sou · GQB3105d2 · 2003-01-01 00:00:00 — Att införa ett avgiftssystem med återföring av avgiften kan därför vara komplicerat. Problemet kan överbryggas genom en friare tolkning av avgiftsbegreppet, där medlen t.ex. fonderas för miljöförbättrande åtgärder. N Även om källor kan differentieras återstår problem med mätning av utsläpp. Detta är särskilt vanskligt vad gäller diffusa emissioner och enskilda avlopp, men även för mindre punktkällor kan mätningar vara mer kostsamt än reduktionspotentialen motiverar. Alla svårigheter ovan kan övervinnas, men i många fall skulle det kräva en så omfattande administration och kontroll att det inte skulle finnas några pengar kvar att återföra i form av motprestationer till avgiftskollektivet, varpå hela avgiftsidén faller. Det gäller att försöka identifiera system som kan hanteras med en rimlig insats av administration och kontroll. Vad som är en rimlig nivå är givetvis en bedömningsfråga. Även om avgifter kan fungera väl på lång sikt är det troligt att det tar tid innan systemet är intrimmat. Vi bedömer det därför rimligt att ett potentiellt avgiftssystem verkar parallellt med den individuella prövningen och andra verksamma administrativa 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. Utgångspunkten för vilka ämnen som bör inkluderas i ett avgiftssystem är de ämnen som listas i Appendix, exklusive ämnen som inte är tillåtna att användas i och inte heller sprids på något annat sätt. De ämnen som är prioriterade farliga ämnen och som ska fasas ut bör prioriteras för ett avgiftssystem, i den mån som det inte finns möjlighet att inkludera alla ämnen. Flera av dessa är dock redan förbjudna i . Det måste betonas att fler ämnen är under övervägande om de ska klassas som prioriterade farliga ämnen, och hela listan ska dessutom genomgå en översyn . Även föreskrifterna för miljörapportering kommer att revideras. Den lista som ges i Appendix återspeglar alltså situationen . Ramdirektivets bilaga VIII (kapitel 5.1.1) ger allmänna definitioner av förorenande ämnen. Det finns sannolikt fler ämnen som passar in under dessa definitioner och som kan visas utgöra en betydande risk för vattenmiljön i . Avgiftssystemet bör vara öppet för även innefatta sådana ämnen. Detta skulle t.ex. kunna gälla bekämpningsmedel, eftersom merparten av de i använda bekämpningsmedlen inte ingår i Appendix. För dessa ämnen väljer vi dock att hänvisa till den pågående utredningen av skatterna på handelsgödsel och bekämpningsmedel. En ytterligare aspekt vid ämnesval är att det måste finnas underlag för utsläppsdata, och att dessa måste ha någorlunda hög täckningsgrad vad avser ämnets totala utsläpp i . Ämnen med stora diffusa utsläpp kan i vissa fall vara svåra att avgiftsbelägga. Det är inte särskilt överraskande att all data som behövs för ett avgiftssystem inte finns på plats innan systemet knappt påtänkts. Ett avgiftssystem leder oundvikligen till ökade administrativa kostnader i och med ökat databehov och databehandling. Dessutom finns det problem som kan vara svårare att lösa även på . Mätning av utsläpp – bas för avgift. För punktkällorna är detta inget större problem, förutom att de, i och med att C- anläggningarna måste med i systemet, är väldigt många. För diffusa källor och enskilda avlopp är redan detta steg mycket problematiskt och under en överskådlig framtid finns egentligen ingen bra lösning. Problemet kan kringgås eller skjutas genom att man använder schablondata, modelleringar eller inflöde som estimat på utsläpp snarare än att försöka mäta de faktiska utsläppen. Användning av avgift. En strikt tolkning av avgiftsbegreppet medför att avgiften ska återföras, men det kan finnas anledningar till att avvika från detta. Exempel på det är om åtgärder bäst genomförs på t.ex. avrinningsområdesnivå snarare än av enskilda källor: på så sätt motiveras en fondering av avgiften för bästa effekt. Det finns miljömässiga belägg för att differentiera avgifter regionalt eller till och med lokalt. 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 den specifika recipienten. 2.Känsligheten för utsläppet hos den specifika recipienten. Det finns ett brett underlag av direktiv och lagar att luta sig mot vad gäller dessa två faktorer. Utifrån ovanstående resonemang och rapporten i helhet tror vi det finns möjlighet att genomföra avgiftssystem på vattenutsläpp i . Det krävs givetvis vidare utredning för att närmare förstå konsekvenserna, men för att lyfta fram frågan till diskussion vill vi ändå framföra två exempel. Båda är system som borde kunna genomföras inom en 5–med avseende på databehov m.m. 8.1Förslag på avgiftssystem för övergödande ämnen Ett odelat avgiftskollektiv skulle med största sannolikhet leda till stora omfördelningar av resurser mellan de i rapporten definierade subkollektiven. Å andra sidan, en för finfördelad struktur skulle leda till kraftigt ökad administration samt minska möjligheterna att genomföra utsläppsreducerande åtgärder där de är mest kostnadseffektiva. Därför kommer problemet med att definiera basen för återförande vara svårt att lösa. Utan att närmare analysera konsekvenserna skulle en möjlig kompromiss kunna vara följande indelning: Bilaga 8 SOU 2002:105 Avgiftssubkollektiv för övergödande ämnen utgår p g a 1 Ej nödvändig eftersom avgiften ej återförs till källan utan används på annat sätt. Detta system kräver utökad mätning av C-anläggningars utsläpp – i vilken mån detta redan sker för relevanta anläggningar är inte undersökt. Det krävs även bättre underlag för enskilda avlopp: om denna information kan samlas in via fastighetsregistret krävs åtminstone en för att den ska bli komplett. Eventuellt bör även stallgödsel inkluderas i systemet. I ett initialskede ser vi det dock vara bättre att styra från handelsgödselanvändning mot stallgödselanvändning för att minska genomströmningen av närsalter i samhället. Med detta system skulle de flesta stora källor avgiftsbeläggas, vilket är fördelaktigt fördelningsmässigt samt ur PPP-synpunkt. Antalet subkollektiv blir begränsat, och flera stora problem undviks, även om flera kvarstår. Dataunderlaget som behövs är inte SOU 2002:105 Bilaga 8 oöverskådligt större än det som existerar , och administrationen torde bli överkomlig. Systemet bör kunna utvecklas mot ett mer enhetligt avgifts- system i den mån som bättre dataunderlag och mätmöjligheter framkommer för markanvändning och enskilda avlopp. Ur fördelningssynpunkt kan en del av avgiften från respektive delkollektiv användas för finansiering av vattendistrikten. Summan blir då beroende av respektive delkollektivs relativa bidrag till utsläpp. Avgiftsnivån kan även sättas på vattendistriktsnivå för att bättre relatera till den miljöeffekt utsläppen ger upphov till. Fördelar med systemet är att det är pragmatiskt och genomförbart inom en rimlig tidsperiod, samt att alla förorenare betalar lika. Nackdelar med systemet är att det inte är ett rent avgiftssystem. Dessutom delas avgiftskollektivet upp på delkollektiv med olika avgiftsbas, vilket ökar det administrativa arbetet. 8.2Möjlighet att avgiftsbelägga toxiska ämnen Att införa en avgift för varje toxiskt ämne är inte praktiskt genomförbart. En möjlig lösning är att endast ha en avgift, där olika avgiften för enskilda ämnen viktas ihop utifrån sitt relativa bidrag till miljöförstöring per utsläppt enhet. Ett sådant system finns i bla , och (se kapitel 4.3). Vattendirektivets prioriterade ämnen har valts utifrån risk för vattenmiljön eller dricksvattenuttag (se kapitel 5.1.2). För vattenmiljön kan man utgå från de principer som används vid riskbedömning av kemikalier inom EU (TGD, 2002). Genom att utvärdera toxikologiska tester av ett ämne härleds ett s.k. PNEC- värde (predicted no effect concentration). Detta värde anses vara ett mått på den högsta halt i miljön som inte skadar ens de känsligaste organismerna. Ju lägre PNEC-värde ett ämne har, desto mer toxiskt är det. Utsläppen kan härigenom viktas samman till ett värde. Konceptet bör även innehålla en analys av om effekter är mest sannolika i sediment eller i vatten, vilka har olika PNEC- värden. Ämnen som ska utfasas, t.ex. prioriterade farliga ämnen enligt bilaga X, kan skattas högre om man så önskar. Man kan även ta hänsyn till om ämnen biomagnifieras, dvs. anrikas i näringskedjan. Sådana effekter kan vara svåra att inrymma i ett PNEC-värde men är för vissa ämnen mycket viktiga för ämnets effekter i miljön, t.ex. DDT som framför allt påverkat toppredatorer såsom pilgrimsfalk. Med detta förfarande skulle man även kunna definiera tröskelnivåer, under vilka utsläpp inte åläggs avgifter. Ett behov av tröskelnivåer kan föreligga för ämnen som visserligen prioriterats i t.ex. bilaga X, men där utsläppen i sker från få källor och är mycket låga. Tröskelnivåerna anges alltså i utsläppt mängd / PNEC. Det kan vara värt att nämna att kostnaderna för att mäta utsläpp av många toxiska ämnen inte är ringa. Avgiftsnivåerna bör ställas i relation till dessa kostnader. Rapportering av utsläpp styrs framför allt av föreskriften för miljörapportering, där utsläpp över vissa tröskelvärden ska rapporteras. Att ha tröskelvärden är rimligt men medför också att mindre anläggningar inte kan inrymmas i systemet under nuvarande förutsättningar. Som nämnts tidigare i denna rapport är kunskapsläget bristfälligt vad gäller kvantitativa utsläppsdata för många ämnen. En ytterligare komplikation som vi försökt lyfta fram är betydelsen av diffusa utsläpp under användning av varor innehållande toxiska ämnen. Ett alternativ till att avgiftsbelägga utsläpp, och som eliminerar dessa två begränsningar, kan vara att istället avgiftsbelägga den industriella användningen av toxiska ämnen. Utgångspunkten är att dessa ämnen förr eller senare hamnar i miljön, och att ansvaret ligger hos producenten. Användning av toxiska ämnen ska registreras i emissionsdeklarationerna, för de berörda ämnena. Nackdelar med ett sådant förslag är det inte stimulerar företagen till att minska sina utsläpp. Avgiftssystem har många teoretiska fördelar, men 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 den komplexa bild av källor och miljöeffekter kan ett avgiftssystem på vattenutsläpp lätt bli administrativt tungrott. På grund av detta kommer ett avgiftssystem alltid vara en avvägning mellan enkelhet och rättvisa. Kostnaden för systemet måste relateras till den miljömässiga nytta som uppnås. I rapporten presenteras två pragmatiska system på avgifter på dels eutrofierande ämnen, dels toxiska ämnen. och . (1997) miljötillståndet , nu och . För systemekologi, , Teknisk rapport nr 24, ISSN 1104- 8298. (2001) Effluent charging systems in the EU. Project No IV/2000/09/01 (contract 112317) Finstad A., Haakonsen G., Kvingedal E. och Rypdal K. (2001) Utslipp til luft av noen miljøgifter i Norge- Dokumentasjon av metode og resultater. Statistisk sentralbyrå, , rapport 2001:17. (2000) Miljöavgifter i franskt jordbruk. Avancerad miljöpolitik med förhinder. Forskningsrapport, Avdelningen för mark- och vattenresurser, miljö, KTH , H. och ,G. (2001). Svenska sjöar med höga fosforhalter; 790 naturligt eutrofa eller eutrofierade sjöar? för miljöanalys, SLU, , Rapport 2001:8, ISSN 1403-977X. (1997) Kväveläckage från svensk , 4741. KEMI (2000) Assessment of risks to health and the environment in from Cadmium in fertilisers. Kemikalieinspektionen PM nr 4/00. Kindbom K., ., , och . (2001) Nationell miljöövervakning av luft- och nederbördskemi 1997, 1998 och 1999, IVL rapport . och (2002) Modell för att beräkna kväveförluster från växande skog och hyggen i . För miljöanalys, SLU, , Rapport 2002:1, ISSN 1403-977X. (2002a) Metaller i stad och land, miljöproblem och åtgärdsstrategier. (2002b) Om införandet i av direktiv (76/464/EEG) om utsläpp av vissa farliga ämnen. (1999a) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Bakgrundsrapport, kemiska och fysikaliska parametrar. (1999b) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. (1997) Källor till kväveutsläpp, 4736. (2002) Vattenavgifter – förutsättningar och möjligheter. Underlag till Utredningen svensk vattenadministration från . (1997) Miljöekonomi för en hållbar utveckling. Rühling Å. och . (2001) Changes in atmospheric deposition rates of heavy metals in . SCB (2002) Utsläpp till vatten och slamproduktion 2000. Statistiska Meddelanden, MI22SM0101, Serie MI-Miljövård. SMF (2001) Miljötillståndet i Egentliga . (2001) Miljöhälsorapport . Sternbeck J., . och . (2001) Spridning av metaller från vägtrafik IVL B1431. Sternbeck J. and . (2001) Trace metals in sediments from the region: geographical pollution patterns and time trends. Water, Air, Soil Poll. Focus 1, pp. Sörme L. och . (2002) Sources of heavy metals in urban wastewater in . TGD (2002) Technical Guidance Document on Risk Assessment. , O och , P. (2002) mindre punktkällor: Delprojekt enskilda avlopp. Delrappport – avstämning . (2001) Recovery from Eutrophication: Experiences of Reduced Phosphorus Input to the Four Largest Lakes of . Ambio, Vol.30, No 8, pp.475-485 , M och , L. (2002) Miljöindikatorer för näringslivet – utveckling och användning inom grafisk medieindustri, verkstadsindustri, livsmeddelsindustri och trävaruindustri. Detta starkt förenklade exempel är tänkt att åskådliggöra vatten- planeringen. I själva verket är naturligtvis både antalet sjöar, antalet parametrar som kan påverkas, antalet störningskällor och antalet möjliga styrmedel och praktiska åtgärder betydligt fler i verklighe- tens vattenområden! Dessa rymmer också både älvsträckor, grund- vattenområden och havet. Åskådningsexemplet behandlar alltså bara tre sjöar inom vatten- området. Undersökning och karaktärisering; typning Ett vattenområde har följande kartbild Uppgifter om vattenområdet och dess ekologiska och kemiska status hämtas in. Länsstyrelse, samverkansorgan och lokala aktörer bidrar med underlag. De tre sjöarna karaktäriseras. karaktäriseras då som en liten fjällsjö i , som en medelstor höglandssjö i och som en stor slättlandssjö i . Bedömning av om det finns skäl att tillämpa undantagsbestäm- melser m.m. Det ligger ett vattenkraftverk med en damm vid sjöns utlopp. bedömer att regleringen är så omfattande i förhållande till sjöns naturliga förhållanden att den skall bedömas som starkt modifierad. I övrigt anser inte vattenmyndigheten att det föreligger förhål- landen som gör att det finns skäl att tillämpa några undantagsbe- stämmelser för vare sig , eller . uppfyller till alla delar vad som motsvarar hög ekologisk och kemisk status. beslutar att miljömålet för den sjön blir att inte försämra dess höga status. beslutar att miljömålen för respek- tive i huvudsak skall fastställas till vad som anges som god status för respektive typ av sjö i nationella underlagsmaterial. Det blir alltså fråga om ett antal ekologiska och kemiska parametrar som skall för vardera sjö. – som bedömts som starkt modifierad – räcker det att uppnå målet om en god ekologisk potential; de ekologiska parametrar som inte kan nås på grund av regleringen behöver inte uppfyllas fullt ut. För del begränsas åtgärdsprogrammet till att ange att status inte skall försämras, och att detta kan säkerställas genom gällande lagstiftning. För de båda andra sjöarna sker arbetet med åtgärdsprogram i följande steg. I processen medverkar förutom vattenmyndigheten även , samverkansorganet, kom- munen, kommunens , berörda industrier, en berörd tomt- ägareförening samt intresserad allmänhet. Varken eller klarar alla de parametrar eller del- mål som krävs för att god status (för god ekologisk potential) skall anses vara nådd. För del är det en av de ekologiska parametrarna som inte . Beståndet av en viss algart (balkalg; den påverkas inte av att sjön är reglerad) är dubbelt så stort som i en opåverkad höglandssjö. När det gäller är det en kemisk parameter som inte . Fosforhalten är kraftigt förhöjd jämfört med vad som anges för en opåverkad slättlandssjö, och högre än vad som motsvarar god status. Den mänskliga påverkan som sjöarna utsätts för kan åskådliggöras genom följande bild. I kan man konstatera att tillväxten av balkalg gynnas av den temperaturhöjning som föreligger i en av sjöns vikar på grund av att ett par industrier samt kommunens värmeverk och avlopps- reningsverk har utsläpp där. Industriernas och kommunens varm- vattenutsläpp beräknas stå för hela påverkan på balkalgbeståndet. För del finner man tre källor som bidrar till den för- höjda fosforhalten. Ett numera nedlagt tvätteri har tidigare haft omfattande fosforutsläpp i sjön och sjöns sediment har kraftigt förhöjda fosforhalter. Dessa påverkar också halterna i sjövattnet. Ett äldre område med fritidshus vid sjöns ena strand bidrar med utsläpp via bristfälliga avloppsanordningar. Det sker ett fosforläck- age från omgivande jordbruksmark. De tre källorna uppskattas bidra till förhöjningen i sjöns fosforhalt med var sin tredjedel. En utredning visar att en förbättrad energihushållning vid indu- strierna och hos kommunen skulle kunna eliminera en betydande del av den termiska påverkan på , och därmed på beståndet av balkalg. Utredningen indikerar att det finns tekniska förutsättningar att förbättra energihushållningen som inte skulle innebära orimliga konsekvenser för industrierna eller kommunen. skulle behöva restaureras, avloppsanordningarna från fritidshusen förbättras och gödslingen av jordbruksmark förändras. Dessa åtgärder beräknas sammantaget ha potential för att minska fosforhalten i sjön till vad som motsvarar god status. För att minska effekterna av kylvattenutsläpp och annan termisk påverkan i fordras omprövning av ett antal gällande till- stånd enligt . är vid sin prövning av respektive verksamhet inte bunden av de resultat som förväntas enligt åtgärdsprogrammet. För att minska påverkan från jordbruk och fritidsbebyggelse vid kan man tänka sig endera tillsynsåtgärder enligt miljö- balken eller generella föreskrifter för det begränsade geografiska området. Det kan här också finnas utrymme för avtal och överens- kommelser av olika slag. Innan frågan om restaurering kan tas upp måste ansvarsförhållandena utredas. Kan man finna någon som ansvarar för de fosforförorenade sedimenten? Eller kan det all- männa åta sig att genomföra restaureringen? Där anges de åtgärder som fordras; omprövning av vissa verksamheter, tillsyn vid fritidsbebyggelse och jordbruk, generella föreskrifter osv. tillsammans med uppgift om vem som skall initiera åtgärden och tidpunkten för detta. I åtgärds- programmet anges också den förväntade effekten av respektive åtgärd. följer kontinuerligt upp hur åtgärdsprogram- met genomförs. Ekologisk och kemisk status i och följs upp, särskilt när det gäller effekterna av åtgärdsprogrammet på bestån- det av balkalg respektive fosforhalt. Om åtgärdsprogrammet inte leder till att god status kan nås, måste andra eller mer långtgående åtgärder föreskrivas i nästa program. Övervakningen av är mer begränsad.