sou · GUB339 · 2007-01-01 00:00:00 — Metoder för att fastställa kompletterande och kompenserande åtgärder När en skada inträffat måste man naturligtvis identifiera och kvan- tifiera vilken naturresurs som skadats. Kvantifiering innebär att man mäter skadans omfattning. En skada kan t.ex. inträffa efter att en sjö förorenats med PCB (PCB är ett långlivat miljögift som anrikas uppåt i näringskedjan och medför bl.a. fortplantningsstörningar hos fisk). Efter prov- tagningar från sjöbotten, fiskar och fåglar och jämförelser med tröskelvärden, får man sedan kunskap om vid vilka nivåer PCB som Genom denna process kan man dra slutsatser om huruvida en skada kan anses föreligga. Låt oss säga att PCB-föroreningen orsakade en skada på natur- resurser bestående i en påverkan på den ekologiska stabiliteten i ekosystemet genom att fåglarna inte kan reproducera sig, samt i ett förlorat rekreationsvärde genom att fiskare kan äta fis- ken de fiskat i sjön. Det förlorade rekreationsvärdet gäller alltså utöver det ansvar som kan grundas på vanliga civilrättsliga regler, som ju förutsätter person-, sak- eller ren förmögenhetsskada. Efter denna process sker en bedömning av hur skadan skall avhjälpas och kostnaderna för detta skall då beräknas. Om primära åtgärder inte är möjliga eller tillräckliga skall i stället komplet- terande och därutöver kompenserande hjälpåtgärder vidtas som motsvarar värdet av förlusten. Det kan t.ex. vara omöjligt att genom primära åtgärder avhjälpa skadan på den plats där skadan inträffade och kompletterande åtgärder måste därför vidtas på en annan plats. Kompenserande åtgärder kan också bli aktuellt för att kompensera för den tid det tar innan miljön är återställd. Vid fastställandet av kompletterande och kompenserande åtgär- der skall i första hand ekvivalensmetoder användas där naturresurs jämförs med naturresurs och funktion med funktion. Om det inte är möjligt att använda en sådan metod skall alternativa värderings- metoder, t.ex. ekonomisk värdering, användas. Vad som närmare avses med ekvivalensmetoder framgår inte av direktivet mer än att det är fråga om metoder som syftar till att fastställa vilka åtgärder som skall vidtas när det inte är möjligt att avhjälpa en skada genom primära hjälpåtgärder. Direktivet har utvecklats med ett snarlikt system från som förebild; vilket bl.a. innebär att det, liksom i , är kompensa- tionen för de skadade funktionerna som är av intresse snarare än ekonomisk kompensation, som man menar kräver tidsödande eko- nomiska värderingsstudier. Med en sådan likartad inriktning kan det finnas anledning att titta närmare på vilka ekvivalensmetoder som har utvecklats i . Visserligen skiljer det amerikanska systemet inte mellan kompletterande och kompenserande hjälp- åtgärder, men vad som sägs i fråga om kompenserande hjälpåtgär- der är emellertid tillämpligt också på kompletterande sådana. I har man med hjälp av en ekvivalensmetod kallad habi- tatekvivalensanalys, från engelskans (Habitat Equivalency Analysis, HEA), kunnat fastställa vilka kompenserande hjälpåtgärder som behövs för att tillhandahålla sådana funktioner som motsvarar den tillfälliga förlusten av naturresurser och funktioner som följer av en skada. Det handlar alltså om att kvantifiera den förlorade naturresur- sen/funktionen genom en ekologisk analys och därefter identifiera ett avhjälpandeprojekt som tillhandahåller en motsvarande natur- resurs. Kostnaden för detta avhjälpande blir därmed ett mått på skadan. Metoden har utvecklats och använts flitigt av den amerikanska nationella havs- och atmosfärsadministrationen (Oce- anic and , NOAA) för att bättre beräkna kostnaderna för avhjälpande av miljöskador. Tillämp- ningen av HEA innebär alltid att kompensation äger rum på en annan plats än den där skadan ägde rum. En grundläggande tanke bakom HEA är att allmänheten skall kunna kompenseras för förluster av naturresurser och deras funk- tioner genom projekt som ersätter funktioner och naturresurser av samma typ. Frågan om vilka funktioner som en naturresurs tillhandahåller är central i detta sammanhang. I den amerikanska ansvarsregimen, CERCLA, definieras sådana funktioner som tillhandahållande av habitat, mat och andra behov för biologiska resurser, rekreation, andra produkter eller funktioner som används av människor, flod- kontroll, grundvatten, avfallsassimilering, och andra funktioner som kan tillhandahållas av naturresurser. I miljöansvarsdirektivet definieras funktioner och naturresursfunktioner som de funktioner en naturresurs har till förmån för en annan naturresurs och/eller allmänheten (se även avsnitt 2.3). För att bedöma skadans omfattning beaktas vid tillämpningen av HEA flera moment, såsom minskat individantal av olika arter, minskad areal av olika biotoper eller liknande, vilka sedan jämförs med ursprungssituationen. Om avhjälpandet inte är måste även tiden för att naturresursen skall återställas beaktas. Det kan ofta vara svårt att beräkna och finna lämpliga avhjälpan- deprojekt som ger en nytta som motsvarar den förlorade natur- resursen/funktionen. För att kunna lägga in rätt värden i den beräkningsmetod som HEA innebär måste vissa översättningar göras för att definiera vilket antal enheter återställda habi- tat/naturresurser/nytta/funktioner som motsvarar en enhet av den ursprungliga skadade habitat/naturresurs/nytta/funktioner. För att beräkna den tillfälliga förlusten kan man exempelvis tänka sig att naturresurser skadats på 100 åkrar och att det tar att återställa skadan, dvs. nå det ursprungliga tillståndet igen. Ska- dan beräknas sålunda till 1 000 åkrar/år och ett avhjälpandeprojekt som motsvarar den ytan bör därför väljas. Miljöansvaret motsvarar då kostnaden för att åtgärda en plats med samma yta samt där- utöver kostnader för utredning av skadan och kostnader för att avhjälpa förlorat rekreationsvärde. Man kan i laxexemplet tänka sig att det finns en mycket dyr men tekniskt möjligt lösning att dubblera laxpopulationen och återställa nivån till 20 000 laxar. Ett sådant alter- nativ måste naturligtvis övervägas. Men där finns också andra lös- ningar som innebär att laxpopulationen når sitt ursprungliga till- stånd, dock med, 3, 5, 10 eller X års, fördröjning. Det är sannolikt att några av dessa senare kombinationer är betydligt billigare än den första. Det kan t.ex. finnas ett alternativ enligt vilket laxpopula- tionen genom naturlig återhämtning, till hälften av kostnaden, är återställd . Alternativ genom naturlig återhämtning skall ju beaktas enligt art. 7.3. Under förutsättning att avhjälpandet är linjärt och slutfört blir de tillfälliga förlusterna 10 000 skadan inträffade, 7 500 för året därefter och 5 000 för året därpå osv. Trots en utbredd tillämpning av HEA kritiseras den emellanåt för sina begräsningar. Exempelvis utgår HEA i många fall från antaganden som inte alltid överensstämmer med verkliga förhållan- den, vilket begränsar möjligheten att fullt ut beakta all den kom- plexitet en skada ofta innebär. Vidare råder det osä- kerhet kring de värden som används i beräkningarna. Det kan t.ex. vid en förorening på 100 åkrar med varierande grad av skada på de olika åkrarna, vara svårt att ange en exakt siffra på vad som utgör en allvarlig skada. Kritiker menar också att HEA-metoden inte är till- räckligt flexibel eftersom den utgår ifrån att kompensation av ska- dade funktioner skall ske med samma funktioner. Många menar också att det är ett problem att en naturresurs värde är , utan att hänsyn tas till om samma naturresurs finns i närheten, vil- ket borde medföra ett lägre värde jämfört med om det är fråga om en sällsynt naturresurs. Mer än något annat går dock kritiken ut på att HEA-metoden, som ursprungligen utvecklades för oljeskador (som för övrigt är undantagna från direktivets tillämpningsområde), även om den senare fått ett mycket brett tillämpningsområde i , inte är anpassad till ett europeiskt sammanhang. Eftersom det inte finns något större utbud av metoder att tillämpa för att ange vilka åtgärder som skall vidtas i enlighet med direktivet, kan det finnas skäl att beakta HEA-metoden, såsom en i och för sig möjlig metod, trots de fel och brister som många pekar på. Det är i detta sammanhang inte möjligt att bedöma värdet av HEA. För att tillämpningen ute i landet skall bli så likartad som möjligt kan det vara lämpligt att olika metoder närmare analyseras och att utvecklar närmare föreskrifter till ledning om vilka metoder som kan accepteras och vilka värden som kan användas. Natura 2000, förhållandet mellan miljöansvarsdirektivet och habitatdirektivet Det finns tydliga likheter när det gäller avhjälpande i miljöansvars- direktivet respektive kompensation enligt habitatdirektivet. En väsentlig skillnad är emellertid att miljöansvardirektivet rör till- ståndet när skadan är ett faktum, medan habitatdirektivet är inrik- tat på förutsättningarna innan en skada har inträffat. Enligt habi- tatdirektivet måste t.ex. vissa villkor vara uppfyllda innan en verk- samhet inleds med möjlighet att stoppa ett projekt som inte upp- fyller angivna förutsättningar. Vidare prioriteras enligt habitat- direktivet idén om Natura 2000-nätet sammanhang, såsom det kommer till uttryck i art. 3 i habitatdirektivet. En konsekvens av detta är att det finns en tydlig preferens för att en identisk uppsätt- ning naturresurser skall ersätta skadade naturresurser på samma plats, eller i närheten av den plats där skadan inträffade. Kompen- sationsåtgärderna enligt habitatdirektivet syftar alltså till att bevara Natura 2000-nätet. Miljöansvarsdirektivet saknar en sådan särskild målsättning i fråga om Natura 2000-nätet, vilket torde medge ett större utrymme för att hjälpåtgärder vidtas på en annan plats än där skadan inträf- fade. Detta lämnar i sin tur utrymme för att använda metoder, som t.ex. HEA, som innebär avhjälpande på annan plats. Icke desto mindre bör tillämpningen följa den tanke som återspeglas i habitat- direktivet enligt principerna där, dvs. att kompensation sker med livsmiljöer och arter som tillhandahåller funktioner jämförbara med dem som motiverat urvalskriterier för den ursprungliga platsen. Därutöver bör de kompenserande åtgärderna garantera återhämt- ning och tillförsäkra övervakning och finansiering över , i likhet med vad som gäller enligt habitatdirektivet. Det inbördes förhållandet mellan de båda direktiven kan behöva ses över för att avgöra hur miljöansvarsdirektivet ska genomföras och tillämpas i Natura 2000-områden. Även om ekvivalensmetoder har använts i , är de i i det närmaste oprövade. Kunskapen om ekvivalensmetoder och dess olika konsekvenser är därför mycket bristfällig. Det är mot denna bakgrund som kommissionen har tagit initiativ till ett forskningsprojekt, REMEDE (Resource Equivalency Methods for Assessing Environmental Damage in the EU) i syfte att bl.a. undersöka hur ekvivalensbedömningar fungerar i fråga om skador på biologisk mångfald och andra miljöskador som inte fullt ut kan avhjälpas på den skadade platsen. Målsättningen är att utveckla, testa och sprida tillämpbara ekvivalensmetoder att användas för bedömning av vilka kompletterande och kompenserande hjälp- åtgärder som kan behöva vidtas för att avhjälpa en skada när ett återställande till det ursprungliga tillståndet inte är möjligt. kommer att redovisas i en rapport, som dock inte kommer att vara färdig . På vilket sätt kan de amerikanska erfarenheterna användas? Miljöansvarsdirektivet och det amerikanska systemet har mycket snarlika angreppssätt, eftersom det är avhjälpande och inte eko- nomisk kompensation som står i förgrunden. Enligt miljöansvarsdirektivet har myndigheten en skyldighet att agera, medan myndigheterna i har ett större utrymme att själva avgöra vilken roll de skall spela. En annan väsentlig skillnad gäller de kompletterande och kom- penserande åtgärder som enligt habitatdirektivet måste ske inom Natura 2000-områden. I kan kompensation i bety- dligt större utsträckning frikopplas från den ursprungliga platsen där skadan inträffade och det har utvecklats olika lösningar för detta ändamål. En amerikansk verksamhetsutövare kan t.ex. använda sig av en marknadslösning, s.k. habitat banking, för att fullgöra sina skyldigheter. Habitat banking innebär att det finns en marknad som gör det möjligt för verksamhetsutövare att finna färdiga avhjälpandeprojekt av liknande natur för att kompensera för en skadad plats. Den ansvarige kan sålunda vända sig till en habitat bank som utser en alternativ plats där åtgärder kan vidtas snabbt och som därmed begränsar de tillfälliga förlusterna. Om det inte finns projekt av samma typ, kan särskilda översättningstekniker användas. Habi- tat banking ger således utrymme för lösningar som inte har med den skadade platsen att göra, men som gör det möjligt att återställa någon annan skadad plats, som inte omfattas av några ansvars- bestämmelser. Detta skulle alltså kunna bli ett effektivt instrument att komma åt några av de områden som tidigare drabbats av miljö- skador, men som inte omfattas av miljöansvarsdirektivet. Vidare innebär habitat banking, från såväl miljömässiga som ekonomiska aspekter, stora fördelar. Med en sådan metod finns möjlighet för entreprenörer att utveckla färdiga projekt till betyd- ligt lägre kostnader för verksamhetsutövare än vad andra lösningar skulle innebära. Avhjälpandeprocessen blir dessutom både enklare och snabbare, eftersom det finns färdiga lösningar att använda när skadan väl inträffar. En konsekvens av habitat banking är att den som faktiskt råkar ut för att exempelvis en ekdunge försvinner riskerar att förlora på detta system, eftersom det tillåter att hjälpåtgärder vidtas på en annan plats, kanske långt från den plats där skadan inträffade. På motsvarande sätt kommer de som bor nära den plats där åtgärderna vidtas att få njuta av fördelar som de annars inte skulle ha haft möj- lighet till. Från en individuell utgångspunkt riskerar därför habitat banking att uppfattas som orättvis. Man måste emellertid ha i åtanke att miljöansvarsdirektivet inte ger enskilda några rättigheter. Direktivet har miljöskador i fokus och behandlar inte enskildas eventuella rätt till kompensation för en försämrad miljö. Mot denna bakgrund kan det finnas fog för att kriteriet om geografisk anknytning i 1.1.2 inte skall tillmäts någon helt avgörande betydelse. Det kan därför finnas visst utrymme i miljöansvarsdirektivet, åtminstone vad gäller skador utanför Natura 2000-områden, att tillåta habitat banking. Man kan återigen studera lax-exemplet och föreställa sig att det är omöjligt att avhjälpa skadan på platsen. Om direktivet tolkas strikt, måste avhjälpande äga rum i samma region och med samma typ av fisk. Utan möjligheter till habitat banking projekt kommer avhjälpandeprojekt att skräddarsys, vilket betyder att det kommer att ta mer tid och framför allt medföra högre kostnader än det skulle ha gjort med en habitat banking-lösning. Att välja en lösning där man ökar laxpopulationen i en närbelägen flod, som valts ut för att leva upp till kravet på geografisk anknytning, är kanske inte den effektivaste lösningen ur ett miljöperspektiv. Om floden redan producerar tillräckliga miljöfunktioner, kommer marginalnyttan av de ytterligare laxarna nämligen att bli förhållandevis liten. Genom en analogi med klassiska ekonomiska koncept kan den miljömässiga marginalnyttan av samma antal laxar bli större om miljöansvarsdirektivet tolkas mer flexibelt, och om habitat ban- king-lösningar utvecklas så att floder som förorenats (och därmed inte omfattas av miljöansvarsdirektivet) kan komma i åtnjutande av åtgärder som kan få betydligt större betydelse för det lokala ekosystemet och bevarandet av det omgivande vilda dju- rlivet, än om åtgärder hade vidtagits i den mest närbelägna floden. Enligt miljöansvarsdirektivet skall visserligen avhjälpande övervägas på den plats där skadan ägde rum, men detta betyder inte att det med nödvändighet måste genomföras där. Habitat banking reser en hel del frågor. Vem kommer att påbörja habitat banking? Kommer de att drivas i privat regi? Vilken nivå krävs i fråga om övervakning? Och vad händer med förhållandet till habitatdirektivet? Habitat banking torde kunna få betydelse med tanke på många av de fördelar som den trots allt har. Den svenska genomförandet bör sålunda lämna öppet för sådana lösningar. Det finns då i alla fall en teoretisk möjlighet att habitat banking utvecklas naturligt i vissa fall och uteslutas i fall där en specifik situation kräver att ett visst kriterium ges en större vikt. Miljöansvarsdirektivet förespråkar avhjälpande i stället för ekono- misk kompensation för en skada. Detta betyder i sin tur att ekvi- valensmetoder, såsom HEA, i första hand skall användas vid fast- ställande av omfattningen av hjälpåtgärderna. lertid att uppstå situationer där ekonomisk värdering är den enda möjliga metoden för att fastställa vilka åtgärder som skall vidtas. Det kan t.ex. ofta vara svårt att med hjälp av en ekvivalensmetod komma fram till hur ett förlorat rekreationsvärde skall kompen- seras för. Om det endast är möjligt att uppskatta värdet av de förlorade naturresurserna och funktionerna, men inte av de naturresurser och funktioner som skall ersätta dessa, kan enligt direktivet sådana hjälpåtgärder väljas vilkas kostnader motsvarar det uppskattade värdet av de förlorade naturresurserna och funktionerna. Ekonomisk värdering av miljön kan vara problematisk, eftersom endast ett fåtal av miljöns olika funktioner har värderats och kvan- tifierats och långt ifrån alla har ett marknadsvärde. Det är dessutom inte alltid man känner till hur förhållandena såg ut före skadan. Vid en ekonomisk värdering är även tillgången på ersättningsbara alter- nativ av intresse. Detta innebär alltså att bedömningen av signifi- kansen och allvaret av en flodförorening kan bli beroende av om floden i fråga är den enda källan för rent vatten eller för fiske- möjligheter eller det enda vattenhabitatet i regionen. Det finns dock ekonomiska värderingsmetoder som är förhål- landevis vanliga. Metoderna bygger på betalningsvillighet (willing- ness to pay, WTP) eller vilja att acceptera (willingness to accept, WTA). En enskilds preferenser för olika saker återspeglas alltså i vad denne är villig att betala eller ge upp i form av pengar, saker, nytta, funktioner etc. för att få någonting, i det här fallet en åter- ställd miljö. Miljöekonomer har utvecklat olika tekniker som gör det möjligt att, i brist på marknadsvärden, beräkna WTP för funktioner på miljöns område. Det rör sig om att dra slutsatser utifrån männi- skors verkliga beteende eller utifrån en mera konstlad preferens som bygger på frågor till konsumenter vad de skulle vara beredda att betala för den aktuella miljönyttan. För beräkning av det förlorade rekreationsvärdet kan vi återgå till exemplet med den PCB-förorenade sjön. Till följd av för- oreningen och de restriktioner som sannolikt följer i fråga om fis- ket, påverkas fiskare som kan njuta av fisket i sjön. De kanske inte kan fiska lika ofta som tidigare, eller inte alls. Alter- nativt åker de till en mindre trevlig plats för att fiska eller börjar med någon annan aktivitet. Oavsett vad fiskarna väljer att göra, an- ses de ha lidit en skada. Det finns metoder för att beräkna en sådan förlust. För en sådan beräkning måste man dock ha uppgifter om hur antalet besök har förändrats efter det att skadan blev känd. Varje besök åsätts sedan ett värde i pengar (som bygger på intervjuer där människor fått ange vad de är beredda att betala för att t.ex. fiska vid den aktuella sjön). Även uppgifter om hur länge ett fiske- intresse håller i sig förs in i beräkningen. Med dessa uppgifter som grund kan den ekonomiska förlusten beräknas. Vid beräkningen beaktas även det faktum att en förlust anses större än en mot- svarande förlust . Genom denna beräkning värderas det förlorade rekreationsvärdet och det åligger då den ansvarige att betala det framräknade beloppet för att tillskapa nya fiskemöjlig- heter motsvarande dem som gått förlorade. Det kan exempelvis röra sig om att bygga en pir och en parkeringsplats för att skapa fiskemöjligheter i sjöns norra del. Huvudsaken är alltså att utveckla avhjälpandeprojekt till ett lika stort värde som förlusten värderats till och som särskilt tar sikte på att tjäna fisket. har kraven på konsekvensanalyser när det gäller vil- ken påverkan olika beslut kan ha på miljön ökat, vilket lett till utvecklingen av olika typer av ekonomiska värderingsmetoder som syftar till att värdera miljöns nyttigheter. Det finns därför, åtmin- stone i , en betydligt större kunskap om ekonomiska värde- ringsmetoder än vad som finns i fråga om ekvivalensmetoder. Ännu pågår dock arbete med att utveckla ekonomiska värderingsmetoder för detta ändamål. Hur skall myndigheten välja alternativ med beaktande av kriterierna i 1.3.1 i bilaga II Valet av vilka hjälpåtgärder som skall vidtas skall göras med beak- tande av bästa tillgängliga teknik på grundval av varje alternativs effekter på allmänhetens hälsa och säkerhet i vilken utsträckning varje alternativ bidrar till att förebygga framtida skador och undvika att ytterligare skador uppstår till följd av genomförandet av alternativet i vilken utsträckning varje alternativ gynnar den biologiska mångfaldens olika komponenter i vilken utsträckning varje alternativ beaktar de relevanta soci- ala, ekonomiska och kulturella önskemålen samt andra rele- vanta faktorer som är specifika för platsen den tid som går åt för att verkningsfullt återställa miljöskadan i vilken utsträckning varje alternativ leder till att återställa plat- sen för miljöskadan den geografiska anknytningen till den skadade platsen I valet mellan å ena sidan den metod som snabbast avhjälper en skada och den som maximalt utnyttjar den naturliga återhämt- ningen å andra sidan ryms en mängd möjliga lösningar. I laxexemplet ovan kan man låta naturen göra sitt jobb, och räkna med naturlig återväxt. Man kan också försöka förbättra den naturliga återväxten, genom att begränsa fisket eller öka över- levnadsfrekvensen för yngel. Ett annat alternativ är att introducera 10 000 laxar. För vart och ett av dessa alternativ, kan det också fin- nas olika tekniska lösningar, som är mer eller mindre snabba, och förknippade med olika kostnader. Man kan givetvis kombinera alla dessa angreppssätt. Den behöriga myndigheten har ansvaret för de olika alternativ som enligt 1.2.1 skall beaktas i enlighet med kriterierna i 1.3.1. Direktivet ger ett stort utrymme för olika lösningar, som alla i och för sig är i enlighet med kriterierna i 1.3.1. Listan med vilka kriterier som skall beaktas är en lista utan prioriteringar som vissa av kriterierna sinsemellan är omöjliga att kombinera. Vil- ket alternativ som myndigheten förespråkar blir därför beroende av hur myndigheten prioriterar och viktar de olika krite- rierna, vilket kan betyda att ett kriterium beaktas på bekostnad av ett annat. Om inget alternativ kan uteslutas på förhand, måste fler alter- nativ beaktas, vilket leder till ökade administrativa kostnader och försening i den administrativa processen, jämfört med vad som skulle ha varit fallet om några alternativ på förhand kunde ute- slutas. Den stora flexibiliteten medför en viss rättsosäkerhet, eftersom det inte i förväg går att veta vilken bedömning en myndighet eller domstol kommer att göra. Exempelvis kan en myndighets beslut, som t.ex. bygger på att effekterna på allmänhetens hälsa och säkerhet fått väga mycket tungt vid valet av hjälpalternativ, överklagas och ändras av en domstol, som gör en helt annan värde- ring av kriterierna och därmed ändrar myndighetens beslut. samhetsutövaren måste då naturligtvis anpassa sig till domstolens beslut. Enligt art. 6.1 a skall verksamhetsutövaren utan dröjsmål vidta de akuta åtgärder som behövs för att förebygga att skadan får sprid- ningseffekter. Det betyder att verksamhetsutövaren måste vidta akuta åtgärder oavsett vilka hjälpåtgärder enligt art. 6.1 b myndig- heten senare beslutar om i fråga om skadans slutliga avhjälpande.