom till stånd, och används bara i väldigt liten utsträckning till vattenvård. Vattenkraften åläggs också en särskild fastighetsskatt. Denna har ett fiskalt utjämnande syfte i förhållande till annan elproduktion och kan inte sägas vara ett styrmedel för att minska eller kompensera fysisk miljöpåverkan från vattenkraften.
201
Miljöpolitiska styrmedel |
SOU 2010:17 |
Utökade provtagningar och analyser
Sverige har sedan tidigare ett utbyggt system för miljöövervakning av vatten fördelat på ett flertal olika aktörer. Naturvårdsverket har ett övergripande ansvar för den statligt finansierade miljööver- vakningen. Denna är indelad i en nationell och en regional del där Naturvårdsverket ansvarar för planering och drift av den nationella övervakningen. Naturvårdsverket har även ett samordningsansvar för den regionala övervakningen, som i övrigt drivs och planeras av länsstyrelserna. Det bedrivs även miljöövervakning på lokal nivå, exempelvis samordnad recipientkontroll och kommunal miljööver- vakning. För att uppfylla de krav som ställs i vattenförvaltnings- förordningen bedöms Sverige behöva en förändrad och utökad övervakning.58
58 Se bl.a. vattenmyndigheternas Förvaltningsplaner.
202
6Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige
Ramdirektivet för vatten ska införlivas av alla EU:s medlemsstater, och dessa har i sin tur olika förhållanden både när det gäller tillgång till och kvalitet på vattnet. Därför görs här en utblick till några andra
I Sverige är olika myndigheter och också intresseorganisationer engagerade i att utreda åtgärder och förfina befintliga styrmedel. Naturvårdsverket har i uppdrag1 att utreda hur ett sektorsöver- gripande avgiftssystem för minskade utsläpp av kväve och fosfor skulle kunna utformas.
Skogsstyrelsen har ett regeringsuppdrag i vilket det ingår att analysera behovet av och lämna förslag på förändringar av lagar eller andra styrmedel som berör skogsbruket och som behövs med anledning av ramdirektivet för vatten.
Vidare har
Redogörelserna i det följande gör inte anspråk på att vara hel- täckande. Den tid som kunnat läggas på ländergenomgången har varit begränsad i förhållande till vad skulle ha krävts.
1 Regeringsuppdrag nr 24 om avgiftssystem för vattenkvalitet i Naturvårdsverkets reglerings- brev för 2007. Arbetet har utförts av Naturvårdsverket på uppdrag av regeringen samt efter samråd med vattenmyndigheterna för Västerhavet, Södra Östersjön och Norra Östersjön.
203
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
6.1Styrmedel för vatten i Finland, Danmark, Nederländerna, Frankrike och Storbritannien
Nedan redovisas resultatet av den övergripande genomgång av några
6.1.1Tillhandahållande av dricksvatten och vatten till industriellt ändamål
Tillgång till vatten är naturligtvis ett problem främst i de områden där vatten är en bristvara. Även om vattenbrist inte föreligger kan det finnas skäl att införa styrmedel som syftar till att minska konsumtionen av vatten. Det beror på att smutsigt vatten ofta renas till en viss nivå, och om en mindre kvantitet vatten genomgår rening släpps också mindre föroreningar ut i absoluta tal mätt. Båda dessa skäl, samt att vattenanvändning kan fungera som skattebas, gör att styrmedel riktas mot området.
Tillhandahållande av och betalning för dricksvatten - hushåll
I alla de länder som studerats tar ansvarig huvudman ut avgifter som täcker de kostnader man har för att distribuera och i undan- tagsfall rena dricksvatten av konsumenterna. Kostnadstäckningen är enligt uppgift 100 procent i alla länderna. Avgiften tas generellt ut genom en fast och en rörlig del. Ett land som inte ingått i översikten, men som kan vara värt att nämna i sammanhanget är Irland. På Irland tas denna typ av avgift i dagsläget inte ut2.
Vattenmätare finns installerade i de hushåll som är anslutna till det allmänna vattennätet i Danmark och i de flesta av de neder- ländska hushållen3. Där betalar konsumenten för den uppmätta förbrukningen av vatten. I England och Wales kan konsumenten erhålla sin vattenräkning i fyra olika former, där vattenmätare är ett
2Joyce, J. and Convery, F. Biology and Environment: Proceedings of the Royal Irish Academy. 2009. Understandning the economics of the water framework directive.
3OECD 2007. Environmental Performance Review. Denmark; OECD 2003. Environmental Performance Review. Netherlands.
204
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
allt populärare alternativ eftersom vissa konsumentgrupper kan göra besparingar genom att betala för uppmätt konsumtion jämfört med en schablon. Den nyligen publicerade
I Danmark och Nederländerna finns utöver de avgifter som täcker de finansiella kostnaderna för vattendistributionen också skatter på vattenkonsumtionen. Den danska vattenskatten, VOMS, har samma nivå i hela landet, 5 DEK per kubikmeter8. Det finns indikationer på att vattenskatten har bidragit till minskad konsum- tion av vatten bland hushållen9. I Nederländerna finns också en skatt på vattenförbrukning, som vattenverken betalar och för vidare till konsumenterna. En annan nederländsk skatt baseras på grundvattenuttag, och har införts för att minska kostnadsskill- naden mellan uttag av grundvatten och uttag av ytvatten. Dessa båda skatter höjer tillsammans priset på vatten med ungefär 10 procent. Priselasticiteten för vatten gör att skatterna inte bedöms dämpa efterfrågan nämnvärt. Vad gäller uttag av grund- vatten är detta bara ett problem i begränsade delar av landet, och den generella nivån på skatten gör att man troligen inte träffar problemet särskilt väl10. I Frankrike tas avgifter ut för en rad olika typer av vattenuttag av vattenmyndigheterna. Nationell lagstiftning sätter maximala nivåer för dessa avgifter, och de varierar geo-
4Walker, Anna, CB. The Independent Review of Charging for Household Water and Sewerage Services. December 2009.
5ibid.
6Personlig kommunikation, Jord- och skogsbruksministeriet, Finland.
7Public water supply and sanitation in France, www.Ministére de l’Ecologie, de l’Energie, du Développement Durable et de l’Aménagement du Territoire.
8Skatter og avgifter – Oversigt 2009. www, finansministeriet
9The use of economic instruments in the Nordic and Baltic environmental policies 2001– 2005. Temanord 2006:525.
10Personlig kommunikation, Rijkswaterstaat.
205
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
grafiskt men också beroende på uttagets syfte. Uttag av vatten för dricksvatten har det högsta nationella taket11. Varken England och Wales eller Finland har några skatter eller avgifter, utöver användaravgifterna, på vattenkonsumtion12.
Uttag av och betalning för vatten för industriellt bruk
Spridningen är stor mellan och inom länderna vad gäller företags och industriers avgifter och skatteplikt i samband med vattenför- brukning. Det är vanligt att vattenuttag är förenat med en licens, vilken i sin tur är förenad med en avgift, men att små företag undantas från att betala den. Detta innebär att t.ex. jordbrukets vattenanvändning ofta inte är avgiftsbelagd.
I England och Wales krävs i dag en licens för att få rätt till vattenuttag, och dessa utfärdas enligt principen ”först till kvarn”. För att få en sådan licens måste förtaget betala en avgift. Historiskt sett har licenserna saknat tidsbegränsning, något en lag från 2003 ändrade så att de numera alltid är tidsbegränsade13. Licenserna är överlåtelsebara, men handel sker endast i begränsad omfattning. En nyligen presenterad utredning, ”the Cave review”14, rekommende- rar därför regeringen att genomföra förenklingar för att stimulera handeln. Samma utredning rekommenderar också ett införande av knapphetsavgifter där licensierade volymer ligger på en nivå som inte är hållbar i förhållande till tillgången.15 Att handeln med licenser inte fungerar kan bero på naturliga faktorer, som det fak- tum att vattendragen ofta är relativt små vilket begränsar antalet personer som skulle kunna handla med varandra16. I dagsläget är det för tidigt att säga något om huruvida förslagen från utred- ningen kommer att tas i beaktande. För närvarande tittar även Ofwat, Myndigheten för reglering av vattentjänster17, och miljö- myndigheten i England och Wales på sätt att förbättra vattenpris- sättningen18.
11Loi
12Personlig kommunikation, DEFRA samt Miljöministeriet, Finland.
13Baker et al. . Report on Screening of Water Pricing Policies, Cost Recovery Mechanisms and Economic Instruments for Inclusion in Programmes of Measures and in Relation to Article 9 of the Water Framework Directive. Nera 2006.
14Martin Cave. Independent Review of Competition and Innovation in Water Markets. April 2009.
15Ibid.
16Personlig kommunikation, DEFRA,
17Egen översättning.
18Personal communication, DEFRA
206
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
Frankrikes avgifter, som tas ut av vattenmyndigheterna, har som redan nämnts, olika avgiftsnivåer beroende på uttagets ändamål. De skiljer sig åt för bevattning, gravitaire bevattning, dricksvatten, industriell kylning eller för kanaler. Det finns också en avgift för lagring av vatten under lågvattensäsongen19.
6.1.2Rening av avloppsvatten – hushåll och industri
Kostnadstäckningen för rening av avloppsvatten för hushåll är i allmänhet 100 procent i de granskade länderna. Undantag finns, som t.ex. i Nederländerna20, där staten i vissa fall subventionerar investeringar i reningsverk. Hushållens avgifter för avloppsrening hänförs antingen till konsumtionen av dricksvatten, eller sätts efter en antagen nivå per hushåll.
Företagens administration och kostnader för rening beror till del på om företaget, vilket ofta är fallet med större industrier, själva renar sitt avloppsvatten eller om avloppsvattnet tillförs det all- männa avloppssystemet. I det första fallet gäller i allmänhet att företagen ska rena till en viss nivå samt investera i bästa möjliga teknik.
I det senare fallet finns två varianter. Den första är att företagets utsläpp av vatten beläggs med en avgift per uppmätt eller antagen utsläppt mängd. Företagens avgifter kan också fastställas utifrån fler variabler än volym. I Nederländerna och i England och Wales tillämpas ett sådant system. I England och Wales tillämpas den så kallade
19Loi
20van der Veeren, Rob. Cost recovery of water services in the Netherlands. Se t.ex. http://www.oasisenviro.co.uk/kmogden__formula.htm
21Chemical Oxygen Demand.
22Se till exempel http://www.oasisenviro.co.uk/mogden_formula.htm
207
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
Skatter och avgifter på utsläpp
I Danmark finns en avloppsvattenskatt som betalas av både hushåll och industrier, även om industrier har rätt att ansöka om reduk- tion. Industrierna betalar per uppmätt mängd vatten minus en eventuell konsumtion (i t.ex. bryggerier)23. Jordbrukssektorn betalar inte denna skatt. Samma nivå, 20 DEK per kg totalkväve, 110 DEK per kg totalfosfor och 11 DEK per kg organiskt material gäller i hela landet.24 Avloppsvattenskatten har lett till mätbara effekter på närsaltsförlusterna.25 Extra skatter kan förekomma för industrier med mycket förorenat vatten.26
Också i Nederländerna är utsläpp av avloppsvatten (från industri och reningsverk, men inte jordbruk) förenat med en skatt. Skatt utgår för mängden BOD27, COD eller för utsläppta för- oreningsenheter (pollution units).28
I Frankrike finns ett antal avgifter och skatter, som finansierar vattenmyndigheternas verksamhet och åtgärder29. Bland de avgifter som härrör till utsläpp till vatten finns:
•Avgift för förorening till vatten. Avgiften betalas av såväl hus- håll som företag. Hushållens avgift baseras på förbrukad vatten- volym. Företag betalar istället avgiften i relation till faktiska utsläpp (t.ex. kväve och fosfor) eller en approximation för ut- släpp (t.ex. per husdjursenhet).
•Avgifter för uppgradering av avloppssystemet. Avgiften betalas av både hushåll och företag. Företag betalar per erhållen volym och hushåll per konsumerad volym vatten.
•Avgift för diffusa föroreningar. Avgiften baseras på utsläppta kvantiteter av ämnen som är mycket giftiga. Här ingår avgifter för växtskyddsmedel.
Nivåerna på avgiften för diffusa föroreningar sätts nationellt sedan 2009, medan de övriga sätts av ansvarig vattenmyndighet inom ett nationellt bestämt utrymme.
23The use of economic instruments in the Nordic and Baltic environmental policies 2001– 2005.
24Skatter og avgifter – Oversigt 2009. Finansministeriet, Danmark.
25The use of economic instruments in the Nordic and Baltic environamental policies 2001– 2005.Temanord 2006:525.
26Personlig kommunikation, miljöministeriet, Danmark.
27Biochemical Oxygen Demand.
28OECD 2003. Environmental Performace Reviews Netherlands.
29Loi
208
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
Avgifterna sätts inom det utrymme som vattenlagen från 2006 anger. Det är sällsynt att de når upp till de högsta tillåtna nivåerna. Intäkterna från avgifterna används bl.a. till att imple- mentera åtgärdsprogram enligt ramdirektivet för vatten. Miljö- skatterna förefaller vara utformade snarare med syfte att finan- siera åtgärdsprogrammen än för att skapa incitament eller internalisera miljökostnader. Ambitionen har varit att varje skattebetalande kategori ska betala avgifter som ungefärligen motsvarar vad som allokeras tillbaka genom subventioner i åtgärdsprogrammen30.
Det finns inga ekonomiska styrmedel som direkt riktas mot utsläpp till vatten i Finland eller England och Wales.
6.1.3Jordbruk – utsläpp och rening
Utsläpp från jordbruket är en viktig anledning till att man inte når god status i många av vattendragen i de studerade länderna, liksom i Sverige. Framför allt relaterar problemen till växtnäringsläckage, men också till pesticidrester i vattnet och i viss mån till uttag av vatten för bevattningsändamål. I den korta översikt som presen- teras här bortses från bevattningsrelaterade styrmedel, eftersom problemet är av liten betydelse vad gäller de svenska förhållandena. Jordbrukets utsläpp är i hög grad diffusa utsläpp, vilket gör att de styrmedel som används till övrig näringsverksamhet inte anses fungera för jordbruket. Ett annat bakomliggande motiv förefaller vara att man många gånger vill undvika att påverka jordbrukets konkurrenskraft i jämförelse med andra länder.
Växtnäringsförluster och övergödning
I Nederländerna fanns fram till 2006 det uppmärksammade syste- met MINAS (mineral accounting system)31. Systemet byggde på att balans skulle finnas mellan den växtnäring som förs in och ut från varje gård. Växtnäringsöverskott kunde godkännas, men var förenat med en avgift. Jordbrukaren avgjorde själv vilka åtgärder som skulle genomföras för att nå en viss balans32. Då delar av syste-
30Personlig kommunikation, Eau France.
31För mer information se bl.a. SOU 2003:9.
32För mer information se bl.a. SOU 2003:9.
209
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
met visade sig vara i konflikt med Nitratdirektivets bestämmelser, och det också hade höga administrativa kostnader, ersattes det med endast bindande generella miljöbestämmelser. Sedan dess har också kraven höjts, vilket gör att dagens system anses ge högre miljönytta än det förra. De administrativa kostnaderna är också betydligt lägre idag, framför allt på grund av att dagens system inte kräver lika mycket dokumentation som tidigare. Några större utvärderingar av de båda systemen, vare sig gällande miljökvalitet eller kostnads- effektivitet, har inte gjorts.33
Det inslag av ekonomisk styrning som finns kvar är att den rättighet som krävs för att få ha svin eller fjäderfä är köp- och säljbar. Bestämmelserna kring detta löper ut år 2015, varför man för närvarande låter en konsult se över och komma med förslag till eventuella förändringar. Då EU:s mjölkkvoter enligt planerna ska ha fasats ut samma år ingår även att studera hur rätten till att ha nötkreatur ska hanteras. I dag hindrar mjölkkvoterna den neder- ländska mjölksektorn från att expandera34.
I Danmark tillämpas ett system med gödselräkenskaper, där varje enskilt företag utifrån sina specifika förutsättningar och en kvävenorm tilldelas en gödselkvot. Systemet beskrivs i detalj i SOU 2003:9, bilaga 3. Myndigheten Plantedirektoratet räknar fram en kvävekvot för varje enskilt företag utifrån uppgifter om bl.a. jordart, förfrukt och aktuell gröda. Kvävenormen beräknas mot- svara cirka 90 procent av den kvävegiva som skulle ge optimal agronomisk skörd för danska förhållanden.
33Personlig kommunikation, Ministeriet för jordbruk, natur och matkvalitet (landbouw, natuur en voedselkwaliteit). Nederländerna.
34ibid.
210
SOU 2010:17 Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige
Tabell 6.1 |
Översikt över de åtgärder som ingår i regelsystemet och vem som |
|
|
omfattas. (Efter SOU 2003:9.) |
|
|
|
|
Vad ingår? |
|
Vem omfattas? |
|
|
|
Växtodlings- och gödselplan |
Företag registrerade i Plantedirektoratets |
|
|
|
register för avgiftsbefrielse |
Företag som omfattas av reglerna om gröna marker
Gödselräkenskaper
Växtodlings- och gödselplan för specialgrödor
Etablera 65 procent gröna marker och 6 procent fånggrödor
Plan för produktion och förbrukning av stallgödsel
Harmonireglerna
Sammanställning över stallgödselöverföring
Beräkning av förväntat högre utbyte/avkastning
Ett konsultutlåtande, t.ex. vid extrema väderleksförhållanden då behovet av kväve kan räknas upp
Korrektion av kväveinnehåll i stallgödsel
Rapport över handelsgödsel som sålts vidare
Förändringar knutna till upphörande, försäljning eller arrende av hela eller delar av företag
Företag registrerade i Plantedirektoratets register för avgiftsbefrielse
Växthusodling, plantskolor och skogsbruk
Företag med över 10 hektar åkermark och med en årlig momspliktig omsättning på mer än 20 000 danska kronor
Företag som har djur eller mottar stallgödsel
Företag som mottar andra organiska gödselmedel
Företag som tillåts korrigera kvävenormen vid förväntat högre skörd efter konsult- utlåtande vid avvikande produktionsnivå
Företag som säljer handelsgödsel
De inblandade vid övertagande av hela eller delar av företag eller när ett företag upphör
De företag som ingår i gödselkvotsystemet behöver inte betala kväveavgiften, som 2008 uppgick till 5 DEK35 per kg kväve. I prin- cip är alla större företag registreringspliktiga. Företag som över- skrider kvävenormen kan bötläggas, även om det i praktiken är ovanligt36.
35Skatter og afgifter – Oversigt 2009. Finansministeriet, Danmark.
36SOU 2003:9.
211
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
I det förslag till Grön växt (Grøn vaekst) som den danska reg- eringen lade fram under 2009, tillkännagavs planerade ändringar av systemet. Framför allt vill man undersöka möjligheten att göra systemet mer marknadsanpassat med genom ett införande av köp- och säljbara kvoter. Ett utredningsarbete kommer därför att in- ledas. Utgångspunkten är en modell med handelsbara kvoter, med målet att på ett kostnadseffektivt sätt minska närsaltsbelastningen samtidigt som också växthusgasutsläppen från jordbruket reduce- ras. Eventuella intäkter är tänkta att återföras till jordbruket genom sänkt markskatt37.
Den danska regeringens förhoppning är att den planerade för- ändringen ska kunna bidra till en ytterligare minskning av kväve- utsläppen om 10 000 ton jämfört med nuvarande nivåer. Systemet beräknas träda i kraft 2012 och utgångspunkten är att det ska ersätta dagens kvotsystem. En förutsättning är att systemet god- känns i EU38.
Det övergripande målet för hela satsningen inom Grön växt är att kväveutsläppen ska minska med totalt 19 000 ton. För att nå dit ska man, förutom att ändra kvotsystemet också genomföra ytter- ligare generella regleringar, t.ex. förbud mot höstbearbetning samt obligatoriskt sprut- gödsel- och bearbetningsfria kantzoner samt riktade insatser för våtmarker, extensiva betesmarker och efter- grödor. Strukturförändringar inom jordbrukssektorn, med det över- gripande syftet att förbättra jordbrukssektorns konkurrens ska också genomföras39.
I Frankrike finns en avgift på föroreningar till vatten, där framför allt punktutsläpp ingår. För att komma åt problemet med diffusa utsläpp från jordbruket finns dock en husdjursavgift på 3 Euro per husdjursenhet, som större gårdar måste betala. Gårdar med fler än 90 djurenheter (150 i bergsområden) är ålagda att betala, men de första 40 djurenheterna är befriade från avgiften.
Finland hade tidigare en skatt/avgift på handelsgödsel vars intäkter användes för att finansiera exportbidraget på jordbruks- produkter. I och med Finlands inträde i EU togs avgiften bort40.
I England och Wales har man vid ett flertal tillfällen diskuterat möjligheten att införa skatter för att minska problemen med urlak- ning av närsalter. Hittills har man dock valt att använda reglering
37Aftale om grøn vaekst, Regeringen april 2009.
38ibid.
39Grøn vaekst. Regeringen april 2009.
40Personlig kommunikation, Jord- och skogsbruksministeriet.
212
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
samt frivilliga åtgärder. Landsbygdprogrammet
Pesticider
Danmarks skatt på pesticider är en ad valorem skatt vars procent- sats varierar mellan tre olika grupper av medel. Skattenivåerna är 35, 25 och 3 procent och är avsevärt högre än den motsvarande svenska.41 Skatten läggs på prismärkningsvärdet exklusive mervärdes- skatt. Totalt sett uppgick den danska statens intäkter för skatten till 572,1 miljoner DEK år 2008.42
Ad valorem skatter tenderar att vrida konsumtionen mot pro- dukter med lägre pris, och inte, som man skulle önska, mot produkter som är mindre farliga eller har lägre risk. I Grön växt annonserade man att man kommer lägga ett lagförslag om föränd- rad pesticidavgift så att avgifterna speglar hur farliga de är för miljön på ett bättre sätt43. Man bereder för närvarade frågan om skattens exakta utformning.44
I Frankrikes avgift för diffusa utsläpp ingår en pesticidavgift, som betalas av distributörer och importörer.45.
Finland har ingen pesticidskatt46. I England och Wales har man vid ett flertal tillfällen diskuterat om en sådan borde införas, något som motiverade jordbruksnäringen och växtskyddsindustrin att lansera ett frivilligt program 2001. Det frivilliga programmet har mer än väl nått de uppsatta målen och är fortfarande igång.
6.2Förslag till avgiftssystem för kväve och fosfor (sektorsövergripande)
Naturvårdsverket har haft i uppdrag att utreda hur ett sektors- övergripande avgiftssystem för kväve och fosfor skulle kunna utformas. Kapitlet innehåller en sammanfattning av hur ett sådant avgiftssystem, som i förlängningen inkluderar utsläppshandel,
41SOU 2003:9.
42Skatter og afgifter 2009, Finansministeriet, Danmark.
43Aftale om grön vaekst 16 juni 2009.
44Personlig kommunikation, Finansministeriet Danmark.
45Incitativité de la tarification des ressources en eau en France: quelle réponse aux exigences de l’’article 9 de la DCE?
46Personlig kommunikation, Jord- och skogsbruksministeriet.
213
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
skulle kunna utformas i syfte att minska kväve- och fosforbelast- ningen till Östersjön och Västerhavet på ett kostnadseffektivt sätt.47 Avsnittet beskriver också den vidareutveckling av uppdraget som Naturvårdsverket har för närvarande och som ska slut- rapporteras 1 april 2010 samt några preliminära slutsatser.
6.2.1Sammanfattning från Naturvårdsverkets rapport48
Belastningen av kväve och fosfor från svenska källor till havet har på senare år minskat, men återhämtningen i miljön har inte gått lika snabbt och ytterligare reduktioner krävs. Sverige har undertecknat en överenskommelse, Baltic Sea Action Plan, mellan Östersjöländerna om att kraftigt ytterligare reducera närsaltsbelastningen. Redan i dag finns en uppsjö styrmedel i syfte att få åtgärder som minskar närsaltsbelast- ningen (kväve och fosfor) till stånd men forskningsresultat pekar på att dagens nationella styrmedel genererat onödigt kostsamma åtgärder. Detta kan delvis förklaras av att flertalet befintliga styrmedel är sektors- eller till och med åtgärdsspecifika, vilket skapar dåliga förut- sättningar för att styra mot de åtgärder som kännetecknas av låga kostnader. Flertalet befintliga styrmedel tar inte heller hänsyn till åtgärdens slutgiltiga effekt på recipienten, utan baseras på utsläpps- reduktioner vid källan.
De utmaningar som politiken står inför är således åtminstone två. För det första måste ambitionsnivån höjas väsentligt för att de nya målsättningarna för bl.a. Östersjön ska uppnås. För det andra måste styrmedlen utformas så att de billigaste åtgärderna genomförs först. Förslaget till avgiftssystem hanterar båda dessa utmaningar.
Avgiftssystemet består av tre sammankopplade marknader. Genom en uppdelning av systemet i tre olika marknader kan varje marknad utformas för att uppfylla en specifikfunktion.
I ett första steg på avgiftsmarknaden regleras utsläppskällor genom bindande lagkrav. Lagkraven innebär att de reglerade källorna utan avgift tillåts släppa ut en viss mängd närsalter, fastställd genom ett utsläppstak, men att de för eventuella utsläpp som överskrider utsläppstaket kan välja mellan att antingen genomföra egna åtgärder för att minska utsläppen eller betala en avgift som ger en rättighet att belasta recipienten med en viss mängd under en bestämd tidsperiod, en s.k. belastningsrätt.
Aktörerna på avgiftsmarknaden utgörs av en reglerande myndighet och reglerade utsläppskällor som via myndigheten kan finansiera kom- pensatoriska åtgärder. På åtgärdsmarknaden tecknar den reglerande
47Regeringsuppdrag nr 24 om avgiftssystem för vattenkvalitet i Naturvårdsverkets regle- ringsbrev för 2007. Arbetet har utförts av Naturvårdsverket på uppdrag av regeringen samt efter samråd med vattenmyndigheterna för Västerhavet, Södra Östersjön och Norra Öster- sjön.
48Naturvårdsverket 2008. Föreslag till avgiftssystem för kväve och fosfor, Rapport 5913.
214
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
myndigheten kontrakt med utförare av kompensatoriska åtgärder, dvs. åtgärder som kompenserar för den del av utsläppen på avgiftsmark- naden som överskrider de individuella utsläppstaken. Dessa åtgärder genomförs av aktörer mot en ersättning som i efterhand finansieras av avgifterna på avgiftsmarknaden. De ersättningar som betalas ut på åtgärdsmarknaden är alltså styrande för avgiftsnivån på avgifts- marknaden.
När de två första marknaderna har etablerats kan dessutom en andrahands marknad upprättas för handel med belastningsrättigheter. På denna marknad kan belastningsrätter köpas och säljas mellan aktörer istället för att transaktionerna sker genom myndighetens för- sorg. Syftet med denna marknad är att öka kostnadseffektiviteten och flexibiliteten.
Den reglerande myndigheten är en central aktör i systemet och kan liknas vid en mäklare: den sköter kontakten med avgiftsbetalare på avgiftsmarknaden och ser till att inbetalda avgifter finansierar kompen- satoriska åtgärder. På detta sätt minskas de transaktionskostnader som varit ett hinder när traditionell utsläppshandel använts för att minska närsaltsbelastningen från punktkällor såväl som diffusa källor.
Det föreslagna avgiftssystemet väntas medföra en ökning i trans- aktionskostnader relativt dagens system, men i övrigt bedöms för- slaget medföra väsentliga förbättringar med avseende på kostnads- effektivitet, måluppfyllelse, dynamisk effektivitet, samt möjligheten att hantera osäkerheter och fördelningsaspekter.
Det har i pågående arbete inte varit möjligt att hantera alla de aspekter som omgärdar förslaget på sådan detaljnivå att förslaget är färdigt att sjösättas. Ytterligare utredningsbehov finns på ett antal områden.
Naturvårdsverket föreslog en fortsättning på uppdraget i form av dels fördjupad analys
6.2.2Fortsättningen på uppdraget om avgiftssystem för kväve och fosfor
Det blev i enlighet med Naturvårdsverkets förslag en fortsättning på uppdraget. Den centrala utgångspunkten för det nya uppdraget är de frågor som identifierats under genomförandet av det tidigare uppdraget. Naturvårdsverket ska utreda vilka rättsliga frågor som berörs och ge förslag på hur dessa bör hanteras för att uppnå ett fungerande avgiftssystem. Med hjälp av denna studie ska även
215
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
transaktionskostnader bedömas som kommer att följa med det föreslagna systemet. I utredningen ingår också att belysa om ett system för avgifter bör vara likformigt för hela landet eller om de ska vara anpassade till respektive område. I övrigt ska de frågor som verket anser relevanta utredas för att därefter kunna testa tillämpningen i ett avgränsat område. Inriktningen av genomföran- det av uppdraget ska stämmas av med utredningen om styrmedel för en bättre vattenkvalitet (det vill säga denna utredning, Vatten- prisutredningen). Uppdraget ska genomföras i samråd med Jord- bruksverket i de delar där jordbruket berörs och redovisas senast den 1 april 2010.
Det finns även en koppling till havsmiljöpropositionen49 där det bland annat står: ”Ett avgiftssystem för fosfor och kväveföreningar bör testas i ett utvalt avrinningsområde genom ett pilotprojekt.” Naturvårdsverkets uppgift är, som beskrevs ovan, att reda ut frågor kopplade till avgiftssystemet så att det blir så konkret att det kan testas i ett pilotprojekt (dvs. att man testar systemet i ett avgränsat geografiskt område). Det ingår däremot inte i Naturvårdsverkets uppdrag att genomföra pilotstudien, men däremot att förbereda för den (t.ex. att hitta någon som vill ansvara för studien, bestämma var den ska genomföras etc.)
Naturvårdsverkets förra uppdrag visade att avgiftssystemet har potential att minska kväve- och fosforbelastningen till havet på ett kostnadseffektivt sätt. I det nu pågående uppdraget ska Natur- vårdsverket beskriva hur avgiftssystemet rent praktiskt kan utfor- mas med hänsyn till bl.a. juridiska, naturvetenskapliga och ekono- miska aspekter. Beroende på vilka vägval som görs i olika frågor krävs olika stora anpassningar i avgiftssystemet eller i juridiska, naturvetenskapliga eller ekonomiska förutsättningar. Anpassning- arna påverkar i olika grad avgiftssystemets kostnadseffektivitet.
Naturvårdsverket genomför inom ramen för nuvarande uppdrag en pilotstudie som består av ett ekonomiskt experiment där om- vänd auktionering som upphandlingsmetod testas, ett pedagogiskt exempel på hur avgiftssystemet rent teoretiskt skulle kunna fungera i ett avrinningsområde samt fortsatt utredning av bl.a. de juridiska och naturvetenskapliga förutsättningarna. Naturvårds- verket bedömde att en test av avgiftssystemet i ett geografiskt avgränsat område inte är möjligt att genomföra innan bl.a. juridiska förutsättningar är väl utredda. En mängd rättsliga aspekter måste
49 En sammanhållen svensk havspolitik (prop. 2008/09:170).
216
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
hanteras för att det ska vara möjligt att implementera ett avgifts- system. Det faktum att det skulle handla om en test av systemet i ett geografiskt begränsat område under en avgränsad tid förändrar inte den bilden. En sådan test är därför inte det som bäst kan bidra till att svara på de frågor som identifierades i det förra uppdraget.
Naturvårdsverket har låtit göra en utredning om de juridiska förutsättningarna för avgiftssystemet och vilka förändringar som kan behövas.50 Den samlade bedömningen är att det finns rättsliga förutsättningar för att inrätta ett avgiftssystem för att reducera belastningen av kväve och fosfor på havet men att det inte är enkelt att infoga avgiftssystemet, såsom det har skissats av Naturvårds- verket, inom gällande konstitutionella,
Naturvårdsverkets avgiftssystem är i huvudsak att betrakta som ett marknadsbaserat styrmedel eftersom det medger och förutsätter ett visst mått av flexibilitet i regleringen av berörda verksamheter. Miljöbalken utgör i huvudsak en direkt reglering som inte medger något nämnvärt utrymme för flexibilitet i regleringen av berörda verksamheter. Redan detta indikerar enligt rättsutredningen att avgiftssystemet är svårt att infoga i miljöbalken i dess nuvarande utformning. Det finns enligt gällande regelverk inga möjligheter att införa en möjlighet att välja att erlägga en avgift i stället för att vidta utsläppsreducerande avgifter.
De verksamheter som skulle beröras av avgiftssystemet (industri, avloppsreningsverk, enskilda avlopp och jordbruk) är till viss del tillståndspliktig verksamhet enligt miljöbalken eller regleras via generella föreskrifter. Flertalet av dessa verksamheter har villkor för utsläpp av näringsämnen till vatten. Dessa villkor gäller mot alla. Utsläpp utöver vad som medges i tillstånd och villkor kräver ändringar av svensk författning och kanske också av gällande direktiv, t.ex.
50 Rättsliga förutsättningar för ett avgiftssystem för minskad övergödning samt övergripande förslag till reglering. Promemoria från Fröberg & Lundholm Advokatbyrå, upprättad av Mikael Hägglöf och Camilla Huseby Becker, maj 2009.
217
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
utövarnas möjlighet att utnyttja den flexibilitet som avgiften med- ger till den nivå som nu gällande miljöregleringar (tillståndsvillkor och generella föreskrifter m.m.) tillåter, dvs. ett avgiftssystem utan frikoppling från miljöbalkens hänsynsregler. En frikoppling är enligt Rättsutredningen för övrigt inte möjlig för verksamheter som omfattas av
6.2.3Preliminära slutsatser från Naturvårdsverkets uppdrag
Naturvårdsverkets uppdrag ska redovisas en månad senare än Vattenprisutredningens uppdrag, den 1 april 2010. I skrivelse från Naturvårdsverket51 den 2 februari 2010 har Vattenprisutredningen kortfattat fått ta del av vad Naturvårdsverket så långt kommit fram till.
Av skrivelsen framgår att avgiftssystemet efter vissa anpass- ningar har potential att minska belastningen av kväve och fosfor till havet på ett mer kostnadseffektivt sätt än vad som skulle kunna ske med dagens styrmedel. Möjligheterna att åstadkomma några väsent- liga kostnadseffektivitetsvinster på kort sikt minskar dock radikalt om man parallellt med implementering av avgiftssystemet inför generella skärpningar av utsläppskraven på verksamheter som är tänkta att regleras i avgiftssystemet.
Naturvårdsverket pekar på att det inte är effektiv användning av resurser att utveckla och implementera ett nytt styrmedel som endast har potential att vara effektivt under några få år och förordar fortsatt utredning av avgiftssystemet om det finns en politisk vilja att fatta beslut som skapar förutsättningar för att avgiftssystemet kan vara ett kostnadseffektivt styrmedel som bidrar till väsentliga utsläppsreduktioner även på längre sikt. Det måste enligt Natur- vårdsverket bl.a. finnas en politisk vilja att:
51 Avgiftssystem för minskade utsläpp av kväve och fosfor, skrivelse från Naturvårdsverket till Vattenpriskommittén
218
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
•inte tillåta fortsatt skärpning av villkoren för utsläpp kväve och fosfor till vatten i den integrerade tillståndsprövningen för de verksamheter som regleras i avgiftssystemet
•ta bort eller anpassa befintliga bidragssystem som konkurrerar med avgiftssystemets anskaffning av kompensatoriska åtgärder
•precisera rättsverkan för miljökvalitetsnormerna för vatten så att det blir tydligt vad det innebär att avgiftssystemet ska beakta dessa.
Om avgiftssystemet ska förbli ett nationellt system och även på längre sikt kunna bidra till väsentliga utsläppsreduktioner måste det också finnas en politisk vilja att förse diffusa källor med utsläpps- tak. Ett alternativ skulle enligt Naturvårdsverket kunna vara att utveckla ett internationellt avgiftssystem där endast punktkällor förses med utsläppstak.
En grundläggande politisk fråga att ta ställning till enligt Natur- vårdsverket är om regleringar är det sätt på vilket man i framtiden vill åstadkomma minskad närsaltsbelastning på havet eller om man vill övergå till mer marknadsbaserade styrmedel som avgifts- systemet är ett exempel på.
6.3Konsekvenser för skogsbruket med anledning av vattendirektivets införande
Skogsstyrelsen fick våren 2008 i uppdrag av regeringen att utreda konsekvenser för skogsbruket med anledning av vattendirektivets införande. Uppdraget ska redovisas den 31 mars 2010. Beskriv- ningen nedan bygger på information från Skogsstyrelsen.52
Ramdirektivet för vatten medför ett behov av ökad kunskap om olika skogliga åtgärders påverkan på vattenkvaliteten. I regerings- uppdraget ingår att analysera behovet av och lämna förslag på förändringar av lagar eller andra styrmedel som berör skogsbruket och som behövs med anledning av EG:s ramdirektiv för vatten. En revidering av skogsvårdslagens hänsynsparagraf (30 §) är ett sätt att tydliggöra det behov som regeringen ser av en förbättrad hänsyn till vattenvårdens intressen. I uppdraget ingår även att bedöma vilka
52 Kortfattad beskrivning av befintliga styrmedel för vattentjänster i skogen, PM från Skogsstyrelsen
219
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
konsekvenser som de föreslagna förändringarna kan komma att få för skogsbruket.
I föreskrifterna till 30 § skogsvårdslagen saknas för närvarande vattenkvalitet som en faktor att ta hänsyn till vid utförande av skogsbruksåtgärder. Därför arbetar Skogsstyrelsen med ett antal förslag på omformuleringar i föreskrifter och allmänna råd till 30 § skogsvårdslagen. Exempelvis finns i dagsläget inga allmänna råd till föreskriften om skyddszoner.
Under 2010 kommer Skogsstyrelsen att påbörja en revidering av hela 30 § skogsvårdslagen och de förslag som förs fram i regerings- uppdraget om vattendirektivet får arbetas vidare med inom ramen för den processen.
Skogsstyrelsens arbetssätt är i första hand inriktat på dialog och förebyggande åtgärder. Såväl styrelsen som skogsnäringen arbetar också med förslag till förändringar eller omprioriteringar av andra styrmedel. Det kan till exempel handla om förändringar av plane- ringsunderlag, förbättrad kommunikation mellan olika led, inves- teringar i tekniska hjälpmedel, informations- och utbildningskam- panjer. Det rör också möjligheterna att använda programmet för natur- och kulturvårdsåtgärder i skogen, landsbygdsprogrammet och naturvårdsavtal/fastighetsavtal i skoglig vattenmiljösamman- hang i större utsträckning. Inventering/uppföljning är också områden som behöver utvecklas, särskilt där en koppling kan göras mellan utförda skogsbruksåtgärder och vattenkvalitet. Utvecklings- potential finns även i skogsbruksplaner, där vattenaspekten skulle kunna vägas in.
Enligt vad Vattenprisutredningen underhand erfarit kommer Skogsstyrelsen i sin rapport med anledning av regeringsuppdraget att understryka att en förutsättning för att uppfylla kraven enligt vattenförvaltningen och nå resultat i skogslandskapets vatten är att det finns resurser för att arbeta med frågorna. För närvarande bedöms resurserna vara otillräckliga.
6.4Skiss till ett avgiftssystem för fosfor- och kväveutsläpp från
Branschvisa styrmedel har enligt Svenskt Vatten betydligt större möjlighet att vara och uppfattas som tydliga, transparenta och rättvisa än system där resurser ska överföras mellan olika branscher. Sådana branschvisa styrmedel kan enligt Svenskt vatten
220
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
innebära exempelvis stora utbildningsinsatser, större utvecklings- satsningar inom en bransch eller avgifter för utsläppt mängd av fosfor och kväve.
När det gäller punktkällor är det enligt Svenskt Vatten ett viktigt incitament för verksamheterna att man kan få intäkter om man tillhör de punktkällor som släpper ut mindre än genomsnittet i sin bransch. Sådana system finns det erfarenhet av i Sverige genom det så kallade
En idé som bör utvärderas är idén om ett branschvist avgiftssystem för
Principiell uppbyggnad av ett avgiftssystem för att minska fosfor- och kväveutsläpp från
•Avgiftssystemet för att minska utsläpp av kväve och fosfor från reningsverken bör bygga på att en avgift tas ut per kg utsläppt kväve (för att minska på energi, eventuellt enbart ammoniumkväve) och fosfor. För de reningsverk som mynnar ut i Bottenviken och Bottenhavet tas det bara ut en avgift för totalfosfor då kväveutsläpp ej ger någon övergödning i dessa vattendrag eller havsområden. Avgiftsnivån kan även variera i andra delar av landet beroende på den regionala betydelsen av fosfor- och kväverening.
•Pengar betalas sedan tillbaka från avgiftssystemet till reningsverken beräknat på hur många personer som är anslutna till reningsverken. Med denna konstruktion gynnas de reningsverk som tar bort mest fosfor och kväve per ansluten person - dvs. de reningsverk som är mest effektiva. Systemet innebär vidare incitament att fortsätta satsa på rening och insatser som får stor effekt gynnas.
•För att få en nära koppling kan avgiftssystemet administreras regionalt av respektive vattenmyndighet. Avgiftssystemet ska täcka sina egna administrativa kostnader. För det svenska
53 Naturvårdsverkets rapport nr 5335 ”Kväveoxidavgiften – ett effektivt styrmedel”.
221
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
SOU 2010:17 |
har de administrativa kostnaderna uppgått till 0,7 procent av avgiftssystemets omsättning.
•Ett pilotområde bör utses av Regeringen i ett av vattendistrikten i södra Sverige för att där införa och under utvärdera ett branschvist avgiftssystem för
6.5Analys och slutsatser – Sverige kan lära en del från andra länder
Från arbetet med den internationella utblicken kan man konstatera att ekonomiska styrmedel förekommer på vattenområdet i andra länder.
Administrationen av
Avgifts- och skattestrukturerna för industrin är svåra att överblicka, delvis på grund av att avtal ofta upprättas mellan företag och
222
SOU 2010:17 |
Styrmedel i andra länder samt pågående arbeten med styrmedelsförslag i Sverige |
Jordbruket har alltjämt få inslag av ekonomiska styrmedel från- sett från subventioner. Den danska satsningen – Grön växt – inne- håller dock två intressanta inslag av ekonomiska styrmedel. Det första är att man kommer att utreda möjligheten att göra gödselräkenskapssystemets gödselkvoter köp- och säljbara. Sverige saknar såväl gödselräkenskapssystem som den bakomliggande datainsamling och administration som ett sådant system kräver. Det intressanta i satsningen, för svensk del, torde vara att man använder befintliga ramverk och tillför en dimension av ekono- miska styrmedel till dessa.
Ett annat exempel från Danmarks satsning Grön växt som berör ekonomiska styrmedel är att man för närvarande bereder en för- ändring av pesticidskatten så att det bättre vrider konsumtionen mot lågriskprodukter. Det torde vara av intresse för svensk del att följa utvecklingen.
Naturvårdsverkets sektorsövergripande avgiftssystem kommen- teras i sitt sammanhang i kapitel 7. Avseende Svenskt Vattens skiss till ett branschspecifikt avgiftssystem kan konstateras att kostnads- effektiviteten totalt sett blir lägre än med Naturvårdsverkets för- slag, samt att återbetalningsdelen i förslaget inte behövs för att uppnå kostnadseffektivitet. Det är också oklart vilka fler branscher som skulle kunna omfattas av liknande, egna, system.
223
7En prispolitik för användning av vatten
Sverige uppfyller, enligt analysen i kapitel 3, de krav på en pris- politik som ställs i ramdirektivet för vatten. Samtidigt uppnås inte god vattenstatus vilket, tillsammans med att bl.a. målen om kost- nadseffektivitet och principen om att förorenaren ska betala1 kan anses relevanta även för annan användning av vatten än vatten- tjänster, leder till slutsatsen att möjligheterna till en mer omfattan- de användning av prispolitik bör undersökas. I detta kapitel disku- teras prispolitik utifrån miljöekonomiska utgångspunkter. Notera att detta skiljer sig från den juridiska tolkningen av innebörden i artikel 9.
I Vattenprisutredningens uppdrag ingår att kartlägga och analysera Sveriges nuvarande prispolitik för både vattentjänster och vattenanvändning. Då vattenanvändning, åtminstone enligt defini- tionen i ramdirektivet, är ett vidare begrepp än vattentjänster har utredningen tolkat denna del av uppdraget så att det avser all, i vid bemärkelse, användning av vatten. Som framgått av kapitel 5 är det viktigt att alla möjliga sätt att använda vatten beaktas i en analys av vilket eller vilka sätt att använda resursen som är det mest önsk- värda ur samhällets perspektiv.
7.1Inledning
Principiellt kan en prispolitiks räckvidd, dvs. vilka verksamheter som kan omfattas, delas in i tre nivåer. I praktiken kan gränserna för politikens omfattning dras var som helst, exempelvis så att storlek eller geografisk placering avgör vilka verksamheter som ska omfattas. Den generella indelning som återges i tabell 7.1 har valts för att illustrera och tydliggöra skillnaden mellan analysen i detta
1 PPP.
225
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
kapitel och analysen i kapitel 3. Utgångspunkten i detta kapitel är att en prispolitik för vatten i princip inte kan utesluta någon typ av vattenanvändning på förhand. Som den fortsatta analysen visar kan dock en prispolitik visa sig vara överflödig i vissa fall; exempelvis om en effektiv användning uppnås utan politik eller om någon annan form av politik på ett bättre sätt leder till de uppsatta målen.
Ett kriterium för bedömning av prispolitik är, som redovisats i kapitel 5 principen om att förorenaren ska betala, PPP. I kapitel 3 har uppfyllandet av artikel 9 bedömts utifrån en möjlig tolkning av denna princip, nämligen att innebörden är att förorenaren ska betala för åtgärdskostnaden. En annan tolkning av PPP är att förorenaren dessutom bör betala för de miljökostnader som kvarvarande utsläpp ger upphov till. De två principiella tolkningarna av PPP illustreras av raderna A respektive B i tabellen nedan. Som analysen i detta kapitel kommer att visa så är betalningsansvaret i grunden en fråga om hur rättigheter fördelas och i princip skulle dessa, och därmed betalningsansvaret, kunna fördelas hur som helst mellan förorenare och andra användare av vattnet. A och B i tabellen ska därför inte tolkas som de enda möjliga sätten att fördela betalnings- ansvar, utan illustrerar de två vanligaste sätten att tolka PPP.
Tabell 7.1 Principiella utgångspunkter för utformningen av en prispolitik. Politiken kan ha som ambition att omfatta fler eller färre sätt att använda vatten (1, 2 eller 3) och kan grundas på olika tolkningar av PPP (A eller B).
Prispolitikens |
1. Prispolitiken |
2. Prispolitiken |
3. Prispolitiken |
|
räckvidd • |
omfattar endast |
omfattar vatten- |
omfattar all vatten- |
|
|
vattentjänster och |
tjänster samt den |
användning |
|
|
de kostnader dessa |
vattenanvändning |
|
|
|
ger upphov till |
som åsamkar |
|
|
Innebörd |
|
vattentjänsterna |
|
|
|
kostnader |
|
||
av PPP • |
|
|
||
|
|
|
||
A. Förorenaren |
1A |
2A |
3A |
|
betalar endast för |
||||
reduktionskostnader |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
B. Förorenaren |
|
|
|
|
betalar såväl för |
|
|
|
|
reduktionskostnader |
1B |
2B |
3B |
|
som för miljökost- |
||||
|
|
|
||
nader för kvar- |
|
|
|
|
stående utsläpp |
|
|
|
|
|
|
|
|
226
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
Det är viktigt att komma ihåg att olika tolkningar är möjliga och att en viss tolkning knappast kan sägas vara den enda korrekta. Väg- ledande för tolkningarna som presenteras i detta kapitel är en, i viss bemärkelse, välvillig tolkning av kraven som ställs såväl i ramdirek- tivet som i svensk miljöpolitik. Detta innebär att begrepp, så långt möjligt, tolkas så att de får någon verklig innebörd i förhållande till varandra och så att de inte är principiellt motsägelsefulla. Detta hindrar inte att det i praktiken, vid utformning av politik, kan upp- stå motsättningar mellan olika mål.
Utifrån de fördjupade diskussionerna om de centrala målen (uppfyllande av miljömålet, kostnadseffektivitet, PPP och kost- nadstäckning) för en vattenprispolitik skisseras några möjliga prin- cipiella sätt att öka graden av prispolitik i svensk vattenpolitik. En viktig slutsats är att för att en prispolitik verkligen ska leda till en mer kostnadseffektiv kombination av åtgärder så måste det finnas utrymme för aktörerna att ändra sin vattenanvändning utifrån en avvägning mellan priset för vattenanvändning och kostnaderna för åtgärder. Om graden av flexibilitet minskas genom kvantitativa regleringar utnyttjas inte den potential till kostnadseffektivitet som är ett av argumenten för en prispolitik fullt ut. Det finns ibland mycket goda skäl för kvantitativa regleringar men om man vill utnyttja prispolitik och de incitament en sådan kan ge till kostnads- effektiva kombinationer av åtgärder måste man vara restriktiv såväl med införande av nya regleringar som med skärpningar av kvan- titativ formulerade krav.
7.2Varför en prispolitik för vatten – en sammanfattande inledning av ett vidare perspektiv på prispolitik
En rimlig tolkning av de övergripande målen i ramdirektivet för vatten är att målet en god vattenstatus bör nås till så låga kostnader som möjligt samt så att principerna om kostnadstäckning och att förorenaren betalar beaktas. Dessa principer stämmer väl överens med intentionerna i svensk miljöpolitik, möjligen med reservation för kostnadstäckning som inte explicit uttrycks som ett mål. I detta inledande avsnitt av kapitel 7 sammanfattas den miljöekonomiskt grundade tolkningen av syftena med en prispolitik samt inne- börden av kraven på effektivitet/kostnadseffektivitet, kostnadstäck- ning och PPP. Det bör återigen noteras att begreppet prispolitik i
227
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
detta kapitel har en vidare betydelse än vad som är fallet i artikel 9 i ramdirektivet för vatten.
7.2.1Fokus på prispolitik – inte för att sådan alltid är bäst men för att det kan finnas outnyttjad potential
Prispolitik är ett medel för att styra vattenanvändningen och rimligen inte något mål i sig2. Bakom förespråkandet av en vatten- prispolitik finns en rad andra målsättningar vilka i bästa fall skulle kunna uppfyllas av en väl utformad prispolitik. I vissa fall skulle någon annan form av politik uppfylla dessa mål på ett bättre sätt. Varför pekas då just prispolitik ut, såväl i ramdirektivet för vatten som i denna utrednings direktiv, som en önskvärd form av politik? Man skulle kunna pekat ut någon annan form av styrning, eller avstått från att peka ut hur styrningen bör göras, och istället framhållit att ”ingenting hindrar att prispolitik används”. Ett skäl skulle kunna vara att det finns såväl teoretiska analyser som fak- tiska erfarenheter av att styrning via priser kan leda till önskvärda effekter3. Ett annat, kompletterande, skäl skulle kunna vara att det finns ett motstånd, mer eller mindre välgrundat, mot att ens utreda möjligheten att använda prispolitik och att det därför är särskilt viktigt att åtminstone överväga att öka graden av prispolitik. Oavsett vad som ligger bakom utpekandet av prispolitik som ett viktigt styrinstrument så är utredningens tolkning att det är just möjligheten att öka användningen av en prispolitik som i första hand bör utredas och övervägas. Om målen, såväl i ramdirektivet för vatten som andra mål, kan nås på ett bättre sätt med annan politik så finns det inget absolut krav på prispolitik vare sig i ramdirektivet för vatten eller i utredningsdirektiven. Man kan dock tolka utpekandet av just prispolitik som att användandet av någon annan politik måste motiveras.
2Enligt ramdirektivet för vatten kan undantag från kravet på prispolitik göras om målet kan uppnås på annat sätt.
3Det är samtidigt uppenbart att även insikten om att styrning via priser kan medföra oönskade effekter är beaktad i ramdirektivet för vatten.
228
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
7.2.2Förhållandet mellan de bakomliggande målen effektivitet/kostnadseffektivitet, kostnadstäckning och PPP
Vad är innebörden av de olika bakomliggande målsättningarna effektivitet/kostnadseffektivitet, kostnadstäckning och PPP och hur förhåller sig dessa till varandra? Begreppen kan tolkas ur olika perspektiv och det kan knappast hävdas att en viss tolkning skulle vara den enda rätta tolkningen. I detta kapitel är alltså utgångs- punkten bland annat miljöekonomisk teori. Vidare görs tolkningar- na med utgångspunkten att begreppen, när de används för att beskriva politiska målsättningar, har en innebörd, och att betydel- sen är rimlig i relation till hur begreppen används i andra samman- hang, exempelvis i miljöekonomisk teori. Vidare utgår analysen från att begreppen för att vara meningsfulla ska komplettera var- andra, genom att varje begrepp tillför någonting utöver innebörden av de andra, samt att innebörden bör ligga i linje med de bakom- liggande syftena i såväl ramdirektivet för vatten som svensk miljö- politik.
Effektivitet kan tolkas som samhällsekonomisk effektivitet och innebär att resurser ska användas på bästa tänkbara sätt så att mänskliga önskemål och behov, över tiden, tillfredsställs så långt möjligt. Ur ett samhällsekonomiskt perspektiv innebär detta en användning där det inte är möjligt att ändra användningen utan att någon skulle uppleva det som en försämring. De som skulle tjäna på förändringen skulle alltså inte tjäna tillräckligt mycket för att kunna kompensera förlorarna. När det gäller användningen av vatten så måste alltså nyttan av den verksamhet som genom sin användning av vatten påverkar dess status vägas mot miljökost- naden. Ur effektivitetssynpunkt behöver det alltså inte vara ett mål att miljökostnaden ska vara noll. Om det finns en samhällsekono- misk kostnad förknippad med minskade utsläpp, exempelvis i form av minskad produktion, leder en avvägning ofta till att en viss miljökostnad bör accepteras eftersom det annars skulle medföra en ännu högre kostnad för samhället.
Att kostnadseffektivitet ibland anges som ett alternativ till målsättningen effektivitet kan förklaras med att effektivitet kräver att värdet av alla effekter jämförs med varandra och att en avväg- ning görs utifrån detta. Om vissa värden inte kan, eller bör, jäm- föras med andra värden kan samhällets mål i stället formuleras som att exempelvis ett kvalitetsmål ska nås till lägsta möjliga kostnad.
229
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
Eftersom exempelvis målen för vattenstatus i ramdirektivet för vatten är formulerade i termer av en viss kvalitet (och inte som att värdet av en god vattenkvalitet ska vägas mot kostnaderna för att uppnå denna4) så är kostnadseffektivitet ofta det relevanta samhälls- ekonomiska målet.
Effektivitet respektive kostnadseffektivitet skulle i princip kunna uppnås genom en från myndigheterna planerad och före- skriven användning av alla resurser. Detta skulle dock kräva att myndigheterna hade information om värderingar hos alla konsu- menter och om kostnader hos alla producenter. Genom decentra- liserat beslutsfattande på marknader kan istället priser signalera värden och kostnader så att en effektiv användning av resurserna uppnås. För att marknadslösningar verkligen ska leda till en effektiv användning av alla resurser krävs det dock att alla resurser har ett pris som motsvarar marginalkostnaden av att använda dem. Om en viss resurs, trots att den är begränsad, skulle kunna användas fritt finns det en risk för att den används på ett sätt där nyttan av användningen är lägre än nyttan av att använda resursen på ett alternativt sätt. Effektivitet kan därmed uppnås om all resursanvändning innebär att användningen medför att användaren upplever och beaktar en marginalkostnad som motsvarar den samhällsekonomiska marginalkostnaden av resursanvändningen.
Hade det då inte räckt att kräva att prispolitiken leder till effektiv vattenanvändning eller till att vattenkvalitetsmål nås på ett kostnadseffektivt sätt? Tillför kravet på kostnadstäckning någonting extra utöver ett krav på priser som leder till effektivitet/kostnads- effektivitet? För det första kan det noteras att man gjort en, möjligen överflödig precisering av vilka kostnader som ska täckas (finansiella kostnader samt resurs- och miljökostnader). Detta får tolkas just som en precisering eftersom det i sak inte tillför någon- ting utöver vad ett krav på att de samhällsekonomiska kostnaderna ska täckas innebär. Men vad innebär kravet på kostnadstäckning utöver ett krav på priser som motsvarar marginalkostnader? I många fall tillför kravet på kostnadstäckning ingenting jämfört med kravet på effektiva priser. Men, det finns undantag från detta. I de fall där marginalkostnaden är sjunkande och/eller där de fasta kostnaderna är höga så kan effektiva priser innebära att intäkterna som de effektiva priserna ger inte räcker för att täcka de totala
4 I princip finns det ett visst utrymme för en sådan typ av avvägning genom att samma krav inte ställs på vattenförekomster som är definierade som kraftigt modifierade, och där kost- naderna för att fuppnå god status därmed är ”för” höga i relation till nyttan.
230
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
kostnaderna. Ett krav på kostnadstäckning tillför därmed någon- ting utöver kravet på effektiva priser; prispolitiken ska utformas så att användarna också bidrar till att täcka totalkostnaderna.
Kravet på kostnadstäckning innefattar ju ett, som också förtyd- ligats explicit, krav på att miljökostnaderna ska täckas. Dessutom finns också ett krav på att PPP, principen om att förorenaren ska betala, ska beaktas. Eftersom det redan finns ett krav på att miljökostnader och finansiella kostnader (det senare innefattar exempelvis kostnader för reningsutrustning) ska täckas så måste kravet på PPP innebära någonting därutöver.
För att förstå vad
Utifrån de bakomliggande målsättningarna, tolkade enligt ovan, dras slutsatsen att prispolitik har potential att uppfylla vissa av målsättningarna på ett bättre sätt än styrning via kvantitativa regle- ringar. Mot styrning med prispolitik talar bland annat osäkerheten när det gäller att uppnå utsläppsmål; i regel har inte myndigheter kunskap om vilket pris som krävs för att nå det uppsatta utsläpps- målet. Detta problem kan dock delvis hanteras exempelvis genom att priserna sätts via ett handelssystem med överlåtelsebara utsläpps- rätter, genom att utsläppsskatter kombineras med individuella gränser för utsläpp eller genom att myndigheterna provar sig fram vad det gäller nivån på en utsläppsskatt. En annan potentiell
231
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
nackdel med en prispolitik relativt kvantitativa regleringar är att de administrativa kostnaderna kan bli högre. Dessa kostnader ska naturligtvis beaktas och det kan finnas fall när de är högre än de sänkningar av åtgärdskostnader som en kostnadseffektiv kombina- tion av åtgärder kan leda till. I många fall kräver dock en kvantitativ reglering, exempelvis i form av tillstånd enligt miljöbalken, en lika omfattande mätning och kontroll av exempelvis utsläppsmängder. De extra administrativa kostnaderna, för en prispolitik relativt kvantitativa regleringar, utgörs därför i praktiken av kostnader för att fastställa nivån på exempelvis en skatt och kostnader för admi- nistration av själva skatteinbetalningen.
7.3Artikel 9 i ett vidgat perspektiv
Även om syftet med detta kapitel alltså inte är att tolka artikel 95 i ramdirektivet för vatten så återfinns skrivningar om de målsätt- ningar som analyseras i detta kapitel där. Vidare har kommissionen i ett meddelande till rådet6 gett sin syn på tolkningen av syftet med och kravet på en prispolitik. Även om detta meddelande alltså inte kan utgöra grunden för den juridiska tolkningen av artikel 9 så kan kommissionens kommentarer vara värdefulla som bakgrund till det vidgade perspektiv på prispolitik som presenteras i detta kapitel. I nästa avsnitt följer ett avsnitt med Kommissionens sammanfattan- de synpunkter vilka i sin tur kommenteras ur ett miljöekonomiskt perspektiv.
7.3.1Kommissionens tolkning av prispolitik och några miljöekonomiska kommentarer till denna
Det är möjligt att utforma en prispolitik med större räckvidd än vad som följer av kraven i artikel 9. Exempelvis finns det i ett meddelande från Kommissionen till rådet7 exempel på hur man kan se på prispolitik med ett vidare perspektiv och på hur en sådan skulle kunna utformas. Innehållet i meddelandet sammanfattas i
5För hela artikel 9, se kapitel 3.
6Europaparlamentet och Ekonomiska och sociala kommittén, (KOM(2000)477 – En pris- politik som främjar en hållbar användning av vattenresurserna.
7Europaparlamentet och Ekonomiska och sociala kommittén, KOM(2000)477 – En pris- politik som främjar en hållbar användning av vattenresurserna.
232
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
åtta punkter. Dessa återges, tillsammans med kommentarer i det följande.
(1) ”Vattenresurserna är hotade i många av Europas avrinnings- områden, både vad gäller kvantitet och kvalitet. Ett lämpligt system för vattenprissättning är avgörande för att utveckla en politik för håll- bar vattenanvändning.”
Av formuleringen i punkt (1) framgår det att Kommissionen anser att vattenprispolitik kan vara en lämplig form av politik för att hantera såväl kvantitets- som kvalitetsproblem. Det kan också noteras att man använder begreppet ”vattenanvändning”, alltså den term med en vidare innebörd i ramdirektivet för vatten, och inte termen vattentjänster. En tolkning av detta är att Kommissionen är av meningen att möjligheterna att använda en prispolitik bör övervägas för all typ av vattenanvändning, exempelvis både för förbrukning och utsläpp, även om detta inte skulle vara ett absolut krav utifrån ramdirektivet för vatten. Vidare kan det här också noteras att Kommissionen inte påstår att alla vattentillgångar är hotade. Det har redan konstaterats kvantitetsproblem i Sverige är ytterst marginellt förekommande.
(2) ”För att på ett effektivt sätt främja en hållbar användning av vattenresurserna måste man i samband med prissättningen grunda sig på en bedömning av kostnaderna och intäkterna för vattenanvänd- ning, och ta hänsyn till både de rent finansiella kostnaderna för tjänsterna och miljö- och resurskostnaderna. Om priset kopplas direkt till den förbrukade vattenmängden eller den orsakade föroreningen ger det ett klart incitament till användarna att effektivisera sin vatten- förbrukning och minska föroreningarna.”
I punkt (2) framhåller Kommissionen dels att prissättningen bör grundas på en bedömning av kostnader och intäkter och dels att priset bör kopplas direkt till mängd vatten eller förorening.
Det har redan, i kapitel 5, konstaterats att styrmedel bör riktas så nära den resursanvändning man avser styra som möjligt. Att ett pris kopplat direkt till mängd vattenförbrukning eller mängd utsläpp har störst förutsättning att leda till såväl måluppfyllelse som till kostnadseffektivitet gäller dock under förutsättningen att
233
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
det, utan allt för höga kostnader, är möjligt att koppla priset till dessa mängder. När det, exempelvis för att mätkostnaderna är höga, inte är lämpligt att koppla priset till vatten- eller utsläpps- mängd, kan ett pris kopplat till något med god korrelation till dessa mängder ändå ge ett tillräckligt bra incitament till effektiv vatten- användning.
När det gäller tolkningen av den första delen av punkt (2) är det viktigt att framhålla att kunskap om kostnader och intäkter kan vara lika viktiga underlag för utformning av annan politik än pris- politik liksom för ett val att inte införa någon politik. Bristande kunskap om exakta kostnader och intäkter kan därför knappast i sig utgöra enda skäl för att avstå från att införa just en prispolitik. Att avstå från prispolitik innebär i princip ofta att, åtminstone användningen upp till en viss nivå, implicit åsätts priset noll. Även en sådan politik, eller
När det gäller miljökostnaderna bör det noteras att kunskap om dessa behövs om miljömålet ska formuleras utifrån en samhällseko- nomisk avvägning. När miljömålet väl är satt, utifrån en sådan avvägning eller på andra grunder, kan en prispolitik i princip utfor- mas utan att miljökostnaderna beaktas. Detta betyder att när miljö- målen, som exempelvis i ramdirektivet för vatten, är formulerade som kvalitetsmål krävs inte någon skattning av miljökostnaderna. För att kunna nå miljömålet krävs det dock att myndigheterna har kunskap om företagens åtgärdskostnader. Kunskap om miljökost- nader krävs alltså om mål ska formuleras, eller ifrågasättas, utifrån en samhällsekonomisk avvägning.
(3) ”För närvarande finns det stora skillnader mellan de olika med- lemsstaterna när det gäller att ta hänsyn till ekonomiska och miljö- relaterade mål vid vattenprissättningen. De finansiella kostnaderna täcks oftast endast delvis, och miljö- och resurskostnaderna tas många gånger inte med alls. Prispolitikens otillräcklighet är tydligast inom jordbrukssektorn, särskilt i södra Europa där jordbruket är den klart största vattenförbrukaren och där vattenbristen är allvarligast.”
234
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
Punkt (3) implicerar ett önskemål om att skillnaderna mellan tillämpningen av prispolitik mellan länderna ska minska. Det finns dock inte någonting som antyder att detta skulle betyda att priser- na bör vara desamma överallt. Tvärtom så framhålls det att pris- sättningen syftar till effektivitet, vilket innebär att det är knapphet (både vad det gäller kvantitet och kvalitet) på det ställe där användningen sker som bör avspeglas i priset där. En viss utjäm- ning av priser kan däremot på sikt bli en effekt om resurser eller produkter handlas och transporteras.
(4)”I de länder där EU har ett särskilt starkt engagemang tar man sällan hänsyn till den ekonomiska effektiviteten och miljön i samband med vattenprissättningen. Detta gäller bl.a. för kandidatländerna där prissättningen är en viktig fråga i samband med anslutningen till EU. Det gäller i ännu högre grad för utvecklingsländerna där man ännu tillämpar ekonomiska principer i mycket liten omfattning inom vattenpolitiken.”
(5)”Det kan visas att en effektiv vattenprispolitik påverkar efter- frågan hos olika användare. Eftersom efterfrågan på vatten ändras, leder en effektiv prispolitik till minskade påfrestningar på vatten- resurserna. Detta gäller särskilt jordbrukssektorn. Mycket pekar på att jordbruket kan förväntas anpassa sig till vissa prisökningar som skulle orsakas av en striktare täckning av kostnaderna för vattentjänster. Olika nivåer för kostnadstäckningen i olika länder och sektorer kan ha konsekvenser för konkurrenskraften i vissa ekonomiska sektorer, t.ex. jordbruk och industri, både på den inre marknaden och i inter- nationell handel.”
Två saker kan kommenteras i relation till punkt (5). Det första handlar om ett klargörande av begreppet ”efterfrågan”. Inom ekonomisk teori uttrycker begreppet en relation mellan pris och mängd; hur mycket köpare är beredda att köpa vid varje givet pris på en viss vara, tjänst eller resurs. Utifrån denna tolkning av begreppet leder en ändring av priset inte till någon förändring av efterfrågan utan snarare till en förändring i den efterfrågade mängden. Förtydligandet kan vara av betydelse eftersom andra förändringar, exempelvis prisförändringar på komplement eller substitut, kan leda till att efterfrågan, i den ekonomiska bemärkelsen, ändras.
235
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
För det andra kan det noteras att det i punkt (5) framhålls att graden av kostnadstäckning kan påverka konkurrenskraften i vissa sektorer. Huruvida detta är negativt eller positivt uttalar man sig dock inte om. Det kan här noteras att det, om målet är samhälls- ekonomisk effektivitet, är viktigt att priser speglar de verkliga kostnaderna. Ett pris som är lägre än kostnaderna innebär en ”för hög” konkurrenskraft för den verksamhet som använder resursen vilket leder till en ineffektiv resursanvändning. Ett pris som å andra sidan är högre än den samhällsekonomiska marginalkostnaden leder till ”för låg” konkurrenskraft för den verksamhet som använder resursen. Vidare bör det poängteras att konkurrenskraft är relativ och att högre konkurrenskraft för en sektor med nödvändighet innebär sämre konkurrenskraft för andra sektorer. Detta innebär att om konkurrenskraften för en sektor stärks eller bibehålls genom att denna sektor exempelvis inte betalar för utsläpp så med- för detta att andra sektorer får lägre konkurrenskraft än vad de annars skulle haft. I denna analys har utgångspunkten varit att kostnadstäckningen uppnås genom betalning snarare än genom att en ägare avstår från en möjlig intäkt.
En särskild, och viktig, fråga när det gäller konkurrenskraften gentemot andra länder uppstår i de fall när t.ex. utsläpp i andra länder inte är prissatta. En strikt tillämpning av en prissättning som speglar alla kostnader kan leda till försämrad konkurrenskraft och till ökad produktion, och ökade utsläpp, i andra länder. I vilka fall detta är ett problem, och ett argument mot en inhemsk prispolitik som speglar alla kostnader, diskuteras i avsnitt 7.9.
(6) ”För att ta fram en prispolitik som i högre grad tar hänsyn till miljön kommer man att grunda sig på (i) en striktare tillämpning av principen om kostnadstäckning, (ii) en mer omfattande tillämpning av priser som incitament och främjande av installation av mätanord- ningar, (iii) uppskattningar av de viktigaste miljökostnaderna och, i möjligaste mån, internalisering av dessa kostnader i priserna, (iv) en öppen och tydlig beslutsprocess där användarna och konsumenterna deltar, och (v) ett stegvis införande av en prispolitik i vilken ekono- miskt och miljömässigt sunda principer är bättre integrerade.”
Utöver vad som framgått av tidigare punkter så tillför punkt (6) att beslutsprocessen ska vara öppen och involvera användare och konsumenter samt att prispolitiken kan införas stegvis. Dessutom
236
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
pekar man på, utan att nämna kostnaderna för detta, att installation av mätanordningar bör främjas. Ur ett samhällsekonomiskt effekti- vitetsperspektiv har kostnaderna för mätutrustningen betydelse; om denna kostnad är högre än de effektivitetsvinster som i övrigt kan uppnås genom införandet av en prispolitik uteblir effek- tivitetsvinsten med en prispolitik. Slutligen bör det återigen noteras att uppskattning och internalisering av miljökostnader knappast behövs när målsättningen, som i huvudsak är fallet i ramdirektivet för vatten, redan är fastställd och uttryckt i kvantitativa eller kvali- tativa termer.
(7)”Vattenprissättningen måste integreras i andra åtgärder för att miljömålen och de ekonomiska och sociala målen ska kunna uppnås på ett kostnadseffektivt sätt. I det föreslagna ramdirektivet för vatten ges denna möjlighet i samband med utarbetandet av förvaltnings- planer för avrinningsområdena.”
(8)”Annan sektorspolitik och struktur- och sammanhållningspolitik måste utarbetas och genomföras på ett sätt som gör att vattenpris- politiken blir effektiv, och att de olika politikområdena blir inbördes förenliga. I den gemensamma jordbrukspolitiken och de existerande styrmedlen (t.ex. miljöåtgärder för jordbruket i planer för lands- bygdens utveckling) betraktas det som en viktig prioritering att göra jordbruk och vattenkvalitet förenliga. Den gemensamma jordbruks- politiken bör främja en hållbar användning av vattenresurserna i linje med de ekonomiska och miljörelaterade principerna i det föreslagna ramdirektivet för vatten och detta meddelande.”
Det kan särskilt noteras att Kommissionen i punkt (8) anser att den gemensamma jordbrukspolitiken bör främja en hållbar användning av vattenresurserna, och att detta bör göras i linje med principerna i ramdirektivet för vatten. Något särskilt påpekande om att principen om att förorenaren betalar (PPP) ska gälla för jordbruk finns inte8.
Utöver de ovan angivna åtta sammanfattande punkterna så framhåller Kommissionen att prispolitik inte är det enda sättet att uppnå målen i ramdirektivet för vatten men att den bör ges en rätt-
8 I landsbygdsförordningen ges dock visst utrymme för att kompensation för ökade kost- nader eller minskade vinster betalas, alltså en politik i strid med PPP.
237
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
mätig roll. Man noterar också att man vid genomförandet av direktivet också ska iaktta de andra principer som, utöver principen om att förorenaren ska betala, allmänt gäller för gemenskapens miljöpolitik. Det innebär att försiktighetsprincipen, principen om att förebyggande åtgärder bör vidtas samt principen om att miljö- förstöring företrädesvis bör hejdas vid källan också ska beaktas. Innebörden eller komplikationerna av dessa principer diskuteras dock inte i meddelandet från Kommissionen. Det kan noteras att principerna om förebyggande åtgärder respektive åtgärder vid källan kan komma i konflikt med kravet på kostnadseffektivitet. Exempelvis kan anläggande av en våtmark, nedströms utsläpps- källan, vara en billigare åtgärd än att minska utsläppen från åkern genom förändrade brukningsmetoder.
I följande avsnitt presenteras möjliga tolkningar av vad en pris- politik för vatten, och de mål denna syftar till att uppfylla, innebär.
7.4Vad menas med en vattenprispolitik?
Ett av de bakomliggande syftena med en vattenprispolitik är att ge vattenanvändare incitament, via priser, till en effektiv och uthållig vattenanvändning. Eftersom det ställs särskilda krav på vad pris- politiken ska leda till är det uppenbart att det finns prispolitik som inte uppfyller dessa krav. Därmed bör inte uppfyllandet av dessa krav vara en del av definitionen av prispolitik; det kan alltså finnas prispolitik som uppfyller kraven och det kan finnas prispolitik som, i olika hög grad, inte uppfyller kraven. Vidare handlar direktivet just om en prispolitik för vatten; det är alltså uppenbart att det finns prispolitik som inte är en vattenprispolitik.
I detta avsnitt analyseras innebörden av termen vattenpris- politik. Gränsdragningen mot annan typ av vattenpolitik kan inte göras så exakt att inga tveksamma fall uppstår. I de flesta fall så kan bedömningen av om en viss politik är prispolitik göras utan tvek- samhet men det kommer alltid att finnas gränsfall som inte uppen- bart låter sig klassificeras. Det är viktigt att notera att begreppet prispolitik i sig inte har någon betydelse vad det gäller dess ända- målsenlighet eller dess räckvidd. En prispolitik kan utformas så att mer eller mindre god måluppfyllelse uppnås och den kan utformas så att den omfattar fler eller färre verksamheter.
238
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
7.4.1En prispolitik kan definieras som en politik som direkt påverkar priset på en viss resurs
Innan termen vattenprispolitik, eller prispolitik för vatten, definie- ras diskuteras här inledningsvis den bredare termen prispolitik. För att definiera termen prispolitik måste såväl termen ”pris” som termen ”politik” först definieras. Ett pris kan definieras som den summa pengar som en säljare erhåller för att avstå från eller en köpare betalar för att erhålla en enhet av en vara, tjänst eller resurs. I prak- tiken kan ett köp innebära att flera varor eller tjänster förvärvas tillsammans (eventuellt för att det inte är möjligt att skilja dem åt). Så definierar exempelvis Kommissionen, i den rapport som refere- rats ovan, den sammanlagda betalningen9 som en användare betalar för vatten som:
F + a Q + b Y
där F är fasta kostnader, a är en avgift per använd vattenenhet, b är en avgift per orsakad föroreningsenhet, Q är den totala mängden använt vatten och Y är den totala mängden orsakad förorening.
Enligt ovanstående definition på pris så skulle a utgöra priset på vatten, b skulle vara priset på utsläpp och F skulle kunna vara priset på anslutning till
Eftersom ramdirektivet reglerar hur stater ska agera och denna utredning också i övrigt behandlar politiska styrmedel tolkas termen politik i detta fall som den politik som staten bedriver10. Prispolitik är därmed statlig politik som påverkar priser. Men efter- som i princip all statlig politik som på något sätt påverkar beteende kommer att påverka några priser så är denna tolkning allt för vid för att vara användbar för att särskilja prispolitik från annan politik.
I detta fall handlar prispolitiken om att påverka priserna för användningen av en viss resurs, vatten. Genom att relatera pris- politiken till en viss resurs, eller vara, kan begreppet göras mer
9I rapporten används begreppet ”det sammanlagda priset”. I relation till den definition där pris syftar på betalning per enhet riskerar denna användning av prisbegreppet att bli för- virrande. Här används därför begreppet ”sammanlagd betalning”.
10Termen prispolitik skulle kunna användas för att beskriva hur ett enskilt företag sätter priser på sina produkter, men det är inte i denna betydelse termen används här.
239
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
avgränsat. Man kan då tala exempelvis om en prispolitik för vatten (eller för luft, klimatet, arbetskraft etc.). Detta löser dock inte problemet med att definitionen blir allt för vid för att vara använd- bar; återigen kan nästan all form av politik, via beteendeför- ändringar och marknader, leda till förändringar i priserna för alla resurser. En definition måste för att bli användbar därför utesluta all politik som har en indirekt påverkan på priset på den aktuella resursen. En prispolitik för en viss resurs skulle då kunna definieras som en statlig politik som direkt påverkar priset på en viss resurs.
För att göra denna definition användbar måste dock ”direkt påverkan” skiljas från ”indirekt påverkan”. En möjlig distinktion kan vara följande: en indirekt påverkan på priset sker genom att marknadsaktörernas utbud av och/eller efterfrågan på användning av den aktuella resursen förändras11. Vid en direkt påverkan på priset förändras detta utan att vare sig utbud eller efterfrågan på resursen i fråga har förändrats. Prispolitik skulle då kunna definie- ras som en statlig politik som påverkar priset på en viss resurs utan att gå via förändringar i marknadsaktörernas utbud eller efterfrågan på resursen.
7.4.2En vattenprispolitik kan definieras som en politik som direkt påverkar priset för någon form av användning av vatten
Utifrån ovanstående generella definition av vad en prispolitik är så kan en vattenprispolitik definieras som en prispolitik riktad mot användningen av vatten. En fråga blir då vad som karaktäriserar användningen av vatten. Termen användning bör även innefatta verksamhet utan effekt på vattenstatusen
11 Notera att såväl utbud som efterfrågan används i betydelsen där de utgör en relation mellan priser och kvantiteter. Den utbjudna eller efterfrågade mängden kan däremot ändras som en reaktion på förändrade priser.
240
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
I ramdirektivet definieras vattenanvändning enligt följande:
Artikel 2
Definitioner
39.vattenanvändning: vattentjänster samt all annan verksamhet som enligt artikel 5 och bilaga II anges ha en väsentlig effekt på vattenstatusen.
Detta begrepp gäller för artikel 1 och för den ekonomiska analys som utförs enligt artikel 5 och bilaga III b.
Som framgått av diskussionen kring styrmedel i kapitel 5 så kräver effektivitet att användning styrs dit där nyttan är störst och kostnadseffektivitet att åtgärder vidtas där de är billigast. För att uppnå detta krävs det att all form av användning på något sätt beaktas, även användning som inte har någon väsentlig effekt på vattenstatusen. Sådan användning kan nämligen vara beroende av vattenstatusen och därmed kan nyttan av den typen av användning påverkas av omfattningen av annan användning som har effekt på vattenstatusen. Ovanstående definition från ramdirektivet för vatten implicerar att den användning som inte har någon väsentlig effekt på vattenstatusen inte definieras som vattenanvändning i direktivets mening. Exempelvis skulle inte bad, friluftsliv och sportfiske (verksamheter som om omfattningen är begränsad inte väsentligen påverkar vattenstatusen) betraktas som vattenanvänd- ning. Inte heller skulle bevarandet av en älv som en lekplats för fisk (vilket skulle möjliggöra större och/eller billigare fiskfångster) betraktas som vattenanvändning. Ur ett nationalekonomiskt per- spektiv skulle även verksamheter och aktiviteter utan väsentlig effekt på statusen betraktas som möjliga sätt att använda vattnet. För att, ur ett samhällsekonomiskt perspektiv, bedöma vad som är en effektiv användning av vatten måste den potentiella nyttan av samtliga sätt på vilket vatten kan användas, alltså även de utan väsentlig effekt på vattenstatusen, beaktas. En rimlig tolkning av syftet med vattendirektivet och svensk miljölagstiftning är att det är bl.a. just för att kunna använda vattnet på de sätt som enligt ramdirektivets definition inte är vattenanvändning som användning med väsentlig effekt på vattenstatusen måste begränsas.
Med ett samhällsekonomiskt perspektiv är det alltså viktigt att beakta all form av potentiell användning av vatten. I det följande används därför begreppet ”användning av vatten” i en vidare
241
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
bemärkelse än vad termen ”vattenanvändning” har i ramdirektivet. Användning av vatten innefattar, förutom vattenanvändningen i direktivets bemärkelse, också de sätt att använda vatten som inte väsentligen påverkar vattenstatusen. För att en prispolitik ska vara effektiv så ska priserna spegla det marginella värdet av bästa alter- nativa användning av en resurs, alternativt lägsta marginalkost- naden för ytterligare åtgärder för att nå en viss målsättning. I detta sammanhang, när det gäller att definiera användning, så räcker det att konstatera att olika sätt att använda vatten i olika hög grad medför begränsning i möjligheterna till annan användning. Det innebär att när det gäller utformandet av en effektiv prispolitik så är det viktigt att beakta att vissa sätt att använda vatten inte inverkar negativt på eller förhindrar andra sätt att använda vattnet.
En viss användning medför en kostnad om den medför att nyttan av annan användning minskar. Nyttan av alternativa sätt att använda vattnet kan minskas genom fysiska förändringar (i mängd, kvalitet, flöde etc.) av vattnet men också genom exempelvis juridiska hinder för annan användning. En fördämning i ett vattendrag påverkar flödet och utgör ett fysiskt hinder för fiskar. En sådan fysisk förändring skulle påverka exempelvis sportfiskarnas nytta; denna minskade nytta utgör en kostnad för fördämningen. Om vatten- draget istället bevaras, bl.a. för att möjliggöra fiske, så medför denna användning att möjligheterna att dämma vattendraget påverkas och möjligheterna till uttag av vattenkraft påverkas. Även om bevarandet av vattendraget, fiskpopulation och sportfiske- möjligheter inte innebär någon vattenanvändning i ramdirektivets bemärkelse så är det alltså, ur nationalekonomiskt perspektiv, en användning av vatten. Och, en användning som dessutom i många fall har en kostnad12. Även om bevarande alltså har en samhälls- ekonomisk kostnad, genom att man avstår från den nytta som annan användning skulle kunna ge upphov till så är marginalkost- naden för en extra (icke påverkande) användare noll. När en viss vattenförekomst exempelvis väl har skyddats mot exploatering så innebär varje extra nyttjare (som badar, idkar friluftsliv etc.) inte någon ytterligare uppoffring i form av utebliven nytta av exploate- ringsmöjligheter. Detta innebär att marginalkostnaden för en extra användare är noll och att ett effektivt pris för den enskilde använ- daren är noll.
12 Att bevarandet medför kostnader behöver inte betyda att vattendraget inte bör bevaras. Nyttan av bevarandet kan vara högre än kostnaderna vilket kan leda till slutsatsen att vatten- draget bör bevaras.
242
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
Frågan kring hur en prispolitik bör utformas för att leda till en effektiv användning av vatten diskuteras vidare i avsnitt 7.5 nedan. En viktig slutsats från detta avsnitt är att inte någon form av användning bör uteslutas från analysen på grund av en allt för snäv definition av användning av vatten. I praktiken kan det vara svårt att verkligen beakta alla former av användning; men ingen form av användning bör lämnas obeaktad på grund av en allt för snäv definition av begreppet användning.
Slutligen kan det konstateras att ovanstående definition av vattenprispolitik kan vara problematisk när det gäller att bedöma huruvida prispolitik riktad mot en indikator på vattenanvändning utgör en vattenprispolitik eller ej. För det första kan det konstate- ras att all politik i princip riktas mot indikatorer och att det som skiljer snarast är hur nära koppling till den egentliga användningen som olika indikatorer har. En prispolitik riktad mot en dålig indikator skulle i princip kunna falla utanför ovanstående definition av en vattenprispolitik. Det är dock rimligt att betrakta politik som riktas mot någon indikator på användning av vatten som vatten- prispolitik. Men, och det är en viktig slutsats av detta avsnitt, det viktiga är egentligen inte huruvida en viss politik definieras som vattenprispolitik eller ej. Viktigare är det att utvärdera olika former av politik utifrån hur väl de uppsatta målen uppfylls. Som tidigare diskuterats så ökar sannolikheten för måluppfyllelse och en kost- nadseffektiv fördelning av åtgärder ju närmare själva användningen ett styrmedel kan riktas. Å andra sidan kan det finnas mätkostnader som är så höga att det motiverar en styrning mot en indikator som är mindre precis men med lägre mätkostnader.
7.4.3Vattenprispolitik eller ej – exempel
Ovanstående försök att tolka och definiera termen vattenpris- politik har klargjort viktiga skillnader mot annan politik. Men det visade sig också att gränsdragningen mellan vattenprispolitik och annan prispolitik knappast är helt klar.
243
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
Exempel på politik som är vattenprispolitik enligt ovanstående definition
Utifrån ovanstående definition skulle följande olika former av poli- tik utgöra prispolitik för vattenanvändning, eller vattenprispolitik:
•Incitamentsstyrmedel såsom skatter, avgifter eller subventioner riktade mot någon form av användning av vatten eller indikator på användningen av vatten. Dessa ekonomiska styrmedel på- verkar inte utbud eller efterfrågan (där dessa begrepp beskriver ett samband mellan pris och kvantitet) på själva vattenanvänd- ningen. Däremot påverkas priset så att den utbjudna och efter- frågade mängden förändras. Ett ekonomiskt styrmedel leder i princip till att en marknadsjämvikt uppstår vid en mängd där säljare och köpare möter olika priser (där mellanskillnaden utgörs av skatt/avgift/subvention).
•Prisreglering där exempelvis högsta eller lägsta pris för en viss användning av vatten regleras. Inte heller här påverkas mark- nadsaktörernas underliggande utbud eller efterfrågan, men där- emot kan priset påverkas så att den mängd som används för- ändras.
•Skapandet av institutioner som påverkar möjligheten för pris- bildning via någon marknad för någon form av användning (eller indikator på användning) av vatten. Inrättandet av exempelvis en utsläppsmarknad innebär inte att utbud och efterfrågan på utsläppsrätter (eller snarare de underliggande marginalkostnad- erna för reduktion) förändras. Däremot så innebär skapandet av institutionen utsläppsmarknad att utbud och efterfrågan kan komma till uttryck på en marknad som inte tidigare fanns. Därmed finns förutsättningarna för en prisbildning och det kommer, som en följd av att politiken skapade en institution, att leda till prissättning av den form av användning av vatten som utsläpp till vatten är.
•Statlig försäljning eller statligt köp, prissättning när staten/myn- digheten själv är ägare eller köpare. Om staten själv är ägare av vatten, eller av rättigheten till en viss form av användning, så kan staten i denna egenskap påverka priset direkt eller genom att styra sitt eget utbud av resursen. Om staten inte själv är ägare kan priset påverkas genom att statens efterfrågan ändras.
244
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
Exempel på politik som inte är vattenprispolitik enligt ovanstående definition
Det finns också politik som, enligt ovanstående definition, inte är att betrakta som vattenprispolitik. Det är återigen viktigt att notera att nästan all politik som påverkar användningen av vatten kommer att få effekter på priser någonstans i ekonomin. Sådan prispåverk- ande politik medför att kostnader för exempelvis företag förändras vilket i sin tur kan leda till att priser på exempelvis produkter påverkas. Men, i enlighet med ovanstående definitioner, är detta inte för den skull att betrakta som prispolitik.
Prispolitik innefattar enligt ovanstående definition bl.a. ekono- miska styrmedel som utsläppsskatter (som definierats i kapitel 5), överlåtelsebara utsläppsrätter och prissättning av vatten som en resurs. Centralt för definitionen är att användningen av vatten är förknippat med ett pris i form av en, möjlig, överföring av pengar. Det är värt att notera att det finns politiska styrmedel som innebär en överföring av pengar men som inte är att betrakta som pris- politik. Generellt så kan kvantitativa regleringar vara kombinerade med böter vid någon form av överträdelse. I princip skulle en sådan betalning kunna uppfattas som ett pris för utsläpp över en viss nivå. En avgörande skillnad gentemot en utsläppsskatt är dock att en bot i regel inte betalas per mängd utsläpp. Följande politiska styrmedel är därför exempel på politik som inte är prispolitik:
•En kvantitativ reglering av utsläppsmängder eller mängd använt vatten. Visserligen kommer detta att påverka mängden utsläpp, men det görs inte genom att några priser på vattenanvändning (utsläpp till vattnet) skapas eller ändras. Därmed är denna poli- tik inte att betrakta som prispolitik. I det fall som det finns en utsläppsmarknad och detta kombineras med att en aktörs utsläppsmängd regleras så kan detta indirekt leda till pris- förändringar på marknaden för utsläpp. Denna prisförändring beror då på att aktören ändrar sin efterfrågan på, eller sitt utbud av, utsläppsrätter. Därmed är prisförändringen att betrakta som en indirekt effekt av politiken och politiken är inte heller i detta fall att betrakta som en prispolitik.
•Ett förbud mot en viss typ av utsläpp. Ett förbud är i princip en kvantitativ reglering på en
245
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
•En kvantitativ reglering där överträdelse leder till böter. Utform- ningen innebär visserligen att det finns en monetär kostnad förknippad med för stora utsläpp, och alltså i en bemärkelse ett pris, men det är inte ett pris som varierar kontinuerligt med mängden.
•En kvantitativ reglering där överträdelse leder till någon annan påföjd än böter, exempelvis fängelse. Utformningen innebär visserligen att det finns en kostnad förknippad med för stora utsläpp, och alltså i en bemärkelse ett pris, men det är inte ett pris som innebär monetär betalning och priset varierar inte kontinuerligt med mängden.
•En skatt utan koppling till mängden vatten som används. Om skatten helt saknar koppling till mängden som används så är den inte att betrakta som ett pris på användningen av vatten. En sådan skatt bör då inte betraktas som någon vattenprispolitik.
•En subvention av eller en skatt på en annan resurs eller vara. En subvention av en vara, vars produktion använder mycket vatten, leder till att produktionen av denna vara ökar. Därigenom kommer också efterfrågan på vattenanvändning att öka vilket, om inte vattenanvändningen är kvantitativt reglerad, också kommer att leda till en ökad vattenanvändning. Om det finns någon form av priser på vattenanvändningen så kommer vatten- användning och/eller priserna att påverkas av subventionen av den andra varan. Enligt definitionen ovan så är denna subven- tion då inte att betrakta som en vattenprispolitik. Men, som tidigare poängterats, det finns gränsfall där prispolitiken uppen- bart riktas mot en indikator på vattenanvändning och där det är rimligt att betrakta sådan prispolitik just som en vattenpris- politik.
Men, som konstaterats tidigare, det viktiga i detta sammanhang är egentligen inte huruvida en viss politik bör klassificeras som en vattenprispolitik eller inte utan snarare huruvida en viss form av politik är mer eller mindre effektiv för att nå de önskvärda mål- sättningarna.
246
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
7.4.4En vattenprispolitik kan ha olika räckvidd och i olika grad vara ändamålsenlig
Analysen i avsnitt 7.4 har i huvudsak gällt frågan om hur termen vattenprispolitik utifrån ett vidare perspektiv kan tolkas och definieras. Vidare vilken typ av politik som utifrån denna definition skulle kunna klassificeras som vattenprispolitik. En vattenpris- politik, eller annan prispolitik, kan sedan utformas på olika sätt och därigenom i olika hög grad leda till att olika mål uppfylls. Pris- politiken kan också, som illustrerats i tabell 7.1, omfatta olika typer av användning av vatten. Hur en prispolitik bör utformas för att nå olika mål, antingen de är formulerade i ramdirektivet för vatten eller av svensk miljöpolitik, behandlas i följande avsnitt.
7.5Prispolitik för att nå god vattenstatus
Det övergripande målet med ramdirektivet för vatten och för analysen i denna utredning är målsättningen att uppnå god vatten- status. Oavsett de begränsade kraven på en prispolitik enligt ramdirektivet för vatten så kan det finnas skäl att överväga en mer omfattande användning av en prispolitik för att nå en god vatten- status och andra vattenrelaterade mål.
7.5.1Osäker måluppfyllelse är en svaghet vid styrning via priser men kan hanteras utan att prispolitiken överges
Som framgått av kapitel 5 om styrmedel så är en av svagheterna med styrning via priser att det är svårt för myndigheterna att sätta en prisnivå så att målsättningen vad det gäller vattenkvalitet eller utsläppsmängd uppfylls. Anledningen till detta är att styrningen via priser sker genom att användarna av vatten anpassar sig till priserna utifrån sina kostnader. Eftersom myndigheter i regel aldrig har fullständig kunskap om dessa kostnader vet man inte i förväg hur höga priserna bör vara för att leda till den önskvärda användningen av vatten. Problemet med osäkerheten i uppfyllandet av miljömålet uppstår i första hand om målsättningen att minska utsläppen står i motsatsförhållande till någon annan målsättning, som att minimera kostnaderna för åtgärder. Om det inte finns någon målkonflikt skulle exempelvis en miljöskatt kunna sättas på en så hög nivå att man nästan med säkerhet (gott och väl) når utsläppsmålet. Nivån
247
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
på skatten blir ett problem först om man vill undvika för höga reduktionskostnader och/eller för stora fördelningseffekter sam- tidigt som man vill nå en viss utsläppsreduktion.
Det finns olika sätt att hantera problemet med att nå utsläpps- målet, samtidigt som man till viss del utnyttjar prissignaler och samtidigt undviker att utsläppen reduceras allt för mycket mer än vad som anses önskvärt. Tre strategier för detta presenteras nedan.
En strategi är att kombinera traditionella ekonomiska styr- medel, exempelvis utsläppsskatter, med individuella gränser för utsläpp. Med en sådan kombination skulle man undvika åtminstone allt för höga utsläpp. Samtidigt skulle skatten ge vissa incita- ment till ytterligare utsläppsminskningar, både omedelbart och via utvecklande och införande av ny teknik. En skatt på utsläpp skulle också innebära att man uppfyller PPP enligt definition B (tabell 7.1) som innebär att förorenaren betalar också för kvar- stående utsläpp.
En annan strategi är att reglera den totala mängden utsläpp till en viss recipient genom att införa en viss mängd utsläppsrätter. Genom att göra utsläppsrätterna överlåtelsebara skapas förutsätt- ningar för en marknad och för prisbildning. Med ett sådant styr- medel undviker man, givet att efterlevnaden kan upprätthållas, att de totala utsläppen blir för stora samtidigt som möjligheten att handla med utsläppsrätterna skapar möjlighet för att reduktions- åtgärderna fördelas på ett kostnadseffektivt sätt. Om verksamhets- utövarna får betala för den initiala tilldelningen av utsläppsrätter uppfyller man också PPP enligt definition B. Ett problem med ett sådant system kan vara att handel, exempelvis på grund av höga transaktionskostnader, inte kommer till stånd.
Slutligen skulle problemet med säkerheten i måluppfyllelse kunna hanteras genom att nivån på en skatt, eller på en subvention, förändras över tiden vartefter myndigheterna kan observera reak- tionen hos aktörerna. Denna strategi är problematisk om det är viktigt med omedelbar måluppfyllelse; om ”för höga” utsläpp inte kan accepteras ens under några år är detta knappast en användbar strategi. I detta sammanhang kan det dock noteras att den nu dominerande formen av styrmedel, tillstånd enligt miljöbalken, inte heller har lett till någon omedelbar måluppfyllelse vad det gäller reduktion av utsläpp. Ett ytterligare problem är att reaktionen på en utsläppsskatt kan vara fördröjd; en viss nivå på skatten kan vara tillräcklig för att på sikt, när lönsamma investeringar har gjorts, nå den uppsatta utsläppsnivån. Att utsläppen då inte minskar omedel-
248
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
bart kan vara en effekt av en fördröjd reaktion (genom att inves- teringar görs vid en tidpunkt när de i övrigt passar i verksamheten) och behöver alltså inte bero på en för lågt satt skatt.
7.6Prispolitik för en effektiv eller kostnadseffektiv vattenanvändning
För att en resurs ska användas på bästa sätt måste nyttan av en viss användning vägas mot kostnaderna. Om målet är givet men det ska uppnås till lägsta möjliga kostnad så måste kostnader för olika sätt att nå målet jämföras med varandra. Samhällsekonomiska kostnader ska inte blandas ihop vare sig med utgifter eller med statsfinansiella effekter. En samhällsekonomisk kostnad är den nytta som bästa alternativa användning av en resurs hade kunnat ge om man inte valde den aktuella användningen.
En kostnadseffektiv politik är en politik som leder till en viss effekt till lägsta möjliga kostnad. För att kunna identifiera en sådan politik måste begreppet kostnad definieras. En kostnad uppstår när det finns alternativa sätt att använda en resurs. Kostnaden för att använda en resurs på ett visst sätt är den nettonytta som man avstår från när man väljer ett sätt att använda resursen. Om det finns flera alternativa sätt att använda resursen utgörs kostnaden av den nettonytta som den bästa alternativa användningen hade gett upp- hov till. Alla samhällsekonomiska kostnader är i grunden alternativ- kostnader. Kostnader kan ibland speglas genom faktiska betalnings- strömmar, pengatransaktioner. Men, det är viktigt att notera att alla kostnader inte behöver motsvaras av betalningsströmmar och att alla betalningsströmmar inte behöver spegla några kostnader.
Samhällsekonomiska kostnader uppstår när nyttan hos någon individ (nutida eller framtida) påverkas av en viss resursanvänd- ning. Samhället står här för alla individer, och alltså inte för insti- tutioner som stat eller kommuner. Detta innebär att en alternativ användning av en resurs inte bara är användning på ett annat sätt, utan också användning av en annan individ. Den samhällsekono- miska kostnaden av att någon konsumerar vatten kan alltså utgöras av den nytta som ej kan realiseras i och med att någon annan då måste avstå från att konsumera det vattnet.
Kostnader är alltså ingenting annat än nytta som man måste avstå ifrån när en viss resursanvändning realiseras. Vad som ska betraktas som en nytta och vad som kommer att betraktas som en kostnad är
249
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
alltså beroende av perspektiv och utgångspunkt. Om samhället överväger att fördela en resurs till Ada så är den samhällsekono- miska intäkten av detta den nytta som Ada skulle uppleva av konsumtionen. Kostnaden är den nytta som Bertil skulle ha upplevt vid den alternativa konsumtion som inte kan realiseras i och med Adas konsumtion. Utifrån perspektivet att låta Bertil konsumera resursen så utgörs istället intäkten av hans nytta medan kostnaden är den nytta som Ada måste avstå ifrån.
En effektiv prispolitik för vatten innebär att den marginella alternativkostnaden speglas i priset. Eftersom det nästan alltid finns alternativa sätt att använda resurser så har nästan all resursanvänd- ning en alternativkostnad. Det finns dock fall när alternativkost- naden är noll och när det effektiva priset därmed också bör vara 0.
•Resursen är inte knapp. Även om tillgången knappast är oändlig så kan det finnas mer än väl för att täcka de önskemål som finns. Knapphet handlar alltid om relationen mellan tillgången och önskemålen om användning. Ett tillstånd utan knapphet kan alltså uppstå genom att i) önskemålen är få och små och/eller ii) tillgången är riklig.
•Resursen kan användas på ett icke rivaliserande sätt. Om resursen används på ett sätt som inte minskar möjligheten att konsumera den på annat sätt (konsumtion av annan person och/eller till annan verksamhet) så behöver samhället inte ge upp någon nytta. Det innebär att alternativkostnaden är noll.
Även om alternativkostnaden för en viss resurs skulle vara noll kan konsumtion av resursen kräva att andra resurser används. Om dessa resurser har ett alternativvärde innebär det att det finns en kostnad förknippad med att konsumera även ”överflödsresursen”. Även om det finns vatten i överflöd så kan det krävas exempelvis energi för att distribuera vattnet. Energin har sannolikt alternativa användningar och därmed finns det en kostnad förknippad med vattenkonsumtionen, trots att resurskostnaden alltså är noll.
Kostnaderna för resursanvändning är alltså beroende av på vilket sätt resursen används och om olika sätt att använda resursen konkurrerar med, eller rent av utesluter, varandra. För att analysera vad ett effektivt användande av vatten innebär är det alltså nöd- vändigt att klargöra på vilka sätt vattenresursen kan användas samt om, och i vilken utsträckning, dessa sätt konkurrerar med varandra. Som diskuterats ovan, i anslutning till diskussionen om vad använd-
250
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
ning innebär, bör inte något sätt att använda vatten uteslutas av definitionsskäl från en analys av vilken användning av vatten som är effektiv.
Användning av vatten kan innebära att annan användning av vattnet rent fysiskt omöjliggörs (exempelvis om vatten leds om) eller att nyttan av annan konsumtion sjunker (exempelvis om vatten förorenas). Men all användning behöver alltså inte utesluta annan användning i fysisk bemärkelse, men kan ändå utesluta annan användning genom exempelvis juridisk reglering. Ett juri- diskt skydd av en vattentäkt innebär exempelvis att viss förorenan- de verksamhet hindras.
Utan anspråk på fullständighet exemplifieras här några olika sätt att använda vatten. För varje typ av användning kommenteras vilka samhällsekonomiska kostnader som är förknippade med sättet att använda vatten. Det faktum att varje sätt att använda vattnet med- för kostnader är i sig inte något argument för att vattnet inte bör användas på det sättet. Varje sätt att använda vattnet medför också nytta, exempelvis genom att produktion av konsumtionsvaror möjliggörs. Denna nytta bör, vid en samhällsekonomisk avvägning, jämföras med kostnaderna.
•Minskning av mängden tillgängligt vatten för annan användning genom exempelvis:
–Bortledande av vatten för bevattning. Även om en del av vattnet ”rinner tillbaka” till flödet som det togs från så tas delar upp av växterna och avdunstar. Möjligheten att använda vatten nedströms minskar vilket, om det finns några önske- mål om sådan användning, innebär att det finns en alternativ- kostnad (en resurskostnad) förknippad med bevattningen. Den mindre del av vattnet som rinner tillbaka till ursprungs- flödet kan vara förorenad vilket också påverkar möjlighet till annan användning negativ.
–Bortledande av vatten för hushållskonsumtion. En del av vattnet leds tillbaka (nedströms) som avloppsvatten men en del försvinner permanent genom läckage och avdunstning etc. Även här är det bara den del som inte återförs som medför att nedströms användare får tillgång till en mindre mängd vatten. Föroreningar innebär dock att kvaliteten på vattnet, och möjligheten till användning, minskar.
251
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
–Bortledande av vatten för industriell användning. En del av vattnet leds tillbaka (troligen nedströms), möjligen för- orenat, men en del försvinner permanent genom läckage och avdunstning etc. De samhällsekonomiska kostnaderna här utgörs alltså, i princip, av en viss minskning av vatten- mängden, uppdämning och bortledande av vatten för kraft- utvinning. Mängden vatten minskar lokalt vilket påverkar den lokala användningen; fiske- och andra rekreationsmöjligheter påverkas vilket innebär en samhällsekonomisk kostnad. Vidare påverkas flödet så att vandringsvägar för fisk för- ändras vilket i sin tur påverkar möjligheten att använda vatt- net som ”biotop för biologisk mångfald”.
•Försämring av (kemisk eller ekologisk) status på vattnet till- gängligt för annan konsumtion:
–Vattnet används som recipient för utsläpp vilket innebär att kvaliteten på vattnet försämras och att nettonyttan för andra användare försämras. Så snart det finns någon form av alter- nativ användning, där oförorenat vatten innebär en fördel, innebär alltså utsläppen en samhällsekonomisk kostnad.
–Fördämning för kraftutvinning. Fördämning och ledande genom turbiner påverkar flödesväg och tidpunkt för flöde samt ”rörelsemönster” hos vattnet. Detta påverkar exempel- vis fiskpopulationer och därmed möjligheten till användning av vattnet för exempelvis rekreation.
•Användning som inte väsentligt påverkar status på vattnet. mängd eller kvalitet tillgänglig för annan användning. Om någon påverkan alls sker är delvis en fråga om sättet man använder vattnet och omfattningen av verksamheten.
–Bad och rekreation (inom vissa gränser påverkas inte vatten- kvalitet av bad och friluftsliv, men påverkan kan naturligtvis ske). Även om bad inte utgör något fysiskt hinder för att vattnet används på andra sätt så kan skydd av badvatten inne- bära begränsningar i möjligheterna för exempelvis industriell användning. Det innebär att skydd av vatten medför en samhällsekonomisk kostnad i form av minskade möjligheter till industriell produktion etc. Noteras ska dock att dessa kostnader inte varierar med mängden badande etc. Det är själva skyddet som ger upphov till kostnaden snarare än att varje badande ger upphov till en extra kostnad. Så länge
252
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
omfattningen är måttlig så påverkas inte annan liknande an- vändning; den enes badande påverkar inte andras möjligheter att använda vattnet för bad.
–Kommunikation – transporter på vatten har inte någon direkt fysisk påverkan på vattenstatus. I huvudsak kan tran- sporter på vatten ske utan att påverkas av annan användning; andras föroreningar i vattnet påverkar inte möjligheten att färdas över vattnet. Noteras bör dock att det kan finnas påverkan från sjöfart i form av föroreningar och buller. I det senare fallet finns det en samhällsekonomisk alternativkost- nad.
En effektiv prissättning kräver alltså att de aktiviteter som påverkar andras möjlighet att dra nytta av vattnet betalar ett pris som mot- svarar den marginella alternativkostnaden. För att nå en effektiv vattenanvändning så bör detta pris inte vara vare sig för lågt eller för högt. Ett för lågt pris leder till att användaren förbrukar för mycket vatten och att andras möjlighet att nyttja vattnet inskränks för mycket. Ett för högt pris leder till att användning som hade varit samhällsekonomiskt önskvärd inte kommer till stånd.
Detta innebär bland annat att det effektiva priset för viss typ av användning i vissa fall är noll. Om resursen finns i överflöd och/eller om den används på ett sätt så att andras möjlighet till användning inte inskränks så bör priset för den formen av använd- ning vara noll. Den typ av användning som inte medför någon extra inskränkning på andras användning när en extra användare tillkommer bör, ur effektivitetsperspektiv, ha priset noll. Till denna slutsats ska dock läggas att exempelvis distribution av vatten kan medföra kostnader som kan motivera att priset för levererat vatten är högre än noll.
När det gäller utsläpp till vatten så har det konstaterats i kapi- tel 5 att ekonomiska styrmedel kan användas för att, via skatter eller subventioner, skapa ett pris på utsläpp till vatten. Med en skatt på utsläpp, eller en betalning för minskade utsläpp, så ges incitament till minskade utsläpp som leder till en kostnadseffektiv kombination av åtgärder för minskade utsläpp. För att uppnå målet effektivitet eller kostnadseffektivitet kan alltså rätt utformade skatter eller subventioner användas. Det ska dock poängteras att det inte alltid behövs ekonomiska styrmedel för effektiva priser. I vissa fall kan skapande och upprätthållande av äganderätter och därmed möjliggörande av prisbildning via marknader vara ett bra
253
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
sätt att skapa effektiva priser. Enkelt uttryckt kan man säga att marknadslösningar har potential att fungera om den alternativa användningen utgörs av att en annan aktör (eller ett fåtal aktörer) skulle kunna ha använt resursen istället.
I ovanstående resonemang kring effektiva priser har det inte sagts någonting om i vilken riktning en betalning ska gå; priser behöver inte innebära att en viss användare betalar för ökad användning, det kan också innebära att användaren får betalt för minskad användning. I vilken riktning betalningen bör gå avgörs av hur de initiala rättigheterna är definierade, något som diskuteras vidare under avsnittet om PPP nedan. Det konstaterades också ovan att ett effektivt pris i vissa fall bör vara noll. Även om detta pris i vissa fall alltså är det effektiva priset så leder det inte alltid till kostnadstäckning från gruppen av användare. Denna fråga analyse- ras vidare under avsnittet om kostnadstäckning nedan.
7.7Prispolitik för kostnadstäckning
Det har i ovanstående avsnitt konstaterats att en vattenprispolitik skulle kunna vara ett sätt att styra användningen av vatten så att effektivitet eller kostnadseffektivitet uppnås. En vattenprispolitik bör utformas så att, när effektivitet är målet, priset är lika högt som det marginella värdet på bästa alternativa användning av vattnet eller, när kostnadseffektivitet är målet, så priset är lika med margi- nalkostnaden för den dyraste åtgärd som behövs för att nå målet med en kostnadsminimerande kombination av åtgärder.
En prissättning av vattenanvändning leder till att användare upplever alternativkostnaden för sin användning. Om användaren initialt inte äger rätten att använda vattnet uppstår kostnaden i form av en utbetalning (pengar betalas exempelvis till staten i form av en utsläppsskatt eller via en marknad till en annan ägare av rätten till en viss användning). Om användaren är ägare uppstår kost- naden för användning i form av att ägaren avstår från den intäkt denna hade kunnat få genom att inte själv använda vattnet (pengar betalas exempelvis genom en subvention från staten eller via en marknad från en annan användare som köper rätten till använd- ning).
I regel innebär kravet på effektivitet och användandet av effek- tiva priser till att användarens kostnader täcker hela kostnaden för användning. Undantag från denna slutsats finns dock. Ett effektivt
254
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
pris speglar den marginella resurskostnaden. Om marginalkost- naderna är stigande, så att kostnaden för den sist använda enheten är högre än kostnaden för de tidigare använda enheterna, så leder ett pris satt utifrån marginalkostnaden också till kostnadstäckning. Men, om marginalkostnaderna är sjunkande, eller om de fasta kost- naderna är väldigt höga, så kommer ett pris satt utifrån marginal- kostnaden inte att leda till fullständig kostnadstäckning. Detta innebär att ett krav på kostnadstäckning är ett krav som går utöver kravet på effektiva eller kostnadseffektiva priser.
Ett sådant typfall skulle kunna vara
Enligt ramdirektivet bör alla typer av kostnader täckas
Även om det är svårt att tolka kravet på kostnadstäckning på annat sätt än att alla kostnader ska täckas så har det i ramdirektivet specificerats att kravet gäller finansiella kostnader, resurskostnader och miljökostnader. Det kan återigen noteras att effektiva priser i många fall också leder till kostnadstäckning, men att det alltså finns undantag från detta. Det finns inga större skäl att fördjupa sig i uppdelningen mellan olika typer av kostnader, men några kommen- tarer till begreppen och relationen dem emellan samt till kravet på kostnadstäckning för respektive kostnadstyp kan ändå vara på sin plats.
255
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
En samhällsekonomisk kostnad är alltid i grunden en alternativ- kostnad; genom att använda en resurs, t.ex. vatten, på ett visst sätt måste man avstå från alternativa användningar. Den nytta som den bästa alternativa användningen skulle gett upphov till är kostnaden för annan användning.
Begreppet resurskostnad kan tolkas som en synonym till detta begrepp; i grunden är det resurser som används för all produktion och konsumtion (i regel en kombination av ett antal olika natur- resurser och arbetskraft samt realkapital vilket i sin tur också använt naturresrser och arbetskraft). Den samhällsekonomiska kostnaden för en viss produktion utgörs alltså av alternativkost- naden för alla resurser som använts. I detta sammanhang skulle dock begreppet resurskostnad kunna ges en något snävare inne- börd; nämligen alternativkostnaden för just vattenresursen. Resursen vatten skulle kunna ha använts på ett annat sätt och därmed uppstår en resurskostnad vid en viss användning av vattnet.
I ramdirektivet syftar begreppet resurskostnad främst på de uteblivna möjligheter för andra användare som uppstår när vatten- resurserna förbrukas snabbare än sin naturliga återfyllnadstakt, t.ex. i samband med överuttag av grundvatten. Begreppet miljökostnad kan tolkas som den kostnad som uppstår när en försämring av miljön, exempelvis vattenstatusen, medför någon form av för- sämring av människors välfärd. Noteras bör att utsläpp till vatten också är ett sätt att använda resursen vatten och att den degra- dering av resursen som blir följden också är att betrakta som en resurskostnad. Det innebär att miljökostnader snarast är att betrakta som en typ av resurskostnader. En anledning att använda begreppet miljökostnader skulle kunna vara att skilja på denna typ av resurs- kostnad (där vattenkvaliteten degraderas) och den typ av resurs- kostnad som uppstår när vatten används på ett sätt så att mängden tillgängligt vatten för annan användning försämras.
Med finansiella kostnader för vattentjänster avses i ramdirektivet bl.a. kostnader för att tillhandahålla och administrera vatten- tjänster; alltså drifts- och underhållskostnader samt kapitalkost- nader. Återigen kan det konstateras att även dessa kostnader i grunden också är resurskostnader. Därmed skulle dessa också endast utgöra ett exempel på resurskostnader. Eftersom finansiella kost- nader endast innefattar kostnader för sådan typ av användning som är prissatt så finns det dock resurskostnader som inte är finansiella kostnader. I de fall när vatten kan användas utan betalning, exem- pelvis genom att utsläpp kan göras gratis, så finns det en resurs-
256
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
kostnad, eventuellt alltså i form av en miljökostnad, som inte motsvaras av en finansiell kostnad.
Frågan om huruvida ramdirektivets krav på kostnadstäckning uppfylls har utretts i kapitel 3. Här kommenteras endast ett par aspekter som bör beaktas utifrån det vidare perspektiv som ligger till grund för detta kapitel.
Marknadslösningar innebär i regel att användare betalar de fulla kostnaderna för all resursanvändning där resurserna är prissatta på marknader och där några subventioner inte förekommer. Det viktiga undantaget är de resurser som saknar tydliga ägare och som inte är prissatta via styrmedel; dessa kan användas gratis och målet om kostnadstäckning uppfylls inte.
Effektiva priser på utsläpp, genom exempelvis utsläppsskatter, leder i regel också till kostnadstäckning för miljökostnaderna. I princip skulle det kunna finnas fall där vattenstatusen är så dålig att den inte kan försämras mer. Det skulle innebära att marginalkost- naden för ytterligare utsläpp är noll och att ett effektivt pris på ett sådant utsläpp skulle vara noll. Utöver att sådana fall är sällsynta, om de ens förekommer, så innebär målsättningen att god vatten- status ska nås att ett pris, t.ex. i form av en utsläppsskatt, bör sättas så högt att målet nås. Med en utsläppsskatt på den nivån uppfylls sannolikt också kravet på kostnadstäckning för miljökostnader. Givet att mål formuleras i termer av utsläppsmängder och kost- nadseffektivitet är därför de problem som finns med att mäta miljövärden och miljökostnader i monetära termer inte något stort problem för att kunna utforma en vattenprispolitik som leder till att miljömål nås på ett kostnadseffektivt sätt.
En viktig slutsats av det faktum att miljökostnader är en form av resurskostnader är att en utsläppsskatt kan motiveras även om utsläppen har minskat så att endast en acceptabel påverkan på vattenstatusen sker. Om det finns flera aktörer som skulle kunna ha nytta av att använda detta ”utsläpputrymme” så innebär det att det finns en alternativkostnad / resurskostnad förknippad med att just en viss aktör använder utsläppsutrymmet; det skulle ju kunna användas av någon annan. Denna kostnad skulle kunna speglas av en utsläppsskatt för att utsläppsutrymmet ska användas på det mest välfärdshöjande sättet. Inbetalningarna av en sådan skatt skulle mer än väl leda till kostnadstäckning vad det gäller miljökostnaderna (som ju är låga, kanske nästan noll) men vara motiverad ur effektivitetsskäl och för att uppfylla kravet på kostnadstäckning vad det gäller resurskostnaden.
257
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
Om kostnadstäckningen ska uppfyllas genom en utbetalning eller genom att man avstår från intäkt är en fördelningsfråga. Tolk- ningen här är alltså att kravet på kostnadstäckning, liksom kravet på effektivitet, skulle kunna vara uppfyllt även utan utbetalning. Detta skulle exempelvis gälla för den som har använt eget kapital till en investering (användaren har inga ränteutgifter men avstår från möjliga ränteintäkter), för den som själv använder eget vatten (användaren betalar inte men avstår från den intäkt som försäljning hade kunnat ge) liksom för den som utnyttjar sin rättighet till utsläpp (förorenaren betalar inte men avstår från en möjlig ersätt- ning för att inte släppa ut). Enligt det sista exemplet skulle kraven på effektivitet och kostnadstäckning kunna uppfyllas även om verksamheter gavs rättigheter till en viss mängd utsläpp men erbjöds kompensation för att minska utsläppen under denna nivå. Men, frågan om hur rättigheterna bör fördelas kan besvaras utifrån någon princip för rättvisa. Detta leder över till frågan om PPP, som just är en princip för vem som bör betala för utsläpp.
7.8Prispolitik för att uppfylla PPP, principen att den som förorenar ska betala
Så här långt har målsättningarna uppfyllande av miljömålet, effektivitet/kostnadseffektivitet samt kostnadstäckning diskute- rats. En slutsats så här långt är att prispolitik delvis har en potential att leda till att dessa mål uppfylls men att säkerheten när det gäller att nå miljömålet är en av svagheterna. Denna svaghet kan dock hanteras, exempelvis genom användande av överlåtelsebara utsläpps- rätter eller genom att skatter/subventioner kombineras med individuella gränser för utsläpp. En annan viktig slutsats är att de fördelar med prispolitik som påvisats bygger på att enskilda verksamheter har en flexibilitet och att de, utifrån priser och egna åtgärdskostnader, har incitament att välja typ och mängd av åtgärder så att den sammanlagda åtgärdskostnaden för den upp- nådda utsläppsreduktionen minimeras. Det är alltså inte betalning- en, utan incitamentet via priserna, som är centralt för effektivi- tet/kostnadseffektivitet. Ett sådant incitament kan skapas antingen genom att man betalar eller genom att man får betalt; kostnads- effektivitet skulle alltså kunna uppnås såväl med utsläppsskatter som med subventioner av utsläppsminskningar. Inte heller kravet
258
SOU 2010:17 En prispolitik för användning av vatten
på kostnadstäckning anger, såsom det tolkats ovan, hur rättigheterna bör vara fördelade.
Principen om att förorenaren ska betala, PPP, kompletterar övriga mål genom att tillföra ett kriterium för vem som bör betala kostnaderna för utsläpp. PPP anger därmed hur rättigheter bör vara fördelade när det gäller utsläpp. PPP kan, som redovisats i tabell 7.1, tolkas på olika sätt. Enligt en tolkning, A i tabell 7.1, är förorenaren skyldig att betala för att reducera utsläpp till en viss nivå, men behöver inte betala för de utsläpp som kvarstår. Enligt en annan tolkning, B, är förorenaren skyldig att betala för såväl åtgärder som för miljökostnaden av kvarstående utsläpp.
I detta avsnitt diskuteras PPP med utgångspunkt i fördelning av rättigheter till utsläpp. En slutsats är att tolkning A är en fullt möjlig tolkning. Denna tolkning leder dock till att det ”enligt principen att förorenaren ska betala är OK att de drabbade står för en del av miljökostnaden”. En annan slutsats är att tolkning A är svår- förenlig med de övriga kraven som ramdirektivet ställer på en prispolitik. Det är inte ens logiskt möjligt att utforma en prispolitik som leder till kostnadseffektivitet om inga åtgärder får subven- tioneras samtidigt som förorenarna inte betalar för utsläpp.
I fortsättningen av detta avsnitt diskuteras först frågan om vad en förorening är och vem som är att betrakta som förorenare. Det konstateras därefter att såväl föroreningar som åtgärder mot för- oreningar medför kostnader och att dessa, även om summan av dem minimerats, måste betalas av någon. Därefter beskrivs, ur ett rättighetsperspektiv, hur dessa kostnader skulle kunna fördelas; mer specifikt hur stor del av dem som bärs av förorenaren. Slutsatsen är att en sådan fördelning måste grundas på en värdering, på någon moralisk princip om hur rättigheter bör fördelas. PPP är en sådan princip, men en princip som kan tolkas, och har tolkats, på olika sätt. Det visas att den tolkning som innebär att för- orenaren endast betalar för åtgärdskostnader visserligen är en möjlig tolkning men att den inte på ett logiskt sätt kan kombineras med ramdirektivets övriga krav. Avsnittet om PPP avslutas med några slutsatser rörande utformningen av en prispolitik.
259
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
7.8.1Vad är en förorening och vem är förorenare?
PPP betyder att förorenaren ska betala. Förorenaren måste förstås som den som är (juridiskt eller moraliskt) ansvarig för en för- orening. En förorening i sin tur förstås här som någonting som försämrar kvaliteten på, i detta sammanhang, vatten. Ofta utgörs föroreningar av icke önskvärda ämnen eller substanser men i prin- cip kan en förorening också handla om exempelvis ljud eller temperaturförändringar. Begreppet är alltså i någon mening norma- tivt; det syftar på en förändring jämfört med ett (utifrån någon värdering) idealt tillstånd på vattnet.
Vatten förorenas alltså vid en tillförsel av någonting till vattnet som påverkar dess kvalitet negativt. Utsläpp, att någonting tillförs vattnet, kan vara förorenande men behöver alltså inte vara det. Om ett utsläpp ska betraktas som en förorening eller inte beror på vilken kvalitet på vattnet som uppfattas som idealt samt vilken typ och mängd av utsläpp det handlar om. Detta innebär att ett bedöm- ningen av om ett enskild utsläpp är en förorening eller inte också kan vara beroende av hur stora andra utsläpp, nu och tidigare, är och har varit. Detta innebär, som framgår av kapitel 4, att det i många fall mer eller mindre helt saknas utrymme för utsläpp som är förorenande.
Det bör noteras att ett opåverkat vatten inte med nödvändighet är det önskvärda tillståndet eftersom nyttan av en bättre vatten- status ska vägas mot kostnader för att uppnå det. Det kan finnas utsläpp som är att betrakta som föroreningar även när målet för vattenstatus eller utsläppsmängder är uppnått. Det gäller t.ex. när målet är formulerat utifrån en samhällsekonomisk avvägning mellan olika kostnader men också när målet är formulerat isom i ram- direktivet för vatten. Målsättningen enligt ramdirektivet är ”god status” men vatten kan också ha en ”hög status”. En rimlig tolk- ning av detta är att en hög status innebär ett bättre vatten, och att det därmed finns en viss kostnad av att ”bara” uppfylla ”god status”, samt att det ofta bedöms vara så att denna kostnad är lägre än kostnaden för de åtgärder som skulle krävas för att uppnå ”hög status”. Eftersom det önskvärda tillståndet skiljer sig från det ideala tillståndet (som hade varit önskvärt bara om man inte måste ge avkall på något annat mål för att uppnå det) är alltså en del av utsläppen att betrakta som föroreningar även om man skulle ha nått utsläppsmålet.
260
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
Förorenare är den som är ansvarig för det förorenande ut- släppet. I de flesta fall kan ett utsläpp kopplas till en aktivitet eller till en egendom vilket innebär att den som är ansvarig för aktivi- teten eller egendomen också är att betrakta som ansvarig för utsläppet, och, om utsläppet är förorenande, också som förorenare. Ofta är det aktivitet som ger upphov till utsläpp. Men, även inaktivitet, att inte vidta åtgärder för att minska ”naturliga utsläpp” etc. kan bidra till att föroreningarna blir större än vad de annars hade varit. Om exempelvis en markägare är att betrakta som ansvarig för alla utsläpp från sin egendom, även om de är att betrakta som naturliga, är en juridisk fråga. Frågan om ”naturliga utsläpp” och hur dessa kan betraktas kommenteras vidare i följande avsnitt.
Naturliga eller antropogena utsläpp – spelar det någon roll?
Utöver att det är svårt att definiera och mäta vilka utsläpp som är ”naturliga” så är det inte uppenbart vilka slutsatser som kan dras av en distinktion mellan antropogena13 och naturliga utsläpp. I detta avsnitt belyses några frågeställningar, i relation till distinktionen mellan naturliga och antropogena utsläpp, med relevans för defini- tionen av vem som är att betrakta som förorenare.
Följande frågor diskuteras; Är distinktionen mellan naturliga och antropogena utsläpp relevant och användbar för att:
1.Formulera målsättningen vad det gäller den totala utsläpps- mängden?
2.Avgöra vilka utsläpp som bör reduceras?
3.Avgöra vem som, exempelvis utifrån PPP, bör stå för kostnad- erna?
Man kan notera att det inte finns någon enkel och entydig gräns för vad som är antropogent och vad som är naturligt. Vilket är, exempelvis, det ”naturliga” ekosystem från vilket de ”naturliga” utsläppen kommer? I den följande diskussionen bortses från problemet med att definiera, och i praktiken fastställa, vilka utsläpp som är antropogena respektive naturliga. Om analysen skulle visa att det inte finns några för miljöpolitiken relevanta skillnader
13 Påverkade av mänsklig aktivitet.
261
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
mellan de olika utsläppen så saknar frågan relevans. Om analysen, å andra sidan, skulle visa att det finns en relevant skillnad så måste samma analys också antyda på vilket sätt skillnaden är relevant, något som möjligen kan utgöra en viktig förutsättning för ett för- sök att peka på möjliga gränsdragningar mellan de olika formerna av utsläpp.
Det är också viktigt att notera att naturlighet inte är någon norm i sig, ingenting är önskvärt bara för att det är naturligt. Man kan däremot ha en värdering att naturlighet är eftersträvansvärt, men då är det denna värdering som utgör grunden för normen. Huruvida naturlighet i praktiken är en avgörande norm (som står över andra eventuella värden) förefaller tveksamt. Om så vore fallet så skulle slutsatsen bli att all naturpåverkande verksamhet bör upphöra (exempelvis jordbruk och sjukvård). Rimligare tolkningar är att naturlighet kan uppfattas som ett värde men att (åtminstone viss) avvägning mot andra värden bör göras.
Även om åtgärder i princip kan sättas in för att minska effekten av ”naturliga” utsläpp så kan naturen i sig inte vara ansvarig för utsläppen. Huruvida ägaren till en viss ”del av naturen” är ansvarig för t.ex. naturliga utsläpp är en bedömningsfråga som inte med nödvändighet kan besvaras bara utifrån vilka utsläpp som är naturliga. Det är ”naturligt” att snö och is rasar från tak, det är naturligt att träd faller över vägar och elledningar och det är natur- ligt att hundar i vissa fall bits. I dessa fall är dock ägaren ansvarig för de negativa konsekvenserna som ”naturen” medför. En av- görande faktor torde vara om ägaren skulle kunna ha förhindrat skadorna och om det är ett rimligt krav att ställa på ägaren. Ägarens ansvar för utsläpp hänger alltså inte med nödvändighet ihop med vad som är naturliga utsläpp. Det är fullt möjligt att exempelvis markägare kan ges rätt till utsläpp som är större än de naturliga (vilket är en rimlig beskrivning av den situation som gäller för en industriverksamhet som har tillstånd till utsläpp enligt miljö- balken). Men det är också fullt möjligt att markägare anses ansva- riga även för naturliga utsläpp; att det åligger ägaren att hindra att negativa effekter drabbar omgivningen.
När det gäller att formulera mål för totala utsläppsmängder kan man ställa sig frågan om att ”naturliga utsläpp” bör accepteras och de antropogena utsläppen bör minska? Man kan tolka detta som ett försök att ange hur stora totalutsläppen bör vara (kanske byggt på en idé om försiktighet och om att effekterna av utsläpp vid den historiskt naturliga nivån kan fortgå utan att påverka eko-
262
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
systemen). Med denna tolkning så är naturlighet i sig inte normerande; snarare är det en värdering av effekterna (t.ex. direkt och indirekt på människor) av utsläppen som är avgörande för hur stora utsläpp som bör accepteras. Om denna norm kombineras med en uppfattning om att förändrade utsläpp kan leda till för- ändringar i ekosystem som åtminstone riskerar att ge negativa effekter så kan målet om naturliga utsläppsmängder ses som en strategi för att inte riskera negativa effekter. Detta betyder att naturliga utsläpp i princip skulle kunna vara en utgångspunkt för att formulera ett miljömål. Huruvida det är en bra målsättning är en annan fråga. Det kan dock noteras att en avvägning mot andra mål ofta innebär att naturliga utsläpp inte är målet.
Men, även om målet skulle vara att de totala utsläppen inte bör vara större än de naturliga utsläppen så innebär det inte att det nödvändigtvis är just de antropogena utsläppen som bör åtgärdas. Antag exempelvis att en recipient nås av två bäckar. Från den ena kommer antropogena utsläpp från reningsverk och jordbruk och från den andra kommer utsläpp från ett stor urskogsområde. De förra kan i huvudsak betraktas som antropogena och de senare som naturliga. Antag att utsläppen från vardera utflödet är 75 men att totalutsläppen bör reduceras från de nuvarande 150 till den natur- liga nivån 75. Utsläppen från reningsverket skulle kunna reduceras med 50 till en kostnad av 1 000. Utsläppen från urskogsområdet skulle, exempelvis genom anläggandet av våtmarker, kunna redu- ceras med 75 till en kostnad av 500. Bör man då avstå från den billigare åtgärden bara för att de utsläppen är naturliga? Om kost- nadseffektivitet är viktig, om det är effekterna av utsläppen som ligger till grund för miljöpolitiska mål och om målet nås med båda metoderna så bör alltså inte frågan om vilka utsläpp som är naturliga eller antropogena ha någon inverkan på frågan om vilka utsläpp som bör åtgärdas för att nå målet. Åtgärderna bör vidtas på ett sätt och i en kombination så att kostnaderna minimieras, oavsett om det är antropogena eller naturliga utsläpp som åtgärdas.
En annan fråga än vilka utsläpp som bör åtgärdas är frågan om vem eller vilka som bör betala för åtgärderna. Denna fråga faller tillbaka på hur rättigheterna är definierade. Som framgår av diskus- sionen ovan så finns det inte någon given koppling mellan rättig- heter till utsläpp och vilka utsläpp som är naturliga. I vissa fall kan det bedömas som rimligt att en markägare är ansvarig för utsläpp även om de är naturliga medan det i andra fall kan bedömas som orimligt.
263
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
Den huvudsakliga slutsatsen blir därmed att distinktionen mellan antropogena och naturliga utsläpp i stort sett saknar relevans.
•bedömningen av hur stora totalutsläpp som bör accepteras grundas snarare på en bedömning av effekterna av utsläppen och någon form av avvägning mellan kostnaden för dessa effekter och kostnaden för att undvika dem
•åtgärder för att minska utsläpp bör göras där de kan göras till lägst samhällsekonomiska kostnader, oavsett om det är antropo- gena eller naturliga utsläpp som reduceras
•bedömningen av vem som ska betala för åtgärder faller tillbaka på hur rättigheter och skyldigheter definieras av samhället och det finns inte någon entydig logisk koppling mellan dessa och naturlighet.
7.8.2Såväl föroreningar som åtgärder mot föroreningar medför kostnader
Av föregående avsnitt har det framgått att en förorening innebär att vattenkvaliteten inte är så bra som den idealt skulle kunna vara. Det innebär att det finns kostnader förknippade med föroreningar; mer föroreningar innebär att man måste avstå från en bättre vatten- kvalitet. Men det finns också kostnader förknippade med minskade utsläpp. Om utsläppen reduceras genom minskad produktion så medför det att någon måste avstå från den konsumtion som annars hade varit möjlig. Om utsläppen reduceras med andra åtgärder, exempelvis reningsutrustning, så innebär det också en kostnad. Resurser som används till reningsutrustning hade kunnat användas på andra sätt som man måste avstå ifrån. Om utsläppen ökar så leder det alltså till ökade miljökostnader och om utsläppen minskar så leder det till ökade reduktionskostnader. Även i en situation där de sammanlagda kostnaderna minimeras finns det alltså alltid kostnader. Dessa kostnader måste bäras av någon; antingen av den som drabbas av den initialt, eller också kan någon annan stå för kostnaden genom kompensation till den som drabbas.
Kostnader som kommer till uttryck genom faktiska betalningar är tydliga och konkreta men det finns också kostnader som inte motsvaras av några betalningsströmmar men som är lika viktiga att beakta. Att en vattenförekomst skyddas kan innebära minskade produktionsmöjligheter; skyddet medför alltså en kostnad. En för-
264
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
orening kan försämra rekreationsmöjligheterna i ett område; utsläppen medför alltså en kostnad. Kostnader, som alltid finns när resurser kan användas på olika alternativa sätt, måste alltså bäras av någon. Frågan är vem.
Principen att förorenaren ska betala är, som redan konstaterats, en princip enligt vilken förorenaren ska stå för, åtminstone vissa, av de kostnader som är relaterade till en förorening. Som tidigare nämnts finns det olika tolkningar av vilka av kostnaderna som ingår i förorenarens betalningsansvar enligt PPP. I avsnittet ”Möjliga nivåer för rättighet till utsläpp” nedan analyseras frågan om hur omfattande förorenarens betalningsansvar bör vara.
Det måste poängteras att även utsläpp utan påverkan på vatten- statusen (och som alltså inte är att betrakta som föroreningar) kan medföra en kostnad. Även om de inte medför en miljökostnad, genom en försämrad vattenstatus, så innebär ett enskilt utsläpp att möjligheten för andra att utnyttja ”utsläppsutrymmet” minskar. Om det finns ett utsläppsutrymme, för utsläpp som inte påverkar vattenstatusen, så kan detta utrymme betraktas som en resurs. Därmed medför den enes användning en resurskostnad i och med att andras möjlighet att använda resursen minskar. Detta innebär att, även om PPP inte skulle medföra ett betalningsansvar för icke påverkande utsläpp, så kan det vara befogat med en prispolitik som leder till en effektiv användning av ett eventuellt utsläppsutrymme.
7.8.3Rättigheter avgör vem som bör stå för kostnaderna – hur fördela rättigheterna?
Frågan om vem som bör betala kan också formuleras som en fråga om rättigheter. Den som har en rättighet kan kräva kompensation för att ge upp rättigheten medan den som inte har rättigheten måste betala för att erhålla rätten.
Följande analys utgår från rättigheter till utsläpp. Om någon har en rättighet att göra en viss mängd utsläpp så innebär det att andra måste respektera denna rättighet. Dessa andra, som har ett intresse av opåverkat vatten, är miljökonsumenter. Om miljökonsument- erna inte har någon rättighet till rent vatten, vilket är en logisk följd av att förorenaren har rätt till utsläpp, måste de antingen acceptera att bära miljökostnaden eller betala kompensation till förorenaren för att denne ska reducera utsläppen. Eftersom fokus här är på i vilken utsträckning förorenaren ska betala spelar det ingen större
265
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
roll vilka miljökonsumenterna är. Dessa skulle i princip kunna vara privatpersoner men är i det fortsatta resonemanget ett kollektiv som representeras av staten. Deras eventuella betalning till för- orenaren skulle då genomföras genom att staten använder skatte- medel (betalade av miljökonsumenterna) för att betala förorenaren.
Om, å andra sidan, miljökonsumenterna har rätt till ett opå- verkat vatten måste förorenaren respektera denna rättighet. Det innebär att förorenaren får anpassa sin verksamhet, exempelvis med hjälp av reningsutrustning. Alternativt kan förorenaren genom betalning kompensera miljökonsumenterna för att få göra utsläpp. Med staten som representant för miljökonsumenterna skulle en sådan kompensation kunna ske genom att en utsläppsskatt betalas.
Dessa två möjliga sätt att fördela rättigheter som presenterats ovan är dock inte de enda möjliga. Det finns en oändlig mängd olika sätt att fördela utsläppsrättigheter mellan de två extremerna där förorenaren inte har rätt till några utsläpp respektive har rätt till oändliga utsläpp.
Det finns inga värderingsfria objektiva grunder för hur rättigheter bör fördelas
Som tidigare nämnts så kan kostnadseffektivitet i princip uppnås med hjälp av prissignaler. Så länge det finns möjlighet att betala för att få göra större utsläpp eller få ersättning för att minska utsläppen så finns det incitament för förorenarna att anpassa sina utsläpp utifrån sina respektive åtgärdskostnader. Det betyder att rättighets- fördelningen i regel inte kan göras utifrån kostnadseffektivitet.
Fördelningen av rättigheter får fördelningseffekter genom att det påverkar vem som måste betala miljökostnader och åtgärds- kostnader. Frågan hur rättigheterna bör fördelas måste alltså besvaras utifrån någon värderingsgrundad princip om vad som är en rättvis eller önskvärd fördelning. PPP är en sådan princip, men med olika möjliga tolkningar.
Rättigheter till utsläpp kan alltså definieras på olika sätt. I prin- cip skulle varje verksamhetsutövare kunna ges rätten till en viss, mer eller mindre godtycklig, mängd utsläpp. I följande avsnitt diskuteras några möjliga principiella grunder för en sådan fördel- ning av rättigheter till utsläpp.
266
SOU 2010:17 |
En prispolitik för användning av vatten |
Möjliga nivåer för rättighet till utsläpp
Hur stora rättigheter till utsläpp bör respektive verksamhet få? Eller annorlunda uttryckt; från vilken nivå på utsläpp bör för- orenaren vara betalningsansvarig? Först definieras några principiellt olika utsläppsnivåer sedan undersöks om dessa kan ligga till grund för varifrån betalningsansvaret ska gälla.
1)Utsläpp utan negativ påverkan. Under en viss gräns har ett utsläpp liten eller obetydlig påverkan på recipienten. Man skulle kunna hävda att utsläpp under den gränsen inte alls är att betrakta som föroreningar och att PPP därmed inte innebär att en verksamhetsutövare behöver betala för dessa utsläpp. I prak- tiken är gränsen mellan ”utsläpp utan påverkan” och för- oreningar dock svår att dra. Det är inte heller i praktiken någon objektiv gräns utan en gräns som bygger på en subjektiv vär- dering av vilken påverkan som är att betrakta som obetydlig.
Man kan alltså tänka sig att betalningsansvaret för utsläpp, som enligt PPP gäller för föroreningar, börjar vid den nivå över vilken utsläppen ger upphov till subjektivt upplevda negativa effekter. Om det är flera verksamheter med utsläpp i samma recipient uppstår då frågan hur det ”icke skadliga utsläpps- utrymmet” ska fördelas mellan verksamhetsutövarna.
2)Naturliga utsläpp. Principiellt skulle man kunna definiera hur stora de ”naturliga utsläppen”, exempelvis från ett markområde, är (även om det i praktiken är svårt att fastställa).
Kan då denna mängd utgöra utgångspunkt för vilka utsläpp som en verksamhet ska betala för enligt PPP? Nej, inte i sig själv. Om dessa utsläpp är att betrakta som en förorening, med negativa effekter på omgivningen, bestäms inte av om utsläppen är naturliga; ”naturliga utsläpp” är inte samma sak som önsk- värda utsläpp. Om en resursägare bör hållas ansvarig för ”natur- lig” påverkan från sin egendom kan man ha olika uppfattningar om men det finns inte någon principiell omöjlighet i att koppla ansvar till ägandet av en resurs. Ett sådant betalningsansvar skulle återspeglas i markpriset och skulle, förutom omställnings- problem, främst innebära ett problem om nettovärdet på marken blev lägre än 0 och ingen vill äga den.
267
En prispolitik för användning av vatten |
SOU 2010:17 |
3)Den önskvärda utsläppsnivån. Den önskvärda nivån på utsläpp kan exempelvis definieras utifrån en samhällsekonomisk avväg- ning. Denna nivå beskriver hur stora utsläppen bör vara men säger ingenting om hur kostnaderna för att nå dit bör fördelas.
I de flesta fall innebär denna nivå att en avvägning har gjorts och att vissa föroreningar accepteras. Dessa medför dock fortfarande kostnader (även om det hade kostat ännu mer att reducera dem). Från det faktum att en viss utsläppsnivå är önskvärd kan man dock inte dra någon slutsats om vem som bör betala kostnaderna som finns vid denna nivå.
Det är viktigt att skilja på den utsläppsnivå som är önskvärd och den utsläppsnivå som inte orsakar någon påverkan. Om man gör någon form av avvägning mellan olika mål så kan man komma till slutsatsen att viss negativ påverkan från utsläpp är acceptabel. Uppoffringen som skulle krävas för ytterligare för- bättring är inte motiverbar. En sådan avvägning skulle göras utifrån ett ekonomiskt perspektiv, med den normativa målsätt- ningen att maximera nyttan i samhället. I detta sammanhang är dock viktigt att notera att någon form av avvägning uppen- barligen gjorts i ramdirektivet; målet har formulerats som ”god status” och inte som ”hög status”. Det faktum att vattnet skulle kunna ha en bättre status än ”god status” innebär att det finns en kostnad förknippad med tillåta ”god status”; man avstår från den extra nytta som ”hög status” skulle kunna ge.
4)En moraliskt grundad rättighetsnivå. Med ett möjligt undantag för den första punkten ger ovanstående utsläppsnivåer inte någon vägledning för hur stora utsläpp en verksamhetsutövare bör ha rätt till. Det beror på att det inte finns något objektivt sätt att fastställa rättigheter. Istället måste de grundas på någon värdering eller moralisk princip. Man skulle exempelvis kunna hävda att ”först till kvarn” bör ha rätt så att exempelvis ny- inflyttade grannar inte kan kräva att ett jordbruk avstår från verksamhet som luktar. Man skulle också kunna hävda att den som vill ha en opåverkad miljö alltid har rätt till det eller att en markägare allt