4. Økonomiske analyser i forhold til vandrammedirektivet – teoretiske og metodiske overvejelser

Gode samfundsøkonomiske vurderinger kan bidrage til at forbedre beslutningsgrundlaget ved at klarlægge og synliggøre konsekvenserne ved de opstillede initiativer. Økonomiske analyser kan således bidrage til en omkostningseffektiv implementering af virkemidler i forbindelse med vandrammedirektivet. Tabel 4.1. præsenterer en beskrivelse af de økonomiske analysers rolle i forhold til vandrammedirektivet.

Tabel 4.1

Oversigt over beslutningstrin i en økonomiskanalyse af vandrammedirektivet

Kilde: Wateco, 2002 og MWM, 2005.

I udgangspunktet foretages i trin A en beskrivelse af vandområderne. I trin B identificeres problemer i forhold til at nå målet. Formålet er at identificere ”afstanden til målet”, det vil sige forskellen mellem den forventede vandkvalitet i 2015 og målet om god økologisk tilstand. Trin C angiver, at afstanden til målet kan indsnævres ved at analysere mulige virkemidler, jf. kapitel 5 i denne rapport. I forbindelse med trin D er det nødvendigt at gennemføre en omkostningseffektivitetsanalyse (CEA) med henblik på at sammensætte den mest omkostningseffektive pakke af virkemidler. Analysemetoden beskrives i afsnit 4.1.

Det fremgår af trin E, at cost-benefit analysen (CBA) bruges i de tilfælde, hvor det skal afgøres, om der er uforholdsmæssigt store omkostninger forbundet med at opnå målsætningen om god økologisk tilstand. Cost-benefit analysen er opbygget som en økonomisk opgørelse, der tilsigter at prissætte alle omkostninger og gevinster ved et givet tiltag. Den økonomiske værdi af de enkelte elementer fastsættes ved hjælp af en beregningspris for disse. Den valgte metode til prissætning er således central i denne analytiske tilgang. Analysemetoden beskrives i afsnit 4.2.

Principperne i de to analysetilgange gennemgås kort i det følgende med hovedvægten på anvendelse af analyserne i forhold til implementering af vandrammedirektivet.

4.1 Omkostningseffektivitetsanalyse (CEA)

Formålet med en omkostningseffektivitetsanalyse er at finde frem til de tiltag, som minimerer omkostningerne ved at opnå en given målsætning. I analysen sammenlignes alternative virkemidler således på deres omkostninger ved opfyldelse af målsætningen.

Der er stor variation mellem forskellige vandområder i forskellige dele af landet, og et virkemiddels effektivitet vil derfor afhænge af lokale forhold. Det vil derfor ikke altid være meningsfuldt at vurdere virkemidlernes generelle omkostningseffektivitet, idet den omkostningseffektive sammensætning af virkemidler vil afhænge af den lokalitet, som analysen vedrører.

Som et eksempel kan nævnes en situation, hvor de ekstra omkostninger forbundet med at reducere kvælstoftilførslen til vandmiljøet med én ekstra enhed er stigende. Dette kan være tilfældet, hvis en landmand agerer rationelt, og vælger at tage de mindst produktive arealer ud af drift først. I takt med at flere arealer skal tages ud af drift, vil det imidlertid blive nødvendigt at vælge mere produktive områder, hvilket indebærer at de marginale omkostninger vil stige. Dette er illustreret i nedenstående figur, som angiver marginale omkostninger ved kvælstofreduktion på landsplan, jf. figur 4.1.

Figur 4.1

Eksempel på en omkostningskurve for omkostninger ved reduktion af kvælstofudledning

Kilde:  Beregninger fra FØI i forbindelse med forberedelse af VMPIII.

Den omkostningseffektive indsats sammensættes ved at medtage de mest effektive tiltag, indtil målsætningen er indfriet.

4.2 Cost-benefit analyse (CBA)

I den fuldstændige cost-benefit analyse kvantificeres og værdisættes alle initiativets fordele (”benefits”) og ulemper (”costs”) i en kroneværdi. Kroneværdien bruges til at afveje tiltagets ulemper og fordele mod hinanden. Nettonutidsværdien (NPV) beregnes som de samlede, tilbagediskonterede gevinster (benefits) minus de samlede, tilbagediskonterede omkostninger (costs). Tiltaget er samfundsøkonomisk rentabelt, hvis summen af de tilbagediskonterede virkninger (NPV) er positiv. Cost-benefit analyser kan anvendes til at rangordne alternative projekter på baggrund af de velfærdsændringer, de medfører for samfundet.

For at løsningerne kan blive optimale, er det vigtigt, at omkostninger og gevinster er opgjort med udgangspunkt i et konsistent teori- og datagrundlag. I forhold til sammenligning og sammenholdelse af resultater er det også vigtigt, at alle resultater er opgjort på samme form, det vil sige enten som årlige værdier eller som nettonutidsværdier (Møller et al., 2000:135-136).

Ud over de generelle retningslinjer for udførelse af CBA (jf. Møller et al., 2000, Finansministeriet, 1999) samt OECD’s seneste manual vedrørende CBA (OECD 2006), er der udarbejdet en række guidelines i EU-regi. Disse guidelines er ikke juridisk bindende, men rådgiver Kommissionen og medlemslandene om hvilke elementer, der bør indgå i økonomiske analyser af vandrammedirektivet. Dette gælder særligt definitionen og anvendelsen af omkostningsbegrebet i vandrammedirektivet, som er genstand for forskellige fortolkninger, jf. afsnit 4.3.1.

Nedenstående trin danner rammen for proportionalitetsanalysen i vandrammedirektivet baseret på vurderinger af omkostninger og gevinster. Trinene nedenfor beskriver rækkefølgen, og angivelsen i parentes kan sammenholdes med trinene i tabel 4.1.

• Trin 1. Identificer indsatsprogrammet til at opnå miljømålet (trin A og B).
• Trin 2. Indsatsen påvirker miljøtilstanden (fx mindre anvendelse af kvælstof) eller ændringer i vandområderne (fx vådområder der reducerer kvælstoftab) (trin C). Tilsammen ændrer dette vandkvaliteten.
• Trin 3. Omkostningerne ved indsatsprogrammet beregnes (trin D).
• Trin 4. Beregn ændringerne i gevinster ved den forbedrede vandkvalitet fundet i trin 2.
• Trin 5. Sammenlign omkostninger og gevinster (trin E).

Det er afgørende i forhold til vurdering af disproportionale omkostninger, at der er en klar sammenhæng mellem indsatser, effekter og den økonomiske vurdering af omkostninger og gevinster. Det er ændringer i omkostninger og gevinster som følge af indsatsprogrammet, der danner udgangspunkt for analysen af disproportionale omkostninger og mulige undtagelser fra vandrammedirektivet.

I vandrammedirektivet er målopfyldelse beskrevet som Gap-Closure, og det første trin i en CBA er at udføre en konsekvensbeskrivelse for hvilke ændringer i forureningstilførsler eller miljøpåvirkning, der er nødvendige for at opnå målsætningerne i vandområderne, samt at udfærdige en beskrivelse af hvilke tiltag, der er mulige og relevante for at opnå målet. Beskrivelsen skal i videst mulig omfang være kvantitativ og omfatte beskrivelse af hvilke goder og tjenester, som påvirkes af tiltagene, inklusiv markedsomsatte såvel som ikke-markedsomsatte goder. Det beskrives ligeledes hvilke foranstaltninger, der er nødvendige, lige som der udarbejdes en opgørelse af ressourceanvendelsen, lokaliseringen og timingen af aktiviteterne. Beskrivelsen af forholdet mellem tiltag og miljøeffekter vil være en tværfaglig opgave.

En CBA er forbundet med en række usikre antagelser og beregninger. I relation til estimation af såvel gevinster som omkostninger er det vigtigt for resultaternes pålidelighed, at forudsætningerne for analysen gøres klare. Ligeledes bør der gennemføres følsomhedsanalyser, der 1) belyser resultaternes følsomhed overfor ændringer i centrale forklarende variable, samt 2) illustrerer hvor store ændringer, der skal til i værdiestimaterne for at ændre analysens overordnede konklusion.

4.3 Opgørelse af omkostninger og gevinster

I det følgende præsenteres omkostningsbegrebet i vandrammedirektivet samt anvendelsen af omkostninger og gevinster i nærværende rapport.

4.3.1 Omkostningsbegrebet i vandrammedirektivet

De vejledninger, der er udarbejdet i EU, uddyber hvordan omkostningsbegrebet kan fortolkes. De generelle EU-vejledninger vedrørende udførelsen af de økonomiske analyser i vandrammedirektivet omhandler blandt andet definitioner af omkostninger i en velfærdsøkonomisk analyse. Omkostningsbegrebet er udarbejdet af WATECO, ECO1 og ECO2 grupperne, der er nedsat under ”The Common Implementation Strategy for the Water Framework Direktive” (WATECO (2003), Brouwer et al. (2004) og Brouwer and Strosser (2004)). Vejledningerne indeholder kun få henvisninger til anvendelse af CBA, og fokuserer på analysen af status-quo tilstanden samt opgørelser af omkostningsdækningsgraden og miljø- og ressourceomkostningerne. Med udgangspunkt i de nævnte guidelines kan omkostningerne opdeles i følgende tre typer.

Miljøbeskyttelsesomkostningerne, der er relateret til den faktiske implementering af vandbeskyttende tiltag (fx tiltag rettet mod landbruget), opgjort i budgetøkonomiske eller samfundsøkonomiske priser. De samfundsøkonomiske omkostninger omfatter også afværgeomkostninger samt skatteforvridningstab og sideeffekter.

Miljøomkostninger er miljøskadeomkostningerne, der er relateret til den nuværende anvendelse af vandressourcen, fx til vandindvinding, udledning af spildevand mv. Ved denne definition af miljøomkostninger fokuseres på værdien af de negative effekter på det terrestriske og akvatiske miljø, der følger af de eksisterende aktiviteter.

Ressourceomkostninger (”opportunity costs”) er omkostninger ved forbigåede muligheder for alternative anvendelser af vandressourcen. Vand er en knap ressource, som ville kunne finde anden anvendelse end den givne. Ressourceomkostningerne er relevante i de tilfælde, hvor den nuværende anvendelse af vandressourcen er økonomisk inoptimal.

Det fremgår af ovenstående definitioner, at omkostningsbegrebet i vandrammedirektivet både baserer sig på budgetøkonomiske udgifter og tabte indtægter og velfærdsøkonomiske omkostninger, herunder i form af negative effekter på miljøet. Omkostningsbegrebet anvendes i nærværende rapport overvejende i betydningen miljøbeskyttelsesomkostninger, som beskrevet nedenfor.

Anvendelse af omkostningsbegrebet i EU-regi er særlig relevant i forhold til arbejdet omkring undtagelsesbestemmelser, hvor det vil få betydning ved vurdering af, om en given indsats er forbundet med uforholdsmæssigt store omkostninger, og der derfor skal opstilles mindre skrappe miljømål for et vandområde, jf. afsnit 4.4. om anvendelse af undtagelsesbestemmelser.

4.3.2 Opgørelse af omkostninger

Omkostningerne ved de mulige virkemidler er i rapporten primært opgjort som tabt jordrente for de areal- og driftsrelaterede tiltag samt driftsomkostninger ved omlægning til nye dyrkningsformer tillagt en nettoafgiftsfaktor for gødningsrelaterede og tekniske tiltag. Gevinsterne er primært opgjort som budgetøkonomiske besparelser ved f. eks. ophør med vandløbsvedligeholdelse. Det har ikke været muligt at gennemføre egentlige samfundsøkonomiske beregninger, hvorfor skatteforvridningstab, sideeffekter, mv. ikke indgår i beregningerne.

Modellering og estimation af omkostninger er et vigtigt aspekt i omkostningsopgørelsen. For de tiltag, der har en begrænset effekt og implementeres i et begrænset omfang, kan en antagelse om konstante marginale omkostninger være rimelig. For tiltag med betydelig effekt og/eller tiltag, der implementeres i stor skala, er det dog mere sandsynligt, at omkostningerne vil være stigende på marginalen, jo mere tiltaget implementeres.

Estimationen af ikke-lineære omkostningsfunktioner for de enkelte tiltag stiller høje krav til det tilgængelige datagrundlag, fx vedrørende viden om dækningsbidraget eller jordrenten for specifikke afgrøder for individuelle bedrifter. For nogle tiltag kan ikke-lineære omkostningsfunktioner estimeres/tilnærmes, eksempelvis med udgangspunkt i antagelser om trinvis implementering af alternative teknologier eller via generaliseringer baseret på nationale estimater af sammenhængen mellem input og produktion.

Fokus i samfundsøkonomiske omkostningsopgørelser er på opgørelse af nettoomkostningerne set fra samfundet som en samlet enhed. Dette betyder eksempelvis, at transfereringer mellem forskellige interessenter (fx skatter og subsidier) skal holdes ude af opgørelsen. Positive såvel som negative afledte effekter i forhold til andre miljøspørgsmål end det, som tiltaget direkte er rettet imod, skal inkluderes i analysen og opgøres i monetære enheder, så effekterne kan indregnes som en del af tiltagets effekt. I de tilfælde, hvor det ikke er muligt at værdisætte miljøeffekten, kan effekten indgå i en kvalitativ beskrivelse, der tilknyttes opgørelsen.

Et eksempel på en situation med relevante afledte effekter er etableringen af vådområder med henblik på beskyttelse af overfladevand og tilvejebringelse af rekreative goder. En sekundær effekt heraf er ændret emission af klimagasser, og manglende indarbejdelse af den hertil relaterede værdi kan derfor resultere i ikke-optimale konklusioner i forhold til tiltagets policy relevans, især set i en mere overordnet kontekst hvor flere tiltag indgår (Birr-Pedersen & Schou, 2006). De afledte effekter for de mulige virkemidler, som indgår i denne rapport, er behandlet kvalitativt i virkemiddelrapporten (Schou et al. 2007).

4.3.3 Opgørelse af gevinster

I denne rapport er gevinsterne, som nævnt ovenfor, primært opgjort som budgetøkonomiske besparelser, f. eks. ved ophør med vandløbsvedligeholdelse. Der kan derudover forventes en række gevinster i form af afledte miljø- og natureffekter, som ikke er inddraget i analysen, men som i det følgende beskrives inden for en teoretisk ramme med henblik på at kunne opgøre mulige gevinster i de enkelte vandområder. Opgørelsen af gevinster vil primært skulle anvendes i forhold til cost-benefit analyser og i forhold til overvejelser om anvendelse af direktivets undtagelsesbestemmelser, jf. afsnit 4.4.

Ideelt set bør alle ændringer i miljøtilstanden som følge af tiltag i forlængelse af vandrammedirektivet kvantificeres og opgøres ved modellering af ændringerne i emissioner (dosis-respons funktioner), samt ved værdisætning af de effekter i form af ændret udbud af naturgoder, som følger af ændringerne i emissioner. Disse sammenhænge tilstræbes gjort kvantificerbare i forbindelse med indsatsplanlægningen og udarbejdelse af vandplaner i 2009, men det vil formentlig kun i begrænset omfang være muligt at monetarisere de fysiske ændringer, mv.

Som led i forberedelsen af implementering af vandrammedirektivet har DMU udarbejdet modeller for sammenhænge mellem emissioner og tilstandsmålene i direktivet på baggrund af et fagligt udredningsarbejde. Dette videngrundlag vil kunne anvendes til at foretage beregninger af sammenhænge mellem ændringer i emissioner som følge af forskellige doseringer af virkemidler og de deraf afledte effekter på de biologiske tilstandsmål i vandrammedirektivet. Samme videngrundlag kan danne udgangspunkt for beregninger af såvel marginale omkostninger som nytte i et givet oplandsområde.

Estimation af gevinster kan desuden baseres på case studier. Udgangspunktet for et casestudie af et oplandsområde vil være en beskrivelse af området, de planlagte tiltag samt de forventede miljøeffekter i forhold til målsætningen om god økologisk tilstand. Effekterne bør måles i forhold til en veldefineret baseline, og de bør så vidt muligt beskrives i kvantitative termer.

Effekterne i forhold til opfyldelse af målsætningen kan tilskrives en monetær værdi ud fra hovedsageligt to tilgange:

1.  Der kan udføres primære værdisætningsstudier specifikt relateret til oplandsområdet ved brug af enten markedsbaserede eller hypotetiske metoder (afhængig af effekternes karakter).

2.  Benefit transfer metoden kan anvendes, hvor værdiestimater fra andre relevante studier overføres til oplandsområdet.

I relation til benefit transfer er der begrænsede muligheder for anvendelse af danske resultater (grundvandsstudiet, Skjern Å projektet og studiet i Store Åmose). Grundvandsstudiet er imidlertid udarbejdet på et generelt, nationalt niveau, og værdierne af specifikke forbedringer i vandkvaliteten på lokalt niveau er derfor ikke beregnet. I forbindelse med anvendelse af disproportionalitetsprincippet bør lokale specifikke værdier ideelt set indgå.

Der er ikke udført mange danske cost-benefit analyser. De hidtil gennemførte danske studier viser ligesom de udenlandske en positiv benefit/cost-ratio ved de undersøgte miljøprojekter. Benefit/cost-ratioen i forbindelse med projektet i Store Åmose er blevet karakteriseret som værende høj. I såvel Åmose projektet som Skjern Å er det ikke-brugsværdier i form af eksistensværdier, som ifølge de gennemførte analyser udgør den største del af gevinsterne.

Der er væsentlig usikkerhed om, hvorvidt de estimerede eksistensværdier er realistiske approksimationer af den marginale nytte ved ændringer i fx biodiversiteten, og om værdierne er robuste. I relation til denne form for resultater kan det være relevant at teste, hvor stabile præferencerne er. Jo mere velkendte goderne er, jo mere robuste og stabile kan præferencerne antages at være, mens de kan være ustabile, hvis godet ikke er kendt for respondenterne.

Der er en dansk undersøgelse i gang i 2006-2007 (Skala-projektet). Formålet med projektet er gennem et opfølgende studie at undersøge årsagerne til og det eventuelle omfang af overestimering i værdisætningsstudier. Generelt er det vigtigt at være opmærksom på, at værdisætningsstudier opgør betalingsviljen for befolkningen ”alt andet lige”, det vil sige, at der spørges til betalingsviljen for et bestemt scenarium, fx et naturprojekt, under forudsætning af, at alle andre udgifter i husholdningerne forbliver på det samme niveau. Der kan således forventes en marginalt aftagende betalingsvilje ved gennemførsel af flere projekter.

Med det nuværende metodiske og empiriske grundlag kan det være hensigtsmæssigt ikke at inkludere eksistensværdier/ikke-brugsværdier i samfundsøkonomiske analyser som en del af nutidsværdien, men alene brugsværdierne. Til gengæld kan resultaterne fra værdisætningsstudierne indgå som en del af det samlede beslutningsgrundlag på et andet niveau end de monetariserede værdier. Det kan ske ved at opgøre værdierne kvantitativt, uden at de indgår direkte i nettoopgørelsen af omkostninger og gevinster i cost-benefit-analysen.

4.4 Anvendelse af undtagelsesbestemmelser

Det fremgår ovenfor, at cost-benefit analysen (CBA) kan bruges i de tilfælde, hvor det skal afgøres, om der er uforholdsmæssigt store omkostninger forbundet med at opnå målsætningen i vandrammedirektivets artikel 4, stk. 1, om god økologisk tilstand. Det fremgår ligeledes af vandrammedirektivets artikel 4, at medlemslandene under bestemte forudsætninger kan afvige fra den generelle målsætning om opnåelse af god økologisk tilstand i 2015. Forsinkelser i forhold til at opfylde målsætningen, som skyldes naturgivne årsager, og hvor en tilstrækkelig indsats kan dokumenteres, er ikke omfattet af disse bestemmelser.

Direktivets artikel 4, stk. 3, indeholder klassificering af stærkt modificerede vandområder. Stærkt modificerede vandområder skal opfylde målsætninger om godt økologisk potentiale og god kemisk tilstand. Der er snarere tale om en specifik kategori med egne klassifikationer end en egentlig undtagelsesbestemmelse, når det drejer sig om stærkt modificerede vandområder. Der kræves imidlertid opfyldt visse socio-økonomiske betingelser, før kategorien kan anvendes, som det også er tilfældet med undtagelsesbestemmelserne.

I scenarieberegningerne i kapitel 6 er en række vandløbsstrækninger forudsat klassificeret som stærkt modificerede eller forudsat omfattet af undtagelsesbestemmelserne. Begrundelsen for denne forudsætning er, at der er meget ringe faldforhold i nogle dele af landet, og dermed begrænset mulighed for at vandløbene kan opnå en tilstrækkelig fysisk forbedring. Dertil kommer, at en række vandløb er stærkt regulerede og dybt nedskårne i terrænet. Disse vandløbsstrækninger indgår således ikke i de videre scenarieberegninger, jf. afsnit 6.1.

Undtagelsesbestemmelserne fremgår af direktivets artikel 4, stk. 4-7, og beskrives nærmere i det følgende.

Det fremgår af direktivets artikel 4, stk. 4, at der er mulighed for at udsætte tidsfristen for opfyldelse af direktivets målsætning fra 2015 til 2021, dvs. fristen kan forlænges med en planperiode på 6 år, og yderligere til 2027, dvs. fristen kan forlænges med to planperioder.

Ifølge direktivets artikel 4, stk. 5, kan der fastsættes mindre strenge miljømål for specifikke vandområder, hvis opfyldelse af målene i modsat fald vil være forbundet med uforholdsmæssigt store omkostninger eller er uopnåelig af naturlige årsager.

Ifølge direktivets artikel 4, stk. 6, kan der accepteres en midlertidig forringelse af vandområdernes tilstand, hvis forringelsen skyldes naturlig variation, korterevarende aktiviteter i vandområdet eller force majeure.

Endelig angiver direktivets artikel 4, stk. 7, muligheden for at nye aktiviteter og fysiske ændringer i et givet vandområde, som gennemføres på baggrund af en miljømæssig konsekvensvurdering, kan give anledning til undtagelse fra målsætningen om god økologisk tilstand. Dette kan eksempelvis være tilfældet ved etablering af en ny virksomhed eller lignende. Bestemmelsen kan ligeledes anvendes ved nye bæredygtige aktiviteter, men udelukkende hvis disse aktiviteter medfører en forringelse fra høj til god økologisk tilstand og ikke yderligere forringelser.

Det gælder forud for anvendelse af samtlige undtagelsesbestemmelser ovenfor, at en række minimumsbestemmelser i direktivets artikel 4, stk. 8-9, skal være opfyldt.

Der er i 2006 igangsat et udredningsarbejde i EU-regi om mere konkret anvendelse af undtagelsesbestemmelserne ved implementering af vandrammedirektivet, hvor Kommissionen bistås af Danmark som formand for udredningsgruppen. Arbejdet forventes afsluttet primo 2008. Det forventede konkretiseringsniveau i EU-vejledningsmaterialet til medlemslandene om brug af undtagelsesbestemmelserne kendes endnu ikke.