Styrmedel för ökad rening från kommunala reningsverk

Transkript

1 Styrmedel för ökad rening från kommunala reningsverk För genomförande av aktionsplanen för Östersjön och Kattegatt samt miljökvalitetsnormer för kväve och fosfor rapport 6521 oktober 2012

2 Styrmedel för ökad rening vid kommunala reningsverk Genomförande av aktionsplanen för Östersjön och av miljökvalitetsnormer för kväve och fosfor

3 Beställningar Ordertel: Orderfax: E-post: Postadress: CM Gruppen AB, Box , Bromma Internet: Naturvårdsverket Tel: Fax: E-post: Postadress: Naturvårdsverket, Stockholm Internet: ISBN ISSN Naturvårdsverket 2012 Elektronisk publikation Omslag: Magnus Martinsson/N - Naturfotograferna

4 Förord Denna rapport presenterar resultaten från utredningen inom regeringsuppdraget om styrmedel för ökad rening vid kommunala reningsverk. Syftet med styrmedlen är att bidra till att genomföra Sveriges internationella åtaganden enligt Baltic Sea Action Plan samt genomföra miljökvalitetsnormer med avseende på kväve och fosfor. Arbetet har utförts vid Naturvårdsverket på uppdrag av regeringen och efter samråd med Havs- och Vattenmyndigheten samt Vattenmyndigheterna i Norra Östersjön, Södra Östersjön och Västerhavet. Projektledare har varit Magnus Hennlock, Naturvårdsverket samt Havs- och vattenmyndigheten. I projektgruppen har deltagit Elisabet Kock, Måns Cederberg, Linda Karlsson, Per Strömberg, Robert Ljunggren, Fennia Carlander, Emma Östensson, Jonna Carlson, Martin Holm, Håkan Staaf och Elisa Abascal Reyes samtliga Naturvårdsverket. En referensgrupp har under arbetets gång varit knuten till uppdraget och projektgruppen vill tacka gruppen för värdefulla synpunkter under arbetets gång. Stockholm 15 oktober

5 Innehåll FÖRORD 3 1 SAMMANFATTNING Inledning Styrmedel för betingen enligt BSAP Styrmedel för betingen enligt MKN Ett större grepp om övergödningen 11 2 SUMMARY Introduction Policy Instruments for BSAP Policy Instruments for EQS A broader approach to limit eutrophication 17 3 UPPDRAG, SYFTE OCH GENOMFÖRANDE Inledning Uppdraget Syfte och avgränsningar Utgångspunkter för uppdraget Genomförande av uppdraget Läsanvisning 26 4 STYRMEDEL FÖR ATT GENOMFÖRA BETINGEN FÖR BSAP Inledning Behovsorienterad styrmedelsanalys Designorienterad styrmedelsanalys Komparativ styrmedelsanalys Slutsatser Beskrivning av CEASAR 52 5 STYRMEDEL FÖR ATT GENOMFÖRA MKN Inledning Behovsorienterad styrmedelsanalys MKN Styrmedel för MKN kväve Styrmedel för MKN fosfor Slutsatser 93 4

6 BILAGEDEL 97 BILAGA 1: BEHOVSORIENTERAD STYRMEDELSANALYS 98 B 1.1 Betingen för BSAP 99 B 1.2 Synergier mellan BSAP och MKN 111 B 1.3 Retention vid beting för BSAP och MKN för kustvatten 116 B 1.4 Genomförande av åtgärder 120 B 1.5 Verksamhetsutövarna om styrmedel 137 B 1.6 Underlag för samhällsekonomiska konsekvensanalyser 140 B 1.7 Kostnadstäckning och PPP enligt ramdirektivet 160 B 1.8 Befintlig reglering - en styrmedelsanalys 166 B 1.9 Information och tillsynsvägledning 189 B 1.10 Övervakning och rapportering 193 BILAGA 2: DESIGNORIENTERAD STYRMEDELSANALYS - BSAP OCH MKN MED AVSEENDE PÅ KVÄVE 198 B 2.1 Tillståndsprövning (referensalternativ) 204 B 2.2 Skärpta krav i generella föreskrifter 218 B 2.3 Skatt 226 B 2.4 Riktutsläppsvärden med avgift och subvention (RAS) 236 B 2.5 Handel med utsläppsrätter 245 B 2.6 Avgiftssystem (ASAR) 254 B 2.7 Certifikatssystem (CEASAR) 272 B 2.8 Kompletterande informativa styrmedel 296 BILAGA 3: KOMPARATIV STYRMEDELSANALYS 299 B 3.1 Behovsspecifikation 299 BILAGA 4: STYRMEDEL FÖR ATT GENOMFÖRA MKN 319 B 4.1 Kompletterande behovsorienterad styrmedelsanalys för MKN 319 B 4.2 Styrmedel för MKN kväve 344 B 4.3 Styrmedel för MKN fosfor 345 B 4.4 Fallstudie för dimensionering av styrmedel på Västerhavets beting 363 B 4.5 Komparativ styrmedelsanalys 394 BILAGA 5: METODOLOGI OCH UNDERLAG 399 B 5.1 Enkätundersökning till verksamhetsutövare 399 B 5.2 Modellering av effekten av olika styrmedel 416 BILAGA 6: BEGREPP, VARIABLER OCH PARAMETRAR 420 B 6.1 Variabler och parametrar i matematiska analyser 420 5

7 B 6.2 Begrepp och definitioner 421 BILAGA 7: KÄLLFÖRTECKNING 424 6

8 1 Sammanfattning 1.1 Inledning Denna rapport presenterar resultaten från utredningen inom regeringsuppdraget om styrmedel för ökad rening vid kommunala reningsverk. Syftet med styrmedlen är att bidra till att genomföra Sveriges internationella åtaganden enligt Baltic Sea Action Plan (BSAP) samt genomföra miljökvalitetsnormer (MKN) med avseende på kväve och fosfor. I följande tre avsnitt sammanfattas kortfattat förslaget och resultaten från utredningen. 1.2 Styrmedel för betingen enligt BSAP Styrmedel för kvävebetinget enligt BSAP Den kvävereduktion som ska göras vid kommunala reningsverk innebär att utsläppen måste minska med nästan en tredjedel till år Detta kommer att kräva stora och långsiktiga investeringar i ombyggnationer av reningsverken i södra Sverige. Oavsett vilket styrmedel som kommer att tillämpas är det inte rimligt att anta att hela betinget hinner nås till år För att nå detta beting så snart som möjligt föreslår Naturvårdsverket införandet av ett nytt styrmedel CEASAR 1 som tar ett helhetsgrepp om kväveutsläppen från de kommunala reningsverken. Detta i form av kvävereningskvoter och handel med kvävecertifikat för de tre havsbassänger som ingår i BSAP. Förslaget införs med följande åtgärder: 1. Lag om kvävecertifikat för tillståndspliktiga kommunala reningsverk inom BSAP-området införs till den 1 januari Förordning/generella föreskrifter om ackrediterade mätmetoder för kväve, verifierade kväverapporter vid reningsverk samt retentionsfaktorer införs till den 1 januari Ett informativt styrmedel riktat till verksamhetsutövare införs den 1 juli 2014 eller så snart beslut är fattat om CEASAR:s införande 4. Vägledning till berörda regionala myndigheter påbörjas den 1 juli 2014 eller så snart beslut är fattat om CEASAR:s införande 1 CEASAR: Certifikatssystem för Effektiv Allokering av Skyldigheter Anpassade till Retention 7

9 5. Framtagande av nya underlag om retention och hydrologiska nätverk tas fram till den 1 juli 2014 eller så snart beslut är fattat om CEASAR:s införande 6. Program och underlag för tillsyn, övervakning och rapporteringssystem tas fram till den 1 januari 2015 De administrativa kostnaderna för ärendehandläggning av beslutande myndighet, kontoföringsmyndighet och tillsynsmyndighet finansieras med avgifter från verksamheter registrerade i systemet. Nedan ges en kort beskrivning av CEASAR: När ett reningsverk genomför en åtgärd för att reducera kväve genereras ett kvävecertifikat för varje kg kvävereduktion som sker till kustvatten. Branschens beting på ton kvävereduktion per år bestämmer det minsta antalet kvävecertifikat, dvs. golvet för hur många kg reduktion till kustvatten inom BSAP-området som reningsverken tillsammans ska uppnå till ett bestämt år. När styrmedlet införs börjar golvet på den nivå som branschen befinner sig på. Sedan sker en procentuell golvhöjning tills betinget ska vara uppnått. Den i förväg annonserade golvhöjningen per år fram till slutåret ger vägledning till enskilda verksamhetsutövares långsiktiga planering av investeringar och säkerställer betingsuppfyllelsen till slutåret. Golvet, dvs. den minsta totala kvävereduktion som ska göras varje år, fördelas ut på reningsverken som individuella reningskvoter (andelar av branschens beting) efter reningsverkens reduktionsgrader. På en bestämd avstämningsdag varje år måste varje reningsverk till sitt konto vid Naturvårdsverket lämna in det antal certifikat som krävs för att visa att man uppfyllt sin reningskvot under föregående år. Det finns två sätt för ett reningsverk att skaffa sig de kvävecertifikat som krävs för att uppfylla sin årliga reningskvot. Det ena är att genomföra utsläppsreduktioner vid det egna reningsverket. Det andra är att köpa kvävecertifikat på certifikatsmarknaden. Dessa kommer från andra reningsverk som redan har gjort utsläppsreduktioner som går längre än sina reningskvoter. Ett certifikat är motsatsen till en utsläppsrätt genom att vara ett bevis på att en enhet kvävereduktion har genomförts istället för en rättighet att släppa ut en enhet kväve. Ett kvävecertifikat är sålunda ett bevis på en fullgjord del i en gemensam skyldighet för att uppfylla branschens beting. CEASAR är också en marknad för handel med gemensamma skyldigheter att uppfylla branschens beting. Handeln med skyldigheter skapar flexibilitet för enskilda reningsverk att planera och investera i åtgärder när det är mest lämpligt enligt den kommunala VA-planeringen. Samtidigt bibehålls branschens samlade reduktionstakt mot målet eftersom de reduktioner som inte 8

10 sker på ett reningsverk ett år redan har skett på ett eller flera andra reningsverk som gått längre än golvnivån.. Handeln med certifikat inom CEASAR kommer att ge ett kilopris på kväve och därmed även ett ekonomiskt incitament för alla kommunala reningsverk att genomföra nödvändiga kvävereduktioner till Östersjön, Öresund och Kattegatt. Kilopriset kommer att bestämmas av utbudet av certifikat, dvs. golvet för de minsta antal certifikat som ska genereras varje år, och verksamhetsutövarnas efterfrågan. Intäkter och kostnader för certifikat stannar därmed inom branschen. Naturvårdsverket bedömer att en lag om kvävecertifikat för kommunala reningsverk kan vara införd och börja tillämpas från och med 1 januari Ett informativt styrmedel som införs 1-2 år före CEASAR utannonserar den kommande golvhöjningsbanan samt hur CEASAR fungerar. Eftersom reningskvoterna vid systemets start fördelas ut efter historisk reduktionsgrad vid reningsverken ges incitament till reningsverken att börja förbereda och planera åtgärder redan innan systemet införts. Förslaget beskrivs närmare i kapitel Styrmedel för fosforbetinget enligt BSAP Den fosforreduktion som de kommunala avloppsreningsverken ska genomföra om 15 ton fosfor till Egentliga Östersjön enligt regeringens Havsmiljöskrivelse har i princip redan uppfyllts. Det föreligger därmed inte något behov av ett styrmedel för fosforbetinget i BSAP. 1.3 Styrmedel för betingen enligt MKN Styrmedel för fosforbeting enligt MKN MKN med avseende på fosfor är definierade för såväl inlands- som kustvatten vilket innebär att lokala fosforbeting för vattenförekomsterna kommer att bero på bl.a. vattnets flödesvägar och retention mellan utsläppspunkter inom varje avrinningsområde. Vattenmyndigheterna har i åtgärdsprogrammen för i de flesta fall endast kunna göra grova uppskattningar av de reduktioner av fosfor som behövs för att nå god status. Betingen för VA-sektorn i åtgärdsprogrammen för är i samtliga fall utom ett angivna som beting på distriktsnivå. Man konstaterar dock att i regionala och lokala åtgärdsplaner behöver mer specificerade åtgärdsbehov tas fram. 9

11 Vattenmyndigheten för Västerhavet har i sitt åtgärdsprogram för redovisat fosforbeting för varje huvudavrinningsområde. Naturvårdsverket har på detta underlag genomfört en fallstudie och dimensionerat fem olika styrmedel för Västerhavets distrikt. Resultaten visar att tillståndsprövning samt generella föreskrifter med samma utsläppskravnivåer för fosfor inte uppfyller grundläggande kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål. Med 47 stycken reningsverk i t.ex. Göta Älvs huvudavrinningsområde saknar tillståndsprövning det helhetsgrepp och samordning som ett kontrollerat genomförande av betingen för MKN förutsätter. Samma sak gäller generella föreskrifter men bristen är istället stora genomförandeöverskott i vissa områden och genomförandeunderskott i andra områden till följd av variationen i lokala beting för MKN. Felallokeringen av resurser riskerar att fördröja uppfyllandet av god vattenstatus eftersom stora resurser hos myndigheter och verksamhetsutövare går till områden där de inte behövs, istället för att användas i de områden där de kan verka för att tidigare nå god status. Naturvårdsverket har därför i fallstudien på Västerhavets distrikt analyserat två nya styrmedel: generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) och vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat (CEASAR-E). Dessa styrmedel kan bättre hantera lokal variation mellan olika områden. Även om GFDA kan hantera lokal variation i kravnivåer genom individuella dispensbeslut så saknas kriterier som ett kontrollerat genomförande av betingen för MKN förutsätter. Bland annat saknas möjligheten att fastställa bördefördelningar mellan verksamheter. Resultaten visar att vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat (CEASAR-E) klarar flest kriterier för ett genomförande av MKN för fosfor i Västerhavets distrikt. Det inkluderar att lättast kunna anpassa styrningen till eventuella revideringar hos betingen i åtgärdsprogrammens 6-årscykler. Dessutom skapas ett kilopris på fosforutsläpp som är i linje med den prispolitik som förespråkas i ramdirektivet. Resultaten visar dock att betingens geografiska upplösning kan vara avgörande för vilka styrmedel som har goda förutsättningar att genomföra MKN. Om delområden och huvudavrinningsområden är små med ett fåtal aktörer och små beting kan vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat bli ineffektivt att införa. Även om så inte var fallet i Västerhavets distrikt som har 113 kommunala reningsverk i två delområden med förhållandevis stora beting så är slutsatsen att det saknas underlag för att utse ett styrmedel för MKN fosfor innan det är klarlagt vilka geografiska upplösningar som fosforbetingen kan få i övriga vattendistrikt. När dessa blir klara kan frågan återupptas och jämförande fallstudier på olika styrmedel genomföras i fler distrikt. Samtidigt bör utvecklingen inom den internationella styrmedelsforskningen om styrmedel särskilt utvecklade för MKN bättre följas. Analyserna bör även fortskrida om hur miljöbalkens regelverk kan förändras för att möjliggöra instrument som bättre kan uppfylla kriterierna för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål. Analyser av utveckling inom miljöbalkens regelverk och andra styrmedel bör 10

12 ske samlat i varje analys med en jämförande helhetssyn och inte göras till två parallella uppgifter. För ett bättre uppfyllande av kriterierna kan även inslag av ekonomiska instrument inom miljöbalkens regelverk inkluderas i analyserna. GFDA är ett exempel på ett steg i den riktningen Styrmedel för kvävebeting enligt MKN MKN med avseende på kväve inom vattenförvaltningen är för närvarande definierade enbart för kustvattenförekomster. Betingen för MKN har därmed geografiska likheter med kvävebetinget för BSAP genom att de bägge är beting definierade på den summa av belastning till kusten som gruppen av reningsverk inom varje huvudavrinningsområde eller kustområde tillsammans orsakar. Samma sak gäller miljökvalitetsnormer enligt havsmiljöförvaltningen. De tre södra vattendistrikten för vattenförvaltningen omfattar också i stora drag geografiskt de tre bassängerna i BSAP, Västerhavet (omfattar Kattegatt och Skagerack), Norra Östersjön (delar av Egentliga Östersjön) och Södra Östersjön (delar av Egentliga Östersjön och Öresund). MKN ska i de flesta fall uppnås år 2021, alltså samma år som betingen för BSAP. Tack vare dessa synergier kan ett styrmedel för kvävebetinget i BSAP ha goda förutsättningar att även inbegripa kostnadseffektiv styrning för MKN med avseende på kväve inom de tre distrikten. Ett certifikatssystem som CEASAR för kväve kan således ha goda förutsättningar att även klara sektorns kvävebeting för MKN tack vare samordningsvinster och synergieffekter mellan de båda typerna av beting. Om vissa kustvattenförekomster har sämre status än andra kan det dock krävas att CEASAR differentieras mellan olika havsbassänger, distrikt eller kustområden. Detta kan uppnås genom att fastställa ett särskilt golv för den bassäng, det distrikt eller det kustområde där betingen för MKN begränsar mer. I dagsläget finns därmed inte skäl att analysera ytterligare ett sektorsspecifikt styrmedel för MKN med avseende på kväve. Slutsatser återfinns i kapitel Ett större grepp om övergödningen Övergödningen är ett stort miljöproblem där jordbrukssektorn är den största utsläppskällan följt av de kommunala reningsverken. Den fördjupade utvärderingen 2012 kom fram till att det inte är möjligt att nå miljömålet Ingen övergödning med idag beslutade eller planerade styrmedel. Fram till 2010 fanns en skatt på handelsgödsel som togs bort för att stärka det svenska jordbrukets konkurrenskraft och för att kompensera jordbruket för kommande skattehöjningar på diesel. Skatten gav 11

13 jordbrukssektorn kostnader för ungefär 300 miljoner kronor men var samtidigt ett av styrmedlen för att begränsa övergödningen. Ett certifikatssystem liknande CEASAR skulle kunna vara lämpligt även för jordbrukssektorn och industrin i det fall andra styrmedel inte är tillräckliga. Därmed tas ett helhetsgrepp om övergödningen med havsbassänggolv som säkerställer att de utsläppsreduktioner som behövs i dessa sektorer också sker för att nå miljömålet Ingen övergödning. Ett certifikatssystem som CEASAR har några fördelar i detta sammanhang: Ett certifikat är ett intyg om ett kg reduktion av ett näringsämne vilket har större möjligheter att direkt kopplas till utsläppsreduktioner som följer av åtgärder eller förändrade metoder inom jordbrukssektorn. Detta är centralt eftersom diffusa totala utsläpp inom jordbrukssektorn inte kan hänföras till enskilda aktörer. Om åtgärder inom jordbruket kan knytas till utsläppsreduktioner kan såväl punktkällor som diffusa källor således hanteras med samma typ av reglering. Ett certifikatssystem belastar inte jordbrukssektor eller industri med de extra kostnader som en skatt innebär. Med certifikatssystem stannar intäkter och kostnader för certifikat inom respektive sektor. Ett certifikatssystem fokuserar på handel med gemensamma skyldigheter (istället för handel med individuella utsläppsrätter) vilket höjer medvetenheten bland enskilda aktörer om de gemensamma skyldigheterna för att nå miljömålet Ingen övergödning. Handeln med certifikat i CEASAR bidrar till den prispolitik som efterfrågas i ramdirektivet för vatten genom att skapa ett kilopris på näringsämnen som motsvarar de ekonomiska incitamenten för att nå reduktioner i kustvatten. Ett certifikatssystem för jordbrukssektorn och industrin skulle således kunna vara ett lämpligt alternativ om det visar sig att nuvarande styrmedel inte är tillräckliga för att nå de reduktioner som krävs. Detta kräver dock vidare utredning om bl.a. styreffekter, tilldelningsnycklar anpassade för respektive sektor samt samhällsekonomiska konsekvensanalyser. 12

14 2 Summary 2.1 Introduction This report presents the results of an analysis of policy instruments for increasing the abatement of nitrogen and phosphorus at municipal wastewater treatment plants in southern Sweden. The purpose of the policy instruments is to contribute to the implementation of Sweden's preliminary commitments under the Baltic Sea Action Plan (BSAP) and the environmental quality standards (EQS) for nitrogen and phosphorus under the Water Framework Directive as well as the Marine Strategy Framework Directive. The following three sections summarize the results of the analysis. 2.2 Policy Instruments for BSAP Policy instruments for nitrogen load reductions within BSAP To fulfil the preliminary commitment of BSAP, the nitrogen emissions from municipal wastewater treatment plants in southern Sweden must be cut by nearly a third by This will require large and long-term investments in the reconstruction of municipal wastewater treatment plants in southern Sweden. Regardless the choice of policy instrument, it is not reasonable to assume that the target can be fully achieved by To achieve the target as soon as possible, the introduction of a new programme CEASAR 2 that takes a broad approach to cut nitrogen emissions is proposed. The programme is a system of tradable nitrogen certificates with a nitrogen removal floor for the three marine basins: the Baltic Proper, the Sound and the Kattegat accompanied by an information disclosure programme. CEASAR is introduced by the following measures: 1. A law on nitrogen certificates for municipal wastewater treatment plants is introduced by January 1, General regulations for retention, accredited measurements of nitrogen and verified reports of nitrogen for wastewater treatment plants is introduced by January 1, An information disclosure programme commences by July 1, 2014 or as soon as a decision is made on implementing CEASAR 2 CEASAR: Certificates for Efficient Allocation of Shares Adjusted to Retention. 13

15 4. Guidance to regional regulative authorities commences by July 1, 2014 or as soon as a decision is made on implementing CEASAR 5. Delivery of new data on retention and hydrological networks by July 1, Programme of enforcement, monitoring and reporting system by January 1, 2015 A summary of the CEASAR programme is given hereinafter: A wastewater treatment plant generates one nitrogen certificate for each kg of nitrogen load that is reduced to coastal waters. The industry target of tonnes reduction in annual load determines the minimum number of nitrogen certificates, "the Nitrogen Removal Floor", to be generated by the industry. That is, the minimum amount of reduction in annual load to coastal waters that the industry should achieve every year. When the policy instrument is introduced the Nitrogen Removal Floor starts at the industry s current equilibrium level of nitrogen load and then takes an annual percentage increase until the target is achieved. The pre-announced floor elevation path provides guidance to plant operators long-term planning of investments as well as ensures achievement of the target. The total target reduction of annual nitrogen load is allocated among wastewater treatment plants as treatment quotas according to historic removal of nitrogen load. Thus plants with higher treatment ratios (relatively cleaner plants) will get a smaller treatment quota to fulfil. Once a year, each treatment plant has to submit to SEPA the number of certificates required to show that it meets its treatment quota over the previous year. There are two ways for a treatment plant to obtain nitrogen certificates. One is to implement measures to reduce emissions (increase the treatment ratio of the own plant) as this will generate new certificates. The second is to buy nitrogen certificates on the market. These certificates come from other wastewater treatment plants that have already made larger reductions than their treatment quotas. A nitrogen certificate is a verification that one unit of nitrogen load reduction has taken place rather than a right to add another unit of load. A nitrogen certificate can therefore be seen as a verification of a completed part of a common responsibility to meet the industry's commitment. CEASAR is also a market for trading these common responsibilities. Trade creates flexibility for plants to plan and invest in measures when it is most appropriate according to the municipal water and wastewater planning. At the same time the industry's overall reduction rate to fulfil the target is kept since the reductions not done in one treatment plant already have taken place in other treatment plants. 14

16 Trade with certificates in the CEASAR programme will create a price on nitrogen load to the marine basins: the Baltic Proper, the Sound and the Kattegat and therefore an economic incentive for wastewater treatment plants in southern Sweden to implement the necessary reductions of nitrogen load. The price will be determined by the supply of certificates, i.e. the Nitrogen Removal Floor, determining the minimum number of certificates to be generated each year, and the demand for certificates by wastewater treatment plants. Incomes and expenses for certificates remain in the industry. It is estimated that a new law on nitrogen certificates for the municipal wastewater treatment plants in southern Sweden can be introduced by the 1st of January The introduction should be preceded by an informative campaign addressed to wastewater treatment plants that advertises how CEASAR works and announces the upcoming nitrogen removal floor elevation. Since treatment quotas at the system start-up will be distributed according to historic removal nitrogen load, the announcement of the policy instrument and upcoming floor elevation gives incentives to wastewater treatment plants to start planning measures even before the programme is introduced as to reach a better position at the early phase of CEASAR. CEASAR is preceded and then accompanied by an information disclosure programme that among other indicators annually announces the average treatment ratio of the industry as well as the average treatment ratio of the top 10 % class of treatment plants with the highest treatment ratios, including information about technology used by the latter Policy instruments for phosphorus load reductions within BSAP The target of 15 tons phosphorus reduction from the municipal wastewater treatment plants to the Baltic Proper has already been achieved. Thus there is no need to implement a policy instrument for phosphorus with respect to BSAP. 15

17 2.3 Policy Instruments for EQS Policy instruments for phosphorus load reductions with respect to EQS Environmental quality standards (EQS) with respect to phosphorus are defined for both inland and coastal waters, which mean that local phosphorus target reductions for water bodies will depend on the particular water flow paths as well as retention between emission points within each main river basin. In the programmes of measures for , the Water Authorities have in most cases made rough estimates of the reductions of phosphorus needed to achieve good environmental status. The targets for the wastewater sector are in all but one case specified at the water district levels. The Water Authority of the West Sea (the Kattegat and the Skagerrak) has reported phosphorus targets for the main river basins and coastal areas in their programme of measures. These targets have been used as basis in a case study which analysed the performance of five policy instruments for the West Sea district. The results show that general emission limit values (ELVs) in general regulations is not an appropriate policy instrument to achieve good environmental status. As the level of the local targets in the water district river basins are so varied some basins will become extensively over-regulated while other still become under-regulated. This misallocation of resources, risks delaying the achievement of good environmental status as the resources of regional regulative authorities and wastewater treatment plants become focused on river basins where not needed, instead of being used in river basins where the need for measures are larger in order to achieve good environmental status. Two forms of water quality trade programmes that can differentiate control between river basins are designed and analysed in the case study: direct regulation in the form of general regulations with exemptions for agreements (GFDA) and downstream tradable phosphorus certificates (CEASAR-E). The policy instruments have greater flexibility in their control to better address the local variation between river basins. CEASAR-E fulfils the criteria of targeting in theory and in the case study of the Kattegat and the Skagerrak river basin district to a larger extent than GFDA. However, the case study also shows that different spatial resolutions of targets require significantly different control measures in order to achieve the targets effectively. If the spatial resolutions differ between water districts, the choice of policy instrument becomes ambiguous. Policy instruments that can be adapted to different levels of spatial resolutions or even different policy instruments for different water districts may be required. 16

18 The results of the case study together with research on policy instruments for environmental quality-related goals suggest that a suitable policy instrument for fulfilling EQS with respect to phosphorus in the five river basin districts in Sweden cannot be chosen until it is clear what spatial resolutions the target reductions of phosphorus will have in the revised programmes of measures of the Water Authorities Policy instruments for nitrogen load reductions with respect to EQS Environmental quality standards (EQS) with respect to nitrogen are currently defined for coastal water bodies only. The derived target reductions with respect to EQS for nitrogen thus have a similar spatial structure as the target reductions with respect to BSAP. Both types of targets are defined on the total load to coast waters caused by the group of plants within a main river basin or a coastal area. The three southern water districts in the water management under the Water Framework Directive more or less coincide geographically with the three basins of the BSAP, the North Baltic Sea (part of the Baltic Proper), the Southern Baltic Sea (part of the Baltic Proper and the Sound) and the West Sea (the Kattegat and the Skagerrak). EQS in these areas should in most cases be fulfilled by 2021, the same year that the target for BSAP is to be achieved. Due to the economies of scale and synergies between the two types of targets. It is estimated that the system CEASAR also could control the nitrogen load with respect to EQS. If certain coastal water bodies have lower environmental status than others it may be required to differentiate CEASAR between marine basins, water districts or coastal areas. This can be achieved by establishing separate floors for marine basins, or coastal areas where the reductions for EQS restrict relatively more than in other areas. In such cases, there might a trade-off between the increases in administrative resources and the gains that follows from a differentiation. Thus SEPA estimates that there is currently no reason to develop another sector-specific policy instrument for nitrogen load with respect to EQS. 2.4 A broader approach to limit eutrophication Eutrophication is a major environmental problem in the Baltic Sea. The agricultural sector is the largest source of emissions followed by municipal wastewater treatment plants. The Swedish in-depth evaluation in 2012 concluded that it is not possible to achieve Sweden s environmental quality objective of No Eutrophication 17

19 with current or planned policy instruments. Furthermore, until 2010 there was a tax on fertilizer in Sweden that was removed in order to strengthen the competitiveness of the Swedish agriculture sector and to compensate agriculture for future tax increases on diesel. The tax imposed costs of about 300 million SEK in the agricultural sector. However, the tax was also one of the policy instruments to limit eutrophication. A certificate system as CEASAR might be used for regulating the agriculture sector and the industry sector and thus, take a broad approach to ensure that measures needed in these sectors are taken to achieve the environmental quality objective of No Eutrophication. A certificate system as CEASAR has in this context some advantages: A certificate is a verification of one kg reduction in a nutrient emissions and has therefore potential to be directly linked to emissions reductions (rather than total emissions) resulting from actions or switching practices in the agriculture sector. This is crucial as non-point source emissions cannot be attributed to individual actors. A certificate system can therefore control both point sources and non-point sources with the same type of regulation. A certificate system can take a broad approach to eutrophication without burdening the agricultural sector or industry with the additional costs of a tax. Moreover, with a certificate system the incomes and expenses stay within the regulated sectors. A certificate system focuses on the trading of common responsibilities (instead of individual allowances) which raises the awareness among private actors of common responsibilities to limit eutrophication. Tradable certificates in CEASAR create a price on nutrient load which, besides creating economic incentives for achieving reductions in coastal waters, is also in accordance with the policy of the Water Framework Directive. A certificate system for the agriculture and industry sector would require further analysis, development of sector-specific allocation rules as well as conducting socio-economic impact assessments. 18

20 3 Uppdrag, syfte och genomförande 3.1 Inledning I detta kapitel beskrivs uppdraget, dess bakgrund, utgångspunkter, samt uppdragets syfte och avgränsningar. En kortfattad beskrivning ges om hur uppdraget har genomförts samt en läsanvisning för rapporten. 3.2 Uppdraget Bakgrunden till uppdraget är att Östersjöländernas miljöministrar i november 2007 beslutade om en gemensam åtgärdsplan, Baltic Sea Action Plan (BSAP). Målet är att uppnå god status till år För att uppnå målet måste bl.a. belastningen av näringsämnen minska från länderna. Ett definitivt beslut om ländernas beting kommer att tas under Enligt den preliminära bördefördelningen mellan länderna ska Sverige minska sin kväve- och fosforbelastning med ca ton kväve respektive 290 ton fosfor per år till år Betingen för kvävereduktion är fördelade mellan Egentliga Östersjön (8 100 ton), Öresund (1 700 ton) och Kattegatt ( ton), medan reduktion av fosfor (290 ton) endast behövs till Egentliga Östersjön. En översyn av ländernas preliminära belastningsbeting kommer att göras. Sverige presenterade år 2009 en nationell åtgärdsplan innehållande förslag på svenska åtgärder för att minska kväve- och fosforbelastningen till havet. De största potentialerna till utsläppsminskningar finns inom jordbrukssektorn och bland de kommunala avloppsreningsverken som är de två sektorer som bidrar mest till utsläppen. I regeringens skrivelse Åtgärder för levande hav 3 beskrivs hur Sverige planerar att uppfylla Sveriges beting enligt BSAP. Regeringens bedömning är att de årliga utsläppen av kväve och fosfor från kommunala reningsverk måste minska med minst ton kväve och 15 ton fosfor till I Naturvårdsverkets regleringsbrev för budgetåret 2011 presenterades sedan följande regeringsuppdrag: Naturvårdsverket ska efter samråd med Havs- och vattenmyndigheten (från den 1 juli 2011) och andra berörda aktörer utreda och föreslå lämpliga styrmedel för hur reningen i kommunala avloppsreningsverk kan förbättras så att utsläppen av kväve och fosfor till kusten från och med Norrtälje kommun till och med Kattegatt kan /10:213 Åtgärder för levande hav. 19

21 minska med minst ton respektive 15 ton jämfört med år Som ett exempel på styrmedel ska ett avgiftssystem för utsläpp av kväve och fosfor från avloppsreningsverken utredas. De miljökvalitetsnormer som krävs enligt vattenförvaltningen ska beaktas. Uppdraget ska redovisas till Regeringskansliet (Miljödepartementet) senast den 15 oktober Naturvårdsverket har i två tidigare regeringsuppdrag tagit fram förslag på ett avgifts- och handelssystem för att minska kväve- och fosforbelastningen till havet, Förslag till avgiftssystem för kväve och fosfor 2008 och Vidareutveckling av förslag till avgiftssystem för kväve och fosfor Det första uppdraget resulterade i ett förslag på ett sektorsövergripande avgiftssystem med möjlighet till handel som inkluderade verksamheter med påverkan på kväve- och fosforutsläpp till vatten. I det senare uppdraget om en vidareutveckling av det föreslagna avgiftssystemet, utreddes juridiska, ekonomiska och naturvetenskapliga aspekter ytterligare. Sverige har sedan slutet av 1990-talet av riksdagen antagna miljökvalitetsmål. Dessa mål följs upp aktivt och avsikten är att de ska vara en ledstjärna i allt miljöarbete. Miljökvalitetsmålet Ingen övergödning anger att: "Halterna av gödande ämnen i mark och vatten ska inte ha någon negativ inverkan på människors hälsa, förutsättningar för biologisk mångfald eller möjligheterna till allsidig användning av mark och vatten." Målet har preciserats när det gäller påverkan på havet så att: Den svenska och den sammanlagda tillförseln av kväveföreningar och fosforföreningar till Sveriges omgivande hav underskrider den maximala belastning som fastställs inom ramen för internationella överenskommelser. Målet har även preciserats när det gäller tillståndet i havet och i sjöar, vattendrag, kustvatten och grundvatten enligt följande: Havet har minst god miljöstatus med avseende på övergödning enligt havsmiljöförordningen (2010:134) och Sjöar, vattendrag, kustvatten och grundvatten uppnår minst god status för näringsämnen enligt förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön. 3.3 Syfte och avgränsningar Uppdragets syfte är att utreda och föreslå lämpliga styrmedel för hur reningen i kommunala avloppsreningsverk kan förbättras för att minska kväve- och fosforutsläppen till kusten från och med Norrtälje kommun till och med Kattegatt så att det bidrar till att Sverige uppnår BSAP betingen. Utsläppen av kväve och fosfor från de kommunala avloppsreningsverken ska minska med minst ton respektive 15 ton jämfört med utsläppen år Som ett exempel på styrmedel har ett av- 4 Rapport 5913, 6345 och

22 giftssystem för utsläpp av kväve och fosfor från avloppsreningsverken utretts i enlighet med uppdraget. I vattenmyndigheternas åtgärdsprogram står följande (åtgärd 2): Naturvårdsverket behöver, i samråd med Havs- och vattenmyndigheten och efter samråd med länsstyrelserna, ta fram underlag för, och utveckla föreskrifter och/eller andra styrmedel så att utsläppen av kväve och fosfor från avloppsreningsverk reduceras till de ytvattenförekomster som inte uppnår, eller riskerar att inte uppnå, god ekologisk status på grund av övergödning. De miljökvalitetsnormer som krävs enligt vattenförvaltningen har beaktas i enlighet med vad som beskrivs nedan under avsnitt 3.4. Inom ramen för detta uppdrag kommer Naturvårdsverket att ta fram underlag och analysera generella föreskrifter och andra styrmedel för MKN. Eftersom uppdraget har analyserat ett flertal styrmedel har det inte innefattat att ta fram fullständiga och specifika författningsförslag. Istället presenteras översiktliga lagtekniska lösningar för respektive styrmedel. 3.4 Utgångspunkter för uppdraget Inom detta uppdrag ska lämpliga styrmedel för att uppfylla Sveriges åtaganden enligt Baltic Sea Action Plan (BSAP) med avseende på utsläpp av kväve och fosfor från de kommunala avloppsreningsverken utredas och föreslås. Avloppsreningsverkens preliminära beting enligt BSAP innebär utsläppsminskningar för kväve till de tre havsbassängerna Egentliga Östersjön, Öresund och Kattegatt samt för fosfor till Egentliga Östersjön. Analyserna av styrmedel har i första hand att baserats på de befintliga data och uppgifter gällande åtgärder och kostnader som togs fram i underlagsrapporter till den nationella åtgärdsplanen för Sveriges beting enligt BSAP samt på vad som inrapporterats till det Svenska miljörapporteringssystemet, SMP Beakta MKN i vattendirektivet I uppdraget står att de miljökvalitetsnormer (MKN) som krävs enligt vattenförvaltningen ska beaktas. I vattenmyndigheternas åtgärdsprogram (åtgärd 2) anges att Naturvårdsverket behöver, ta fram underlag för, och utveckla föreskrifter och/eller andra styrmedel så att utsläppen av kväve och fosfor från reningsverk reduceras så att MKN följs. 21

23 I december 2009 fastställde Sveriges fem vattendelegationer miljökvalitetsnormer. Det innebär att vissa vattenförekomster 5 har miljökvalitetsnormer som är baserade på kvalitetsfaktorer där kväve- och fosforhalter ingår som parametrar. 6 Det medför att det kommer att finnas lokala begränsningar för utsläpp av kväve och fosfor till vattenförekomsterna. MKN är kvalitetskrav för enskilda vattenförekomster, men kraven kan också överföras som beting för enskilda sektorer, t.ex. de utsläppsminskningar från reningsverken på vattenförekomstnivå, avrinningsområden och kustvatten som krävs för att nå god vattenstatus. Betingen gäller inlandsvatten (fosfor) samt kustvatten (kväve och fosfor). De kommer att fastställas i de bördefördelningar som kommer att finnas i vattenförvaltningens åtgärdsprogram Beakta MKN i havsmiljödirektivet Havsmiljödirektivet (2008/56/EG) infördes i november 2010 i svensk lagstiftning genom havsmiljöförordningen (2010:1341). Enligt förordningen är Havs- och vattenmyndigheten ansvarig myndighet för genomförandet. Sveriges havsområde indelas i två förvaltningsområden: Nordsjöns och Östersjöns havsområde d.v.s. både kustvatten och utsjövatten till och med Sveriges ekonomiska zon. Det betyder att havsmiljöförordningen och vattenförvaltningsförordningen överlappar varandra från strandlinjen ut till 1 nautisk mil utanför baslinjen. 7 Dock ska miljökvalitetsnormerna enligt havsmiljöförvaltningen endast omfatta de aspekter på kustvattnets kvalitet som inte omfattas av ramdirektivet för vatten. Miljökvalitetsnormer för kväve och fosfor ingår i klassificering av ekologisk status för kustvatten och därmed i vattenförvaltningens miljökvalitetsnormer för kustvatten. Enligt havsmiljöförordningen ska genomförandet vara samordnat med andra medlemstaters havsförvaltningar i Nordsjön och Östersjön. Detta sker främst genom de regionala havskonventionerna HELCOM och OSPAR. I havsmiljöförordningens första förvaltningsperiod ska Havs- och vattenmyndigheten göra en inledande bedömning av miljötillstånd och en social och ekonomisk analys av nyttjandet av havet, fastställa vad som kännetecknar god miljöstatus i Nordsjön och Östersjön, ta fram miljökvalitetsnormer med indikatorer för Nordsjön och Östersjön, fastställa och genomföra miljöövervakningsprogram till 2014, samt fastställa åtgärdsprogram 2015 och påbörja genomförandet av åtgärdsprogrammen Kravet på god status enligt havsmiljöförvaltningen ska vara uppfyllt senast vid utgången av år Liksom vattenförvaltningen kommer havsförvaltningen 5 Till vattenförekomster räknas såväl yt- som grundvattenförekomster. Ytvattenförekomst definieras i vattenförvaltningsförordningen (2004:660) som en avgränsad och betydande förekomst av ytvatten såsom t.ex. en sjö, en å, älv eller kanal, ett vatten i övergångszon eller ett kustvattenområde. 6 Ytvattenförekomster som är sjöar eller vattendrag har totalfosfor som parameter medan kust- och övergångsvattenförekomster har både totalfosfor och totalkväve som parameter i kvalitetsfaktorn näringsämnen. 7 De områden som vattenförvaltningen klassat som övergångsvatten omfattas inte. 22

24 att genomföras i sexåriga förvaltningsperioder och under nästa förvaltningsperiod ska de steg som presenterats ovan repeteras och uppdateras. Inom ett avrinningsområde kan det finnas stora synergieffekter och samordningsvinster av att uppfylla avloppsreningsverkens beting för BSAP och betingen för MKN med avseende på kväve och fosfor. I de flesta fall ska betingen för MKN och BSAP vara uppnådda till antingen 2020 eller De styrmedel som utreds i detta uppdrag kommer även att beakta MKN som avloppsreningsverken kommer att tilldelas i vatten- och havsförvaltningens kommande åtgärdsprogram. Med beakta MKN avses här att: att utreda i vilken mån de styrmedel som föreslås för BSAP även kan inbegripa kommande beting för MKN med avseende på kväve och fosforutsläpp från kommunala avloppsreningsverk att undersöka möjligheterna till att båda typer av beting (BSAP och MKN) kan uppnås tidigare och på ett kostnadseffektivt sätt för sektorn att undersöka möjligheterna för den administrativa bördan ska kunna minska genom att utnyttja synergieffekter av reduktioner och administrativa samordningsvinster 3.5 Genomförande av uppdraget En styrmedelsanalys har genomförts i sex arbetsenheter (AE) som illustreras i figur 3.1. Syftet med arbetsenheterna 1-5 var varit att bidra till att de underlag som behövs för styrmedelsanalysen i arbetsenhet 6 (AE6) inkommer. Inom AE1 sammanställdes och hanterades de naturvetenskapliga och tekniska data som behövs för att i AE6 kunna specificera mål och åtgärdseffekter. AE2 innefattade att samla in och kartlägga empirisk information och data om förhållanden, kostnader och beslutsprocesser vid kommunala avloppsreningsverk. Den andra uppgiften i AE2 innefattade sammanställning och specificering av åtgärder liksom kostnader för åtgärder och styrmedel. 23

25 AE 6 Styrmedelsanalys AE 1 Specificera mål och åtgärdseffekter AE 2 Beskriva beslutsprocesser och kostnader vid reningsverk AE 3 Miljörättsliga och andra juridiska förutsättningar AE 4 Effekter och effektivitet från styrmedel AE 5 Tillsyn, kontroll övervakning och uppföljning Figur 3.1. Processindelad organisation för uppdraget Underlag för de rättsliga och de ekonomiska analyserna med måluppfyllelseberäkningar och osäkerhetsanalys för varje styrmedel togs fram i AE3 och AE4. I AE5 togs underlag fram med avseende på tillsyn, kontroll, övervakning och uppföljning. I AE6 har koordinering av arbetsenheterna utförts, en trestegs styrmedelsanalys (se figur 3.2) samt dimensionering av styrmedlen genomförts baserat på underlagen från AE1-AE5. Underlagen för den behovsorienterade analysen i AE6 har bestått av data från SMP, SMED och Statistiska centralbyrån (SCB). En 2-dagars workshop och uppföljande möten har hållits tillsammans med branschorganisationen och inbjudna verksamhetsutövare. En pilotstudie av en enkätundersökning om bl.a. drivkrafter och hinder för att genomföra åtgärder på avloppsreningsverk genomfördes vid workshopen. Enkätundersökningen skickades senare ut till alla verksamhetsutövare inom BSAP-området. Den besvarades av sammanlagt 90 verksamhetsutövare. För att fånga erfarenheter kring de drivkrafter som krävs vid ett genomförande av större åtgärder vid kommunala avloppsreningsverk liksom vilka utmaningar/hinder som uppkommer har besöksintervjuer genomförts hos tre verksamhetsutövare av olika storlek på verksamheten och som nyligen genomfört åtgärder för att reducera utsläppen. Uppdrag har lagts ut på IVL och SWECO för att uppskatta och beskriva åtgärder inom reningstekniker, åtgärdskostnader respektive genomgång av nuvarande och möjliga mätmetoder för kväve och fosfor vid avloppsreningsverk. 24

26 Trestegs styrmedelsanalys Steg 1 - Behovsorienterad styrmedelsanalys (bilaga 1) En utvärderande problemanalys med kartläggning av förutsättningar genomförs för att identifiera kriterier för styrning och tillsyn vilka är betydelsefulla för utformningen av lämpliga styrmedel i enlighet med det syften som styrmedlet ska uppfylla. Den behovsorienterade analysen ger även riktlinjer till vilka empiriska och teoretiska analyser som behöver genomföras i kommande steg. Steg 2 - Designorienterad styrmedelsanalys (bilaga 2) Ett flertal styrmedel utformas och dimensioneras utifrån kriterierna från den behovsorienterade analysen samt litteratur från styrmedelsforskningen. Styrmedlens egenskaper granskas också kritiskt där styrkor och svagheter lyfts fram. En matematisk specifikation och analys görs av varje styrmedel i en algebraisk modell. Steg 3 - Komparativ styrmedelsanalys (bilaga 3) Styrmedlen jämförs för att se vilka styrmedel som har bäst förutsättningar att uppfylla kriterier från den behovsorienterade analysen. I den komparativa analysen ingår även samhällsekonomiska konsekvensanalyser av de mest lämpliga styrmedlen samt referensalternativ. Figur 3.2. Trestegs styrmedelsanalys 25

27 Optimeringar har genomförts i GAMS 8 med osäkerhetsanalyser av effekter på utsläpp, belastning till kustvatten, kostnader och fördelningseffekter under olika kontrollvillkor samt olika typer av regleringar och styrmedel (se B 5.2). En genomgång av litteraturen inom styrmedelsforskningen har gjorts om respektive reglering och styrmedel. En workshop har genomförts tillsammans med enheten för operativ tillsyn på Naturvårdsverket för att kartlägga administrationen av den operativa tillsynen för handelssystem för koldioxidutsläpp och avgiftssystemet för NOx. En utvärdering av den verkan tillståndsprövning och generella föreskrifter (SNFS 1994:7) har haft på utsläpp av fosfor och kväve från kommunala reningsverk har genomförts. Parallellt med den behovsorienterade analysen påbörjades förberedelserna i steg 2 med att utforma och analysera nya styrmedel i de designorienterade analyserna. Inom uppdraget har analys av totalt ca 10 olika huvudtyper av såväl administrativa som ekonomiska styrmedel utförts vilka utformats utifrån kriterievillkoren. Dessa bedömningar utgår främst från resultat från forskningslitteratur om olika styrmedels förutsättningar att uppfylla kriterierna från den behovsorienterade analysen. Såväl empirisk som teoretisk forskning omfattas, liksom erfarenheter från andra länder. Uppdraget har genomförts efter samråd med Havs- och vattenmyndigheten samt Vattenmyndigheterna i Norra Östersjön, Södra Östersjön och Västerhavet. I egenskap av tillsynsmyndigheter har Länsstyrelserna i Dalarnas län, Västra Götalands län, Östergötlands län, Skåne län och Stockholms län lämnat värdefulla synpunkter på underlag under uppdragets gång. Referensgruppen har bestått av branschorganisationen Svenskt Vatten samt Sveriges Kommuner och Landsting. 3.6 Läsanvisning Denna rapport är indelad i två delar, en huvudrapport samt en bilagedel. Huvudrapporten är ett kort sammandrag av resultat och slutsatser som redan finns i bilagedelen. Varje moment eller slutsats i huvudrapporten har referenser till bilagedelen där underlag, analyser, detaljerade beskrivningar samt belägg för slutsatser finns. Referenserna till bilagorna är benämnda med B följt av kapitelnummer enligt formen (B kapitelnummer). Syftet med detta upplägg är dels att underlätta för den läsare som endast vill ta del av resultat och slutsatser och ändå lätt kunna hitta underlagen för en viss slutsats i 8 GAMS är ett matematiskt optimeringsprogram som t.ex. kan programmeras att identifiera minimum och maxmumpunkter samt genomföra osäkerhetsanalyser med s.k. Monte-Carlo simuleringar (B 5.2). 26

28 bilagedelen och dels den läsare som vill läsa bakgrunden till slutsatserna. Den sistnämnde läser då lämpligen endast bilagedelen eftersom huvudrapporten är ett sammandrag av bilagedelen. Bilagedelen är författad som en sammanhängande rapport. En begreppsordlista samt en förteckning över variabler i matematiska analyser återfinns i bilaga 6. 27

29 4 Styrmedel för att genomföra betingen för BSAP 4.1 Inledning I detta kapitel redovisas ett sammandrag av resultaten från styrmedelsanalyserna som är genomförda i bilaga 1-3. De analyserade styrmedlen beskrivs och jämförs kortfattat med referenser till bilagorna 1-3. En beskrivning av det styrmedel som uppdraget föreslår, ett certifikatssystem (CEASAR) 9 för kvävebetingen enligt BSAP och MKN återfinns i kapitel Behovsorienterad styrmedelsanalys I Havsmiljöskrivelsen från 2010 redovisar regeringen en fördelning mellan Sveriges sektorer för hur Sverige ska uppnå sitt åtagande för BSAP till år De kommunala avloppsreningsverken (KARV) tilldelas betingen ton minskning av kväve till de tre bassängerna Egentliga Östersjön, Kattegatt och Öresund samt 15 ton minskning av fosfor till Egentliga Östersjön. BSAP-området inkluderas i stora drag av de tre södra vattendistrikten förutom Skagerack (figur 4.1). Fosforbetinget på 15 ton minskning till Egentliga Östersjön har i princip redan uppnåtts Fosforreduktioner kommer dock fortfarande att behövas med avseende på beting för MKN (se kapitel 5 om styrmedel för MKN). Styrmedelanalysen för BSAP i detta kapitel kommer därför att fokusera på kvävebetinget. Figur 4.1. De tre södra vattendistrikten inkluderar BSAP-området 9 Certifikat för Effektiv Allokering av Skyldigheter Anpassade till Retention. 28

30 Betinget att reducera ton kväve jämfört år 2006 gäller för kvävebelastningen till kustvatten. Under vattnets väg mot kustvatten passerar det sjöar och vattendrag och där avskiljs kväve naturligt. Detta kallas retention och gör att en mindre kvävemängd når kustvatten än den mängd som ursprungligen lämnade ett avloppsreningsverk som ligger i inlandet. Retentionen gör att den mängd som ska minskas vid avloppsreningsverken måste vara större än ton (B 1.3). Efter en avräkning av de kvävebelastningsminskningar som i genomsnitt har skett inom sektorn under , blir återstående belastningsminskningsbeting till kustvatten ca ton räknat från 2010 års nivå. Det innebär att avloppsreningsverkens punktutsläpp med hänsyn till retentionen behöver minska med ca ton eller 30 % jämfört med Nästan en tredjedel av sektorns utsläpp ska alltså reduceras till 2021 vilket kommer att kräva stora och långsiktiga investeringar i ombyggnationer av avloppsreningsverk (B.1.1.1). De genomförandetider som uppskattats för större avloppsreningsverk pekar på genomförandetider om 5 10 år inklusive intrimning av reningsprocessen. Detta antyder att det inte är sannolikt att Sverige kan nå hela betinget till år 2021 (B 1.4.3). Ett lämpligt styrmedel bör därför på effektivaste sätt kunna utnyttja resurser för att nå betinget så snart möjligt därefter (B 1.1.2). En behovsorienterad styrmedelsanalys med kartläggning av bakomliggande förutsättningar har genomförts för att identifiera behov av styrning och tillsyn, vilka är betydelsefulla för utformningen av lämpliga styrmedel. Den behovsorienterade styrmedelsanalysen återfinns i bilaga 1 och sammanfattas här i en lista om 30 punkter med referens till respektive bilagekapitel. Behovsanalysens 30 punkter pekar på väsentliga kriterier för att ett styrmedel för BSAP ska ha kraft och effektivitet att nå målet så snart det är möjligt. Måluppfyllelse för beting för utsläpps- eller belastningssumma (B B 1.3) #1 Kontroll av utsläpps- och belastningssumma #2 Precision hos kontrollen av utsläpps- eller belastningssumma #3 Omfattning #4 Hög takt hos rättskraftens inträdande #5 Hög takt hos genomförande av åtgärder #6 Synergi med MKN kväve #7 Måleffektiv anpassning av åtgärder till retention #8 Kostnadseffektiv anpassning av åtgärder till retention #9 Minimera snedvridande effekter från eventuell osäkerhet i retentionsfaktorer 29

31 Genomförande av åtgärder för utsläppsreduktioner (B 1.4 B 1.5) #10 Tydliga signaler om kommande krav till verksamhetsutövare #11 Beakta flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen #12 Ekonomiska incitament som drivkraft för genomförande av åtgärder #13 Realisera potential hos processoptimeringar #14 Neutrala uppströmsincitament #15 Kostnadseffektiv allokering av åtgärder Resurser, kostnader och kostnadseffektivitet (B 1.6) #16 Administrativ börda och kostnader för centrala myndigheter #17 Administrativ börda och kostnader för regionala myndigheter #18 Administrativ börda och kostnader för verksamhetsutövare #19 Kostnadseffektivitet Komplettera styrning i miljöbalkens regelverk (B 1.7 B 1.8) #20 Drivkrafter att initiera prövningar #21 Tydliga längre gående krav i den närmaste framtiden #22 Teknikutveckling och bakåtblickande villkorssättning #23 PPP på sektorsnivå #24 PPP på verksamhetsnivå #25 Kompabilitet med utsläppsvillkor vid tillståndsprövning Information och tillsynsvägledning (B 1.9) #26 Information och tillsynsvägledning #27 Information för att stärka och förtydliga incitament #28 Kompletterade informativa styrmedel Övervakning och rapportering (B 1.10) #29 Databehov för övervakning och rapporteringssystem #30 Kontroll av utsläpp Den behovsorienterade analysen (B 1.1 B 1.9) sammanfattad i 30-punktslistan ovan, har tillsammans med litteratur inom styrmedelsforskningen varit en vägledning under utformningen av styrmedel i bilaga 2. 30

32 4.3 Designorienterad styrmedelsanalys Efter den behovsorienterade analysen påbörjades den designorienterade styrmedelsanalysen (bilaga 2) med en inventering och utformning av en större mängd styrmedel, varav knappt hälften var rättsliga (administrativa) och resterande ekonomiska och informativa styrmedel. De flesta av de styrmedel som inte gått vidare till den fördjupade analysen har inte gjort så eftersom de var bristfälliga i att kunna uppfylla väsentliga behov på 30-punktslistan från bilaga 1. Cirka 10 typer av styrmedel inklusive varianter av dessa gick vidare till en fördjupad analys i uppdraget. Nuvarande tillståndsprövning enligt befintlig rätt utgör referensalternativ. Tabell 4.1 visar de 7 styrmedel som utformats, dimensionerats och analyserats för kvävebetinget för BSAP. Tabell 4.1 Översikt av styrmedel för kvävebeting för BSAP Styrmedel Lagteknisk konstruktion Verksam reglering Styrning 1. Tillståndsprövning med utsläppsvillkor 2. Skärpta krav i generella föreskrifter Handel med utsläppsrätter 4. Handel med certifikat 5. Skatt 6. Riktutsläppsvärden med avgift och subvention 7. Avgiftssystem med återföring Miljöbalkens regelverk Kvantitetsreglering Kvantitetsstyrning Ny lag Prisreglering Prisstyrning Inom svensk offentlig förvaltning delas styrmedel ofta in i tre huvudgrupper: administrativa (rättsliga) styrmedel (t.ex. krav inom miljöbalkens regelverk), ekonomiska styrmedel (t.ex. skatter och handelssystem) och information. Vid utvärdering och utformning av styrmedel kan detta ofta vara en olycklig indelning som snarare följer indelningen vid svensk offentlig förvaltning t.ex. mellan förvaltningsarbetet inom miljöbalkens regelverk och andra särskilda lagar om t.ex. ekonomiska styrmedel, snarare än att utgå från de inneboende egenskaper som styrmedel har till följd av den typ av reglering som de baseras på. Skillnaderna mellan olika styrmedels egenskaper när det gäller t.ex. genomförande av mål kan i många fall vara större inom en grupp t.ex. ekonomiska styrmedel, än mellan administrativa och ekonomiska styrmedel. Ett exempel är handelssystem 10 Se även generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) i B

33 som har kvantitetsreglering (se bilaga 2 inledning) i form av kravnivåer (kvoter) som instrument. Ett handelssystem har därför vissa egenskaper som är typiska för administrativa/rättsliga styrmedel när det gäller t.ex. verksamhetsutövarens ansvar eller måluppfyllelse under osäkerhet. I andra sammanhang har handelssystemet egenskaper som är mer typiska för ekonomiska styrmedel, t.ex. prisstyrning som påverkar teknikspridning, vilket är egenskaper som reglering med begränsningsvärden saknar. Handelssystemet får dessutom nya egenskaper som varken relaterar till typiska egenskaper hos vare sig administrativa/rättsliga eller ekonomiska styrmedel, t.ex. substituerbarhet för individuella åtgärder, dvs. en åtgärd som inte sker vid en verksamhet måste med nödvändighet ske vid en annan verksamhet, dvs. den totala utsläppssumman hos en grupp aktörer är reglerad under ett tak. De reglerformer och instrument som används bakom ett styrmedel är således generellt mer väsentliga att ta hänsyn till vid utvärdering och utformning av ett styrmedel än om det rör sig om ett administrativt eller ekonomiskt styrmedel. I denna rapport följer vi därför istället den indelning som förekommer i litteraturen om styrmedelsforskning och som snarare är baserad på typen av reglering (se bilaga 2 inledning). Två av styrmedlen (1-2) i tabell 4.1 innebär reglering med begränsningsvärden inom miljöbalkens nuvarande regelverk. Resterande styrmedel (3-7) förutsätter en ny lag. De fyra första styrmedlen (1-4) har kvantitetsreglering, dvs. de reglerar de utsläpp och/eller den belastning till kustvatten som varje verksamhet och/eller verksamhetsutövare ska se till att inte överskrida. Detta innebär en säkrare måluppfyllelse jämfört med styrmedel med prisreglering (5-7) i form av t.ex. en skatt eller avgift (se bilaga 2 inledning). 11 Det finns en central skillnad mellan de typer av kvantitetsreglering som används i styrmedlen 1 och 2 respektive 3 och 4. Ett utsläppsvillkor i ett tillstånd eller ett utsläppskrav i generella föreskrifter är en kravnivå som gäller verksamheten. I ett handelssystem gäller den individuella kravnivån (t.ex. en kvot) verksamhetsutövaren. I bägge fall är ett överskridande av kravnivåerna sanktionsbelagt. Handelssystem med kvoter är således ett styrmedel med två egenskaper, kvantitetsreglering och prisstyrning (dock inte reglerat som t.ex. en skatt) vilket även ger ekonomiska incitament som kompletterar kvantitetsregleringen och gör att vissa av dess egenskaper skiljer sig från ekonomiska styrmedel med prisreglering. Nedan ges en kort sammanfattning av respektive styrmedel som utformats för kvävebetinget enligt BSAP. En utförligare beskrivning av styrmedlen med teknisk 11 Styrmedel med kvantitetsreglering har annorlunda egenskaper än de som bygger på prisreglering under t.ex. osäkerhet eller takt för teknikutveckling (Weitzman, 1974). 32

34 specifikation och dimensionering finns i bilaga 2 (se referenser inom parentes i respektive rubrik) Tillståndsprövning (referensalternativ) (B 2.1) Avloppsreningsverk med en anslutning av mer än 2000 personer kräver idag tillstånd enligt miljöbalken för att drivas. 12 Vid tillståndsprövningen beslutas om tillstånd ska lämnas samt de villkor som behövs för att begränsa skador och andra olägenheter som kan orsakas av verksamheten. Bland dessa villkor kan finnas utsläppsvillkor för kväve och fosfor. Utsläppsreduktioner kan åstadkommas genom omprövning av befintliga tillstånd och/eller villkor för kväve och fosfor i tillstånden (24 kap. 5 MB). En fördel med tillståndsprövning enligt miljöbalken är att såväl myndigheter som verksamhetsutövare känner till hur den befintliga tillståndsprocessen fungerar. En av nackdelarna med systemet är att det tar förhållandevis lång tid från en planerad utökning till ett färdigt tillståndsbeslut och att det lämnar utsläppssumman från alla verksamheter i sektorn oreglerad. Utförande och dimensionering (B B 2.1.2) Inom dagens befintliga rätt skulle tillsynsmyndigheter samordnat kunna ansöka om omprövning av givna tillstånd. Ansökningar kan även göras av Naturvårdsverket eller Havs- och Vattenmyndigheten som kan delta i och driva ärenden i mål riktade mot enskilda avloppsreningsverk (24 kap. 7 samt 22 kap. 6 MB). Ansökan lämnas in till miljöprövningsdelegationen inom länsstyrelsen och behandlas enligt ordinarie prövningsförfarande vilket avslutas med beslut av miljöprövningsdelegationen på länsstyrelsen. 13 Omprövningar är generellt sett resurskrävande och långsamma ärenden (i genomsnitt 1-2 år per verksamhet), vilket utesluter att de ca 230 avloppsreningsverk inom BSAP-området kan omprövas så att betingen genomförs till år 2021 eller inom överskådlig tid. Om man utgår från omprövningssystemet blir därför en nödvändig utgångspunkt att anta en riktad insats vid utvalda avloppsreningsverk, för att få till stånd en tillräcklig total utsläppsminskning till kust till priset av så få omprövningar som möjligt. 12 Begreppet miljöfarlig verksamhet definieras i 9 kap. 1 miljöbalken. Med miljöfarlig verksamhet avses sammanfattningsvis all användning av mark, byggnader eller anläggningar som kan ge upphov till utsläpp till mark eller vatten eller till andra störningar för människor eller miljö. 13 Miljöprövningsdelegationens tillståndsbeslut (liksom även beslut att inte meddela tillstånd) får överklagas till Mark- och miljödomstolen (MMD). Mark- och miljödomstolens avgörande kan i sin tur överklagas till Mark- och miljööverdomstolen (MÖD), som är sista instans när det gäller tillståndsprövning av avloppsreningsverk. 33

35 För att nå betinget skulle en riktad insats av omprövningar kräva i storleksordningen omprövningar (beroende på var gränsen kan antas gå mellan anmälningspliktiga mindre åtgärder och tillståndspliktiga större åtgärder). Detta är förutsatt att en rättspraxis för utsläppsvillkor för kväve på i genomsnitt högst 7 mg/l nås för avloppsreningsverk med mer än anslutna personekvivalenter. Skulle man istället få igenom utsläppsvillkor på högst 6 mg/l kommer man ner i ca omprövningar. Dessa kravnivåer innebär nästan en halvering jämfört med utsläppskraven i dagens tillståndsvillkor och det är osäkert om rättspraxis skulle kunna resultera i så stränga villkor. (B 2.1.3) Enligt IVL (2009) kan tekniskt sett nivåer på 2-4 mg/l nås. Därmed skulle man klara kvävebetinget med omprövningar av bara verksamheter. Det är dock förenat med tekniska svårigheter att hålla så låga värden på jämn nivå vilket kan göra det svårare att få en rättspraxis med begränsningsvärden på så låga nivåer. Det innebär dessutom att ett fåtal verksamheter (kommuner) skulle få bära bördan av hela BSAP-åtagandet vilket skulle kunna anses som orimligt. Den myndighet som driver omprövningen måste också visa att dessa krav på bästa möjliga teknik verkligen är rimliga att uppfylla i de enskilda ärendena. (B 1.4) Ett alternativ är att besluta om utsläppsvillkor för den minsta reduktionsgrad till kustvatten som ska uppnås (dvs. retentionen får räknas in). Med detta ökar man effektiviteten genom att i större grad ta hänsyn till retentionen, dvs. kravskärpningen styrs i högre grad mot verksamheter med lägre retention (B 1.3). För att klara betinget skulle villkoren som riktlinje behöva ligga på i genomsnitt lägst %. Detta minskar antalet omprövningar till (B 2.1.3). De enkätintervjuer som har genomförts inom uppdraget visar att den allmänna uppfattningen hos myndigheter och verksamhetsutövare är att det kommer att ta mycket lång tid att klara en utsläppsminskning på ton med enbart dagens omprövningssystem. Det finns idag inte heller någon praktisk lösning på hur man ska kunna tillgodose resursbehovet hos tillsyns- och tillståndsmyndigheterna för det mycket stora antal omprövningar som en måluppfyllelse av BSAP-betinget skulle kräva till år (B 1.8.2) Tabell 4.2 Dimensionering av riktad insats av omprövningar Reglering Dimensionering av reglernivåer 6-7 mg/l Omfattning Beräknat antal omprövningar > pe Beräknat antal prövningar Beräknad tidsåtgång Utsläppsvillkor år Villkor för lägsta reduktionsgrad till kustvatten %

36 4.3.2 Skärpta krav i generella föreskrifter (B 2.2) Med stöd av 9 kap. 5 MB kan regeringen meddela generella föreskrifter om förbud, skyddsåtgärder, begränsningar och andra försiktighetsmått för att uppfylla Sveriges internationella åtaganden. Om det finns särskilda skäl får regeringen bemyndiga en myndighet att meddela sådana föreskrifter. 14 Dessa föreskrifter ska då vara generella och gälla för alla verksamheter. SNS 1994:7 som anger utsläppskrav för kväve från avloppsreningsverk med mer än anslutna personekvivalenter (pe) är ett exempel på generella föreskrifter. Eftersom generella föreskrifter äger företräde framför enskilda utsläppsvillkor i befintliga tillstånd, åligger det verksamhetsutövarna att vidta åtgärder, inklusive att i förekommande fall ansöka om tillstånd för de ändringar som kan komma att krävas för att uppfylla utsläppskraven i sådana föreskrifter. Jämfört med omprövning i minskar tillsynsmyndigheternas administrativa börda. Utförande och dimensionering (B 2.2.1) För att nå kvävebetingen för BSAP på ton behöver utsläppskravet för kväve i föreskrifter för reningsverk över anslutna personekvivalenter ligga på högst 7 mg/l. Detta är förhållandevis stränga krav som beträffande vissa avloppsreningsverk skulle kunna tvinga fram omfattande ombyggnationer som medför orimliga kostnader, eller i vissa fall fysiskt omöjliga åtgärder att genomföra med nuvarande lokalisering. (B 2.2.2) Ett problem med generella föreskrifter är således att de tillämpas på alla verksamheter. De utsläppsnivåer som fastställs kan därför inte vara alltför stränga, eftersom kraven skulle kunna bli orimliga att uppfylla för enskilda reningsverk. Samtidigt måste kravnivån vara högst 7 mg/l för att nå betinget. Eftersom generella utsläppskrav lägger samma prioritet på åtgärder hos alla verksamhetsutövare kan det även ta längre tid att nå målet jämfört med ett kostnadseffektivt styrmedel som i högre grad innebär att de större resurserna sätts in där det går fortare att nå en viss reduktion. (Jämför med generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) i avsnitt samt jämförelse i B ) Generella föreskrifter kan komma att kräva fler ombyggnationer och fler prövningsprocesser, än en riktad insats med omprövningar. Utsläppskrav med en högsta kravnivå på 7 mg/l i en generell föreskrift skulle kunna kräva mellan tillståndsprövningar (jämfört med ca med omprövningar, beroende på vilken rättspraxis för utsläppsvillkor som uppnås). Det större antalet prövningar beror på den ineffektivitet som följer av att alla verksamheter får likadana utsläppskrav oavsett omständigheter, jämfört en riktad insats av omprövningar där färre utvalda 14 I 47 FMH finns ett bemyndigande åt Naturvårdsverket att meddela närmare föreskrifter om vilka försiktighetsmått som ska gälla vid rening av avloppsvatten från tätbebyggelse. 35

37 verksamheter gör större utsläppsreduktioner. Genom att ange utsläppskravet som lägsta reduktionsgrad till kustvatten sjunker dock antal prövningar till ca (B 2.2.2) Föreskrifter med generella utsläppskrav för avloppsreningsverk behöver med nödvändighet innehålla en genomförandetid för att reningsverken ska ha en rimlig möjlighet att uppfylla utsläppskraven (B 2.2.2, B 2.2.6). Tabell 4.3 Dimensionering av kravnivåer i generella föreskrifter Reglering Dimensionering av reglernivåer Omfattning Beräknat antal omprövningar Beräknat antal prövningar Beräknad tidsåtgång Kravnivå Lägsta reduktionsgrad till kustvatten 7 mg/l % > pe ca 97 verksamheter år Handel med utsläppsrätter (B 2.5) Ett handelssystem är en reglering av summan av utsläppen från ett bestämt antal verksamheter genom att myndigheten kontrollerar det totala antalet av utsläppsrätter (eller belastningsrätter) som auktioneras ut, eller tilldelas gratis till verksamhetsutövarna. Betinget nås genom att det totala antalet utsläppsrätter (taket) sänks med en viss procent varje år enligt en förutbestämd tidsplan, till ett slutår, då den totala utsläppsmängden från verksamheterna uppfyller betinget för BSAP. Ett handelssystem har goda förutsättningar att helhetligt nå ett beting för BSAP, eftersom det innehåller en reglering av utsläppssumman till ett visst datum. Utförande och dimensionering (B 2.5.1) Verksamheter som omfattas av handelssystemet registreras hos myndigheten i ett register och tilldelas ett konto för innehav av utsläppsrätter (en belastningsrätt ger rätt att belasta kusten med ett kg av ämnet). Ett slutår fastställs då den totala belastningsmängden till kustvatten ska ha reducerats till den grad att BSAP betingen är uppfyllda. Utsläppsrätter kan auktioneras ut av myndigheten, eller tilldelas gratis till verksamhetsutövare i enlighet med en tilldelningsnyckel baserad på t.ex. inkommande mängd. Ett handelssystem med gratis tilldelning fungerar som följer: 36

38 1. Verksamheterna tilldelas varje år ett antal utsläppsrätter i proportion till en tilldelningsnyckel. För att uppfylla taksänkningen fram till slutåret kommer tilldelningen att minska varje år med en viss förutbestämd procentandel. 2. På en bestämd rapporteringsdag varje år måste varje verksamhetsutövare lämna in det antal utsläppsrätter till myndigheten, som motsvarar den belastningsmängd man släppt ut under året. Denna inlämning av utsläppsrätter sker i samband med den årliga rapporteringen av utsläppsnivåer och registreras på verksamhetens konto för utsläppsrätter. På avstämningsdagen måste det finnas lika många utsläppsrätter på verksamhetsutövarens konto som utsläppsmängden under föregående år. Om ett avloppsreningsverk släpper ut en större mängd kväve än de utsläppsrätter man fått tilldelade behöver verksamhetsutövaren alltså köpa motsvarande mängd utsläppsrätter. När ett avloppsreningsverk genomför en åtgärd som sänker utsläppen kommer man att få utsläppsrätter över som man kan sälja. Taksänkningen som följer den förutbestämda planen ser till att målet för hela bassängen nås och handeln med utsläppsrätter skapar den flexibilitet som gör att verksamhetsutövare kan genomföra åtgärder när det är lämpligast för respektive verksamhet. Tabell 4.4 Dimensionering för handel med utsläppsrätter Reglering Taksänkning för belastningssumma till kustvatten Dimensionering av reglernivåer ton Omfattning >2 000 pe ca 230 verksamheter Beräknat antal omprövningsförfaranden - - Beräknat antal Beräknad prövningsförfaranden tidsåtgång år Certifikatssystem (CEASAR) 15 (B 2.7) Inom ett certifikatsystem handlar verksamhetsutövare med gemensamma skyldigheter att uppnå individuella kravnivåer (reningskvoter). Ett certifikatssystem ger en säkrare måluppfyllelse genom att utfärda golv (lägsta nivåer) för utsläppsminskningar till BSAP-området, per havsbassäng eller eventuellt stora avrinningsområ- 15 Certifikatsystem för Effektiv Allokering av Skyldigheter Anpassade till Retention (CEASAR) 37

39 den med stora övergödningsproblem enligt vattenförvaltningen. En i förväg annonserad procentuell golvhöjning per år fram till slutåret ger vägledning för enskilda reningsverks långsiktiga planering av investeringar. Systemet innebär att intäkter och kostnader för certifikat stannar inom sektorn. När en åtgärd genomförs vid ett reningsverk genereras ett certifikat för varje kg belastningsreduktion som rapporteras. Ett certifikat är ett elektroniskt bevis om en fullgjord del i en gemensam skyldighet att genomföra utsläppsminskningar till kust. Den verksamhetsutövare som äger ett certifikat (egengenererat genom åtgärder vid den egna verksamheten eller införskaffat) äger en andel i branschens gemensamma skyldigheter att uppfylla del av det beting som Sverige åtagit sig inom ramen för BSAP. CEASAR är således en marknad för handel med dessa gemensamma skyldigheter mellan verksamhetsutövare. Ett certifikat är därmed motsatsen till en utsläppsrätt genom att vara ett bevis på att en enhet utsläppsminskning till kust har genomförts, istället för en rättighet att släppa ut ytterligare en enhet. Utförande och dimensionering (B 2.7.1) 1. Betinget på ton bestämmer det minsta antal certifikat, dvs. golvet för hur många kg minskning till kust som avloppsreningsverken med utlopp till de tre bassängerna tillsammans ska uppnå till ett visst år jämfört Golvet börjar på den nivå som branschen står vid under systemets startår och fortsätter sedan med en golvhöjning som slutar med ton minskning vid det år då betinget ska vara uppnått (B ). 2. De årliga betingen som följer av golvhöjningen fördelas ut på verksamhetsutövare som individuella reningskvoter (andel minskning av det totala betinget i branschen). Reningskvoten bestäms av hur verksamhetens reduktionsgrad förhåller sig till golvet dvs. den lägsta reduktionsgrad som sektorn ska klara i genomsnitt. (B 2.7.7) 3. På en bestämd avstämningsdag varje år måste varje verksamhetsutövare lämna in det antal certifikat som krävs för att visa att man uppfyllt sin reningskvot under föregående år till sitt certifikatskonto vid Naturvårdsverket. Det finns två sätt för en verksamhetsutövare att skaffa sig de kvävecertifikat som krävs för att uppfylla sin reningskvot enligt CEASAR. i. Att verksamhetsutövaren har genomfört utsläppsminskningar vid det egna reningsverket vilket automatiskt genererar det antal certifikat som motsvarar reduktionen i kg till kust. Dessa certifikat sätts in på verksamhetens konto vid den årliga rapporteringen. 38

40 ii. Att köpa certifikat senast på den årliga avstämningsdagen. Certifikat kan överföras direkt mellan verksamheter som drivs av samma verksamhetsutövare eller direkt mellan olika verksamhetsutövare eller via certifikatsmarknaden. Tabell 4.5 Dimensionering av handel med certifikat (CEASAR) Reglering Dimensionering av reglerni- Omfattning våer 73 % 82 % >2 000 pe ca 230 verksamheter Beräknat antal omprövningar - Beräknat antal Beräknad tillståndsprövningar tidsåtgång år Golvhöjning för reduktionsgrad till kustvatten - Under 2010 var genomsnittlig reduktionsgrad till kust 73 % för verksamheter över anslutna personekvivalenter. För att uppnå betinget ton behöver reduktionsgraden för sektorn i genomsnitt nå golvet 82 %. Systemet mjukstartar därmed från nu rådande förutsättningar i branschen. När golvhöjningen sedan påbörjas höjs golvet successivt från 73 % upp till 82 % i reduktionsgrad till slutåret. Det gör att CEASAR stegvis kräver allt större åtgärder av verksamhetsutövarna för att uppnå golvet. (B 2.7.7) Skatt (B 2.3) Baserat på de utsläppsnivåer som rapporteras in varje år tas en skatt ut per kg utsläppt näringsämne. Skatten räknas på den belastning (nettoutsläpp efter retention) som når kusten och betalas in en gång per år. Jämfört med utsläppskrav i tillstånd eller generella föreskrifter ger en skatt även incitament för utveckling av effektivare tekniker för att få ned utsläppen. Det avlastar tillsynsmyndighetens arbetsbörda med att vara den som tar initiativ till omprövningar och ökar förutsättningarna för att bästa möjliga teknik verkligen används över tid. Utförande och dimensionering (B B 2.3.2) För att nå kvävebetinget beräknas en skatt som omfattar alla ca 230 avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter inom BSAP-området behöva ligga inom intervallet 50 och 210 kr per kg belastning till kustvatten. Osäkerheten hos åtgärdskostnader och retention gör det inte möjligt att fastställa ett mindre intervall. Osäkerheten i måluppfyllelse är förhållandevis stor och varierar mellan 647 ton över betinget och ton under betinget. Med andra ord är osäkerhetsintervallet över ton, mer än hälften av betingets storlek. En skatt kan i 39

41 sådana fall ge en långsammare måluppfyllelse än s.k. kvantitetsreglering, t.ex. utsläppskrav i generella föreskrifter eller ett tak i ett handelssystem (4.4.1). Förhållandet mellan antalet prövningar och antalet omprövningar som krävs för att nå betinget blir därför också osäkrare. Tabell 4.6 Dimensionering av skatt Reglering Skatt på belastning till kustvatten Dimensionering av reglerni- Omfattning våer kr/kg >2 000 pe ca 230 verksamheter Beräknat antal omprövningar - - Beräknat antal Beräknad prövningar tidsåtgång år Riktutsläppsvärden med avgift och subvention (B 2.4) Riktutsläppsvärden med avgift och subvention (RAS) innebär att en verksamhetsutövare som överskrider ett riktutsläppsvärde betalar skatt för varje enhet som riktutsläppsvärdet överskrids. En verksamhetsutövare som underskrider riktutsläppsvärdet får en subvention för varje utsläppsenhet som riktutsläppsvärdet underskridits. 16 Riktutsläppsvärdena sänks successivt så att de hela tiden ligger en viss procent lägre än det genomsnittliga utsläppsvärdet i branschen. Utförande och dimensionering (B 2.4.1) De verksamheter som omfattas registreras hos myndigheten i ett register. Via en särskild lag anges en fördelningsnyckel som fördelar ett individuellt riktutsläppsvärde för varje enskild verksamhet På en bestämd rapporteringsdag varje år rapporterar varje verksamhet sina utsläpp (kg) av näringsämnet. 2. En avgift tas ut per kg utsläppt näringsämne som överstiger riktutsläppsvärdet och som betalas av verksamhetsutövaren före ett visst datum varje år. 16 Riktutsläppsvärden med avgift och subvention härstammar ursprungligen från Pezzey (1992) och Farrow (1995). Detta föreslogs även i SOU 2010:17 Prissatt vatten? som ett lämpligt styrmedel för vattenkvalitet genom utpekande av ett riktutsläppsvärde (där kallat individuella gratisutsläpp, IGU) och samtidigt erbjuda en flexibilitet där en avgift betalas för varje utsläppsenhet som överskrider riktutsläppsvärdet och en subvention lämnas för varje enhet som understiger utsläppsvärdet. 17 Tilldelning kan ske genom en särskild lag enligt en fördelningsplan eller inom ramen för åtgärdsprogram knuta till en miljökvalitetsnorm. 40

42 3. En subvention per kg utsläppt ämne som understiger riktutsläppsvärdet betalas ut av myndigheten vid ett visst datum varje år. I det fall ett gemensamt riktutsläppsvärde sätts utifrån den genomsnittliga reningsgraden inom sektorn kommer dess utformning att bli snarlik ett avgiftssystem med återföring (4.3.7). De verksamhetsutövare som ligger över genomsnittet blir nettobetalare till dem som ligger under snittet. Fördelen med riktutsläppsvärden jämfört med ett avgiftssystem är att det annonserade riktutsläppsvärdet ökar verksamhetsutövarnas medvetenhet om vad den faktiska genomsnittliga reningsgraden är inom sektorn. En annan aspekt som skiljer sig från ett avgiftssystem är att riktutsläppsvärdena sänks successivt, så att värdena hela tiden ligger en viss procent lägre än sektorns genomsnittliga reningsgrad. Sammantaget skapas en ökad medvetenhet och ett starkare incitament för en kontinuerlig sänkning av utsläppen i sektorn jämfört med en skatt eller ett avgiftssystem. (B 2.4.1) Tabell 4.7 Dimensionering av RAS Reglering Dimensionering av reglerni- Omfattning våer kr/kg >2 000 pe ca 230 verksamheter Beräknat antal omprövningar - Beräknat antal Beräknad prövningar tidsåtgång Avgift / subvention på belastning till kustvatten år Avgiftssystem med återföring (B 2.6) Avgiftssystem Anpassat till Retention (ASAR) är en avgift på utsläpp där avgiftsintäkten återbetalas till verksamhetsutövarna i förhållande till en annan variabel som t.ex. andel av en samlad produktion. Den svenska NOx-avgiften är ett exempel på en sådan typ av system som administreras av Naturvårdsverket sedan Skillnaden är att ASAR har såväl avgift som återföring normaliserad till retention. Varje verksamhetsutövare betalar en avgift för varje kg belastning till kustvatten och får därefter en återföring i proportion till verksamhetens andel av alla verksamheters inkommande mängd. Den totala summan, eller en andel, av avgiftsintäkterna (minus administrativa kostnader) återbetalas till de anslutna verksamheterna. Nettoeffekten är att de verksamheter som har lägre reningsgrad än genomsnittet kommer att göra nettobetalningar till verksamheter med högre reningsgrad än genomsnittet. En verksamhet med genomsnittliga utsläpp per enhet inkommande mängd går således plus minus noll (B 2.6.3). 41

43 Utförande och dimensionering (B 2.6.1) De verksamheter som omfattas registreras hos myndigheten i ett register. 1. På en bestämd rapporteringsdag varje år rapporterar varje verksamhetsutövare sin belastning (kg) av näringsämnet till kustvatten. En avgift tas ut per kg belastning näringsämne och den totala avgiftsinbetalningen görs före ett visst datum varje år. 2. Den totala avgiftsintäkten, eller del av den, från alla verksamheter läggs samman och återbetalas till verksamheterna i proportion till respektive verksamhets andel av t.ex. den totala inkommande belastningen eller antalet anslutna fysiska personer. Tabell 4.8 Dimensionering av ASAR Reglering Dimensionering av reglerni- Omfattning våer kr/kg >2 000 pe ca 230 verksamheter Beräknat antal omprövningar - Beräknat antal Beräknad prövningar tidsåtgång Avgift på belastning till kustvatten år Osäkerheten i optimal avgiftsnivå (den nivå som beräknats för att nå betinget) är något större än för skatt (4.3.5) på grund av att återföringen skapar ett snedvridande incitament på marginaleffekten (se ekvation (43) under B ). Osäkerhetsintervallet för belastningsreduktionen är liksom för alternativet skatt över ton, således mer än hälften av betingets storlek (4.4.1). 4.4 Komparativ styrmedelsanalys I den komparativa styrmedelanalysen (bilaga 3) jämförs de styrmedel som utformats och dimensionerats i den designorienterade styrmedelsanalysen (bilaga 2) för att utreda vilka styrmedel som har bäst förutsättningar att uppfylla kriterier och förutsättningar/villkor från den behovsorienterade analysen i bilaga 1. I den komparativa analysen ingår även jämförande samhällsekonomiska konsekvensanalyser av styrmedelsförslag samt referensalternativ. I detta avsnitt ges en kort sammandrag av den komparativa analysen. I den komparativa analysen har varje styrmedel jämförts med avseende på de kriterier som uppkommit på den s.k. 30-punktslistan (kapitel 4.2). Resultaten från den komparativa analysen sammanfattas här kortfattat per kategori: 42

44 1. Kontroll av utsläpps- eller belastningssumma 2. Genomförande av åtgärder för utsläppsreduktioner 3. Resurser, kostnader och kostnadseffektivitet 4. Komplettera styrning i miljöbalkens regelverk 5. Information och tillsynsvägledning (se B 1.9 samt B 2.8) 6. Övervakning och rapporteringssystem (se B 1.10) Kontroll av utsläpps- och belastningssumma (B 3.1.1) Den mest precisa kontrollen av utsläpps- och belastningssumman får man med de styrmedel som har kvantitetsreglering av utsläpps- eller belastningsminskningar, dvs. handelssystem eller generella föreskrifter. Handel med certifikat bygger på en lagstiftad reglering av den totala reduktionen till ett visst slutår från berörda verksamheter, vilket ger goda förutsättningar att kontrollera belastningssumman till kustvatten. Kravnivåer i generella föreskrifter innebär också indirekt en reglering av utsläppssumman eller belastningssumman. Generella föreskrifter är sannolikt det som (efter bemyndigande till Naturvårdsverket från regeringen om bemyndigandet i 47 FMH inte bedöms tillräckligt) skulle kunna utformas fortast av alla analyserade styrmedelsalternativ. Detta skulle vara en styrka om det rörde sig om en mindre skärpning av utsläppskraven. Nu handlar det dock om att en tredjedel av de totala utsläppen ska elimineras och % av den totala reduktionen beräknas kräva större ombyggnationer som kommer att ta 1-10 år med ett medelvärde kring 5 år. För att verksamhetsutövarna ska hinna genomföra åtgärderna, kan alltså inte utsläppskraven i generella föreskrifter träda i kraft förrän kanske 5-15 år (beroende på hur stor flexibilitet som tilläggsbestämmelserna tillåter) efter att föreskrifterna meddelats. Detta för att ge verksamheterna tid att uppfylla utsläppskraven samt tillåta en flexibilitet för flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen. Till skillnad från generella föreskrifter inträder regleringen i ett handelssystem redan första året (2016) och åtgärder måste påbörjas redan då (figur 4.2). Kravnivån skärps sedan successivt varje år fram till slutåret. Flexibiliteten gör att genomförande av åtgärder sprids ut under perioden, så att verksamhetsutövare kan ta andra åtgärder i VA-planeringen i beräkning, liksom flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen som annars kunde fördröja genomförandet. Notera skillnaden att kravnivån i ett handelssystem med kvoter gäller verksamhetsutövaren och kravnivån i den generella föreskriften gäller verksamheten. I handelssystemet måste verksamhetsutövaren för att uppfylla kravnivån se till att de reduktioner som inte görs/inte kan göras vid vissa verksamheter ett visst år sker på en eller flera andra verksamheter istället. Det gör att takten på den totala utsläppsredu- 43

45 ceringen i sektorn inte påverkas negativt i det fall inte alla verksamheter hinner göra åtgärder i tid. Verksamhetsutövaren kan således inte köpa sig från ansvaret att uppfylla kravet. 18 Om inte kravnivån uppfylls kan tillsynsmyndigheten besluta om sanktion. Med generella föreskrifter kommer eventuella dispenser om förlängning att få genomförandet att tappa fart, eftersom ingen motsvarande utsläppsreduktion sker vid andra verksamheter när en dispens ges (jämför även generella föreskrifter med dispens efter avtal B 4.3.2). Reglerad kravnivå Mål för kravnivå Handelssystem Nuvarande kravnivå Generell föreskrift Målår tid Figur 4.2 Jämförelse av utveckling av kravnivåer i handelssystem kontra generella föreskrifter Generella föreskrifter beräknas kräva kravskärpningar och tillståndsprövningar vid verksamheter (beroende på kravtyp och nivå hos begränsningsvärden) jämfört med verksamheter för ett handelssystem. Det lägre antalet tillståndsprövningar förklaras av att ett större antal icke tillståndspliktiga processoptimeringar kan göras till följd av att alla 230 verksamheter med fler än anslutna personekvivalenter omfattas av handelssystemet. (B 2.2.2) Sämst precision hos genomförandet har ekonomiska styrmedel baserade på prisreglering, till följd av osäkerheten hos verksamheternas åtgärds- och transaktionskostnader för att genomföra åtgärder, liksom osäkerhet kring antagandet att kostnadsminimering i praktiken faktiskt sker fullt ut vid verksamheterna. Det leder till osäkerhet kring vilken skatte- eller avgiftsnivå som behöver sättas för att betinget ska nås liksom osäker måluppfyllelse. Uppdraget har genomfört Monte Carlo simuleringar som gav ett osäkerhetsintervall för belastningsminskningen på över ton för ekonomiska styrmedel med prisreglering till följd av osäkerheter i åtgärds- 18 Verksamhetsutövaren kan så att säga köpa en av sina verksamheter fri från kravnvån men inte sig själv. 44

46 och transaktionskostnader samt retention (se figur 4.3). Detta är således mer än halva storleken av betinget och intervallet är dessutom förskjutet i riktning mot att underskjuta betinget (-1013 ton) snarare än att överskjuta det (+647 ton) så som illustreras i figur 4.3 nedan. Utsläpp (kg) Avgiftshöjningar Osäkerhetsintervall ton Målnivå (kg) +647 ton Figur 4.3 Osäkerhetsintervall för ekonomiska styrmedel med prisreglering När åtgärdskostnader är osäkra leder den politiska processen ofta till att en låg skatt eller avgift införs till en början (i syfte att inte orsaka för stora kostnader för aktörerna) som revideras med skatte- respektive avgiftshöjningar ett antal år efter att man följt upp aktörernas respons på skatten/avgiften (se figur 4.3). Totalt sett kan detta försiktiga agerande generera ett långsammare genomförande än s.k. kvantitetsreglering (t.ex. generella föreskrifter eller handelssystem) som kan dimensioneras rätt i förhållande till målet redan vid införandet (B 2.3.2). Prövning enligt miljöbalken omfattar enbart reglering av individuella verksamheters utsläpp utan möjlighet till samordning mellan prövningar. Den totala utsläppsoch belastningssumman från gruppen av verksamheter är således oreglerad och utfallet är beroende av vilken rättspraxis som kommer att utvecklas vilket skapar ett osäkrare genomförande (B B 2.1.4). Att tillämpa prövning enligt miljöbalken förutsätter att myndigheten initierar prövningen och att hänsynsreglerna i 2 kap. MB tillämpas. Eftersom det saknas tydliga villkorsnivåer för kväve i rättspraxis behöver normalt fler underlag tas fram och hanteras i prövningsprocessen, vilket gör att prövningsförfarandet kan dra ut på tiden (B 1.8.4). Beräkningar visar att omprövningar (beroende på vilken rättspraxis för utsläppsvillkor som uppkommer) behöver ske. En omprövning tar i genomsnitt 1-2 år att genomföra. Prövning enligt miljöbalken bedöms därmed ha 45

47 de minsta möjligheterna att kontrollera utsläpps- och belastningssumman och genomföra betinget i tid. (B 2.1.3) Genomförande av åtgärder för utsläppsreduktioner (B 3.1.2) Samtliga styrmedel i tabell 4.1 kan i princip åstadkomma en måleffektiv fördelning genom att dimensionera styrmedlen för belastning till kustvatten. 19 Ekonomiska styrmedel kan även klara en kostnadseffektiv allokering av åtgärder längs avrinningsområdet genom att dimensionera det ekonomiska incitamentet till retentionen. Det kan bidra till ett tidigare genomförande eftersom resurserna i större grad sätts in där de gör störst nytta för att nå en minskad belastning till kustvatten (B 1.6.5). I enkätundersökningen ställdes frågor till verksamhetsutövare om drivkrafter och hinder för genomförande av åtgärder. Det framkom att tydliga signaler om kommande utsläppskrav kan påskynda förberedelser, planering och beslut om genomförande av åtgärder i kommunala nämnder. Detta genom att kraven klargörs och ett stabilare investeringsklimat skapas (B 1.5). En lag om handel med certifikat med en reglerad förutbestämd bana för kraven under genomförandeperioden fram till slutåret ger en tydlig (kvantitativ) signal om vilken kravhöjd som verksamhetsutövare ska ta sikte på vid planeringen av åtgärder (B 1.8.4). Även generella föreskrifter som anger ett framtida datum när ett skärpt krav träder i kraft kan fylla en liknande funktion (B 1.8.4). Dock kan det samtida datumet leda till flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen som gör att bestämmelser om dispenser kan behöva införas i föreskrifterna för att öka flexibiliteten. (B 1.4.3) För att ge största möjlighet att realisera alla processoptimeringar förutsätts styrmedel som ger ekonomiska incitament. Om ett ekonomiskt styrmedel omfattar alla de ca 230 verksamheter med fler än anslutna personekvivalenter ges maximal potential att utnyttja processoptimeringar inom branschen. Beräkningar på svar från enkätundersökningen till verksamhetsutövare anger att processoptimeringar kan ta upp till % av betinget vilket i sin tur kan minska antalet prövningar till (B 1.4.2) Utsläppskrav i referensalternativet tillståndsprövning och generella föreskrifter har inte möjligheten att realisera processoptimeringar hos den majoritet av verksamheter som inte omfattas (ca st.) vilket är den huvudsakliga förklaringen till att dessa styrmedel kräver fler omprövnings- respektive prövningsförfaranden. (B 2.1 B 2.2) 19 Att nå betinget för nettobelastning till kustvatten med minsta möjliga totala utsläppsreduktion från verksamheterna genom att allokera så att större utsläppsreduktioner sker vid verksamheter med lägre retention. 46

48 4.4.3 Resurser, kostnader och kostnadseffektivitet (B 3.1.3) De centralt administrerade styrmedlen utanför miljöbalken och som utgår från ny lag, dvs. skatt, avgiftssystem med återföring, handel med utsläppsrätter och certifikatssystem innebär dels en administrativ kostnad på central nivå för framtagandet av ny lag samt transaktionskostnader för den övervakning av genomförandet som sedan bör ske på central myndighet. För styrmedel inom miljöbalkens regelverk, dvs. prövningsförfaranden eller generella föreskrifter, infaller mindre kostnader på centrala myndigheter, men istället stora kostnader på regionala myndigheter. (B B 3.1.6) Flera åtgärder kommer att kräva större ombyggnationer och ändringar vid kommunala avloppsreningsverk för att nå de utsläppsreduktioner som behövs. Detta kommer att ge ökade kostnader för tillsyns- och tillståndsmyndigheter oavsett val av styrmedel dock i olika omfattning. Styrmedel med kvantitativ reglering (generella föreskrifter eller handelsystem) räknas få en mindre ökad arbetsbörda för regionala myndigheter eftersom prövningsförfaranden och framtagande av underlag till dessa blir enklare när det finns (för kvävebetinget i BSAP tillräckligt stränga) satta kravnivåer i generella föreskrifter eller lag om handelssystem och som går före villkoren i nuvarande tillståndsbeslut. Det åligger då verksamhetsutövarna att vidta åtgärder för att uppfylla de individuella kravnivåer som ställs. (B 1.8.4) Genom att handelsystem för certifikat ställer 1) krav på verksamhetsutövare att vidta åtgärder, 2) har tydliga kvantitativa signaler om vilka krav som krävs i den närmaste framtiden och 3) realiserar potentialen för processoptimeringar bland de 230 verksamheterna i BSAP-området beräknas detta system leda till den minsta ökningen i arbetsbörda per genomförd enhet utsläppsreduktion på regionala myndigheter. Näst efter handelssystem följer generella föreskrifter och prisreglerande ekonomiska styrmedel. Prövning enligt miljöbalken ger den allra största arbetsbördan och kostnaderna (B 3.1.3, B 1.4.2, B 1.8.4). Skillnaden i totala kostnader mellan de olika styrmedelsalternativen förklaras dels av skillnader i fördelningen av åtgärder mellan verksamheterna samt skillnad i antal större omprövningar som behöver genomföras (B 2.1 och B 2.2) Komplettera styrning i miljöbalkens regelverk (B 3.1.4) De individuella kraven i generella föreskrifter samt lag om handel med certifikat går före villkoren i tillståndsbesluten och ställer längre gående krav på verksamhetsutövarna. Handelssystem (samt andra ekonomiska styrmedel) ger även ekonomiska incitament till verksamhetsutövarna att initiera prövningar med de strängare krav som ska uppnås. Detta kan även påskynda prövningsförfarandet genom att färre underlag behöver tas fram (B 1.8.4). De ekonomiska incitamenten i de ekonomiska styrmedlen ger incitament till teknikutveckling. Därmed kompletteras flera av svagheterna i miljöbalkens regelverk. (B 3.1.4) 47

49 4.4.5 Sammanfattning av dimensionering av styrmedel (B 3.1.5) Tabell 4.9 sammanfattar dimensioneringen från den designorienterade styrmedelsanalysen (bilaga 2). Dimensioneringen i tabellen kan ge sken av att det rör sig om 7 likvärdiga styrmedel som vart och ett kan nå betinget under samma omständigheter. Det ska dock noteras att styrmedlen har olika grad av osäkerhet i måluppfyllelse, tidsåtgång för genomförande samt kostnader. Styrmedlen som baseras på prisreglering (skatt, avgiftssystem och RAS) har en större osäkerhet i måluppfyllelse, vilket inte minst syns på de större intervallstorlekarna för skatte- och avgiftsnivåer samt tidsintervallen för genomförande (4.4.1). Tillståndsprövningen har en osäkerhet i genomförande på grund av kriterierna för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål (B 2.1 B 2.2 se även B 4.1.6) vilket även betingen för BSAP är. Även samhällsekonomiska kostnader skiljer mellan alternativen (B 3.1.6). Tabell 4.9 Sammanfattning över dimensionering av analyserade styrmedel för att nå kvävebetinget Beräknad tidsåtgång för genomförande år Tillståndsprövning Generella föreskrifter Handel med utsläppsrätter CEASAR Skatt RAS ASAR Reglering Utsläppsvillkor Lägsta reduktionsgrad Utsläppskrav Lägsta reduktionsgrad Taksänkning för belastningssumma Golvhöjning för reduktionsgrad Skatt på belastning till kustvatten Avgift/subvention på belastning till kustvatten Avgift på belastning till kustvatten Dimensionering av reglernivåer 6-7 mg/l 85 % 7 mg/l 85 % Beräknat antal prövningar år ton år 73 % 82 % år kr/kg år kr/kg år kr/kg år Det ska noteras att antalet prövningsförfaranden i alternativet med tillståndsprövning är omprövningar initierade av tillsynsmyndigheter. För övriga alternativ, i synnerhet generella föreskrifter samt handelsystem, är det främst verksamhetsutövaren som initierar prövningarna till följd av de krav som ställs vilket är en av 48

50 förklaringarna varför dessa system fått ett beräknat snabbare genomförande. (B 1.8.4) Osäkerheten i antalet prövningar beror främst på osäkerheten i potentialen för processoptimeringar. Generellt kan sägas att potentialen minskar ju större kravskärpningen är och ökar ju fler verksamheter som omfattas av styrmedlet (B 1.4.2). De ekonomiska styrmedlen har via sitt ekonomiska incitament samt att de omfattar alla 230 verksamheter en större potential till processoptimeringar (och därmed i större grad utsläppsreduktioner förenade med anmälan och mindre sändringar) vilket drar ned antalet prövningar jämfört med alternativen omprövningssystemet eller generella föreskrifter. Osäkerhetsintervallet varierar mellan prövningar till följd av osäkerhet i svaren om processoptimeringar från enkätundersökningen. (B 1.4.2) Beräknad tidsåtgång baseras på beräknat antal prövningar och tidsåtgång för genomförande av planering och projektering som framkommit i enkätundersökning till branschen (B 1.4.3). I fallet med generella föreskrifter har hänsyn tagits till flaskhalsar hos konsult- och entreprenadbranschen, till följd av samtida utbyggnad som kan leda till att dispenser behöver utfärdas för att det inte blir möjligt att klara ombyggnationer till prövningar under samma tidsperiod, fram till det datum då föreskrifterna träder ikraft (B 2.2.2). Inom tidsramen för ekonomiska styrmedel med prisreglering har antagits ett införande med trial-and-error som börjar med lägre skatt/avgiftsnivå som efter hand eventuellt justeras upp efter att man följt upp utvecklingen av genomförda åtgärder. (B 2.3.2) Jämförande samhällsekonomisk konsekvensanalys (B 3.1.6) I tabell 4.10 nedan jämförs åtgärds- och transaktionskostnader för avgiftssystemet (ASAR) samt handel med certifikat (CEASAR) tillsammans med tillståndsprövning som utgör referensalternativ. Transaktionskostnaderna delas upp i kostnader som uppkommer för verksamhetsutövarna, för statliga myndigheter samt de kostnader som uppkommer för länsstyrelser och kommuner. (B , B , B ) Med inledande kostnader avses alla de kostnader som innebär en engångskostnad för aktörerna. För verksamhetsutövarna är det framförallt kostnader för tillståndsprövning, anmälan och utökad ackreditering. För statliga myndigheter innebär det kostnader som avser framtagande av lagar, föreskrifter och information. En stor kostnad är också att ta fram underlag som är nödvändiga för att styrmedlet ska kunna introduceras. Länsstyrelsernas inledande kostnader är framförallt handläggning för prövning och anmälningar avseende mindre ändringar. (B 3.1.3) Med löpande kostnader avses kostnader som uppstår årligen. Åtgärdskostnaderna (inklusive kapitalkostnader) hamnar här men också verksamhetsutövarnas kostnader för rapportering och administration samt statliga myndigheters löpande admi- 49

51 nistration. De stora intervallen förklaras inte minst av osäkerhetsintervallen i beräkningarna av processoptimering och därmed antalet prövningar. (B 1.4 och B 1.4.2) Tabell 4.10 Jämförelse av uppskattade kostnader för införande av avgiftssystem och handel med certifikat (mkr) 20 Tillståndsprövning (referensalternativ) Avgiftssystem (ASAR) Certifikatssystem (CEASAR) Inle- Lö- Inle- Löpande Inle- Lö- dande pande dande dande pande Åtgärdskostnader Transaktions Kostnader Verksamhetsutövare Verksamhetsutövare Myndigheter / ,5 3, stat Kommuner/ Länsstyrelser Totalt Årliga totala kostnader Det ska påminnas att de tre alternativen inte är jämförbara med varandra när det gäller säkerhet i måluppfyllelse och den tidsåtgången för att nå målet. CEASAR är det styrmedel som enligt simuleringar och beräkningar når betinget tidigast och säkrast. Såväl betingen för MKN som BSAP ska vara genomförda 2020/2021 vilket innebär att det finns möjligheter till samordning av prövningen mellan kväve och fosfor. Hittills har kostnaderna för prövning av kväve och fosfor beräknats separat. Det är dock troligt att prövningarna av åtgärder för kväve- och fosforreduktioner kommer att ske samtidigt i flera fall. I tabell 4.11 återges vad kostnaden skulle bli för prövning för BSAP om t.ex. 25, 50 eller 75 procent av prövningarna av åtgärder 20 Totala årliga kostnader är den inledande kostnaden diskonterad; 30 år för referensalternativet, 20 år för avgiftssystem och 15 år för certifikat + de årliga löpande kostnaderna.4 % diskonteringsränta har använts. 50

52 för fosfor och kväve sker samordnat, dvs. när man gör åtgärder för kväve enligt certifikatsystemet så görs även åtgärder för fosfor enligt betingen för MKN (B 4.1.8, B 4.2, B 4.3). Tabell 4.11 Om prövning av åtgärder för kväve och fosfor görs samtidigt 75 % 50 % 25 % Referensalternativ ASAR / CEASAR Om t.ex. 50 % av alla prövningsärenden innefattar både åtgärder för kväve och fosfor skulle det innebära att den totala inledande kostnaden för certifikatsystem skulle uppgå till miljoner kronor att jämföra med miljoner kronor. 4.5 Slutsatser Handelssystem tillhör de styrmedel som har reglering av utsläpps- och belastningssumman och därmed får säkrast måluppfyllelse. Det sänder tydliga signaler till verksamhetsutövare om de kravnivåer som kommer enligt en förutbestämd plan. Samtidigt ger handel med certifikat den flexibilitet fram till slutåret som är nödvändig för att under en och samma period genomföra de åtgärder och ombyggnationer som en reduktion på 30 % kräver. Flexibiliteten är också viktig utifall golvhöjningen behöver justeras till följd av ändrat eller missbedömt tillstånd i miljön. Bland de styrmedel som har analyserats tillhör handel med certifikat även de styrmedel som har bäst förutsättningar för en kostnadseffektiv allokering av åtgärder. Detta får vägas mot det faktum att handel med certifikat (och utsläppsrätter) är det styrmedel som har högst transaktionskostnader för verksamhetsutövarna i och med hanteringen av certifikat (jämfört t.ex. administrationen vid en skatt). Å andra sidan är handel med certifikat det styrmedel som väntas ha lägst arbetsbörda per enhet utsläppsreduktion för de regionala tillsyns- och tillståndsmyndigheterna. Det är en fördel med tanke på de resursbegränsningar som finns hos dessa myndigheter och som skulle kunna fördröja ett genomförande. Handel med utsläppsrätter har i stort sett lika goda förutsättningar som handel med certifikat men fungerar sämre tillsammans med utsläppsvillkor i tillstånd och ickeförsämringskravet enligt MKN genom att individuella utsläppsökningar möjliggörs vid köp av utsläppsrätter (B 2.5.6). Inom miljöbalkens regelverk skulle generella föreskrifter med kravnivå på 7 mg/l hos utgående avloppsvatten kräva prövningar. En lägsta reduktionsgrad på ca % till kustvatten som omfattar verksamheter över anslutna perso- 51

53 nekvivalente skulle kräva prövningar. Bristen på flexibilitet hos utsläppskraven i generella föreskrifter riskerar dock att resultera i ett sämre genomförande på grund av de flaskhalsar som uppkommer i konsult- och entreprenadbranschen vid en samtidig utbyggnad av de verksamheter som behöver få skärpta krav. (B 2.2) Generella föreskrifter kan inte heller utnyttja processoptimeringar vid de ca 130 verksamheter som har färre än anslutna och som inte kan omfattas av föreskrifterna på grund av att antalet prövningar skulle bli ohanterligt. Att inkludera alla ca 230 verksamheter med fler än anslutna skulle innebära ansökningar om prövningar (de verksamheter vars utsläpp ligger mer än en processoptimeringsmarginal ovanför 7 mg/l) till det datum som de generella utsläppskraven träder i kraft. (B 2.2.2) Ekonomiska styrmedel med prisreglering (skatt, avgiftssystem och riktutsläppsvärden med avgift och subvention) lider av osäker måluppfyllelse. Givet de osäkerheter som finns har en skattenivå under dataoptimeringar inte kunnat fastställas med mindre intervall än kr/kg kvävebelastning till kustvatten samt ett osäkerhetsintervall på ton för belastning till kustvatten. Även om ekonomiska styrmedel med prisreglering skulle kunna generera tillräckliga incitament för att slutligen nå betinget är de förenade med stor osäkerhet när betinget nås. (4.4.4) 4.6 Beskrivning av CEASAR I detta kapitel beskrivs CEASAR 21 som är det styrmedel som uppdraget har funnit vara mest lämpligt för att genomföra kvävebetingen enligt BSAP samt MKN till följd av vatten- och havsmiljödirektivet. CEASAR innebär att kvävereningskvoter införs för kommunala avloppsreningsverk tillsammans med handel med kvävecertifikat. Införandet av CEASAR föreslås ske med följande åtgärder: 1. Lag om kvävecertifikat för tillståndspliktiga kommunala reningsverk inom BSAP-området införs till den 1 januari Förordning/generella föreskrifter om ackrediterade mätmetoder för kväve, verifierade kväverapporter vid reningsverk samt retentionsfaktorer införs till den 1 januari Ett informativt styrmedel riktat till verksamhetsutövare införs den 1 juli 2014 eller så snart beslut är fattat om CEASAR:s införande 4. Vägledning till berörda regionala myndigheter införs den 1 juli 2014 eller så snart beslut är fattat om CEASAR:s införande 21 Certifikat för Effektiv Allokering av Skyldigheter Anpassade till Retention 52

54 5. Framtagande av nya underlag om retention och hydrologiska nätverk tas fram till den 1 juli 2014 eller så snart beslut är fattat om CEASAR:s införande 6. Program och underlag för tillsyn, övervakning och rapporteringssystem tas fram till den 1 januari 2015 Den tekniska specifikationen samt den matematiska modellen för CEASAR återfinns i B Syfte Syftet med CEASAR är att höja takten hos kväveutsläppsreduktionerna vid kommunala avloppsreningsverk för att tidigare uppfylla betingen för BSAP och MKN samt därefter fortsätta verka för en bibehållen högre framtida effektivitet i kvävereningen genom en fortsatt prispolitik för kväve. Målsättningarna i uppdraget har varit att 1) utveckla ett kraftfullt styrmedel som kan ta ett helhetsgrepp om kväve inom sektorn och 2) hålla administrationen för styrmedlet så enkel som möjligt samt att 3) lyfta den gemensamma uppgiften genom att kommunala avloppsreningsverk kan hjälpa varandra att nå det gemensamma beting som ställs på sektorn Administration i korthet De administrativa uppgifterna som följer med CEASAR och som beskrivs i detta kapitel kan i korthet sammanfattas enligt: 1. Beslut om tilldelning av reningskvot som följer tilldelningsregel i lag om certifikat 2. Kontoföring av certifikat med register för verksamheter 3. Beslut om genomförande av kvotplikt (annullering av certifikat) 4. Tillsyn, förelägganden, viten vad gäller deklarationsskyldighet etc. 5. Beslut om sanktionsavgifter och straff vid överträdelser etc. 6. Överklaganden av beslut enligt ovan De administrativa kostnaderna för kontoföring och ärendehandläggning i systemet finansieras genom att berörd myndighet tar ut avgifter från de verksamheter som är registrerade i systemet. Kontroll av inkommande och utgående mängd samt flöde sker genom ackrediterade kontrollörer. I det fall Naturvårdsverket skulle komma att få uppgifter som operativ tillsynsmyndighet kommer administrativa kostnader även för denna ärendehandläggning att täckas genom att ta ut avgifter. 53

55 4.6.3 Omfattning De ca 230 tillståndspliktiga kommunala avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter vars utsläpp når de tre bassängerna Egentliga Östersjön, Kattegatt och Öresund omfattas av ett system. En dataoptimering som gjorts på modellen av CEASAR visar att den fördelning av utsläppsreduktioner som skulle nås med ett system för alla tre havsbassängerna i princip följer fördelningen för Sveriges åtagande per havsbassäng enligt HELCOM. Det finns därför i nuläget ingen anledning att införa olika kravnivåer för havsbassängerna (B och B 2.7.2). Om behov att fördela betingen mellan vattendistrikt, delområden, bassänger eller havsområden skulle uppkomma, t.ex. till följd av miljökvalitetsnormer eller ett ändrat åtagande för Sverige enligt HELCOM kan separata golv och system för respektive område införas inom CEASAR (B ) Tidshorisont Naturvårdsverket bedömer att en lag om kvävecertifikat för kommunala reningsverk kan vara införd och börja tillämpas från och med 1 januari 2016 om arbetet med förberedelser fortskrider utan fördröjning. Ett informativt styrmedel riktat mot verksamhetsutövarna och som kompletterar och föregår CEASAR föreslås i så fall starta ett till två år före CEASAR införs (4.6.12). För att nå betinget krävs att styrmedlet ska driva långsiktiga investeringar med avskrivningstider på i storleksordningen 30 år. CEASAR behöver därför ses som ett system utan slutår och med ett permanent införande för att vara dynamiskt effektivt (B och B 1.4.3) Generering av kvävecertifikat Ett kvävecertifikat är ett bevis på att ett kg kvävebelastningsreduktion till kustvatten har genomförts. För att generera kvävecertifikat ska en verksamhet ha lämnat in verifierade kväverapporter inom CEASAR för de två senaste åren som visar att den av verksamheten orsakade kvävebelastningen till kustvatten inom BSAP-området har reducerats under föregående år. Retentionen beräknas enligt retentionsfaktorer fastställda på verksamhetsnivå i enlighet med förordning eller föreskrifter. Certifikat får överlåtas mellan verksamhetsutövarna. (B 2.7.1) 54

56 4.6.6 Tilldelning av reningskvoter En reningskvot är den minsta kvävebelastningsreduktion (kg) till kustvatten som en verksamhetsutövare ska klara under ett visst år. Beslutande myndighet (Naturvårdsverket) beslutar om reningskvoter som tilldelas varje verksamhet enligt en tilldelningsregel som fastställts i lag om kvävecertifikat. Beslutet får överklagas till Mark- och miljödomstolen. Sektorns beting på ton belastningsreduktion jämfört 2006 års belastning omvandlas till en genomsnittlig reduktionsgrad för sektorn. Reduktionsgraden är den procentuella reduktion (%) som sker mellan en verksamhets inkommande mängd och den mängd som når kustvatten, dvs. reningen i reningsverket samt retentionen. Denna typ av mått finns redan som begränsningsvärde i föreskrifterna SNFS 1994:7 och avloppsdirektivet. Enligt EG-domstolens dom i mål nr C-438/07 får retentionen räknas in i denna procentuella reduktion till kust inom det känsliga området (B och B ) Höjning av golvet för havsbassängerna Under år 2010 var den genomsnittliga reduktionsgraden till kust 73 % för verksamheter mer fler än anslutna personer inom sektorn. För att uppnå betinget ton behöver den genomsnittliga reduktionsgraden nå golvet 82 % bland dessa verksamheter baserat på 2010 års nivå på inkommande mängd kväve. För att gå från en reduktionsgrad på 73 % införs en årlig procentuell höjning av golvet tills att det når 82 %. Tabell 4.11 visar en golvhöjning för betinget baserad på 2010 års data. Tabell 4.11 Golvhöjning baserad på 2010 års utsläppsnivåer Golvreduktionsgrad (%) Reduktion vid kust, nya certifikat (tusental kg) Historiskt genererade certifikat (tusental kg) Certifikatsgolv (tusental kg)

57 Den årliga höjningen av golvet behöver väga in en trend för inkommande kvävemängd som inkluderar befolkningstillväxt, omvandlingsområden samt inflyttning till BSAP-området och andra faktorer som kan påverka total inkommande mängd kväve till kommunala avloppsreningsverk inom BSAP-området. Golvnivån för systemets startår fastställs till den genomsnittliga reduktionsgrad till kustvatten som rådde två år före startåret med en marginal. Golvhöjningstakten bör fastställas efter samverkan med Naturvårdsverket och branschorganisation baserad på utsläppsdata och hur branschen ligger till i förhållande till betinget samt de fysiska förutsättningarna hos utbyggnadstakten vid startåret. En utgångspunkt i diskussionen kan vara en golvhöjningstakt som motsvarar en genomförandetid på ca 10 år. (B 2.7.7) Kontoföring av kvävecertifikat Naturvårdsverket föreslås bli kontoföringsmyndighet för CEASAR:s elektroniska register över verksamhetsutövare och kvävecertifikat. Varje verksamhet tilldelas ett certifikatskonto som nås via inloggning med e-legitimation. Verksamhetsutövaren ger fullmakt till två personer inom den egna organisationen som har tillgång till kontot. Verksamhetsutövare, Naturvårdsverket och behörig mäklare får registreras i systemet. En verksamhetsutövare som ansvarar för flera verksamheter tilldelas ett certifikatskonto per verksamhet. Varje verksamhet har ett eget kontonummer. På kontot kan en verksamhetsutövare: Rapportera föregående års inkommande och utgående kvävemängder på senaste rapporteringsdag 31 mars Lämna in certifikat till Naturvårdsverket för annullering 30 april Se eget innehav av certifikat Se alla andra verksamheters konton och kontaktuppgifter Överföra certifikat från en verksamhet till en annan verksamhet Göra en förfrågan att få köpa certifikat från en annan verksamhet Acceptera en förfrågan av annan verksamhetsutövare att köpa certifikat Köpa certifikat från mäklare Administrativa kostnader för kontoföringsmyndigheten finansieras genom avgifter Administration och kväverapport 56

58 31 mars rapportering Senast den 31 mars årligen ska verksamhetsutövare lämna in en kväverapport som innehåller verifierade inkommande och utgående kvävemängder från föregående år. Vid rapportering i kontosystemet beräknar systemet, via den verksamhetsspecifika retentionsfaktorn, ut belastningen till kustvatten samt hur många certifikat som återstår/behövs till avstämningsdagen den 30 april. 30 april annullering Den 30 april annulleras automatiskt det antal certifikat som motsvarar verksamhetens reningskvot för föregående år enligt beslut av Naturvårdsverket. Eventuella återstående certifikat, alternativt en bestämd högsta procentsats av årets reningskvot, får sparas till nästkommande år inom respektive handelsperiod Mätning, kontroll och verifiering av kvävemängder Generella föreskrifter meddelas om ackrediterade mätmetoder för såväl inkommande som utgående mängd samt flödesmätning. Dessa behöver därmed omfatta kommunala avloppsreningsverk från och med anslutna personekvivalenter. Inkommande mätningar och kvalitetssäkring behöver utföras i samma omfattning som utgående mängder. Dagens standarder på utgående kvävemängder kan vara lämpliga utgångspunkter i arbetet med föreskrifterna (B ). Föreskrifterna behöver vidare beskriva rutinerna för hur resultaten från mätningarna av inkommande och utgående kvävemängder ska lämnas i en verifierad kväverapport. Den som verifierar rapporten ska vara en ackrediterad kontrollör. I lag om kvävecertifikat, alternativt ovan nämnda förordning eller generella föreskrifter, refereras till regler för ackreditering samt verksamhetsspecifika retentionsfaktorer som ska användas i systemet. I förslaget ingår att kontroll av inkommande och utgående mängd samt flöde sker genom ackrediterade kontrollörer. I det fall Naturvårdsverket skulle komma att få uppgifter som operativ tillsynsmyndighet kommer administrativa kostnader för denna ärendehandläggning att täckas genom att ta ut avgifter för verksamheter registrerade i systemet Efterlevnad och sanktionssystem Den verksamhetsutövare som inte har sett till att det antal certifikat som motsvarar reningskvoten finns på certifikatskontot senast den 30 april ska betala en sanktionsavgift. Sanktionsavgiften uppgår till en viss procentsats (>100 %) av det ge- 57

59 nomsnittliga certifikatspriset under föregående år (typ I), alternativt en fast sanktionsavgift (typ II) som är väsentligt högre än certifikatspriset. 22 Beslutande myndighet (Naturvårdsverket) beslutar om sanktionsavgift och efterköp och meddelar beslut senast 6 månader efter annulleringsdagen. Beslut ska kunna överklagas. Vid sanktionssystem typ I bör de två första åren ha en fast sanktionsavgift för att stabilisera utbud och efterfrågan samt ge prisutvecklingen på certifikat en stabil start. I övrigt följer sedvanliga sanktionsavgifter vid försenad deklaration, och vid uppgivande av oriktiga och vilseledande uppgifter etc. Beslutande myndighet (Naturvårdsverket) prövar även frågor om dessa sanktionsavgifter Informativt styrmedel för verksamhetsutövare Syftet med det kompletterande informativa styrmedlet är främst att stärka och förtydliga de incitament som CEASAR ska generera och på så sätt stärka dess måloch kostnadseffektivitet genom en ökad medvetenhet vid verksamhetsutövarnas beslutsfattande. (B 2.8.2) Före införande Införandet av en lag om kvävecertifikat föregås av ett informativt styrmedel som införs två år tidigare, eller så snart beslut om CEASAR:s införande fattats, och utannonserar den kommande golvbanan samt hur CEASAR fungerar. Eftersom reningskvoterna vid systemets start kommer att fördelas ut efter historisk reduktionsgrad ges incitament till verksamhetsutövare att börja förbereda och planera åtgärder redan innan systemet införts. Därmed ökas effektiviteten vilket bidrar till ett tidigare genomförande. (B 1.9.3) Löpande Efter införandet under systemets gång publiceras och sprids årligen inom branschen: 1. Genomsnittliga värden för reningsgrad och utgående koncentrationshalt för kväve för verksamheterna i systemet 2. Genomsnittliga värden för reningsgrad och utgående koncentrationshalt för kväve för de 10 % av verksamheterna som har högst reningsgrad och lägst utgående koncentrationshalt inom systemet (90:e percentilen). 3. Ledord som beskriver använd teknik hos verksamheter i punkt 2 22 Vilket system, typ I eller II, liksom procentsats respektive sanktionsavgift bör beslutas i samband med att golvhöjningen tas fram. 58

60 Kanaler för att föra ut informationen som uppdateras årligen kan vara myndighets och branschorganisations hemsidor, e-post, branschseminarier och vid övrig samverkan mellan myndighet och bransch. Kompletterande informationsspridning om administration, regelverk och alternativa tekniska kostnadseffektiva lösningar för reningstekniker kan även riktas särskilt till mindre kommuner (B och B 1.9.2). Informationsspridning och erfarenhetsutbyte kan t.ex. innefatta: Demonstrationsobjekt för åtgärder inte minst för mindre avloppsreningsverk Spridande av driftserfarenheter Spridande av erfarenheter kring processoptimeringar Lönsamma investeringar Vad som ger bra rening i förhållande till låg kostnad (kr/kg) i mindre reningsverk Kanaler för att föra ut informationen som uppdateras årligen kan vara branschorganisations hemsidor, tidningar och medlemsutskick, e-post, branschträffar och besök vid demonstrationsobjekt. Det är av central betydelse att information och kanaler är utformad så att den når såväl driftsansvariga vid avloppsreningsverk som kommunala nämnder. (B 1.5) Vägledning till tillsyns- och tillståndsmyndigheter Före och efter införandet kommer vägledning att behöva ges till berörda tillsynsoch tillståndsmyndigheter om hur CEASAR fungerar. Det kommer även behövas löpande vägledning kring administration, resultat och uppföljning. Naturvårdsverket behöver ge vägledning till de regionala myndigheterna om hur CEASAR förhåller sig till tillsyn och tillståndsprövning samt hur tillsyn och omprövning bör förhålla sig till CEASAR. Detta för att nå de största samordningsvinsterna och miljöeffekterna. (B 2.7.9) Naturvårdsverket föreslås sätta upp en portal på sin webbsida med löpande information, administration, lathundar, aktuell lagstiftning, relaterade rapporter, resultat, statistik och uppföljning. Eventuellt behövs även mer riktad information till berörda myndigheter t.ex. i samband med deltagande på handläggarträffar vid regionala myndigheter Övervakning och rapportering Övervakningen innefattar bl.a. att kontrollera att kraven i CEASAR efterlevs så att kvävebetingen för BSAP och MKN genomförs. För övervakningen av genomfö- 59

61 randet i CEASAR behövs en anpassad rapportering som bör bygga på det befintliga miljörapporteringssystemet SMP samt nya standardiserade rutiner som förenklar uppföljningen jämfört med idag. (B 1.10) Mycket av den information som behövs för att följa upp genomförandet av betingen rapporteras redan in via SMP. Det finns dock ytterligare uppgifter som behövs och som inte rapporteras in i dagsläget (B ). För att kontinuerligt kunna följa upp hur arbetet fortlöper med att nå kvävebetingen enligt BSAP och MKN behövs följande variabler: Tabell 4.12 Variabler för övervakning och uppföljning av CEASAR Nr Variabel 1 Anläggningsnummer 2 Verkets namn 3 Havsbassäng* 4 Distrikt* 5 HuvudaroID* 6 DelaroID* 7 PLC-X ID* 8 Flöde (1000m3/år) 9 Kväve in (kg/år)* 10 Kväve ut (kg/år)* 11 N-retention för > pe* 12 Kväve (mg/l) årsmedel rapporterat 13 Första tillstånd (år)* 14 Sista tillstånd (år)* 15 Kväve begränsningsvärde (mg/l) årsmedel i tillstånd* Punkter markerade med * i tabell 4.12 anger data som idag inte finns i dataform i SMP (dock förekommer vissa av dem normalt inskrivna i miljörapporterna). För närvarande åtgår förhållandevis stora resurser för sammanställning av aggregerad data från SMP och andra källor. Standardiserade rutiner och mjukvara bör utvecklas inte minst för aggregerad data. För att kontinuerligt kunna följa upp hur arbetet fortlöper med att nå betinget för BSAP och MKN kväve behöver viss information vara lättillgänglig utan föregående datahantering. Utöver data i tabell 4.12 är denna information relevant: Den totala årliga utsläppsmängden av kväve inklusive retention från samtliga reningsverk till o varje havsbassäng 60

62 o o o varje distrikt varje huvudavrinningsområde varje kustvattenförekomst Ovanstående data behöver således utgå från information om det hydrologiska nätverket i varje huvudavrinningsområde med retention Data för framtida styrmedelsutvärderingar För kommande utvärderingar av verkande styrmedel bör data och informationsingången utformas så att det blir möjligt att särskilja effekter från de tre styrmedel för kväve som samverkar; CEASAR, tillståndsprövningssystemet och generella föreskrifter (genomförande av avloppsdirektivet). Utöver ovanstående data är följande faktorer önskvärda i rapporteringssystemet: (B , B ) Elektronisk angivelse vid nya utsläppskrav i beslut (tillståndsmyndighet) Elektronisk angivelse vid överträdelse av kravnivåer för kväve i generella föreskrifter Elektronisk angivelse vid överträdelse av kvävevillkor i tillstånd (tillsynsmyndighet) Elektronisk angivelse och loggning av aktiviteter, volymer och priser inom CEASAR:s kontoföringssystem Uppdatering av hydrologiska nätverk och retention (SMHI, Vattenmyndigheterna) Övrigt om lagteknisk konstruktion för CEASAR (B ) Sammanfattningsvis bör i enlighet med ovanstående en lag om kvävecertifikat från kommunala avloppsreningsverk innehålla en definition av vilka anläggningar som omfattas samt krav på registrering av anläggningen hos myndighet (anläggningsregister). Vidare bör regleringen innehålla en definition av de ämnen som omfattas (totalkväve) samt en definition av kvävecertifikat. I regleringen bör finnas ett bemyndigande åt beslutande myndighet (Naturvårdsverket) att besluta om tilldelning av reningskvoter samt bemyndigande att föra register och kontoföringssystem. En tilldelningsregel för reningskvoter bör anges i lagen, liksom krav på mätmetoder och särskilda krav såsom verifiering och ackreditering kan överlåtas åt beslutande myndighet, Naturvårdsverket, att meddela föreskrifter om (se nedan). Bestämmelser om deklaration/rapportering av utsläppen och avstämning inför utlämning eller inlämning av certifikat hos myndighet bör finnas. De förfarandereg- 61

63 ler som bedöms nödvändiga bör anges. Slutligen bör det finnas bestämmelser om påföljder vid överträdelser och regler om överklagande. Ett certifikatsystem har likheter med utsläppsrätter enligt lagen (2004:1199) om handel med utsläppsrätter och elcertifikat enligt lagen (2011:1200) om elcertifikat. Utsläppsrätter och elcertifikat betraktas som finansiella instrument. Därigenom blir vissa offentligrättsliga regler tillämpliga, såsom lagen (1991:980) om handel med finansiella instrument och lagen (2007:528) om värdepappersmarknaden. Utsläppsrätter, elcertifikat och liknande rättigheter utgör även sådana omsättningar som är skattepliktiga enligt 3 kap. 1 mervärdesskattelagen (1994:200). En förordning/generella föreskrifter om tillämpliga retentionsfaktorer, ackrediterade mätmetoder för såväl inkommande som utgående mängd samt flödesmätning för tillståndspliktiga kommunala avloppsreningsverk från och med anslutna personekvivalenter behövs. Föreskriften behöver ange rutiner för hur resultaten från mätningarna av inkommande och utgående kvävemängder ska lämnas i en verifierad kväverapport, rutiner för ackrediterade kontrollörer samt vilka verksamhetsspecifika retentionsfaktorer som ska användas i systemet. 62

64 5 Styrmedel för att genomföra MKN 5.1 Inledning I detta kapitel redovisas ett sammandrag av resultaten från styrmedelsanalyserna för MKN med avseende på kväve och fosfor som är genomförda i bilaga 4. De analyserade styrmedlen beskrivs och jämförs kortfattat med referenser till bilaga 4. Den fallstudie som genomförts (B 4.4) på de kommunala avloppsreningsverkens fosforbeting i Västerhavet redovisas kortfattat. Den som vill ta del av analysresultat och underlag tillsammans med slutsatserna rekommenderas istället för detta kapitel att läsa bilaga 4 eftersom detta kapitel utgör ett kortare sammandrag av denna. Den behovsorienterade analysen i bilaga 1 gäller även i detta kapitel med de tillägg som framkommer i den kompletterande behovsorienterade analysen (B 4.1) framförallt vad det gäller betingen för MKN (B 4.1.8) och deras geografiska upplösning. Det gäller även utvärderingen av miljöbalkens instrument (B B 4.1.7) och översikt över styrmedelsforskningen inom miljökvalitetsrelaterade mål (B B 4.1.4). 5.2 Behovsorienterad styrmedelsanalys MKN I uppdraget i regleringsbrevet står att de miljökvalitetsnormer (MKN) som krävs enligt vattenförvaltningen ska beaktas. Genom synergieffekterna av att minska de kommunala reningsverkens kväve- och fosforutsläpp för att genomföra BSAP och MKN kommer detta uppdrag även att analysera styrmedel för såväl BSAP som MKN med avseende på fosfor och kväve. I vattenmyndigheternas åtgärdsprogram står dessutom följande (åtgärd 2): Naturvårdsverket behöver, i samråd med Havs- och vattenmyndigheten och efter samråd med länsstyrelserna, ta fram underlag för, och utveckla föreskrifter och/eller andra styrmedel så att utsläppen av kväve och fosfor från avloppsreningsverk reduceras till de ytvattenförekomster som inte uppnår, eller riskerar att inte uppnå, god ekologisk status på grund av övergödning. I detta uppdrag kommer Naturvårdsverket att ta fram underlag och utreda föreskrifter och andra styrmedel för MKN. 63

65 5.2.1 Miljökvalitetsrelaterad styrning (MRS) Det förekommer i stort sett två grundläggande tillvägagångssätt för att kontrollera utsläpp från avloppsreningsverk i olika länder. Sedan styrmedel för avloppsreningsverk började införas under och 70-talen har detta i de flesta länder skett med teknikrelaterad styrning (TRS). Kortfattat innebär det att utsläppskrav fastställs med referens till tekniknivå t.ex. enligt en definition av bästa tillgängliga teknik (Best Available Technology, BAT). I Sverige sätts t.ex. utsläppsvillkor enligt hänsynsreglerna 2 kap. 2-5 MB som bl.a. innefattar bästa möjliga teknik (BMT). Detta innebär även att kraven sätts utifrån ett verksamhetsperspektiv. (B 4.1.1) Miljökvalitetsrelaterade normer (Environmental Quality Standards, EQS) innebär att utsläppskrav istället sätts med referens till miljökvalitetsmål, (Environmental Quality Objective EQO) som t.ex. kan vara kvalitativa mål kopplade till t.ex. biologisk mångfald eller skydd av dricksvatten. Miljökvalitetsrelaterade normer som härleds från EQO är kvantitativa begränsningsvärden i miljön. De kan t.ex. vara en högsta tillåtna koncentrationshalt av ett ämne i en vattenförekomst. Det väsentliga är varje vattenförekomst får egna normer beroende på lokala omständigheter (Haans et al., 1998). Miljökvalitetsrelaterade normer (EQS) motsvarar det som har införts som miljökvalitetsnormer (MKN) i Sverige. (B 4.1.1) Miljökvalitetsrelaterade normer, och därifrån härledda krav, tillämpas för avloppsreningsverk i olika utsträckning och utformning sedan 1990-talet i t.ex. USA, vissa delar av Kanada, Australien, Nya Zeeland och numer också i EU i och med ramdirektivet för vatten (2000/60/EG). Förenklad illustration av miljökvalitetsrelaterad styrning för vatten Figur 5.1 illustrerar ett Y-format hydrologiskt nätverk i form av ett huvudavrinningsområde med fem avloppsreningsverk i fem kommuner 1, 2, 3, 4 och 5. Det finns inga andra utsläppskällor i området. Avloppsreningsverk 1 och 2 är lokaliserade i Grönlän och tillhör ansvarsområdet för Grönläns tillståndsmyndighet. Avloppsreningsverk 3-5 är lokaliserade i Rödlän och tillhör ansvarsområdet för Rödläns tillståndsmyndighet. Uppdelningar som dessa förekommer i flera avrinningsområden i Sverige. I t.ex. Göta Älvs huvudavrinningsområde hör de avloppsreningsverk (20 st.) som ligger uppströms i Örebro och Värmlands län till miljöprövningsdelegationen (MPD) i Örebro län medan de avloppsreningsverk (27 st.) som ligger nedströms i Västra Götalands län hör till MPD i Västra Götalands län Inom Västerhavets distrikt har man inte tagit fram beting på vattenförekomstsnivå. Istället har man delat in distriktet med en upplösning för beting på huvudavrinningsområden. Det största huvudavrinningsområdet, Göta Älv, är dock uppdelat med beting på mindre avrinningsområden. Beting på nivån avrinningsområden innebär att de avloppsreningsverk som har utsläppspunkter inom 64

66 För enkelhetens skull antar vi att det bara finns två vattenförekomster Övervattnet och Nervattnet. 24 Varje vattenförekomst har en MKN som leder till ett beting för de avloppsreningsverk som påverkar vattenförekomsten. Övervattnet påverkas av avloppsreningsverken 1, 2 och 3. Från miljökvalitetsnormerna för Övervattnet kan härledas ett aggregerat beting för att följa MKN Ö som faller på avloppsreningsverk 1, 2 och Grönlän Övervattnet 3 MKN Ö Rödlän 4 Nervattnet 5 MKN N Figur 5.1 Illustration av miljökvalitetsbaserad styrning för vatten Nervattnet påverkas av samtliga fem avloppsreningsverk och på dessa faller därför ett aggregerat beting att följa MKN N. Det aggregerade betinget för Nervattnet förutsätter att den reduktion som ska göras enligt betinget för Övervattnet verkligen görs. Med andra ord, om inte betinget för MKN Ö nås, så riskeras att betinget för att följa MKN N inte heller nås (kedjeeffekten). Syftet med miljökvalitetsrelaterad styrning är att skydda och säkerställa vattenkvaliteten i ett vattensystem. Detta skulle man i princip kunna göra med teknikrelaterad styrning genom att t.ex. genomdriva bästa möjliga teknik vid alla utsläppskällor i kombination med en stoppregel som i enskilda fall förbjuder verksamheten då inte ens bästa möjliga teknik är tillräcklig. varje avrinningsområde delar på betinget vilket schematiskt sett motsvarar upplösningen i den förenklade modellen i figur 5.1 med beting för enbart Övervattnet och Nervattnet. 24 Fler vattenförekomster mellan avloppsreningsverkens utsläppspunkter komplicerar bilden men tillför inget som förändrar den principiella strukturen. 65

67 Miljökvalitetsrelaterad styrning, å andra sidan, innebär att hänsyn tas till de varierande behov av åtgärder som finns i ett vattensystem. Resurser (i form av administration vid myndigheter samt administration och åtgärder vid verksamheter) styrs dit där de har störst verkan för att därmed tidigare nå god vattenstatus. Om resurserna sattes in lika med lika prioritering över alla verksamheter (såsom t.ex. vid en skärpning av kraven i generella föreskrifter eller en BAT-slutsats i villkoren) skulle det kunna ta betydligt längre tid att nå god vattenkvalitet om verksamheterna är många. Detta eftersom resurserna (i form av administration vid myndigheter samt administration och åtgärder vid verksamheter) sprids ut över alla verksamheter istället för att fokuseras där de har störst verkan för att nå god vattenkvalitet i vattensystemet. Miljökvalitetsrelaterad styrning är således effektivare när: 1) Det återstår stora åtgärder att genomföra för att nå god vattenkvalitet dvs. det är en stor skillnad mellan verksamheternas nuvarande utsläppsnivåer och de kravnivåer som är förenliga med god vattenstatus 2) Det finns en stor geografisk variation var åtgärderna behöver sättas in för att nå god vattenstatus De flesta styrmedelsanalyser inom styrmedelsforskningen utgår från ett hydrologiskt nätverk för vattensystemet och tar fasta på att miljökvalitetsrelaterade krav (MKN) har fastställts per vattenförekomst i detta nätverk. Uppgiften består sedan i att utforma styrmedel som kan gå från MKN till åtgärder. Styrmedel för miljökvalitetsrelaterade mål I snart 40 år har styrmedelsforskningen analyserat hur styrmedel kan utvecklas för att kunna styra för lokala miljökvalitetsrelaterade krav härledda från s.k. miljökvalitetsmål (Environmental Quality Objective, EQO) för luft och vatten. Forskningen har fokuserat på att skapa den helhetlighet hos styrningen som förutsätts för att nå målen (EQO) tidigare och mer effektivt. En sammanfattning av styrmedelsforskningen kring miljökvalitetsrelaterade mål för vatten pekar ut fyra kriterier hos ett styrmedels egenskaper som väsentliga för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål. (B ) 1. Aggregeringskriteriet: Miljörelaterade mål innebär att utsläppskrav sätts med hänvisning till vattenkvaliteten. När denna påverkas av flera verksamheter samtidigt kan ett utsläppskrav härledas till den grupp av verksamheter vars utsläpp når vattenförekomsten istället för enskilda verksamheter. Det innebär i princip att utsläppssumman från verksamheterna behöver kontrolleras. 2. Koordinationskriteriet och mängdkriteriet: För ett kontrollerat genomförande behöver verksamheternas utsläppskrav fastställas samordnat, dvs. ett utsläppskrav för en verksamhet kan generellt inte fastställas oberoende av utsläppskraven för andra verksamheter. En bördefördelning förutsätts därmed. 66

68 3. Variationskriteriet: Utsläppskraven behöver kunna ta hänsyn till de varierande behov av krav, geografiskt och över tid, som finns i ett vattensystem för att nå god vattenstatus. 4. Substituerbarhetskriteriet: Att tidigare nå god vattenkvalitet genom att allokera om resurser (i form av administration vid myndigheter samt administration och åtgärder vid verksamheter) dit där de har störst verkan. Detta kräver mer än bara variationskriteriet bl.a. får effektivitet och kostnadseffektivitet ytterligare en dimension eftersom de nu kan bidra till ett tidigare genomförande då tillgängliga resurser sätts in där de gör större verkan för att nå MKN. En given resursinsats kan följaktligen tidigare nå god status. Några embryon till kriterierna ovan förekommer i miljöbalken i sammanhanget miljökvalitetsnormer. Enligt 16 kap. 8 MB kan två eller flera verksamhetsutövare som kommer överens om det få gemensamma villkor om det ökar möjligheterna att följa miljökvalitetsnormer. Villkoren får avgöras genom gemensamt beslut om tillstånd som innehåller villkor för verksamheterna eller genom skilda beslut med gemensamma villkor (aggregerings- och koordinationskriteriet). (B 4.1.6) För miljökvalitetsnormer som är gränsvärdesnormer sägs i 2 kap. 7 tredje stycket MB att kompensatoriska åtgärder får genomföras som kompensation för en ökning i utsläpp om det kan antas ge ökade förutsättningar att följa normen på längre sikt eller i ett större geografiskt område. Detta är i viss utsträckning en tillämpning av substituerbarhetskriteriet. (B 4.1.6) Införandet av miljökvalitetsnormer inom miljöbalkens regelverk tycks dock inte i övrigt ha haft någon större koppling med styrmedelsforskningen om miljökvalitetsrelaterad styrning. Frågan har dock berörts på senare tid av t.ex. Gipperth (1999, 2003) Sveriges införlivande av ramdirektivet 2000/60/EG Det sätt som EU valt för ramdirektivet 2000/60/EG bygger mer eller mindre på den styrmedelsforskning för miljökvalitetsrelaterad styrning (MRS) som pågått under de senaste 40 åren. Direktivet lämnar dock en förhållandevis stor frihet åt varje medlemsland för hur genomförande ska gå till och vilka styrmedel som ska tillämpas för att genomföra ramdirektivet. Sverige har valt att införliva miljökvalitetsrelaterade normer (EQS) med juridiskt bindande miljökvalitetsnormer (MKN) inom miljöbalkens regelverk. 25 Man har vidare infört skillnaden mellan gränsvärdesnor- 25 I svensk rätt genomförs ramdirektivet för vatten och två av dess dotterdirektiv i huvudsak med förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön (vattenförvaltningsförordningen), 5 kap. miljöbalken samt förvaltning (2002:864) med länsstyrelseinstruktion. 67

69 mer, målsättningsnormer och andra normer. När det gäller kväve och fosfor för att uppfylla god ekologisk status, som behandlas i detta uppdrag, så faller dessa inom begreppet andra normer i 5 kap. 2 första stycket 4 MB. Till skillnad från gränsvärdesnormer (5 kap. 2 första stycket 1) anses det tillräckligt att vid en individuell prövning tillämpa de grundläggande hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken (prop. 2009/10:184 s. 48). Detta innebär att 2 kap. 7 första stycket (men inte tredje stycket om kompensatoriska åtgärder som endast gäller gränsvärdesnormer) är tillämpligt. 26 (B 1.4.5) I 5 kap. 3 MB anges att myndigheter och kommuner ska ansvara för att miljökvalitetsnormer följs. Miljökontor, länsstyrelser och miljöprövningsdelegationer ska alltså i sin tillståndsprövning och i sin tillsyn ta hänsyn till miljökvalitetsnormerna. Myndigheternas måste enligt förvaltningslagen (1986:223) motivera sina beslut. Normerna för ekologisk status gäller direkt för myndigheter och kommuner i samband med: prövning av verksamheter utövande av tillsyn eller meddelande föreskrifter Åtgärdsprogram är övergripande dokument, som binder myndigheter och kommuner. De utgör således förvaltningsbeslut utan inslag av myndighetsutövning mot enskilda. I propositionen (2009/10:184 s. 54) nämns att utgångspunkten är att åtgärdsprogram inte ska innehålla förvaltningsbeslut som rör enskildas skyldigheter och rättigheter på ett sådant sätt att besluten behöver vara överklagbara. 27 (B 1.4.6) Genomförande av MKN via tillståndsprövning Att sätta utsläppsvillkor med referens till miljökvalitetsrelaterade mål är i princip möjligt sedan tidigare inom tillståndsprövning i Sverige. Detta i och med att den enskilda verksamhetens påverkan på t.ex. vattenkvalitet kan vägas in via hänsynsreglerna i 2 kap. 2-5 MB (beträffande VA-sektorns kvävevillkor saknas dock rättpraxis i tillräcklig omfattning och denna kommer sannolikt att ta tid att utveckla). Tillståndsprövningssystemet uppfyller inte aggregeringskriteriet, dvs. hur utsläppssumman ska kontrolleras så att MKN följs när flera verksamheter i varierande grad tillsammans påverkar vattenkvaliteten. (I fallet med kommunala av- 26 För att följa de miljökvalitetsnormer som inte är gränsvärdesnormer bör det räcka med att vid individuella prövningar kunna tillämpa de grundläggande hänsynskraven i 2 kap. miljöbalken. Även om det inte regleras särskilt, har åtgärdsprogrammen en viktig roll även i dessa sammanhang när det gäller behov av åtgärder, bördefördelning och kostnader (prop 2009/10:184 s. 48). 27 Det har t.ex. därför inte införts några bestämmelser i miljöbalken som särskilt reglerar frågan om överklagande av beslut i åtgärdsprogram. 68

70 loppsreningsverk kan det förekomma verksamheter inom ett avrinningsområde som i varierande grad möter samma miljökvalitetsnormer.) När den individuella tillståndsprövningen och hänsynsreglerna utformades i miljöbalken var den främsta huvudtanken att sätta utsläppskrav utifrån bl.a. bästa möjliga teknik (BMT) och göra sänkningar från dessa då verksamhetsutövarens kostnader för att uppnå dessa krav bedöms vara orimliga (2 kap. 7 MB). För dessa till stor del teknikrelaterade krav behövs sällan ett hänsynstagande till krav som ställts och kommer att ställas på andra verksamheter, dvs. prövningsförfarandena kan i princip avgöras oberoende av varandra. Det svenska individuella prövningsförfarandet är således inte anpassat till den helhetssyn inom avrinningsområden som en styrning för MKN förutsätter. Beträffande koordinationskriteriet för genomförande inom nuvarande tillståndsprövningssystem mycket begränsade möjligheter för en tillståndsmyndighet att i ett enskilt prövningsärende anta en helhetssyn och t.ex. jämföra och koordinera behovet av åtgärder vid en verksamhet med vad som kan uppnås med åtgärder vid andra verksamheter uppströms eller nedströms för att säkerställa att MKN följs i vattensystemet (jämför dock 16 kap. 8 MB). Prövningen är individuell och en tillståndsmyndighet kan inte väga in beslut från andra prövningsförfaranden eller besluta om bördefördelningar. Detta gör att koordination mellan beslut i olika prövningar i princip inte är möjlig och därmed fås inte heller kontroll över genomförandet av MKN när verksamheterna i en sektor är st. inom ett avrinningsområde. En annan aspekt är den långsamma processen i tillståndsprövning som innebär att inte alla verksamheter kan prövas vid samma tid vilket innebär att mängdkriteriet inte blir uppfyllt i praktiken. I 2 kap. 7 tredje stycket MB beskrivs ett sätt att tillämpa kompensatoriska åtgärder som i princip följer substituerbarhetskriteriet. Detta gäller dock bara gränsvärdesnormer och inte MKN för kväve och fosfor. Eftersom man anser det vara tillräckligt att vid en individuell prövning tillämpa de grundläggande hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken (prop. 2009/10:184 s. 48) uppfylls inte substituerbarhetskriteriet vilket ytterligare begränsar kontrollen av genomförandet. Genomförande av MKN via generella föreskrifter Föreskrifter, å andra sidan, är den beteckning som används i 8 kap. regeringsformen (RF) för rättsregler, dvs. för regler som bestämmer enskildas och myndigheters handlande. Föreskrifter är bindande och generellt gällande. Därmed kan kravnivåer i generella föreskrifter uppfylla både aggregerings- och koordinationskriteriet. Kravnivåer gäller för samtliga verksamheter som omfattas av föreskrifterna och kravnivåerna bestäms samtidigt i och med ikraftträdandet och därmed kan en kravnivå fastsällas som gör att utsläppssumman kan kontrolleras. Å andra sidan kan föreskrifter till följd av kravet på generell giltighet inte tillåta den variation i lokala behov som MKN kan kräva i ett vattensystem vilket strider 69

71 mot variationskriteriet. Av samma anledning uppfylls inte substituerbarhetskriteriet. (B 1.4.6) De kommunala avloppsreningsverkens beting för MKN i åtgärdsprogrammen (B 4.1.8) På grund av bristfälliga data har Vattenmyndigheterna endast kunna göra grova uppskattningar av de reduktioner av kväve och fosfor som behövs för att nå god status i åtgärdsprogrammen för Det gäller i synnerhet kväve där det är svårare att fastställa beting på grund av osäkerheter kring in- och utflöden i kustoch övergångsvatten. Betingen för VA-sektorn i åtgärdsprogrammen för inom BSAP-området är i samtliga fall utom ett endast angivna som beting på distriktsnivå. Man konstaterar dock att i regionala och lokala åtgärdsplaner behöver mer specificerade åtgärdsbehov tas fram. Tabell 5.1 Översikt över de kommunala avloppsreningsverkens beting i Vattenmyndigheternas åtgärdsprogram Distrikt Kväve Fosfor Norra Östersjön Södra Östersjön Reduktion (ton) netto till hav Geografisk upplösning Reduktion (kg) till mynning Distrikt ( ) Geografisk upplösning Distrikt Distrikt Västerhavet HARO Bottenviken Bottenhavet Distrikt Betingen ska i de flesta fall vara uppfyllda redan till 2021 vilket är svårt att uppfylla oavsett styrmedel. Ett lämpligt styrmedel bör då på effektivaste sätt kunna utnyttja den fulla potentialen till utsläppsreduktioner för att nå målet så snart möjligt därefter. Åtgärdsprogrammen kommer också att revideras i varje 6-årscykel vilket kan innebära att även betingen och deras fördelning kan komma att uppdateras när nya kunskaper framkommer. Detta förutsätter ett styrmedel vars reglering kan anpassas till uppdateringar i betingen inför varje 6-årscykel. Norra Östersjön Endast beting på distriktsnivå finns angivna. I åtgärdsprogrammet finns dock en tabell som anger totala uppskattade fosfor- och kvävebeting i procent av tillförseln per avrinningsområde. Det totala reduktionsbehovet av kväve uppskattas till 35-70

72 55 % som innebär en reduktion av totalt ton i nettobelastning för distriktet. Man uppskattar att från kommunala avloppsreningsverk behöver kväveutsläppen minska med %, vilket motsvarar ett reduktionsbehov på upp till ton för distriktet Norra Östersjön. Det totala reduktionsbehovet för fosfor inom distriktet är 15 % av tillförseln vilket motsvarar 100 ton reduktion. För avloppsreningsverken bedömer man att reduktionsbehovet är % vilket motsvarar en reduktion av ton fosfor. Man påpekar dock att mer detaljerade åtgärdsprogram för delavrinningsområden kommer att behöva tas fram som även beaktar skillnader i biotillgänglighet och känslighet i recipienten vilket kan ge variationer i reduktionsbehovet för enskilda avloppsreningsverk. Södra Östersjön Södra Östersjön redovisar enbart beräkningar för distriktets reduktionsbehov av kväve och betonar att resultaten av beräkningarna är mycket osäkra och baseras på osäkra data, expertbedömningar och uppskattningar. Det uppskattade totala kvävebetinget för hela distriktet är ton (3 500 ton inte inkluderat Skånes västra kust som ansluter till Öresund). Den största andelen av reduktionsbehovet återfinns i Skåne och i distriktets norra del. Siffrorna utgår från att ländernas (inkl Sveriges) åtaganden i BSAP uppfylls helt. Inga kvävebeting eller åtgärder för kvävereduktion finns angivna för någon sektor, inklusive kommunala avloppsreningsverk. Det totala reduktionsbehovet av fosfor uppskattas till kg/år för hela distriktet. Utsläppsreduktioner specificeras per sektor endast på distriktsnivå. För de kommunala avloppsreningsverken kommer man fram till ett reduktionsbehov på kg/år. Detta motsvarar koncentrationshalter på igenomsitt 0,1 mg/l (det längst gående åtgärdsalternativet i IVL (2009)), vilket i jämförelsen med andra sektorers kostnader, anses vara en kostnadseffektiv åtgärd. 28 Man betonar dock att 0,1 mg/l ska ses som ett jämförelsetal och inte som ett styrande för utsläppskrav. Västerhavet Västerhavet har inte uppskattat vare sig beting eller åtgärder för kvävereduktioner inom distriktet på grund av osäkerheten i balansen mellan in- och utflöden i kustvatten. Dock räknar man med att de åtgärder som behöver genomföras för fosfor även kommer att leda till en kvävereduktion på ton och att denna reduktion är ett rimligt beting tills dess att kunskapsläget kring kväve förbättrats. Man påpekar också att 12 avloppsreningsverk inom distriktet inte uppfyllde kraven 28 Reduktionsmöjligheter liksom kostnader för kommunala avloppsreningsverk bygger på IVL (2009) som avsåg Egentliga Östersjön men fördelningen antas vara den samma för Södra Östersjön. 71

73 i avloppsdirektivet genom att inte ha byggts ut för kväverening vid tidpunkten för åtgärdsprogrammets framtagande. I åtgärdsprogrammet noteras att Sveriges åtagande enligt BSAP innebär att distriktet ska minska kvävetillförseln till kustvatten med ton. Betinget kommer att innebära att nya metoder för jordbruk måste tas fram eller att jordbruk på kustnära jordar helt eller delvis upphör. Den senare frågan skulle få så pass stora ekonomiska och sociala konsekvenser att beslut om detta bör fattas på en högre politisk nivå enligt åtgärdsprogrammet. Västerhavet redovisar fosforbeting per sektor för huvudavrinningsområden vilket är den högsta geografiska upplösningen bland de tre åtgärdsprogrammen. Det totala reduktionsbehovet för distriktet uppskattas till kg/år fosfor. Av detta är avloppsreningsverkens totala beting för distriktet kg/år som fördelas på 13 huvudavrinningsområden och två kustområden. Det största huvudavrinningsområdet, Göta Älv 108, har dessutom delats upp i mindre områden, där 14 har fosforbeting för de kommunala avloppsreningsverken. VA-sektorns beting i varje område avgörs av sektorns andel av den totala belastningen i varje område. Man hänvisar även till målsättningar i miljömålet Ingen övergödning på 95 % fosforrening eller en utgående fosforhalt som inte överstiger 0,3 mg/l. Bottenviken I åtgärdsprogrammet anges att övergödningsproblemets omfattning är relativt begränsad inom distriktet och kopplat till överskott av fosfor. De kommunala avloppsreningsverken bedöms vara de största utsläppskällorna tillsammans med enskilda avlopp, industrier samt jord- och skogsbruk. Västerbottens län har kartlagt utsläppskällor med näringsämnen vilket utgjort underlag för framtagande av åtgärdsprogrammet. Norrbottens län kommer att se över kvävebelastningen från bland annat de kommunala avloppsreningsverken. För de områden som verifieras vara övergödda kommer källfördelningsanalyser att genomföras varför inga beting för reduktion av kväve- och fosforutsläpp ännu redovisas i åtgärdsprogrammet. Man nämner dock att utökad tillsyn omprövning av tillstånd kan komma att krävas för att tillgodose krav gällande fosfor. Bottenhavet I åtgärdsprogrammet lyfts att de kommunala avloppsreningsverken tillhör de viktigaste källorna för övergödning med fokus på överskott av fosfor som är av relativt begränsad omfattning. Man påpekar också att avloppsreningsverkens utsläpp är beroende av befolkningsutveckling och att SCB förutspår en minskning med drygt personer vilket sammantaget bedöms innebära en oförändrad utveckling. Källfördelningsanalys på vattenförekomstnivå har utförts i begränsad omfattning och inga redovisningar av beting för fosfor eller kväve finns, dock anges kostnader för styrmedelsåtgärder (främst utökad tillsyn och prövning) samt åtgärder för fos- 72

74 forminskning, dock inte fördelade mellan sektorer. En källfördelningsanalys för överskridandet av fosfortillförseln (104 ton) i förhållande till klassgränsen mellan god och måttlig status har genomförts (baserad på IVL:s genomgång av åtgärdskostnader) vilket resulterade i ett reduktionsbehov på 9 ton för reningsverk Konsekvenser för styrmedelsutformning för MKN Betingen Betingen för kväve och fosfor ska i de flesta fall vara uppfyllda redan till 2021 vilket är svårt att uppfylla oavsett styrmedel. Ett lämpligt styrmedel bör då på effektivaste sätt kunna utnyttja den fulla potentialen till utsläppsreduktioner för att nå målet så snart möjligt därefter. För det andra kommer åtgärdsprogrammen att revideras i varje 6-årscykel vilket kan innebära att betingen kan komma att uppdateras. Det förutsätter ett styrmedel vars reglering kan anpassas till uppdateringar i betingen inför varje 6-årscykel. Kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Miljöbalkens regelverk saknar regler för att genomföra mål för summan av utsläpp från flera verksamheter vilket blir aktuellt för miljörelaterade mål och nationella miljömål (aggregeringskriteriet). Situationen för de kommunala avloppsreningsverken är särskilt akut då det kommer att kräva hundratals omprövningar av kommunala avloppsreningsverk. I de största avrinningsområdena finns 40 till 50 avloppsreningsverk. Om dessa omprövningar inte kan koordineras på ett systematiskt sätt är möjligheterna att genomföra betingen för MKN begränsade (se t.ex. B 4.4.2). Avsaknaden av regler leder till ett obestämbart genomförande (koordinationskriteriet) med oändligt många sätt att fördela kravnivåerna mellan verksamheter. Hanteringen av denna oändlighet (som inte sällan överskrider myndigheternas geografiska ansvarsområden) innebär en stor administrativ börda som hamnar på tillsynsmyndigheterna och kan frammana passivitet inför uppgiften att initiera prövningar. Risken är genomförandeunderskott eller långsammare genomförande vid genomförandeöverskott. På kortare sikt innebär bägge ett genomförandeunderskott (B 4.1.6). Ett annat problem är ökad risk för genomförandeunderskott tillföljd av att kompensatoriska åtgärder inte är tillämpliga för miljökvalitetsnormer med avseende på kväve och fosfor. För dessa är det tillräckligt vid individuella prövningar att tilllämpa de grundläggande hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken (prop. 2009/10:184 s. 48). Detta innebär att rimlighetsavvägningar av flera verksamheter uppströms kan göra att flera MKN nedströms drabbas av genomförandeunderskott. Den överliggande orsaken till detta genomförandeunderskott behöver då inte vara orimliga 73

75 kostnader vid dessa verksamheter utan avsaknaden av koordination inom regelverket. Den reduktion som var orimlig att genomföra vid vissa verksamheter kan ha varit rimlig vid andra verksamheter om de rimlighetsavvägda besluten hade varit kända när andra beslut togs inom avrinningsområdet- Därmed borde inte MKN överskridas (substituerbarhetskriteriet) (B 4.1.6). Tabell 5.2 Kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Tillståndsprövning Generella föreskrifter Aggregeringskriteriet Nej 1 Ja Koordinationskriteriet Nej 1 Ja Mängdkriteriet Nej Ja Variationskriteriet Ja Nej Substituerbarhetskriteriet Nej 2 Nej 1 Se dock 16 kap. 8 miljöbalken om gemensamma villkor. 2 Se dock 2 kap. 7 tredje stycket om kompensatoriska åtgärder vid gränsvärdesnormer. Det kan vara tillräckligt att ett kriterium i tabell 5.2 inte är uppfyllt för att styrmedlets möjligheter att genomföra miljökvalitetsrelaterade mål ska vara väsentligt försämrade. Exempelvis, uppfyller kravnivåer i generella föreskrifter alla kriterier utom variations- och substituerbarhetskriteriet och har just därför nästan obefintliga möjligheter att styra effektivt för lokala miljökvalitetsrelaterade mål. Ett annat exempel är 16 kap. 8 MB som ger möjligheten till gemensamma villkor. Detta skulle i princip kunna innebära att alla kriterier utom mängdkriteriet kan uppfyllas. Men det kan knappast genomföras i praktiken i ett huvudavrinningsområde som Göta Älv som har 47 avloppsreningsverk som i varierande grad möter samma miljökvalitetsnormer för fosfor. Det skulle med nuvarande regler inom tillståndsprövningen inte vara administrativt möjligt att tillämpa 16 kap 8 MB med så många verksamhetsutövare. Därmed uppfylls i praktiken inte mängdkriteriet (B samt B 4.1.6). 16 kap. 8 MB har därmed begränsade möjligheter att ge ett kontrollerat genomförande av MKN inom VA-sektorn. Generellt sett är det således väsentligt att ett styrmedel kan uppfylla samtliga kriterier i tabell 5.2 för att åstadkomma ett kontrollerat genomförande av MKN. Bortfallet av bara ett kriterium, eller ett svagt uppfyllande av ett sådant, kan i flera fall ge avsevärt försämrade möjligheter till genomförande och genomdrivande. Vaga indikatorer i underlagen vid prövningar När prövningsprocessen saknar indikationer om kvantitativa kravnivåer (t.ex. kravnivåer i generella föreskrifter eller rättspraxis) att falla tillbaka på behöver ofta i praktiken ett större underlag tas fram och hanteras i varje enskilt prövningsärende. Detta kan öka tidsåtgången för själva prövningsprocesserna och minska tillsynsmyndigheternas möjligheter att initiera omprövningar på grund av större resursbe- 74

76 hov (B 1.8.4). Det finns flera förklaringar till varför vaga kvantitativa indikatorer förekommer, och kan komma att förekomma i högre grad, då en eller flera MKN är involverade i prövningsförfaranden (B 1.4.6): Lokala omständigheter kommer att innehålla skilda förutsättningar från ärende till ärende vilket gör det svårare för en rättspraxis om villkorsnivåer att utvecklas. Miljökvalitetsnormerna för kväve och fosfor inte är gränsvärdesnormer utan andra normer vars genomförande ska bedömas i tillståndsprövning med rimlighetsbedömning i 2 kap. 7 miljöbalken. Åtgärdsprogrammen innehåller inte förvaltningsbeslut som rör enskildas skyldigheter och rättigheter vilket innebär att även fördelningen av kravnivåer mellan verksamheter blir ytterligare en osäkerhetsfaktor som komplicerar vilka individuella kravnivåer som ska fastställas i enskilda prövoärenden. Enkätundersökningen visade att vaga indikatorer kan riskera att öka tidsåtgången och den administrativa bördan vid enskilda prövningsförfaranden (B 1.8.4). Sammanfattningsvis bedömer vi att såväl omprövningar i det befintliga tillståndsprövningssystemet som generella föreskrifter i sammanhanget har mycket begränsade möjligheter till ett kontrollerat helhetligt genomförande av de kommunala avloppsreningsverkens beting för MKN för vatten inom en överskådlig framtid (B 4.1.6). Se även resultat från fallstudien på Västerhavets distrikt i avsnitt B Styrmedel för MKN kväve MKN med avseende på kväve är endast definierade för kustvattenförekomster (och inte för sjöar och vattendrag i inlandet), vilket för med sig att utsläppskällorna, som grupp i varje huvudavrinningsområde, kan hänföras till ett gemensamt belastningsbeting till de kustvattenförekomster som huvudavrinningsområdet har mynning till. Betingen för MKN har därmed geografiska likheter med beting för BSAP, genom att de är aggregerade beting, dvs. definierade på den summa av belastning till kusten som gruppen av avloppsreningsverk inom ett huvudavrinningsområde eller kustområde tillsammans orsakar. 29 De tre södra vattendistrikten för vattenförvaltningen omfattar också i stora drag geografiskt de tre bassängerna i BSAP, Västerhavet (omfattar Kattegatt och Skagerack), Norra Östersjön (delar av Egentliga Östersjön) och Södra Östersjön (delar av 29 Liksom eventuella utsläppsminskningar till följd av det marina direktivet. 75

77 Egentliga Östersjön och Öresund). Betingen för MKN ska i de flesta fall uppnås till 2021, samma år som betingen för BSAP. Genom dessa synergier kan ett styrmedel för kvävebetinget i BSAP ha goda förutsättningar att även inbegripa en kostnadseffektiv styrning för MKN, med avseende på kväve inom de södra tre vattendistrikten. (B 1.2) Norra Östersjön är den enda av Vattenmyndigheterna som har angivet ett kvävebeting för kommunala avloppsreningsverk. Det uppgår till ton och kan jämföras med kvävebetinget för BSAP på ton, varav ton för bassängen Egentliga Östersjön (en del av distriktet Norra Östersjön) om det fördelas i enlighet med bassängfördelningen i Sveriges preliminära åtagande. Vid den jämförelsen skulle alltså betinget för MKN bli större än betinget för BSAP. (B 1.2.1) Ett certifikatssystem för kvävebetinget i BSAP har goda förutsättningar att även klara sektorns kvävebeting för MKN genom synergieffekterna mellan de båda typerna av betingen. Om vissa kustvattenförekomster har sämre status än andra inom bassängen kan det dock krävas att certifikatssystemet differentieras mellan olika havsområden, bassänger, distrikt eller kustområden. Detta kan uppnås genom att fastställa ett särskilt golv för den bassäng, det distrikt eller delområden där betingen för MKN begränsar relativt mer. 30 Det finns därmed inte skäl till att i nuläget analysera ytterligare ett sektorsspecifikt styrmedel för MKN med avseende på kväve. 5.4 Styrmedel för MKN fosfor MKN med avseende på fosfor i vattendirektivet är definierade för såväl inlandssom kustvatten vilket innebär att belastningar och lokala beting för vattenförekomsterna blir en funktion av bl. a vattnets flödesvägar och retention mellan utsläppspunkterna inom varje avrinningsområde (se förenklad illustration i figur 5.1 i avsnitt 5.2.1). Sammanfattningsvis kan man konstatera att den geografiska upplösningen för fosforbeting i nuvarande åtgärdsprogram varierar från beting på distriktsnivå till beting på huvudavrinningsområde och delar av huvudavrinningsområde (Göta Älv inom Västerhavets distrikt). De åtgärdsprogram som har beting enbart på distriktsnivå konstaterar dock att i kommande regionala och lokala åtgärdsplaner behöver mer specificerade åtgärdsbehov tas fram. (B 4.1.8) Eftersom det inte är klart vilka geografiska upplösningar som åtgärder och beting i åtgärdsprogrammen kommer att hamna på hos Vattenmyndigheterna i de olika distrikten (vilka i princip inte behöver använda samma upplösningsnivåer) kan inte 30 I sådana fall bör en avvägning göras mellan de ökade resurser och administration som en differentiering mellan olika områden ger och den förbättrade miljöeffekt som det kan ge. 76

78 ett lämpligt styrmedel utses ännu. Istället har en fallstudie på Västerhavets distrikt genomförts där fem olika styrmedel dimensioneras och jämförs Designorienterad styrmedelsanalys (B 4.3.1) Med utgångspunkt från den behovsorienterade analysen i bilaga 1 med kompletteringar för miljökvalitetsrelaterad styrning i B 4.1 analyseras fem styrmedel för MKN fosfor i en fallstudie där styrmedlen dimensioneras till fosforbetingen i åtgärdsprogrammet för Västerhavets distrikt. Kriterierna på 30-punktslistan har varit grundläggande riktlinjer för utformning och dimensionering med tillägg för de faktorer som lyfts i B 4.1. Eftersom styrmedel med prisreglering (skatt, avgiftssystem etc.) inte kan nå den precision som krävs när betingen är lokalt differentierade mellan enskilda verksamheter har endast styrmedel med kvantitetsreglering (dvs. som anger kravnivåer för verksamheter och/eller verksamhetsutövare) gått vidare i analysen. De analyserade styrmedlen för MKN fosfor sammanfattas i tabell 5.3. Tabell 5.3 Analyserade styrmedel för MKN fosfor Styrmedel Verksam reglering Lagteknisk konstruktion Geografisk upplösning Styrning 1. Tillståndsprövning med utsläppsvillkor för fosfor 2. Skärpta krav i generella föreskrifter 3. Generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) Kvantitetsreglering Miljöbalkens regelverk med eventuell ny förordning Vattenförekomst Distrikt Vattenförekomst Kvantitetsstyrning 4. Handel med certifikat Distrikt 5. Vattenkvalitetshandel med certifikat eller utsläppsrätter (CEASAR-E) Ny lag Vattenförekomst Prisstyrning 77

79 Alternativ 2-5 är avsedda att verka parallellt med nuvarande tillståndsprövning, med syftet att komplettera för en helhetssyn inom avrinningsområdena som saknas i nuvarande befintlig rätt. Alternativ 2 och 4 har distriktet som geografisk upplösning och är därmed otillräckliga för att nå betingen inom de olika avrinningsområdena. Dessa alternativ ska endast ses som en teoretisk jämförelse med styrmedlen som har styrning med tillräckligt hög geografisk upplösning Fallstudie för dimensionering av styrmedel på Västerhavets beting (B 4.4) Vattenmyndigheten i Västerhavet redovisar fosforbeting per sektor för varje huvudavrinningsområde. Inom distriktet finns 113 avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter (inkluderar även Skagerack utanför BSAPområdet). Det totala reduktionsbehovet för avloppsreningsverken i distriktet är kg/år som fördelas på 13 huvudavrinningsområden och två kustområden. Det största huvudavrinningsområdet, Göta Älv 108, har dessutom delats upp i mindre områden, där 14 områden har fosforbeting för de kommunala avloppsreningsverken (figur 5.2). Sektorns beting i varje område avgörs av sektorns andel av den totala belastningen i varje område. De hydrologiska nätverken i Västerhavets distrikt är uppdelade i två delområden med Kust Syd och Kust Norr. Inom området Syd och dess kopplade huvudavrinningsområden finns 36 avloppsreningsverk och inom området Norr finns 77 avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter. (B 4.4.1) En ruta i figur 5.2 motsvarar ett kustavrinningsområde, ett huvudavrinningsområde eller en del av ett huvudavrinningsområde. Den översta siffran i varje ruta anger områdets ID-nummer. Den första siffran på tredje raden anger det utsläppstak (kg) som råder för kommunala avloppsreningsverk i området enligt MKN. Den andra siffran på samma rad anger sektorns reduktionsbehov/beting (kg) för att nå ned till detta tak. På nedersta raden anges totalt antal kommunala avloppsreningsverk som finns inom området. Siffran i parentes är hur många av dessa som har färre än anslutna personekvivalenter. De totala fosforutsläppen till distriktet från sektorn var under 2010 ca 85 ton och betinget för distriktet är 15,4 ton reduktion vilket är ca 18 % av de totala utsläppen. Idag ligger den genomsnittliga utgående koncentrationshalten för fosfor på 0,24 mg/l inom distriktet. För att klara betingen för MKN i varje område inom distriktet behöver den genomsnittliga utgående koncentrationsgraden nå 0,17 mg/l vilket motsvarar en genomsnittlig sänkning på 0,07 mg/l. (B 4.4.1) 78

80 ARO Kust norr / Strömsån 390 / 10 1 (0) 110 Örekilsälven 82 / (2) Upperudsälven 389 / 0 2 (0) Byälven 537 / 56 1 (0) Norsälven 754 / (4) 108 Vänern 5345 / (5) Klarälven 904 / 0 5 (5) Visman 277 / 0 1 (1) 110 Bäveån 1510 / (0) Dalbergså o. Holmsån 0 / (2) Gullspångsälven 801 / (3) 108 Göta Älv 1330 / (2) Lidan 922 / (2) Friaån 220 / (0) 107 Kungsbackaån 220 / (1) 108 Säveån 1780 / 13 4 (2) Nossan 207 / (1) Tidan 628 / (3) ARO Kust syd 5192 / Rolfsån 71 / 10 1 (1) 104 Himleån 2080 / 20 2 (1) 105 Viskan 3830 / (3) 103 Ätran 530 / 0 3 (3) 101 Nissan 991 / 0 4 (4) 95 Vege Å 530 / (3) 98 Lagan 1508 / (3) 96 Rönne Å 317 / (5) Figur 5.2 Nätverksschema kommunala avloppsreningsverk Västerhavet I figur 5.3a är de 113 verksamheterna rangordnade längs x-axeln efter koncentrationshalt (mg/l) fosfor hos utgående avloppsvatten. Den övre randen av den gråa ytan markerar utgående koncentrationshalter som de var 2010 för de 113 verksamheterna inom distriktet. 79

81 Figur 5.3a Utgående koncentrationshalter mg/l fosfor 2010 I figur 5.3b har de utgående utsläppskrav (mg/l) lagts in som skulle krävas för att uppfylla betingen för MKN enligt åtgärdsprogrammet. 31 Den mörkgråa ytan motsvarar alltså de utsläpp som ska tas bort för att betingen för MKN ska uppfyllas inom distriktet. Figur 5.3b Utgående koncentrationshalter mg P/l 2010 och kravnivåer för att uppfylla betingen för MKN (ljusgrå yta) 31 Under antagandet att betingen för varje område fördelas proportionellt efter nuvarande utsläppsnivåer inom sektorn. 80

82 Variationen hos den mörkgråa ytan (reduktionsbehovet) visar hur kravnivåerna skulle variera beroende på betingen för lokala MKN. För enstaka verksamheter skulle kraven gå ner mot mycket stränga utsläppsnivåer. Vissa av dessa verksamheter är lokaliserade i distriktets södra del kring Laholmsbukten med större övergödningsproblem. I vissa fall skulle dessa kravnivåer kanske komma att anses som orimliga i en rimlighetsbedömning enligt 2 kap. 7 miljöbalken. 32 Å andra sidan, fanns det år 2010 redan 14 verksamheter (12 %) inom distriktet vilka redan hade utsläppsvärden under 0,1 mg/l. Den mörkgråa ytan i figur 5.3b motsvarar den totala reduktionen på totalt kg fosfor som enligt åtgärdsprogrammet ska tas bort vilket alltså motsvarar 18 % av sektorns totala utsläppsnivå 2010 på 85 ton. Den största utmaningen för ett styrmedel är inte klara den totala reduktionen (en sänkning av det genomsnittliga utsläppsvärdet inom distriktet från 0,24 mg/l till 0,17 mg/l) i utan att få reduktioner genomförda på rätt ställen för att uppnå god vattenstatus. Generella föreskrifter med kravnivån 0,3 mg/l skulle skära i övre högra hörnet av diagrammet och skulle därmed bara nå ett fåtal verksamheter. Föreskrifter med kravnivån 0,2 mg/l skulle sänka utsläppen för de 57 verksamheterna längst till höger i diagrammet men det finns fortfarande stora ljusgrå ytor under 0,2 linjen i diagrammets vänstra del som behöver regleras om betingen för MKN ska följas. Vid kravnivån 0,1 mg/l täcks det mesta av den ljusgråa ytan in men samtidigt täcks även en stor ljusgrå yta ovanför 0,2-linjen. Detta är onödiga reduktioner som inte hade behövts för att nå god status. Med en kravnivå på 0,1 mg/l skulle den totala reduktionen bli kg inom distriktet (jämfört med betinget som är kg), vilket är 327 % över betinget i åtgärdsprogrammet och skulle kräva stora resurser och tid för såväl myndigheter som verksamhetsutövare att genomföra. Ett problem med generella föreskrifter med en rimlig kravnivå för att klara MKN är alltså att stora administrativa resurser stjäls från såväl myndigheter som verksamhetsutövare och i ca 80 % av fallen använder dem på fel ställen där de bidrar till god vattenstatus i mycket liten omfattning. Detta är ett exempel på långsamt genomförande med genomförandeöverskott (fall 2 i B 4.1.6) till följd av felaktig allokering pga. att variationskriteriet och substituerbarhetskriteriet inte är uppfyllda. Det finns risk att det tar längre tid att nå god status när 80 % av resurserna sätts in där inte behövs istället för de områden där de behövs. Nedan ges en kort beskrivande översikt av de styrmedel som ingår i fallstudien samt deras dimensionering för att nå betingen för MKN i åtgärdsprogrammet. En 32 Av 24 kap. 5 femte stycket framgår dessutom att tillståndsmyndigheten inte med stöd av paragrafen får meddela så ingripande villkor eller andra bestämmelser, att verksamheten inte längre kan bedrivas eller att den avsevärt försvåras. 81

83 utförligare beskrivning av respektive styrmedel med teknisk specifikation och dimensionering återfinns i B Tillståndsprövning (referensalternativ 1) (B 4.4.2) Enligt 5 kap. 8 miljöbalken är myndigheter och kommuner idag skyldiga att vidta de åtgärder som behövs enligt ett åtgärdsprogram. Åtgärderna som anges i åtgärdsprogrammen kan därför få betydelse för utgången i enskilda tillsyns- och prövningsärenden. Enligt 26 kap. 2 MB har tillsynsmyndigheten en skyldighet att ansöka om omprövning av tillståndet för en verksamhet, eller villkoren i ett tillstånd, om förutsättningarna i 24 kap. 5 första stycket 2 föreligger, d.v.s. om verksamheten medverkar till att MKN inte följs. Utförande och dimensionering Inom Västerhavets distrikt finns 113 avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter i 13 avrinningsområden som var och ett innehåller mellan 1 och 21 verksamheter. Vid ett antagande att processoptimering är möjlig för de avloppsreningsverk som ligger inom 5 % över den utsläppsnivå som följer av betinget, beräknas ca omprövningar krävas, för att sektorn ska uppfylla betingen i de 13 områdena. Intervallet beror på vilken rättspraxis som kommer att utvecklas för utsläppsvillkoren och hur åtgärderna fördelas mellan avloppsreningsverken inom varje område (t.ex. om färre avloppsreningsverk tar en större börda eller om fler bidrar med en mindre del inom varje område). Tabell 5.4 Dimensionering av tillståndsprövning för MKN fosfor Västerhavet Reglering Dimensionering av reglernivåer Omfattning Utsläppsvillkor 0,05-0,4 mg/l Distrikt >2 000 pe Beräknat antal omprövningar Beräknad tidsåtgång år Prövningen sker i första hand utifrån de allmänna hänsynsreglerna i 2 kap. MB och kravet på användandet av bästa möjliga teknik efter rimlighetsbedömning i det enskilda ärendet. Detta innebär att varken aggregeringskriteriet eller koordinationskriteriet för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål är uppfyllt. Att de grundläggande hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken (prop. 2009/10:184 s. 48) tillämpas i kombination med att gemensamma beslut i prövningar inte är möjliga kan leda till att vissa miljökvalitetsrelaterade krav som skulle kräva mycket stränga utsläppsvillkor nedsätts i en rimlighetsbedömning enligt 2 kap. 7 första stycket. Eftersom det tredje stycket om kompensatoriska åtgärder i samma paragraf inte är tillämpligt (gäller endast gränsvärdesnormer) kan detta innebära att betingen 82

84 för MKN inte följs i nedströms vatten. Med verksamheter kan det inte uteslutas att kedjeeffekterna gör att genomförandeunderskottet nedströms blir stort (substituerbarhetskriteriet för genomförande är inte uppfyllt). Frågan uppkommer om detta ska leda till att verksamheter nedströms ska få strängare beting enligt substituerbarhetskriteriet. Sammanfattningsvis uppfyller således inte tillståndsprövningen varken aggregerings-, koordinations-, mängd- eller substituerbarhetskriteriet för genomförande. Det gör att det har mycket begränsade möjligheter att ge ett kontrollerat genomförande av miljökvalitetsnormerna för fosfor när antalet verksamheter är mycket stort inom del- och huvudavrinningsområden Generella föreskrifter (referensalternativ 2) (B 4.4.3) Fördelen med generella föreskrifter jämfört med tillståndsprövning, är att de reglerar en mängd verksamheter i ett slag och att det ligger på verksamhetsutövaren att vidta åtgärder för att följa föreskrifterna. Därmed undgår tillsynsmyndigheterna arbetet med att förbereda och initiera omprövningar vilket kan öka antalet prövningar och ge ett tidigare genomförande. Föreskrifter med generella utsläppskrav för avloppsreningsverk behöver dock med nödvändighet innehålla en genomförandetid för att reningsverken ska ha en rimlig möjlighet att uppfylla utsläppskraven. Naturvårdsverket gör bedömningen att generella föreskrifter skulle kunna differentieras till distriktsnivå. Det innebär alltså att utsläppskravet kan anpassas till distriktets behov men inte till variationer mellan olika områden inom distriktet (se även B 2.2). Utförande och dimensionering I 8 av distriktets 28 områden saknas avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter. Om generella föreskrifter bara skulle omfatta verksamheter med fler än anslutna personekvivalenter, kommer verksamheterna i 8 av distriktets 28 områden inte att omfattas. I dessa områden finns ca 1/4 av avloppsreningsverken i distriktet. För att reglera alla områden (och hålla antalet omprövningar nere som behöver initieras av myndigheter), bör man överväga att föreskrifterna omfattar verksamheter från och med anslutna personekvivalenter. (B 4.4.3) För att klara betinget 15,4 ton på distriktsnivå behöver föreskrifterna ha utsläppskravet 0,2 mg/l. Med detta utsläppskrav råder dock genomförandeunderskott i 26 av 28 områden dvs. reduktionerna sker inte där de behövs. Som en följd behöver 77 verksamheter omprövas för att nå upp till betinget för MKN, efter att föreskrifterna trätt ikraft. Detta gäller efter avräkning för 5 % processoptimering, då vi 83

85 antar att de som ligger strax under sitt beting för MKN kan klara betinget med processoptimering och inte behöver omprövas. Tabell 5.5 Dimensionering av kravnivåer i generella föreskrifter för MKN fosfor Västerhavet Reglering Dimensionering av reglernivåer Geografisk upplösning Beräknat antal omprövningar* Beräknad tidsåtgång Utsläppskrav 0,3 mg/l 0,2 mg/l 0,1 mg/l Distrikt >2 000 pe år år år *Efter avräkning för 5 % processoptimering möjlig under betingets nivå Ett utsläppskrav på 0,1 mg/l innebär att antalet områden med genomförandeunderskott minskar till 5. Samtidigt blir den totala reduktionen i distriktet mer är tre gånger större än betinget, kg jämfört betinget på kg vilket motsvarar 60 % reduktion jämfört nuvarande utsläpp. 23 av distriktets 28 områden har i flera fall kraftiga genomförandeöverskott. En kravnivå på 0,1 mg/l riskerar därför ett långsammare genomförande av MKN på grund av felallokering av resurser. De administrativa resurser hos myndigheter och verksamhetsutövare som krävs för att genomföra alla de onödiga åtgärder skulle istället kunna användas för åtgärder där de verkligen behövs och därmed tidigare nå god status inom distriktet. Fortfarande ligger 33 av verksamheterna under sitt beting för MKN och bortom en 5 % processoptimeringsmarginal till betingets nivå. Dessa är de verksamheter som behöver gå lägre än 0,1 mg/l för att betingen för MKN ska uppfyllas. Eventuellt skulle vissa av dessa verksamheter kunna bli föremål för en rimlighetsbedömning enligt 2 kap. 7 MB. Figur 5.4 Genomförandeöverskott och -underskott med generella föreskrifter med kravnivån 0,1 mg P/l - Västerhavets distrikt 84

86 Sammanfattningsvis, vid kravnivån 0,1 mg/l renas kg för mycket på fel ställe vid 80 verksamheter och kg för lite på rätt ställe vid 33 verksamheter. På distriktsnivå är reduktionen kg vilket kan jämföras med betinget som är kg. Vid kravnivån 0,2 mg/l renas kg för mycket på fel ställe vid 31 verksamheter och kg för lite på rätt ställen vid 77 verksamheter. På distriktsnivå är reduktionen kg att jämföra med betinget på kg. Detta beror framförallt på att kravnivåer i generella föreskrifter inte uppfyller variations- och substituerbarhetskriteriet. Det uppfyller dock aggregerings-, koordinations- och mängdkriteriet Generella föreskrifter med dispens efter avtal (B 4.4.4) En nackdel med generella föreskrifter är att de utsläppsnivåer som fastställs inte kan vara alltför stränga eftersom kraven skulle kunna bli orimliga att uppfylla för enskilda verksamheter samt att de många åtgärder och prövningar som tvingas fram kan fördröja ett genomförande av god vattenstatus. Ett sätt att åstadkomma flexibilitet och ändå ha tillräckligt stränga kravnivåer för att följa MKN är att tillåta möjlighet till enskilda undantag (dispens) från utsläppskraven. Detta är generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA). (Se B samt B ) Utförande (B 4.3.2) 1. En generell kravnivå för tillståndspliktiga avloppsreningsverk fastställs för vattendistriktet som helhet. Kraven ska följas senast år 20XX. 2. Undantag/dispens från kravet får sökas hos tillståndsmyndigheten. En sådan ansökan ska ha kommit in till myndigheten senast 20XX (i god tid innan kravet träder i kraft). 3. Avloppsreningsverk A ingår ett civilrättsligt avtal med avloppsreningsverk B om att B, mot viss ersättning från A, ska klara ett utsläppskrav som kompenserar mängden för A:s dispens. 4. Tillståndsmyndigheten prövar dispensansökan. Myndigheten beslutar med stöd av punkten 2) att medge A undantag/dispens från kravet. Dispensbeslutet förenas med villkor enligt 16 kap. 2 och 8 MB. Skälen för att få dispens prövas i nämnd ordning och är att a) miljökvaliteten i berörda vattenförekomster medger högre utsläppsnivåer än vad kravet i föreskrifterna anger (variationskriteriet) eller b) kompensatoriska åtgärder uppströms vidtas vid andra verksamheter uppströms varvid kravet får överskridas (substituerbarhets- 85

87 kriteriet) eller c) kravet medför orimliga kostnader och det saknas möjligheter till kompensatoriska åtgärder. 33 Dimensionering Antalet omprövningar som behöver initieras med ambitionen att nå betingen för MKN kan uppfyllas är detsamma som vid vanliga generella föreskrifter med samma kravnivå dvs. 77 omprövningar med nivån 0,2 mg/l samt 33 med nivån 0,1 mg/l efter avräkning för 5 % processoptimeringsmarginal. Vid kravnivån 0,1 mg/l får 80 verksamheter ett genomförandeöverskott och 33 behöver omprövas för att nå betinget i sitt område. Vid kravnivåerna 0,3 mg/l och 0,2 mg/l beräknas 10 respektive 31 dispensansökningar. De förhållandevis låga antalen beror på att så många verksamheter istället måste omprövas (100 respektive 77) och de som återstår klarar betinget inom den antagna processoptimeringsmarginalen. Tabell 5.6 Dimensionering av kravnivåer i generella föreskrifter med dispens efter avtal MKN fosfor Västerhavet Reglering Dimensionering av reglernivåer Geografisk upplösning Beräknat antal omprövningar / dispensförfaranden* Beräknad tidsåtgång Utsläppskrav 0,3 mg/l 0,2 mg/l 0,1 mg/l Distrikt >2 000 pe 100/10 77/31 33/ år *Efter avräkning för 5 % processoptimering under betingets nivå samt 5 % avräkning för dispens över betingets nivå. En slutsats är att generella föreskrifter med dispens efter avtal jämfört med vanliga föreskrifter knappast minskar antalet omprövningar som behöver initieras vid kravnivåerna 0,2 och 0,3 mg/l. Faktum är att en riktad insats med tillståndsprövning sannolikt skulle kunna nå betingen med färre omprövningar under förutsättning en rättspraxis för villkorssättning utvecklas som ser till med den variation som lokala omständigheter kräver. Vid kravnivån 0,1 mg/l har, efter antagen processoptimeringsmarginal, 80 verksamheter ett genomförandeöverskott med kg vilket därmed beräknas generera upp till 80 dispensansökningar. Dispensärenden kommer att spara väsentliga resurser från prövningar men hanteringen av dispensärenden kommer också att ta resurser i anspråk. Lösningen har å andra sidan en 33 Dispensen gäller under förutsättning att B klarar att hålla den nivå som går längre än utsläppskravet. Om det visar sig att B inte klarar detta, har A en skyldighet enligt föreskrifterna att klara utsläppskravet. Tillsynsmyndigheten kan då förelägga A, med eller utan vite, att uppfylla utsläppskravet. Ur civilrättslig synpunkt har B brutit mot avtalet med A att gå längre än utsläppskravet. Avtalsbrottet kan vara skadeståndsgrundande. 86

88 tydlig ad hoc karaktär för att komma runt kravet på den generella giltighet som generella föreskrifter ska uppfylla. Tabell 5.7 Utfall av generella föreskrifter med dispens efter avtal MKN fosfor Västerhavet Dimensionering utsläppskrav (mg/l) 0,1 0,2 0,3 Antal verksamheter Genomförandeöverskott (kg) Antal verksamheter Genomförandeöverskott (kg) Antal verksamheter Genomförandeöverskott (kg) Distrikt Gör åtgärder Gör åtgärder men för mycket Gör åtgärder men för lite Gör inte åtgärder men borde Beräknat antal 33* omprövningar Beräknat antal processoptimeringar (anmälan) Beräknat antal dispensärenden (avräknat 5 % processoptimering) *Vissa av dessa omprövningar skulle kunna bli föremål för rimlighetsavvägningar enligt 2 kap. 7 miljöbalken som motiverar mildare villkor. För att det ska vara möjligt att uppfylla betinget till ett visst slutår måste föreskrifternas krav träda i kraft senast ett visst datum. Fallstudien visar att det då kan aktualiseras ett mycket stort antal dispensärenden (80 st.). För att den myndighet som ska pröva dispensansökan ska ha en rimlig chans att pröva dispensansökningarna i tid måste möjligheten att söka dispens vara begränsad till en viss tid innan kraven träder i kraft (B 4.4.3). 87

89 Ett större problem med GFDA är att i de ca 80 dispensansökningar som kan väntas inkomma vid kravnivån 0,1 mg/l behöver ett gemensamt beslut fattas för nedsättningarna av kravnivåerna i dispenserna inom varje delområde. Utan ett gemensamet beslut om en bördefördelning för dessa nedsättningar finns ingen kontroll att genomförandet verkligen leder till att MKN nås. Med andra ord är inte koordinationskriteriet uppfyllt. Införandet av dispenser leder till att variationskriteriet kan uppfyllas men det sker på bekostnad att koordinationskriteriet inte uppfylls Handel med fosforcertifikat Syftet med detta exempel (liksom generella föreskrifter i avsnitt 5.4.4) är att som en jämförelse se hur stor felallokeringen kan bli och hur mycket genomförandet påverkas vid ett styrmedel som inte har en geografisk upplösning som sträcker sig längre än distriktsnivå. Med samma upplösning som alternativet generella föreskrifter (avsnitt 5.4.4) dvs. beting på enbart distriktsnivå, kan ett system med fosforcertifikat göras lika generellt som ett system för kvävecertifikat (avsnitt 4.3.4) med ett golv för hela distriktet. Individuella reningskvoter tilldelas med en tilldelningsnyckel baserad på t.ex. reningsgrad enligt samma princip som kvävecertifikat. (B 4.4.6) Utförande och dimensionering För att nå betinget på distriktsnivå införs en golvhöjning för distriktet som börjar på dagens nivå på i genomsitt 94 % och slutar på i genomsnitt 95,5 %. Detta motsvarar ett golv för distriktets beting på kg i åtgärdsprogrammet. Eftersom endast den totala utsläppsreduktionen för distriktet är reglerad kan man liksom vid generella föreskrifter (5.4.4) inte kontrollera var i distriktet som utsläppsreduktioner hamnar. I detta fall kommer utsläppsreduktionerna att hamna där det är billigare att genomföra åtgärder. Tabell 5.8 Dimensionering av handel med certifikat för MKN fosfor Västerhavet Reglering Golvhöjning av reningsgrad Dimensionering av reglernivåer Geografisk upplösning 94 % 95,5 % Distrikt >2 000 pe Beräknat antal prövningsförfaranden Beräknad tidsåtgång år Golvet i certifikatssystemet är dimensionerat så att distriktets beting på kg nås i sin helhet. Figur 5.5 visar att 19 av 28 områden får genomförandeunderskott. 88

90 Rönne Å i södra delen av distriktet har kraftigt genomförandeunderskott liksom framförallt Örekilsälven och Kungsbackaån. För att nå betingen i dessa områden skulle man, liksom vid generella föreskrifter med krav, behöva komplettera regleringen med riktade omprövningar inom tillståndsprövningssystemet. Figur 5.5 Utfall med handel med certifikat MKN fosfor Västerhavet - upplösning distriktsnivå Liksom fallet med generella föreskrifter beror underskottet i genomförande framförallt på att handel med certifikat och endast ett golv i distriktet inte uppfyller variations- och substituerbarhetskriteriet. Det uppfyller dock aggregerings-, koordinations- och mängdkriteriet Vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat (CEASAR-E) (B ) Vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat fungerar på samma sätt som kvävecertifikat (B 2.7) med två mindre anpassningar i kontoföringssystemet och tilldelningsregeln. Systemet som används här är utvecklat av Hung och Shaw (2005) särskilt för att styra vattenkvalitetsnormer. Systemet bedöms idag vara det mest lovande systemet för vattenkvalitetsnormer enligt flera forskare (Boisvert et al, 2007) när verksamheterna är många. Fördelarna är att systemets enkelhet gör att det krävs en förhållandevis liten administrativ börda för myndigheten att övervaka att betingen för MKN följs i alla områden trots många verksamheter i varje huvudavrinningsområde. Det finns inget behov att myndigheten behöver godkänna eller ge dispens 89

91 för kompensatoriska åtgärder före varje handel av certifikat vilket minskar den administrativa bördan också för verksamhetsutövare. Systemet fungerar på samma sätt som systemet CEASAR för kvävecertifikat men med två mindre men väsentliga skillnader. För det första är en verksamhetsutövares inloggningssida i kontoföringssystemet anpassad till det betingsområde som verksamheten är lokaliserad i. När en verksamhetsutövare lokalierad i t.ex. området Vänern loggar in på sitt konto kan denne bara köpa från uppströms verksamhetsutövare (35 st.) i Vänern, Dalsland, Värmlands och Örebro län och sälja till nedströms verksamheter (41 st.) i Västra Götalands län. (Se avsnitt B för att se hur konton skulle se ut för Västerhavet). För det andra är tilldelningsregeln för reningskvoter anpassad till sektorns beting för MKN i varje område inom ett huvudavrinningsområde. Resultatet är att vid vattenkvalitetshandel med certifikat flödar dessa nedströms (och flyttar kompensatoriska åtgärder uppströms) i varje huvudavrinningsområde utan att betingen för MKN överskrids i något betingsområde. För övrigt är kontosystemet identiskt med det i CEASAR för kväve och således lika enkelt att hantera. Utförande Storleken hos ett system för vattenkvalitetshandel bestäms av de naturliga gränserna hos ett vattensystem i form av längden på ett kustavrinningsområde och alla de huvudavrinningsområden som bildar ett delområde. Såsom kustområdena är definierade för Västerhavets åtgärdsprogram (se figur 5.2) skapas ett system för delområde Norr med 77 avloppsreningsverk och ett system för delområde Syd med 36 avloppsreningsverk. Det innebär att sex respektive sju huvudavrinningsområden ingår i respektive systems område. Utformningen av systemen följer Hung och Shaw (2005) i fallstudien: 1. Betinget för MKN inom varje område (i t.ex. Göta Älvs huvudavrinningsområde ingår 14 områden och 47 verksamheter) i ett huvudavrinningsområde bestämmer det minsta antal certifikat, dvs. golvet för hur många kg minskning till varje områdes mynning som avloppsreningsverken inom respektive område tillsammans ska uppnå. Golvet börjar på den nivå som branschen står idag och höjs tills det har uppfyllt områdesbetinget vid det året då betingen ska vara uppnådda. 2. Varje områdesbeting fördelas ut på verksamheter (det finns i Västerhavets distrikt 1-21 verksamheter i varje område) via individuella reningskvoter enligt en tilldelningsnyckel som baseras på historisk reningsgrad och sektorns beting per område i åtgärdsprogrammet. (I verkligheten skulle beslut om tilldelning i varje enskilt fall ha fattats av beslutande myndighet (Naturvårdsverket) efter att ha tillämpat tilldelningsnyckeln från en lag om fosforcertifikat samt en rimlighetsavvägning i det enskilda fallet.) (B ) 90

92 3. Senast på avstämningsdagen varje år måste varje verksamhet till sitt certifikatskonto vid Naturvårdsverket lämna in det antal certifikat som krävs för att visa att man uppfyllt sin reningskvot under föregående år. Tabell 5.9 Dimensionering av vattenkvalitetshandel med certifikat för MKN fosfor Västerhavet Reglering Golvhöjning av reningsgrad Dimensionering av reglernivåer Golvhöjning per område (i genomsnitt 2 %) Geografisk upplösning Beräknat antal prövningsförfaranden Beräknad tidsåtgång >2 000 pe år En annan egenskap som skiljer vattenkvalitetshandel från tillståndsprövning är att ansvaret för att nå varje områdesbeting normalt fördelas på fler verksamheter än bara de verksamheter som ligger i respektive område. 34 Betinget för t.ex. Vänern i åtgärdsprogrammet skulle vid tillståndsprövning bli vägledande för omprövning av de 12 verksamheterna i Vänerns område. I ett system med vattenkvalitetshandel kommer dessa 12 verksamheter och de ytterligare 29 verksamheter som ligger uppströms Vänern att handla med varandra. Med andra ord samtliga 42 verksamheter som faktiskt bidrar till belastningen i Vänern kan medverka till att uppnå Vänerns beting för MKN. Den större omfattningen gör att betinget fördelas på fler verksamheter vilket öppnar upp potentialen för processoptimeringar. Tabell 5.10 visar resultatet, dels den ursprungliga genomsnittliga reningsgraden per betingsområde som rådde före CEASAR-E infördes och dels den genomsnittliga reningsgrad som råder efter att systemet har höjt reningsgraden i varje område till den nivå som betingen för MKN kräver. Vattenkvalitetshandel kan bli ineffektiv för delområden som är små och därmed innehåller ett fåtal verksamheter (se mer om marknadsdominans i avsnitt B 4.4.7). Detta var inte fallet i Västerhavets distrikt med bara två delområden innehållande ett stort antal verksamheter (77 respektive 36). I sådana fall uppfyller vattenkvalitetshandel samtliga fem kriterier för genomförande. 34 Undantaget är betingen för de områden som ligger längst upp i varje huvudavrinningsområde. 91

93 Tabell 5.10 Golvreningsgrad och golvhöjning per avrinningsområde i Västerhavet MKN BETING (kg) Initial reningsgrad medel (%) Golvhöjning (%) AVRINNINGSOMRÅDE Utsläpp 2010 (kg) MKN HARO (kg) Golvreningsgrad (%) KUST NORR ROLFSÅN KUNGSBACKAÅN GÖTA ÄLV SÄVEÅN VÄNERN DALBERGSÅ OCH HOLMSÅN * UPPERUDSÄLVEN BYÄLVEN NORSÄLVEN KLARÄLVEN VISMAN GULLSPÅNGSÄLVEN FRIAÅN TIDAN LIDAN NOSSAN BÄVEÅN ÖREKILSÄLVEN STRÖMSÅN KUST SYD VEGE Å RÖNNE Å LAGAN NISSAN ÄTRAN HIMLEÅN VISKAN DISTRIKT *Se tidigare not i B angående denna observation Så länge den geografiska upplösningen hos VA-sektorns beting inte är klar i de övriga vattendistrikten bör man dock avvakta med att föreslå vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat. När betingen blir klara med nästa cykels åtgärdsprogram kan en analys göras av de geografiska upplösningarna hos betingen inom respektive distrikt. Vi drar därmed inga generella slutsatser om fosforcertifikatens lämplighet i de övriga distrikten innan det är klart hur betingens geografiska upplösning kommer att se ut i de andra distrikten. 92

94 5.5 Slutsatser I den komparativa styrmedelsanalysen (B 4.5) jämförs de styrmedel som utvecklats, analyserats och dimensionerats i fallstudien för Västerhavet (B 4.3.1). Resultaten från 30-punktslistan i bilaga 1 är tillämplig även på dessa styrmedel med tillägg för punkterna i den kompletterande behovsorienterade styrmedelsanalysen för MKN i B 4.1. Tabell 5.11 sammanfattar dimensioneringen från den designorienterade styrmedelsanalysen (B 4.5) i fallstudien på Västerhavet. Antalet beräknade prövningsförfaranden i den fjärde kolumnen är omprövningar initierade av tillsynsmyndigheter respektive prövningar initierade av verksamhetsutövare. Osäkerheten i antalet beräknade prövningar beror främst på osäkerhetsintervallen för reduktionen från processoptimeringar samt vilken rättspraxis som utvecklas. Beräknad tidsåtgång baseras på beräknat antal prövningar, tidsåtgång för genomförande av planering samt projektering som framkommit i enkätundersökningen till branschen (B 1.4 samt B 5.1). Det ska noteras att alternativen i tabellen nedan inte är likvärdiga alternativ för ett kontrollerat genomförande av MKN. De uppfyller fler eller färre av kriterierna för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål enligt tabell 5.12 nedan. Det nuvarande tillståndsprövningssystemet har ett antal brister i genomförandet när det kommer till s.k. miljökvalitetsrelaterad styrning (MRS). Idag kan tillståndsprövningssystemet bara reglera individuella utsläpp i prövningsförfaranden som är oberoende av varandra (med undantag för 16 kap. 8 MB). Det uppfyller därmed inte aggregeringskriteriet och koordinationskriteriet i tabell Med andra ord, summan av utsläppen från en grupp verksamheter saknar reglering. Dessa brister blir akuta när verksamheterna, som i fallet med kommunala avloppsreningsverk, kan vara verksamheter som i varierade grad begränsas av samma miljökvalitetsnormer. (B 1.4.6) En annan brist är att det kommer att ta mycket lång tid att uppfylla MKN enbart genom omprövningar, till följd av de många verksamheter som omfattas (t.ex. 113 verksamheter inom Västerhavets distrikt). Fortfarande saknas det i tillräcklig omfattning vägledande rättspraxis kring tillämpningen av MKN, vilket är en förutsättning för att tillståndsprövningen ska kunna börja styra för MKN. (B 4.4.2). Fallstudien på Västerhavet visar att generella föreskrifter kan bli ett mycket trubbigt instrument för miljökvalitetsrelaterade mål. Även om kravnivån i föreskrifterna kan anpassas till distriktsnivå så kan betydande felallokeringar av resurser (80 % av fallen) ske vilka stjäl resurser av såväl myndigheter som verksamhetsutövare, istället för att sätta in resurser i de områden där de har större verkan och därmed tidigare nå god status i distriktet (B 4.4.3). 93

95 Tabell 5.11 Sammanfattning över dimensionering av styrmedel för MKN fosfor Västerhavet Styrmedel Tillståndsprövning Dimensionering av reglernivåer Omfattning 0,05-0,4 mg/l Distrikt >2 000 pe Beräknat antal omprövningar / prövningar Beräknad tidsåtgång / år Generella föreskrifter Generella föreskrifter (GFDA) Handel med certifikat CEASAR Handel med certifikat CEASAR-E *Dispensärenden 0,3 mg/l 0,2 mg/l 0,1 mg/l 0,3 mg/l 0,2 mg/l 0,1 mg/l Distrikt >2 000 pe Distrikt >2 000 pe 94 % 95,5 % Distrikt >2 000 pe Golvhöjning per område (i genomsnitt 2 %) HARO >2 000 pe 100/10 77/31 33/ år år år 100/10* 77/31* 33/80* år 0/ år 0/ år Med generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) ges dispens till verksamheter som med föreskriftens kravnivå hamnar ovanför betinget för MKN. GFDA bygger även på dispenser efter bilateral vattenkvalitetshandel. Ett syfte med dispenser är att minska antalet felallokerade åtgärder och därmed tidigare nå god status. Fallstudien visar att även med jämförelsevis stränga kravnivåer (0,1 mg/l) kommer fortfarande 1/3 av verksamheterna att behöva omprövas om de ska nå betingen för MKN. Den allvarligare bristen är dock att GFDA inte uppfyller aggregerings- och koordinationskriteriet vid besluten om dispenser. Därmed är inte utsläppssummorna i varje betingsområde reglerade och bördefördelningar för verksamheter kan inte beslutas (B 4.4.4). Vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat (CEASAR-E) är det alternativ som inom styrmedelsforskningen är särskilt framtaget för vattenkvalitetsnormer och i teorin kan uppfylla alla fem kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål. För användarna fungerar systemet på samma sätt som med handel med kvävecertifikat (avsnitt 4.34). Skillnaden ligger i kontoföringssystemet som innebär att certifikat endast byter ägare nedströms riktning inom varje huvudavrinningsområde. Därmed följs MKN längs hela avrinningsområdet. Systemets flexibilitet gör att det jämförelsevis lätt kan justeras till förändringar i betingen som följer av revideringarna i 6-årscyklerna. Betingen kan justeras under drift i ett eller flera områden 94

96 medan systemet fortskrider som vanligt. Myndighetens administrativa börda blir mindre eftersom dispenser inte behöver beslutas i varje enskilt fall. (B ) En principiell skillnad mellan en lag om fosforcertifikat (CEASAE-E) och miljöbalkens befintliga regelverk är att man med det förra systemet investerar mer i administrativa insatser i början för att skapa ett automatiskt system som senare ska ge lägre administrativ börda (främst för regionala myndigheter) och där kraven lättare kan anpassas till revideringar i vattenförvaltningens 6-årscykler. Med en lösning inom miljöbalken (omprövningar eller generella föreskrifter) skjuts istället den administrativa bördan framåt i tiden till genomförandet av alla individuella (om)prövnings- och dispensärenden (ca st. i Västerhavets distrikt) och ger en större börda för regionala myndigheter. Till detta kommer att revideringar i åtgärdsprogrammens beting kan komma i varje 6-årscykel och kommer att kräva ett löpande administrativt arbete att genomföra. Vattenkvalitetshandel med CEASAR-E kan uppfylla samtliga kriterier för genomförande (B 4.1.3). Aggregeringskriteriet är uppfyllt eftersom utsläppssumman per betingsområde regleras i lag med golv (på samma sätt som golvet i handel med kvävecertifikat). I en lag om fosforcertifikat anges en tilldelningsregel som beslutande myndighet (Naturvårdsverket) följer när man beslutar om individuella reningskvoter. Dessa beslut blir därmed fattade simultant för alla verksamheter (koordinationskriteriet är uppfyllt). Variationskriteriet är uppfyllt genom att tilldelningsnyckeln följer områdesbetingen för MKN. Eftersom lagen omfattar samtliga verksamheter vid ikraftträdandet är även mängdkriteriet uppfyllt. Substituerbarhetskriteriet blir därefter uppfyllt genom att varje certifikat som köps av en verksamhet redan är en extra uppströms reduktion som redan har gjorts av en annan verksamhet. (B 4.4.7) Tabell 5.12 Kriterier för styrmedel för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Tillståndsprövning Generella föreskrifter Generella föreskrifter med dispens efter avtal Aggregeringskriteriet Nej 1 Ja Ja Ja Koordinationskriteriet Nej 1 Ja Nej Ja Mängdkriteriet Nej Ja Ja Ja Variationskriteriet Ja Nej Ja Ja Substituerbarhetskriteriet Nej 2 Nej Nej Ja 1 Se dock 16 kap. 8 miljöbalken om gemensamma villkor. 2 Se dock 2 kap. 7 tredje stycket om kompensatoriska åtgärder vid gränsvärdesnormer. CEASAR-E 95

97 Den samhällsekonomiska konsekvensanalysen (B 4.5.2) visar att generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) har något större samhällekonomiska kostnader än vattenkvalitetshandel enligt CEASAR-E i fallstudien för Västerhavet. Det ska dock påminnas om att de båda egentligen inte kan jämföras eftersom GFDA inte uppfyller koordinationskriteriet och substituerbarhetskriteriet för genomförande. Det finns därmed ingen helhetlig kontroll över genomförandet av MKN i ett huvudavrinningsområde. Detta får anses vara en grundläggande förutsättning när upp till 50 kommunala reningsverk kan befinna sig inom samma huvudavrinningsområde och i varierande grad beröras av samma miljökvalitetsnormer. Detta förutsätter egentligen ett gemensamt beslut om individuella kravnivåer baserat på en bördefördelning som tillser att miljökvalitetsnormerna följs i varje betingsområde. Gemensamma beslut är inte möjliga inom miljöbalkens befintliga regelverk. Enligt de samhällsekonomiska konsekvensanalyserna beräknas det befintliga omprövningssystemet ha de högsta samhällsekonomiska kostnaderna samt det långsammaste genomförandet. Den huvudsakliga förklaringen är de högre transaktionskostnader som omprövningarna för med sig för regionala myndigheter (B 4.5.2). Omfattningen hos vattenkvalitetsandel enligt CEASAR-E bestäms av de naturliga gränserna i det hydrologiska nätverket hos ett delområde i form av ett kustområde och de huvudavrinningsområden som kopplar till detta kustområde. En svaghet med vattenkvalitetshandel är därmed att det kan bli ineffektivt om kustområden och huvudavrinningsområden är mycket små så att det skapar avgränsade delområden med mycket få aktörer. Även om så inte var fallet i Västerhavets distrikt som har 113 kommunala reningsverk i två delområden med förhållandevis stora beting så är slutsatsen att det saknas underlag för att utse ett styrmedel för MKN fosfor innan det är klarlagt vilka geografiska upplösningar som fosforbetingen kan få i övriga vattendistrikt. När dessa blir klara kan frågan återupptas och jämförande fallstudier på olika styrmedel genomföras i fler distrikt. Under tiden bör utvecklingen inom den internationella styrmedelsforskningen om MKN följas. Analyserna bör även fortskrida om hur miljöbalkens regelverk kan utvecklas för att möjliggöra instrument som bättre kan uppfylla kriterierna för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål inte minst när antalet verksamheter som påverkar samma miljökvalitetsnormer är stort. För ett bättre uppfyllande av kriterierna kan även möjligheterna till inslag av ekonomiska instrument inom miljöbalkens regelverk inkluderas i analyserna. GFDA är ett exempel på ett steg i en sådan riktning. 96

98 Bilagedel 97

99 Bilaga 1: Behovsorienterad styrmedelsanalys Inledning Syftet med den behovsorienterade styrmedelsanalysen i detta kapitel är att identifiera kriterier som är betydelsefulla för utformning av lämpliga styrmedel samt identifiera omfattning och riktlinjer för de analyser som behöver göras inom uppdraget. Analysen är indelad i fem delar: Betingen Omfattning och fördelning av betingen för BSAP (B 1.1) Synergier mellan beting för BSAP och MKN (B 1.2) Retention (B 1.3) Genomförande av åtgärder Åtgärdernas karakteristiska och kostnader (B 1.4) Verksamhetsutövarna om styrmedel (B 1.5) Om samhällsekonomiska konsekvenser, kostnader och kostnadseffektivitetsvillkor (B 1.6) Kostnadstäckning och förorenaren betalar enligt Vattendirektivet (B 1.7) Befintlig reglering Styrmedelsanalys av tillståndsprövning enligt miljöbalken samt generella föreskrifter (B.18.1 B 1.8.6) Avloppsdirektivet och generella föreskrifter SNFS 1994:7 (B B 1.8.8) Verksamhetsutövarna om drivkrafter i befintlig reglering (B 1.8.9) Information och tillsynsvägledning (B 1.9) Övervakning och rapportering (B 1.10) I slutet av varje avsnitt sammanfattas de kriterier som utgör riktlinjer i utformningen av styrmedel. 98

100 B 1.1 Betingen för BSAP Inledning I detta kapitel analyseras vilka konsekvenser som betingens storlek och geografiska upplösning har på valet av styrmedel samt vilken geografisk upplösning och omfattning som ett styrmedel därmed bör ha. B De kommunala reningsverkens beting för BSAP I november 2007 tog östersjöländernas miljöministrar beslut om en gemensam åtgärdsplan, Baltic Sea Action Plan (BSAP) för Östersjön, Öresund och Kattegatt. inom ramen för Helsingforskommissionen (HELCOM). Målet för planen är att få god ekologisk status i Östersjön, Öresund och Kattegatt år För övergödning gäller i enlighet med beslutet i BSAP att åtgärderna ska vara genomförda De huvudsakliga källorna för belastning av kväve och fosfor i Sverige är utsläpp från jordbruket, kommunala reningsverk och skogsindustrin. Även enskilda avlopp och skogsbruket bidrar i ringa grad. Utsläpp till luft från sjöfarten är också viktiga källor och där föreslås att ytterligare åtgärder införs. Inom jordbruket föreslås kompetensutveckling, skyddszoner, ändrad gödselhantering mm. Åtgärder för kommunala avloppsreningsverk föreslås liksom ytterligare rening inom skogsindustrin. Sverige ska enligt den preliminära bördefördelningen minska sin kvävebelastning med ca ton och fosforbelastning med ca 290 ton. För kväve gäller denna minskning Egentliga Östersjön, Öresund och Kattegatt och för fosfor endast Egentliga Östersjön. Den preliminära årliga minskningen för de olika havsområdena ska vara: ton kväve av den totala belastningen på ton samt 290 ton fosfor av en total belastning på 460 ton för Egentliga Östersjön ton kväve av en total belastning på ton för Öresund, samt; ton kväve av en total belastning på ton för Kattegatt. Enligt den preliminära bördefördelningen ska Sverige årligen minska sin antropogena belastning med ton kväve och 290 ton fosfor fram till I tabell B1.1 visas de preliminära beting som återstår för Sverige efter avräkning från de åtgärder som genomförts under : 99

101 Tabell B1.1 Kvarvarande beting för BSAP enligt beräkning 2006 Beting enl. preliminär bördefördelning Minskad belastning Kvarvarande beting enligt beräkningar 2006 Egentliga Östersjön Öresund Kattegatt Kväve Fosfor Kväve Kväve I havsmiljöskrivelsen 35 från 2010 redovisar regeringen en fördelning mellan Sveriges sektorer, för hur Sverige ska uppnå sitt åtagande till BSAP år De kommunala avloppsreningsverken (KARV) tilldelas ton minskning av kväve till de tre bassängerna Egentliga Östersjön, Kattegatt och Öresund samt 15 ton minskning av fosfor till Egentliga Östersjön. I regeringens skrivelse framgår inte om, och i så fall hur, kvävebetinget på ton ska fördelas mellan de tre bassänger som ingår i BSAP-området. Om kvävebetinget fördelas i proportion till Sveriges preliminära bassängfördelning i BSAP blir betingen ca ton reduktion för avloppsreningsverken i Egentliga Östersjön, ca 198 ton för Öresund och ca ton för Kattegatt (tabell B1.2). Tabell B1.2 Preliminära kvävebeting BSAP fördelat på bassänger Kväve Total belastning Sveriges preliminära beting till 2021 jämfört 2006 Sveriges kvarvarande beting till 2021 Beting KARV till 2021 jämfört Egentliga Östersjön Öresund Kattegatt Summa /10:213 Åtgärder för levande hav. 36 De kommunala avloppsreningsverkens andel på 3000 ton reduktion av kväve i Havsmiljöskrivelsen fördelat i proportion till fördelningen hos Sveriges åtaganden per bassäng enligt HELCOM. 100

102 I och med EU kommissionens agerande och EU-domen 2009 (B 1.8.8) har det sedan 2006 förekommit en förhöjd aktivitet bland myndigheter i tillståndsprocessen för att få kommunala avloppsreningsverk att uppfylla avloppsdirektivets begränsningsvärden. Räknat som ett genomsnitt under , har detta bidragit till att det kvarstår ca ton kvävereduktion av de ton till kust som skall ske, jämfört med 2006 (tabell B1.3). Den största minskningen sedan 2006 har skett i Kattegatt. Det ska då tilläggas att enstaka avloppsreningsverk (däribland Gryaab i Göteborg) står för en stor andel av denna minskning. Tabell B1.3 Kvarvarande kvävebeting KARV förändring i genomsnitt Bassäng Utsläpp (ton) 2006 netto Utsläpp (ton) 2010 netto Förändring Beting till 2021 jämfört 2010 Egentliga Östersjön Kattegatt Öresund Totalt Beträffande fosforbetinget på 15 ton minskning till Egentliga Östersjön, som kommunala avloppsreningsverk tilldelades i Havsmiljöskrivelsen 2010, så har detta i stort sett redan uppnåtts Fosforreduktioner kommer fortfarande att behövas med avseende på beting för MKN (bilaga 4). B Konsekvenser för styrmedelsutformning Avloppsreningsverkens beting för BSAP i sig, är till skillnad från individuella beting på verksamhetsnivå, ett så kallat aggregerat beting, dvs. det är formulerat som ett beting för utsläppssumman för alla verksamheter inom BSAP-området. Det spelar då ingen roll vilken verksamhet som minskar utsläppen. Det är summan av utsläppsreduktionerna från de verksamheter som omfattas av betinget. Kvävebelastningen till kust från de kommunala avloppsreningsverken var ca ton år Det aggregerade betinget på minst ton innebär att belastningen till kust ska minska till högst ton år 2021, vilket motsvarar en minskning på 32 % jämfört med 2006 års utsläpp. Eftersom retentionen är linjär motsvarar det i genomsnitt även 32 % reduktion av utsläppen från avloppsreningsverken (B 1.3). Efter en avräkning av de utsläppsminskningar som sektorn redan har genomfört (i genomsnitt) under blir återstående belastningsminskning ca ton vilket (tillföljd av retentionen) innebär att avloppsreningsverkens utsläpp behöver 101

103 minska med ca ton jämfört 2010 eller ca 30 % räknat från 2010 års utsläppsnivå (B 1.3). Nästan en tredjedel av utsläppen i sektorn ska alltså reduceras till 2021 vilket kommer att kräva stora långsiktiga investeringar i ombyggnationer av avloppsreningsverk. De genomförandetider som beräknats för större avloppsreningsverk tar ca 5 10 år inklusive intrimning av reningsprocessen vilket antyder att det inte är sannolikt att Sverige kan nå hela betinget till år 2021 (B 1.4.3). Ett lämpligt styrmedel bör därför på effektivaste sätt kunna utnyttja alla resurser för att nå målet så snart möjligt därefter. Å andra sidan är det ett aggregerat beting som inte specificerar var dessa reduktioner ska ske vilket ökar flexibiliteten. B OMFATTNING AV VERKSAMHETER Det finns ca 230 st. tillståndspliktiga avloppsreningsverk vars utsläpp når bassängerna inom BSAP-området, varav 126 till Egentliga Östersjön, 90 till Kattegatt och 15 till Öresund (tabell B1.4). De delas in i tre storleksklasser efter antalet ansluta personekvivalenter. Avloppsreningsverk över anslutna personekvivalenter omfattas av avloppsdirektivet 1991/271/EG och har därmed strängare krav på bl.a. kväverening. Det finns ett tiotal avloppsreningsverk över anslutna som ligger i de största städerna. Den sammanlagda belastningen till kust från samtliga avloppsreningsverk uppgår till ton (2010). Tabell B1.4 Utsläppsnivåer 2010 samt beting för BSAP Bassäng KARV storlek (pe) Antal KARV Egentliga Östersjön > Utsläpp (ton) netto Beting till 2021 jämfört 2006 Beting till 2021 jämfört 2010 Totalt Egentliga Östersjön Kattegatt > Totalt Kattegatt Öresund > Totalt Öresund Totalt hela BSAP

104 Avloppsreningsverk i den minsta storleksklassen anslutna släpper igenomsnitt ut 14 ton kväve per år och är 130 till antalet (B 1.5). De medelstora avloppsreningsverken anslutna har en genomsnittlig utsläppsnivå på drygt 40 ton kväve per år och är ca 85 till antalet. De allra största avloppsreningsverken är 12 st. med mer än anslutna har en genomsnittlig utsläppsnivå på 350 ton. Generellt har mindre verksamheter lägre reningsgrad (0,44) än större avloppsreningsverken (0,72). 37 Det förklaras till stor del av att avloppsreningsverk under pe inte haft krav på kväverening. Tabell B1.5 Utsläppskarakteristik kommunala avloppsreningsverk per storleksklass Storlek Genomsnittlig Utsläppskarakteristik (kg) renings- Medel Median Min Max grad (%) pe 0, pe 0, > pe 0, Den första frågeställningen är om avloppsreningsverk med färre anslutna än anslutna ska omfattas av styrmedlet eller inte. Av administrativa skäl kan det vara fördelaktigt att omfatta endast de ca 100 avloppsreningsverk som har fler än anslutna personekvivalenter. Dessa omfattas av avloppsdirektivet och föreskrifterna SNFS 1994:7 och har idag högre krav på mätning och provtagning. En avgränsning hos omfattningen bör föregås av en analys av de incitament som styrmedlet skapar för verksamheter kring den nedre gränsen. Inte minst ekonomiska styrmedel kan skapa snedvridande incitament för verksamheter som ligger kring den nedre gränsen att dimensionera anläggningen så att man antingen hamnar under eller ovanför gränsen. Figur B1.1 visar ett diagram med 2010 års data över de 10 avloppsreningsverk som ligger på var sida (precis under respektive över) dagens undre gräns på anslutna personekvivalenter där de generella föreskrifterna SNFS 1994:7 griper in med krav på kväverening. Skillnaden i lutning hos de båda regressionslinjerna i segmentet under respektive över nivån antyder en snedvridning i fördelning vid gränsen. Det antyder att gränsen för kväverening i SNFS 1994:7 redan idag kan ge incitament att dimensionera anläggningar under gränsen. Sådana sned- 37 Reningsgrad är antal procent som renar bort i avloppsreningsverket. Om q är inkommande mängd (kg) och e är utgående mängd (kg) av ett ämne så är reningsgraden 1 e/q. 103

105 vridande incitament kan förstärkas om ett ekonomiskt styrmedel införs med samma gräns för omfattningen. Figur B1.1 Rangordning av kommunala avloppsreningsverk kring pe nivån Om ett ekonomiskt styrmedel används talar detta för att inkludera alla tillståndspliktiga avloppsreningsverk, dvs. de som har anslutna eller mer. Ett ekonomiskt styrmedel har dessutom en jämförelsevis låg extra administrativ kostnad för att inkludera ytterligare verksamheter. Ytterligare argument för att inkludera alla tillståndspliktiga avloppsreningsverk är att ju fler verksamheter som är med och bidrar (med processoptimeringar som går jämförelsevis fortare att genomföra) desto större blir också minskningspotentialen och betinget kan nås tidigare. Figur B1.2 visar den totala åtgärdskostnaden för sektorn för att nå det återstående betinget (ca ton reduktion till kustvatten) med ett ekonomiskt styrmedel (som likställer marginalkostnaderna). Den heldragna kurvan anger den totala åtgärdskostnaden om endast de 97 verksamheter med fler än anslutna personekvivalenter omfattas. Den streckade kurvan anger totala åtgärdskostnader om alla 230 verksamheter med fler än anslutna omfattas. Vid betinget ton uppgår den totala åtgärdskostnaden till drygt 200 respektive 138 miljoner kronor. Besparingen för branschen om alla 230 verksamheter omfattas är alltså 62 miljoner kronor och överstiger de administrativa kostnader av att de extra verksamheter som inkluderas. Vid reduktionsnivåer upp till ton är det kostnadseffektivt att reningen endast sker vid verksamheter > pe. Totala åtgärdskostnader i figur B1.2 har tagits fram genom optimering i GAMS för olika reduktionsnivåer som begränsning (B 5.2). Kostnadsdata kommer från IVL (2011). 104

106 Figur B1.2 Totala kostnader för att minska kvävebelastningen på kusterna inom BSAP-området för olika grupperingar av verksamheter Vid användandet av ett ekonomiskt styrmedel är det samhällsekonomiskt lönsamt att inkludera alla 230 verksamheter och dra nytta av att fler verksamheter bidrar till att betinget nås. Beträffande konsekvenser för mätning av kväve se B Figur B1.3 visar hur de totala åtgärdskostnaderna fördelar sig mellan de olika storleksklasserna för olika betingsnivåer till följd av ett ekonomiskt styrmedel (lika marginalkostnader i en GAMS optimering). Vid det återstående betinget ton hamnar ca 25 % av de totala åtgärdskostnaderna på verksamheter pe, knappt 40 % på verksamheterna pe och ca 35 % på verksamheter över pe. Figur B1.3 Fördelning av totala kostnader på olika storleksklasser av verksamheter 105

107 Om tillståndsprövning används uppkommer problemet med ökande administrativa transaktionskostnader ju fler verksamheter som omfattas. Resursbegränsningen skapar en avvägning mellan antal verksamheter som (hinner) omprövas och hur stränga villkorsnivåerna måste vara för just dessa verksamheter. Ju färre avloppsreningsverk som omprövas, desto strängare måste utsläppsvillkoren vara så att betinget kan nås. Resultaten för beräkningar av dessa avvägningar presenteras i B 2.1. De resurser som åtgår vid tillståndsprövningsprocessen lägger en begränsning för hur många avloppsreningsverk som kan omfattas. Samtidigt måste ett minsta antal avloppsreningsverk omprövas för att nå betinget. Om endast avloppsreningsverk med fler än anslutna skulle avses, alltså de ca 100 avloppsreningsverk som omfattas av avloppsdirektivet och SNFS 1994:7, behöver uppåt 60 av dessa få strängare villkor i intervallet med åtminstone 6-7 mg/l (B 2.1). Majoriteten av dessa minskningar behöver ske med stora ombyggnationer som kräver nya tillstånd (B 1.4.3). Även generella föreskrifter drabbas av en avvägning mellan det antal verksamheter som kan omfattas av resurs- och rimlighetsskäl och strängheten hos kravnivåerna. Detta eftersom föreskrifterna kommer att gälla för alla verksamheter som inkluderas. Generella föreskrifter som t.ex. innefattar alla 230 avloppsreningsverk inom BSAP-området kan t.o.m. leda till att än fler prövningar behöver genomföras, än vid tillståndsprövning (B 2.2). Även med generella föreskrifter måste alltså en avvägning göras mellan vilka verksamheter som omfattas samt vilka kravnivåer som krävs för att betinget ska nås. Generella föreskrifter träder dessutom ikraft för alla inkluderade verksamheter vid ett visst datum, vilket kan skapa problem med kapacitetsbegränsningar i konsult- och entreprenadbranschen (B 2.2). B GEOGRAFISK FÖRDELNING I regeringens havsmiljöskrivelse framgår inte hur kvävebetinget på ton ska fördelas geografiskt mellan de tre bassänger som ingår i BSAP området. Om betinget ska fördelas mellan bassänger kan ett naturligt val vara att fördela betinget i proportion till Sveriges preliminära bassängåtagande i BSAP (se tabell B1.3). Om inte VA-sektorns beting fördelas i proportion till Sveriges åtaganden, kan andra sektorer få kompensera för VA-sektorns avvikelse från fördelningen i Sveriges åtagande. Det finns flera avvägningar inför beslutet huruvida betinget ska fördelas mellan bassänger eller ett beting för hela BSAP-området: Vikten av att Sverige fyller sina åtaganden per bassäng enligt BSAP (talar för beting per bassäng) En kostnadseffektiv fördelning för branschen (talar för ett beting för alla bassänger) 106

108 Mer komplicerat att styra utsläppsreduktioner mellan bassänger med diffusa källor inom jordbruket än med punktkällor (talar för ett beting per bassäng). Betingen är preliminära och kommer inte att fastställas inom HELCOM förrän 2013 (talar för att avvakta ett beslut om beting per bassäng) Flera av dessa avvägningar är sektorsöverskridande och går utanför detta uppdrag. I detta uppdrag analyseras därför två fall. Dels ett beting för alla tre bassänger som omfattas av BSAP och dels en fördelning av beting mellan bassänger som är proportionell med fördelningen enligt Sveriges preliminära åtagande per bassäng. De två fallen illustreras i tabell B1.6. som visar hur stor genomsnittlig utsläppsreduktion och förändring i genomsnittlig reningsgrad det blir om kvävebetinget skulle läggas som ett beting på hela BSAP-området alternativt fördelas på tre beting mellan de tre bassängerna (enligt Sveriges åtagande per bassäng i HELCOM). Fördelning med ett beting per bassäng innebär att Kattegatt får en något större ökning i reningsgrad jämfört med ett beting för hela BSAP-området. Kattegatt var, å andra sidan, den bassäng som hade den lägsta genomsnittliga reningsgraden av de tre bassängerna En fördelning med beting per bassäng skulle innebära en utjämning så att Kattegatt hamnar på en reningsgrad som ligger mellan den i Egentliga Östersjön och Öresund. Att utöka antalet verksamheter (omfattningen), till att även inkludera tillståndspliktiga avloppsreningsverk under anslutna personekvivalenter halverar nästan den genomsnittliga utsläppsmängden per verksamhet i Egentliga Östersjön och Öresund. I Kattegatt sjunker den med 2/3 om alla tillståndspliktiga avloppsreningsverk omfattas. De förklaras delvis av att andelen avloppsreningsverk under anslutna personekvivalenter är något större i Kattegatt än i de andra två bassängerna. Om ett beting ska fördelas mellan bassängerna bör man ytterligare överväga att även omfatta avloppsreningsverk från anslutna för att fördela bördan jämnare i Kattegatt. Tabell B1.7 visar hur en fördelning av utsläppsreduktioner skulle bli med ett ekonomiskt styrmedel baserat på kostnadsminimering av åtgärdskostnader från IVL (2011) vid optimering i GAMS (B 5.2). Siffrorna anger hur stora reduktionerna och marginalkostnaderna (marknadspriserna med ett handelssystem) skulle bli per bassäng med ett system per bassäng. Den utmärkande observationen är att betinget i Öresund skulle begränsas av vad som är tekniskt möjligt (med de åtgärder som ingår i åtgärdskostnadsdata i IVL (2011)) vilket innebär ett marknadspris på kr. 107

109 Tabell B1.6 Genomsnittlig utsläppsreduktion per avloppsreningsverk för olika omfattningar efter storlek och geografisk fördelning Omfattning Ett beting för hela BSAP-området Ett beting per bassäng proportionellt efter Sveriges bassängbeting Egentliga Kattegatt Öresund Östersjön > 2000 pe Antal verksamheter Genomsnittlig reduktion (ton) per verksamhet Utsläppsreduktion i genomsnitt (%) Genomsnittlig reningsgrad 2010 (efter åtgärder) 0,65 (0,74) 0,65 (0,70) 0,60 (0,76) 0,81 (0,84) > pe Antal verksamheter Genomsnittlig reduktion (ton) per verksamhet Utsläppsreduktion i genomsnitt (%) Genomsnittlig reningsgrad 2010 (efter åtgärder) 0,68 (0,78) 0,68 (0,75) 0,62 (0,82) 0,78 (0,83) Inom parentes i tabell B1.7 visas siffrorna med ett system för alla tre bassänger. Marginalkostnaden (det estimerande marknadspriset med ett handelssystem) hamnar på på 111 kr/kg i alla bassänger. Fördelningen av utsläppsreduktioner (inom parentes) skiljer sig inte nämnvärt från de bassängbeting som följer av Sveriges åtagande. Med utgångspunkt från åtgärdskostnaderna i IVL (2011) finns alltså i nuläget inget direkt skäl att ha ett system per bassäng. 108

110 Tabell B1.7 Fördelning av utsläppsreduktioner mellan bassänger med ett ekonomiskt styrmedel Tre system (ett system) Mål (ton) Förändring sedan 2006 (ton) Kvar (ton) MC (kr/kg) Eg. Östersjön (1 113) 94 (111) Kattegatt (1 514) 112 (111) Öresund * (87) (111) Totalt (2 708) Sammanfattningsvis, vid ett ekonomiskt styrmedel finns för närvarande inget som tyder på att ett system per bassäng behövs. Vidare, alla ca 230 tillståndspliktiga avloppsreningsverk bör omfattas då ett ekonomiskt styrmedel används. Detta för att undvika snedvridande incitament kring en undre gräns för omfattningen och få en maximal minskningspotential (med processoptimeringar) som därmed når betinget tidigare (B 1.4.2). En konsekvens av detta är att alla verksamheter delar på bördan, genom att utnyttja full potential till att realisera processoptimeringar där de finns. Om tillståndsprövning eller generella föreskrifter används kommer de administrativa resurser och kostnader som krävs att ge en övre gräns för hur många avloppsreningsverk som kan omfattas. Det blir därmed en avvägning mellan vilka kravnivåer som är möjliga och hur många verksamheter som kan omfattas. Dessa frågor analyseras vidare i B 2.1 och B

111 Box 1.1 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning 1) Betinget för BSAP är ett aggregerat beting dvs. ett beting för utsläppssumman från många verksamheter.. Ett styrmedel som direkt reglerar summan av utsläpp har då större precision. 2) Vid ekonomiska styrmedel bör övervägas att inkludera samtliga tillståndspliktiga avloppsreningsverk eftersom snedvridande incitament annars riskeras uppkomma kring en nedre gräns. Ett annat argument är att ju fler verksamheter som är med och bidrar (med processoptimeringar) desto större blir också minskningspotentialen och desto fortare nås betinget. 3) För närvarande finns inget som talar för att ha ett system per bassäng om man väljer ekonomiska styrmedel. Ett system för alla bassänger ger med tillgänglig åtgärdskostnadsdata en fördelning som är snarlik den fördelning som uppkommer om betinget fördelas på bassänger i enlighet med Sveriges preliminära åtagande. 4) Vid tillståndsprövning eller generella föreskrifter behöver en avvägningsanalys göras mellan hur många verksamheter som av resurs- och rimlighetsskäl kan omfattas och hur stränga krav dessa behöver få för att klara betinget. 5) Betinget ska vara uppfyllt redan till 2021 vilket är svårt att uppfylla oavsett styrmedel. Ett lämpligt styrmedel bör då på effektivaste sätt kunna utnyttja den fulla potentialen till utsläppsreduktioner för att nå målet så snart möjligt därefter. 110

112 B 1.2 Synergier mellan BSAP och MKN Inledning I detta kapitel diskuteras likheter och olikheter i upplösning hos betingen för BSAP och MKN med avseende på kväve i Vattenmyndigheternas åtgärdsprogram Detta för att peka på möjliga synergieffekter hos reduktioner samt administrativa samordningsvinster. I detta avsnitt berörs bara översiktligt synergieffekterna mellan BSAP och MKN med avseende på åtgärder för kvävereduktion och vad dessa har för konsekvenser på utformning av styrmedel för BSAP. Styrmedel för MKN behandlas i bilaga 4 med sammandrag i kapitel 5 i huvudrapporten. B Geografiska upplösningar hos BSAP och MKN med avseende på kväve Betingen för BSAP är aggregerade beting för kväve- och fosforutsläpp till Egentliga Östersjön, Kattegatt och Öresund som ska vara uppfyllda Även de MKN som ska nås enligt vattendirektivet för vatten 2000/60/EG och havsmiljödirektivet 2008/56/EG kommer att innebära utsläppsreduktioner av fosfor och kväve som kan översättas till aggregerade beting. Betingen för vattendirektivets MKN skiljer sig från BSAP genom att innebära utsläppskrav i såväl inland (fosfor) som kustvatten (kväve och fosfor). I de flesta områden gäller det att betingen för MKN liksom BSAP ska vara uppfyllda till Havsmiljöförordningen (2010:1341) omfattar Nordsjöns och Östersjöns havsområde dvs. både kustvatten och utsjövatten till och med Sveriges ekonomiska zon. Det betyder att havsmiljöförordningen och vattenförvaltningsförordningen överlappar varandra geografiskt i det område som sträcker sig från strandlinjen ut till 1 nautisk mil utanför baslinjen. Dock ska miljökvalitetsnormerna (MKN) enligt havsmiljöförvaltningen endast omfatta de aspekter på kustvattnets kvalitet som inte omfattas av ramdirektivet för vatten. MKN för kväve ingår i klassificering av ekologisk status för kustvatten och därmed i vattenförvaltningens miljökvalitetsnormer för kustvatten. De tre södra vattendistrikten för vattenförvaltningen omfattar i stora drag de tre BSAP-bassängerna, Västerhavet (omfattar Kattegatt), Norra Östersjön (delar av Egentliga Östersjön) och Södra Östersjön (delar av Egentliga Östersjön och Öresund). Inom vattenförvaltningen i de tre vattendistrikten i södra Sverige har ytvattenförekomster avgränsats, varav drygt i vattendrag, i sjöar 111

113 och 456 kustvattenförekomster. Uppgifter om alla vattenförekomster finns i databasen VISS, som innehåller information om miljöövervakning samt statusklassningar och de parametrar som ligger till grund för bedömningen. I havsmiljöförordningen (2010:1341) görs en indelning till delregionerna Nordsjön (Skagerack och Kattegatt) och Östersjön (Öresund, Södra och Norra Östersjön, Bottenhavet och Bottenviken) Enligt havsmiljöförordningen ska genomförandet vara samordnat med andra medlemstaters havsförvaltningar i Nordsjön och Östersjön. Detta sker främst genom de regionala havskonventionerna Helsingforskommissionen (HELCOM) och Oslo- Paris konventionen (OSPAR) som koordinerande plattformar för havsmiljödirektivet. Internationella miljömål i regionala havskonventioner såsom HELCOM:s BSAP (HELCOM 2007) samt mål framtagna inom OSPAR ska beaktas inom havsmiljöförvaltningen. Generellt kan sägas att statusen i sjöar, uttryckt som antal vattenförekomster som inte uppnår god ekologisk status, är sämst i Norra Östersjön och bättre i Västerhavets distrikt. Vattendrag har genomgående sämre status än sjöar och endast ett fåtal kustvatten uppnår god ekologisk status. Det finns således fokus på behov av åtgärder för att reducera utsläpp till kustvatten i samtliga bassänger samt sjöar och vattendrag, framförallt i Egentliga Östersjön. I de allra flesta fall finns beslutade miljökvalitetsnormer som anger att god status i dessa vatten ska vara uppfylld 2021 (tabell B1.7). Tabell B1.7 Målnivåer och differentierad styrning Målnivå Aktuellt ämne Differentierad styrning MKN enligt havsförvaltningen Kväve och fosfor Differentiering mellan Nordsjöns och Östersjöns havsområde BSAP per havsbassäng MKN enligt vattenförvaltningen (kustvatten) MKN enligt vattenförvaltningen (inlands- och kustvatten) Kväve och fosfor Kväve Fosfor Differentiering mellan bassänger Differentiering mellan huvudavrinningsområden Differentiering inom avrinningsområden 112

114 B De kommunala avloppsreningsverkens beting för MKN med avseende på kväve På grund av bristfälliga data har Vattenmyndigheterna endast kunna göra grova uppskattningar av de kväve- och fosforreduktioner som behövs för att nå god status i åtgärdsprogrammen för Det gäller i synnerhet kväve där det är svårare att fastställa beting på grund av osäkerheter kring in- och utflöden i kust- och övergångsvatten. VA-sektorns beting i åtgärdsprogram i de tre södra vattendistrikten är i samtliga fall utom ett, angivna som beting på distriktsnivå. För att ett sektorsspecifikt styrmedel skall kunna dimensioneras behövs specificerade regionala och lokala åtgärdsplaner genomföras oavsett om det är för prövning, föreskrifter eller andra styrmedel. Tabell B1.8 Översikt över de kommunala avloppsreningsverkens kvävebeting i åtgärdsprogrammen Distrikt Kväve Reduktion (ton) netto till hav Geografisk upplösning Norra Östersjön Distrikt Södra Östersjön - - Västerhavet - - Norra Östersjön Endast beting på distriktsnivå finns angivna. I åtgärdsprogrammet finns dock en tabell som anger totala uppskattade kvävebeting i procent av tillförseln per avrinningsområde. Det totala reduktionsbehovet av kväve uppskattas vara %, som innebär en reduktion av totalt ton i nettobelastning för distriktet. Man uppskattar att från kommunala avloppsreningsverk behöver kväveutsläppen minska med %, vilket motsvarar ett reduktionsbehov på upp till ton för distriktet Norra Östersjön. Södra Östersjön Södra Östersjön redovisar enbart beräkningar för distriktets reduktionsbehov av kväve och betonar att resultaten av beräkningarna är mycket osäkra då de baseras på osäkra data, expertbedömningar och uppskattningar. Det uppskattade totala kvävebetinget för hela distriktet är ton (3 500 ton är inte inkluderat Skånes västra kust som ansluter till Öresund). Den största andelen av reduktionsbehovet återfinns i Skåne och i distriktets norra del. Siffrorna utgår från att ländernas (inklusive Sveriges) BSAP-åtaganden uppfylls helt. Inga kvävebeting och inga åtgär- 113

115 der för kvävereduktion finns angivna för någon sektor, inklusive kommunala avloppsreningsverk, till följd av de osäkra uppskattningarna. Västerhavet På grund av osäkerheten i balansen mellan in- och utflöden i Västerhavets kustvatten har inte beting eller åtgärder för kvävereduktion uppskattats. Dock räknar man med att de åtgärder som behöver genomföras för fosfor även kommer att leda till en kvävereduktion på ton och att denna reduktion är ett rimligt beting tills dess att kunskapsläget kring kväve förbättrats. Man påpekar också att 12 avloppsreningsverk inom distriktet inte uppfyllde kraven i avloppsdirektivet genom att inte ha byggts ut för kväverening vid denna tidpunkt. I åtgärdsprogrammet noteras att Sveriges åtagande enligt BSAP innebär att distriktet ska minska kvävetillförseln till kustvatten med ton. Betinget kommer att innebära att nya metoder för jordbruk måste tas fram eller att jordbruk på kustnära jordar helt eller delvis upphör. Den senare frågan skulle få så pass stora ekonomiska och sociala konsekvenser att beslut om detta bör fattas på en högre politisk nivå enligt åtgärdsprogrammet. B Konsekvenser för styrmedelsutformning BSAP och MKN för kustvatten Betingen för BSAP och betingen för MKN för kustvatten har den strukturella likheten att de är aggregerade beting dvs. definierade på den summa av belastning till kusten som flera verksamheter inom ett huvudavrinningsområde orsakar tillsammans. 38 Det finns därmed synergieffekter vad gäller såväl åtgärder för utsläppsreduktioner som administration för dessa två typer av beting. Även det år då bägge typer av beting ska vara uppfyllda är i de flesta områden 2020 eller En utsläppsreducering vid en verksamhet kan vara en nödvändig utsläppsminskning till både BSAP och MKN. MKN med avseende på kväve för kustvatten har en högre upplösning jämfört med betingen för BSAP eftersom flera kustvattenförekomster ingår i varje bassäng. Det kan förutsätta att styrningen inom ett distrikt kan behöva differentieras mellan huvudavrinningsområden om vissa kustvattenförekomster har sämre status än andra. I övrigt se bilaga 4 för analys av styrmedel för MKN. 38 Liksom eventuella utsläppsminskningar till följd av det marina direktivet. 114

116 Box 1.2 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning 1) Utreda i vilken mån de styrmedel som föreslås för BSAP även kan inbegripa styrning för betingen för MKN med avseende på kväve från kommunala avloppsreningsverk. 2) Undersöka möjligheter så att bägge typer av beting kan uppnås fortare och på ett kostnadseffektivare sätt för sektorn. 3) Undersöka möjligheter att den administrativa bördan kan minska av att utnyttja synergieffekter och undvika dubbelarbete. 115

117 B 1.3 Retention vid beting för BSAP och MKN för kustvatten Inledning Retention är den mängd av kväve och fosfor som avskiljs naturligt under vattnets väg till havet genom sedimentation, biologiskt upptag, nedbrytning (och för kväve även denitrifikation till kvävgas) i avrinningsområdet mellan utsläppspunkt och kustvatten. De utsläpp som kvarstår när vattnet når kustvatten kallas nettobelastning eller belastning. I detta avsnitt sammanställs vad förekomsten av retention har för konsekvenser på en effektiv dimensionering av styrmedel vars mål är att reducera belastningen till kustvatten. B De kommunala avloppsreningsverkens beting för MKN med avseende på kväve När betingen är formulerade som belastningsminskningar till kustvatten (som i fallet med BSAP och MKN med avseende på kväve) kommer åtgärder vid avloppsreningsverk i inlandet som har hög retention att vara ineffektiva. En hög retention innebär att det krävs stora utsläppsreduktioner vid avloppsreningsverket för att åstadkomma en liten förändring i belastningen till kustvatten. I figur B1.4 visas det exponentiella sambandet mellan den mängd av ämnet som måste reduceras vid avloppsreningsverket för att åstadkomma ett ton minskning i belastning till kustvatten. Retention Figur B1.4 Reduktion i ton som krävs vid ett avloppsreningsverk för att minska belastning till kustvatten med 1 ton som funktion av retention 116

118 Ett avloppsreningsverk med t.ex. 90 % retention måste minska sina utsläpp 10 gånger mer, än ett avloppsreningsverk vid kusten för att nå samma belastningsreduktion vid kustvatten. Om ett beting för belastningsreduktion till kustvatten ska nås tidigt och effektivt, behöver retentionen därför vara en faktor som avgör var åtgärderna sätts in. Avloppsreningsverk som ligger vid kusten har retentionen 0 % och retentionen ökar sedan generellt ju längre in i inlandet som avloppsreningsverket är lokaliserat (andra faktorer som t.ex. förekomsten av sjöar på vägen mellan avloppsreningsverket och kustvatten påverkar också). De avloppsreningsverk som har högst retention med värden på ca 95 %, återfinns i området omkring Vättern och belastar i de flesta fall Egentliga Östersjön. Diagrammet i figur B1.5 visar fördelningen av kväve och fosforretention för 231 avloppsreningsverk inom BSAP området. De första ca 90 avloppsreningsverken i diagrammet ligger vid eller nära kustvatten och har således ingen eller obefintlig retention. Vissa avloppsreningsverk, som främst belastar Kattegatt, har högre fosforretention än kväveretention. Figur B1.5 Fördelning för kväve- och fosforretention för kommunala avloppsreningsverk inom BSAP-området Medelvärdet för kväveretention, för kommunala avloppsreningsverk inom BSAP området är 0,275 och medianen 0, För fosforretention är medelvärdet 0,37 och medianen 0,19 (PLC-5). 39 För verk upp till pe retention från PLC-5 och för verk över pe retention från S-HYPE

119 B Konsekvenser för styrmedelsutformning En effektiv allokering av åtgärder med avseende på belastning till kust fås genom att anpassa utsläppsreduktionerna till retentionen. En måleffektiv (men inte kostnadseffektiv) allokering av åtgärder kan nås genom att utsläppskrav för BSAP anges som en procentuell reduktion för belastning till kust, istället för högsta koncentrationshalt vid utgående avloppsvatten. Det innebär att verksamheter med lägre retention får proportionellt sett större krav på utsläppsreduktion. En sådan möjlighet finns t.ex. redan i avloppsdirektivet 1991/271/EG och i de generella föreskrifterna SNFS 1994:7, som anger minst 70 % rening räknat från ett reningsverks inkommande mängd q till belastning till kust e( 1 r) där e är utgående mängd från avloppsreningsverket och r är retention. Kravformuleringen ser då ut som följer: q e(1 r) 0,70 q (1) För att även uppfylla en kostnadseffektiv allokering sätts det ekonomiska incitamentet (t.ex. en skatt) på motsvarande sätt negativt proportionell mot retentionen.. För en verksamhet som har t.ex. 80 % retention, blir skatten (kr/kg) vid utsläppskällan 20 % av den skatt Tkust som ett avloppsreningsverk vid kusten har (Hung och Shaw, 2005). Marginalkostnaderna vid utsläppskällorna blir således olika. Då ges incitament som leder till måleffektivitet och kostnadseffektivitet (dvs. tar hänsyn till skillnader i både retention och åtgärdskostnader). Kravformuleringen är: T Tkust ( 1 r) (2) I den enkätundersökning som genomfördes rankades retention (ju lägre retention, desto strängare krav) av verksamhetsutövarna som den fjärde viktigaste faktor som bör avgöra ett reningsverks utsläppskrav för att nå BSAP. Det finns alltså en viss acceptans bland verksamhetsutövare att ta hänsyn till retention när målet gäller belastning till kust (B 5.1). Ett styrmedel som differentieras till retentionen förutsätter att det finns vedertagna retentionsfaktorer som grund när styrmedlet utformas. En systematisk osäkerhet i retentionsfaktorerna, ger en felaktig differentiering med risk för att underskjuta eller överskjuta ett aggregerat beting för kustvatten. En osystematisk osäkerhet kan i än högre grad leda till en ineffektiv allokering av åtgärder, om än inte så ineffektiv som en styrning som inte alls tagit hänsyn till retentionen, t.ex. genom likalydande utsläppskrav vid utsläppskällan. Under 2011 gjordes en beräkning av kväveretention med modellen S-HYPE för kommunala avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter. Dessa värden skilde sig något jämfört med tidigare PLC-5 värden. 118

120 Figur B1.6 Jämförelse mellan kväveretention i PLC-5 och S-Hype Olika styrmedel ger i olika utsträckning snedvridande incitament till följd av osäkerhet i retentionsfaktorer. Ekonomiska styrmedel är i regel mer känsliga, eftersom felaktigheter i retentionen även påverkar de ekonomiska incitamenten som därför blir snedvridna tillsammans med betalströmmarna. En osäkerhetsanalys i form av Monte Carlo simuleringar har därför gjorts med bl.a. retention som parameter för att se vilka effekter osäkerheten kan få på utsläppsreduktioner med ett ekonomiskt styrmedel. Resultaten redovisas i B Box 1.3 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning 1) Ett styrmedel vars mål är att reducera belastningen till kustvatten bör utformas så att åtgärdsinsatser anpassas till retention för att nå betinget tidigare och effektivare enligt kravformuleringarna i ekvation (1) eller (2). 2) Ett styrmedel bör utformas för att i möjligaste mån minimera snedvridande effekter från eventuell osäkerhet i retentionsfaktorer. 119

121 B 1.4 Genomförande av åtgärder Inledning I detta kapitel kartläggs drivkrafter och hinder för att besluta om och genomföra åtgärder samt under vilka omständigheter verksamhetsutövare fattar beslut om investeringar i utsläppsreducerande åtgärder. Det empiriska underlaget baseras dels på besöksintervjuer vid ett antal verksamheter som nyligen genomfört ombyggnationer samt kommentarer och information från referensgruppen som är knuten till regeringsuppdraget. En 2-dagars workshop hölls med branschorganisation och inbjudna verksamhetsutövare. En enkätundersökning genomfördes (B 5.1) bestående av frågor om bl.a. drivkrafter för investeringar, teknikanvändning och möjliga åtgärder samt attityder till olika styrmedel. Enkätfrågorna var konstruerade för att identifiera drivkrafter och hinder för att investera i teknik i enlighet med resultat från ekonomisk teori och Sorrell et al (2000) och bestod dels av öppna frågor och Likertskalor för att fånga attityder och uppskattningar (B 5.1). 90 avloppsreningsverk besvarade enkätens samtliga 102 frågor. Det var möjligt för en verksamhet att låta flera personer i personalen besvara enkäten, så att t.ex. en driftsansvarig kunde besvara tekniska frågor och en ekonomichef bevara ekonomifrågor, vilket förklarar varför antalet personer som svarat (119 st.) är större än antalet verksamhetsutövare som svarat (90 st.). Resultaten från data, enkäter och intervjuer ger tillsammans med litteratur från styrmedelsforskning har använts för att identifiera kriterier som bör vara uppfyllda för lämpliga styrmedel. B VA-branschens struktur Kommunala avloppsreningsverk drivs av reglerade kommunala monopol. Endast kommuner får vara ansvariga för att tillhandahålla allmänna avloppstjänster (6 LAV). Huvudmannaskapet är knutet till ägandet och beslutsmakten över VAanläggningen (3 LAV). I praktiken är det ett kommunalt huvudmannaskap inom den egna kommunala förvaltningen, ett kommunalförbund alternativt ett kommunalägt VA-bolag som är huvudman. Det finns också verksamheter som har valt att lägga ut driftsverksamheten på entreprenad. I andra kommuner drivs VAverksamheten som en del i ett kommunalt bolag, som driver flera kommunala verksamheter, t.ex. Tekniska Verken i Linköping. Avgifter för att täcka kostnaderna för anslutning och rening av avlopp ska betalas till kommunen, eller enligt kommunens bestämmande, huvudmannen (24, 28, 35 LAV). Avloppsreningsverkens kostna- 120

122 der finansieras till 99 % av VA-avgifter som tas ut från anslutna hushåll och industrier. Resterande 1 % finansierades via kommunala skatter. De större kommunerna har i regel full kostnadstäckning. Sektorn står för närvarande inför utmaningar som att underhålla och uppgradera anläggningar och ledningsnät, samt uppfylla allt strängare miljökrav. VA-sektorns ekonomi består av stora investeringar med lång livslängd och skalfördelar, vilket innebär att åtgärder tar tid att planera, besluta och genomföra. Beslut om att göra nya investeringar eller införa nya åtgärder fattas ofta i samband med den kommunala flerårsplaneringen, översiktsplanering och regional planering (Olin, 2005). Ytterligare en utmaning är att behålla kvalificerad personal. Cirka personer arbetar i de svenska VA-förvaltningarna och VA-bolagen. Av dessa är tekniker vid vattenverk och avloppsreningsverk, arbetar med ledningsnäten och arbetar på kontor som ingenjörer, ekonomer, assistenter (Svenskt Vatten, 2005). Idag är tillgången till kvalificerad personal begränsad då många snart går i pension och det finns få personer med rätt kvalifikationer (Thomasson, 2010). Brist på egen personal och externa konsulter kan leda till att planerade åtgärder vid många verksamheter inte kan färdigställas inom den planerade tiden. Med tanke på att det kommer att krävas större åtgärder bland avloppsreningsverken inom den närmaste framtiden, kan bristen på kvalificerad personal innebära ett problem och försena planerade åtgärder. Det gäller inte minst vid mindre avloppsreningsverk som ofta i större grad anlitar konsulter för förberedelser, planering, projektering och genomförande. B Processoptimeringar Det aggregerade kvävebetinget på minst ton belastningsreduktion till kustvatten innebär inom BSAP-området motsvarar en minskning på ca 30 % jämfört dagens utsläpp. Eftersom retentionen är linjär, motsvarar det i genomsnitt även 30 % reduktion av utsläppen vid avloppsreningsverken. Det innebär att utsläppen vid utsläppspunkterna behöver minska med ca ton jämfört med 2010, från ton till ton. Detta medför att nästan en tredjedel av utsläppen ska minskas till 2021, vilket är ett stort beting som kommer att kräva stora investeringar i åtgärder. Åtgärder för att reducera utsläppen kan grovt delas in processoptimeringar (driftsoptimeringar) och ombyggnationer POTENTIAL HOS PROCESSOPTIMERINGAR Process- eller driftsoptimeringar, är till skillnad från större ombyggnationer, mindre ändringar som går fortare att genomföra och normalt är förenade med färre hinder, i form av lägre åtgärdskostnader och administrativa transaktionskostnader. Det finns ingen klar distinktion mellan vad som kan räknas som processoptime- 121

123 ringar och ombyggnader. Till processoptimeringar för ökad rening kan t.ex. följande räknas (IVL, 2011, 2012); Ökad kolkälldosering Ökad nitrat- och/eller slamrecirkulation Ökad rejektvattenbehandling Ändrad luftning Ändrade uppehållstider Ändrad fällningskemikaliedosering Processoptimeringar kännetecknas av ökningar i driftskostnader men dess investeringskostnader är förhållandevis låga jämfört ombyggnationer. Utifrån juridisk aspekt kan vissa mindre processoptimeringar dessutom falla inom begreppen mindre ändring, vilket innebär att det räcker med en anmälan, alternativt ändring av villkor som enbart avser ändringen (16 kap. 2 3 st. MB). Därav behöver inte hela tillståndet omprövas, vilket innebär färre hinder för genomförande till följd av lägre transaktionskostnader. Typiska egenskaper hos processoptimeringar är följande (IVL 2011, 2012): Ökade driftskostnader men förhållandevis låga investeringskostnader Lägre transaktionskostnader hos administration för genomförande Enligt enkätundersökningen till verksamhetsutövare en potential på upp till 5 % ökad reningsgrad Kan i mindre utsträckning kräva nytt tillstånd vilket är mindre tidskrävande än omprövning av hela tillståndet I mindre utsträckning nytt bygglov eller ändrad detaljplan Eftersom avloppsreningsverkens kväve- och fosforutsläpp aldrig reglerats med några ekonomiska instrument, utan enbart med s.k. direktreglering i form av teknik- och utsläppsvillkor enligt 22 kap. 25 MB eller utsläppskrav i SNFS 1994:7, kan det idag finnas outnyttjade potentialer i processoptimering som kan frigöras om ett ekonomiskt styrmedel införs. I enkätundersökningen fick driftsansvariga hos verksamhetsutövarna besvara hur stora ökningar i reningsgrad som man uppskattar att processoptimeringar skulle kunna generera jämfört (Alla 90 verksamhetsutövare ombads besvara frågan genom att först ange reningsgraden för 2010 och sedan den uppskattade reningsgrad som skulle vara möjlig genom processoptimeringar.) Tabell B.1.9 redovisar resultaten. 122

124 Tabell B1.9 Möjlig processoptimering Processoptimering Antal procentenheter ökad reningsgrad (%) Andel av svarande (%) Medelvärde Min Max Ja, möjligt 4, % Nej, inte möjligt % Vet ej, inget svar % Endast 40 % av verksamhetsutövarna kunde ange om processoptimering var möjlig eller inte. En femtedel uppgav att ingen processoptimering var möjlig eftersom man redan optimerar så långt det är möjligt. Andra påpekade att den överkapacitet som finns behövs för en förväntad ökad inkommande belastning i den närmaste framtiden. Medelvärdet för ökningen i reningsgrad var 4,8 procentenheter. Tabell B1.10 visar att det fanns en signifikant skillnad mellan hur små och stora avloppsreningsverk svarade i enkäten. Tabell B1.10 Möjlig processoptimering fördelat på storleksklass Processoptimering > Ja, möjligt 50 % 59 % 29 % Nej, inte möjligt 50 % 41 % 71 % Antal procentenheter ökad 3,8 7,5 6,0 10,0 1,1 4 reningsgrad (medelvärde %) Andel som ej vet 76 % 52 % 22 % Räknat i medelvärde så antyder svaren att de största potentialerna i processoptimering finns hos de ca 85 verksamheterna i storleksklassen anslutna personekvivalenter med en uppskattad total reduktion på ton till kustvatten och de ca 130 stycken verksamheterna i storleksklassen anslutna med en uppskattad reduktion på ton till kust. 76 % av avloppsreningsverken med färre än anslutna personer kunde inte ange om processoptimering var möjlig eller inte. Detta kan förklaras av att mindre avloppsreningsverk i betydligt större grad lägger ut arbetet med planering, projektering och genomförande av ombyggnationer på konsulter. Även framtagande av handlingar för tillståndsprocessen kan ofta lämnas till konsulter. Den potential till processoptimering som kan finnas i de allra minsta avloppsreningsverken skulle därför till en början kunna vara svårare att realisera om man skulle lita till ett ekonomiskt styrmedel med enbart prisreglering (t.ex. en skatt eller avgiftssystem). 123

125 Bland avloppsreningsverk med mer än anslutna angav 71 % att ingen processoptimering är möjlig. En sannolik förklaring till svaren kan vara att de stora avloppsreningsverken ligger i de största kommunerna med en ökande inkommande belastning och att man i svaren räknat in att en eventuell överkapacitet kommer att ätas upp av en väntad ökning hos inkommande belastning. Eftersom dessa avloppsreningsverk dessutom är få (12 st.) blir den uppskattade totala utsläppsreduktionen från processoptimeringar bara ton. Den sammanlagda utsläppsreduktionen från processoptimeringar blir ton sett över alla storleksklasser. Avloppsreningsverk med mindre än anslutna står nästan uteslutande för reduktionen. Tillsammans utgör den uppskattade reduktionen % av det återstående betinget för BSAP räknat på 2010 års utsläppsdata. Tabell B1.11 Beräknad total utsläppsreduktion från processoptimering fördelat på storleksklass Reduktionsgrad vid verksamhet (%) Reduktionsgrad till kust (%) Utsläppsreduktion vid verksamhet (ton) Utsläppsreduktion till kust (ton) > Summa Min Max Min Max Min Max Min Max Det ska återigen betonas att intervallen ovan är en grov uppskattning baserat på svaren från de 90 verksamheter som besvarat enkäten. Minvärdena i tabell B1.11 är beräknade under antagandet att alla verksamheter som inte svarat på frågan inte kan göra någon processoptimering, vilket kan vara en underskattning. Maxvärdena är beräknade under antagandet att alla verksamheter i genomsnitt har samma överkapacitet som de som faktiskt svarat på frågan inom respektive storleksklass, vilket kan bidra till en överskattning. Till detta tillkommer att uppskattningarna som gavs i svaren är osäkra. Även IVL (2012b) har beräknat potentialen för processoptimering baserat på svaren från samma enkät. IVL:s beräkning tar dock inte hänsyn till skillnader i svar mellan de tre storleksklasserna såsom ovan, vilket innebär att avloppsreningsverk oavsett storleksklass i genomsnitt antas kunna ha lika stor ökning i reduktionsgrad. Istället räknar IVL på medelvärdet från enkätresultatet som ger en genomsnittlig reningsgrad på 70 % och får därmed en uppskattad reduktion på ton vid ut- 124

126 släppspunkterna. Om vi räknar på samma sätt som IVL kan vi bekräfta IVL:s beräkning. Vi kan vidare beräkna att detta motsvarar 600 ton 1400 ton belastningsreduktion (beroende på hur processoptimeringarna fördelar sig mellan verksamheter med olika retention) vilket alltså är i samma intervall som siffrorna i tabell B1.11. B Ombyggnationer Enligt beräkningarna i tabell B1.11 skulle ca % av det återstående betinget för BSAP inte rymmas inom processopteringar och därmed kräva ombyggnader som innebär större transaktionskostnader som kan skapa hinder och fördröja genomförande. Ombyggnationer är förenade med stora långsiktiga investeringskostnader. Enligt enkäten används avskrivningstider i storleksordningen år för maskiner och år för byggnader. 40 Fasta kostnader utgör i storleksordningen 80 % av de totala kostnaderna. Ombyggnationer av anläggningar kan t.ex. innefatta (IVL, 2011); Utbyggnad av fler bassänger Ut- eller ombyggnad av befintliga bassänger Tillbyggnad av bräddningsledning Utbyggnad av rötningskammare Utbyggnad av reaktorer Utbyggnad av bassänger kan t.ex. vara förenat med större sprängningsarbeten, som tar tid och resurser i anspråk. Större ombyggnationer innebär i större grad också att ett nytt tillstånd behövs, vilket gör att fler hinder för genomförande uppkommer som ökar genomförandetiden, i form av transaktionskostnader för tillståndsprövningsprocessen etc. Ombyggnationer, som t.ex. nya byggnader och utbyggnad av bassänger, kräver i normalfallet bygglov enligt Plan- och Byggnadslagen och i vissa fall ändrad detaljplan - vilket ytterligare ökar tiden för genomförande. Några typiska egenskaper för ombyggnationer som framkom i enkätsvaren (B 5.1) samt IVL (2011): Planering och förankring i den kommunala budgetprocessen i mycket god tid Framtagande av större underlag Långsiktiga investeringar med större osäkerhet Irreversibla investeringar Kräver oftare nytt tillstånd, dvs. omprövning av hela tillståndet vilket är mer tidskrävande 40 Räntesatserna i investeringskalkylerna varierar enligt enkätsvaren mellan 4 och 6 procent. 125

127 Stora upphandlingar av konsult och entreprenadarbeten där lagen om offentlig upphandling ska följas Bygglov enligt Plan- och Byggnadslagen och eventuellt ändrad detaljplan I enkäten fick verksamhetsutövarna besvara hur mycket tid som i genomsnitt åtgår för de aktivitetsfaser som krävs för att genomföra en större ombyggnation som ökar reningsgraden av närsalter. De verksamhetsutövare som nyligen har genomfört en större ombyggnation för att öka reningsgraden ombads att utgå från dessa erfarenheter när de besvarade frågorna. Frågorna besvarades av ca 80 verksamhetsutövare. För varje aktivitetsfas har medel-, min- och maxvärden samt standardavvikelse för tidsåtgång beräknats, vilka redovisas i tabell B1.12 Aktivitetsfaserna i tabell B1.12 är inte kronologiska och inte heller ömsesidigt uteslutna från varandra. Flera av dem löper normalt parallellt under projektets gång. Dessa siffror ska alltså ses som en grov uppskattning i syfte att ge en översiktlig bild över de tidsresurser och ledtider som en ombyggnation i genomsnitt kan ta i anspråk. Tidsåtgång avgörs helt av storlek och typ av ombyggnationer, vilket gör att svaren alltså varierar beroende på verksamhetsutövarnas uppskattningar och erfarenheter. Detta belyses av skillnaden mellan min- och maxvärden i tredje och fjärde kolumnen i tabell B1.12. Förankring och beslut i kommunen Angiven tidsåtgång för förankring och beslut om en åtgärd inom den kommunala förvaltningen varierar mellan 2 och 50 kalendermånader, beroende på åtgärdens omfattning. Den kommunala budgetprocessen innebär att stora investeringar i infrastruktur måste planeras i god tid. Det krävs flera beslutsomgångar i kommunen från t.ex. principbeslut att påbörja en utredning om åtgärder, beslut om eventuell taxehöjning, beslut om byggnation och upphandling av entreprenörer etc. där man återkommer till kommunal förankring och beslut. Skillnader finns i svaren. En verksamhetsutövare angav t.ex. att varje beslutsomgång från teknisk nämnd via arbetsutskott och kommunstyrelse till kommunfullmäktige tar minst 4 månader. En annan respondent poängterar att flera aktiviteter kan pågå samtidigt. Just förankringen i den kommunala förvaltningen behöver därmed inte innebära en nämnvärd ökning av den totala projekttiden då man planerar projektets aktiviteter väl. Planeringsfas samt idé- och programfas Denna fas innefattar tillståndsprövningsprocessen med eventuella upprättanden och ändringar i detaljplaner för att få bygglov etc. Åtskilliga verksamhetsutövare påpekar de långa handläggningstiderna i tillståndsprövningsprocessen. Tillståndsprövningen tar lång tid! menar en verksamhetsutövare, Mycket lång handläggning och många överklaganden på vägen... anger en annan. Planeringsfasen är den fas som fått högst antal kalendermånader (17 månader) och högst standardavvikelse (11,21) i enkäten dvs. en stor variation på svaren. Det kan antyda att det i enskilda fall dragit ut mycket långt på tiden. Idé- och programfasen innefattar att utföra behovsanalys som leder fram till beskrivning av förutsättningar och krav. 126

128 Tabell B1.12 Tidsåtgång för aktivitetsfaser vid ombyggnation Aktiviteter Antal kalendermånader 41 Antal svar Medelvärde Min Max Standardavvikelse Förankringsfasen Förankring och beslut inom den kommunala förvaltningen Planeringsfasen Tillståndsprövning och eventuella ändringar i planer för att få bygglov etc. Idé- och programfas utföra behovsanalys, vilket leder fram till byggnationsprogram där förutsättningar och krav beskrivs Projekteringsfas tillsammans med konsulter ta fram tekniska beskrivningar och ritningar som mynnar ut i de färdiga bygghandlingarna Upphandlingsfas ta fram förfrågningsunderlag utifrån bygghandlingarna Byggfas byggproduktion Förvaltningsfas driftsättning och ordinarie driftsorganisation tar över ansvaret , , , , , , ,39 77 Annan uppgiven ,97 6 aktivitet Summa 66 Projekterings- och upphandlingsfas Slutliga tekniska beskrivningar och ritningar som mynnar ut i de färdiga bygghandlingarna tas fram tillsammans med konsult. Denna följs sedan av upphandlingsfasen där förfrågningsunderlag tas fram utifrån bygghandlingarna. Medelvärdet för den sammanlagda tidsåtgången för de båda faserna är 11 månader. 41 I de fall verksamhetsutövaren har angivit ett intervall som svar har ett medelvärde av detta intervall används för beräkningen av medelvärde för alla verksamhetsutövare. Siffrorna är avrundade till hela månader. 127

129 Byggfas Den fas då alla entreprenadarbeten och byggproduktionen äger rum. Näst efter planeringsfasen är detta den aktivitetsfas som har störst tidsåtgång med ett medelvärde på 13 månader, men svaren varierar mellan 2 och 36 månader då varje verksamhetsutövare utgått från egna erfarenheter och uppskattningar om ombyggnationer av olika storlek och typ. Intervallet och medelvärdet ska alltså ses som en överblick av den tidsåtgång som kan komma i fråga. Förvaltningsfas och intrimning Driftsättning sker fram tills ordinarie driftsorganisation hos verksamhetsutövaren tar över ansvaret över driften från leverantören. Genomsnittlig tidsåtgång är 6 månader, där svaren varierar mellan 1 och 12 månader, beroende på storlek och typ av ombyggnation. Annan aktivitet Här fanns flera olika svar som fördröjde genomförande med upp till 6 månader, t.ex. kunde det handla om överklagan enligt lagen om offentlig upphandling, eller att leverantörens utlovade utsläppsvärden inte har uppnåtts i tid - vilket i sin tur innebar extra aktiviteter som fördröjde projekttiden. Sammanlagd tidsåtgång för ombyggnationer Verksamhetsutövarna fick även efter egen erfarenhet uppskatta hur lång tid en ombyggnation för att minska utgående mängd tar/tagit (alternativt uppskatta en tidsåtgång om de saknade egen erfarenhet). Medelvärdet för alla storleksklasser uppgick till ca 5 år, vilket stämmer överens med den genomsnittliga summan 66 månader (5 år och 6 månader) för aktivitetsfaserna i tabell B1.13. Variationen bland svaren är dock stor, den lägsta uppgivna tidsåtgången är 14 månader och den högsta 186 månader (15 år och 6 månader). Av att döma från medelvärdet och de kommentarer som ges, tycks en genomsnittlig tidsåtgång för en ombyggnation ligga på drygt 5 år räknat över alla storlekar av avloppsreningsverk. En verksamhetsutövare anger t.ex. Med budgetplanering, tillståndshantering, projektering, upphandling, byggnation och driftsättning pratar vi i bästa fall om en 5-års period. Tillkommer eventuell prövotid.. Svaren från de större avloppsreningsverken ligger över medelvärdet, vilket kan förklaras av att ombyggnationerna blir mer omfattande. Svaren från de största avloppsreningsverken över anslutna ligger inom intervallet 7-10 år. 128

130 Flera verksamhetsutövare uppger att den totala tidsåtgången troligen kan pressas om aktiviteterna i tabell B1.12 görs parallellt i större utsträckning. En verksamhetsutövare uppger t.ex. att Tidplanen förutsätter att beslutsprocessen inom kommunen och idéfasen kan löpa parallellt med tillståndsprövningen. En annan verksamhetsutövare uppger att detta förutsätter att politikerna samtycker att det är värt att ta den risk som då uppstår för att vissa delar kan behövas omarbetas. Även om tidsvinster kan uppnås genom att utföra fler aktiviteter parallellt, kan det således innebära ett ökat risktagande. Hur många processer som kan göras parallellt blir därför en avvägning mellan insparad tid och en ökad risk för att extra resurser krävs till eventuella omarbetningar. B Neutrala effekter kring åtgärder i uppströmsarbetet VA-sektorn kännetecknas av reglerade kommunala monopol. Endast kommuner får vara ansvariga för tillhandahållande av allmänna avloppstjänster (6 LAV). Om inte kommunen är huvudman för en VA-anläggning måste huvudmannen stå under ett rättsligt bestämmandeinflytande av kommunen (2 LAV). Huvudmannaskapet är knutet till ägandet och beslutsmakten över VA-anläggningen (3 LAV). Kommunen, och inte huvudmannen, ska fastställa vilka fastigheter som ska vara anslutna till ledningsnätet (6,7 LAV). Avgifter för anslutning och rening av avlopp ska betalas till kommunen eller enligt kommunens bestämmande huvudmannen (24, 28, 35 LAV). Kommunen, eller i förekommande fall huvudmannen, driver alltså ett reglerat monopol på omhändertagande av avloppsvatten från alla fastigheter i det verksamhetsområde som kommunen bestämmer. Inkommande mängder till VAanläggningen utgör den tjänst som monopolet producerar och får betalt för. Tjänsten är ett omhändertagande av avlopp som i sin tur genererar utgående utsläpp från VA-anläggningen, vilka alltså blir externa effekter som behöver regleras. Eftersom hushåll och industrier är anslutna via ledningsnätet kommer huvudmannen att möta en jämförelsevis inelastisk efterfrågan, med andra ord, VA-taxan kan höjas utan att inkommande mängder till reningsverket påverkas markant. Om ett vinstdrivande företag skulle driva en VA-anläggning skulle det skapa incitament för en hög VA-taxa, med resultatet få anslutna och en transferering av välfärd (konsumentöverskott) från anslutna hushåll och industrier till huvudmannen med samhällsekonomiska dödviktsförluster som följd. Den inelastiska efterfrågan skulle till och med kunna leda till en mycket hög VA-taxa. 129

131 kr Pm A ATC ATC B C MC MR D Q (ink mängd) Figur B1.7 Oreglerat monopol med dödviktsförlust som resultat I figur B1.7 har genomsnittliga styckkostnader (ATC) fallande genomsnittliga kostnader och vinstmaximering sker vid MR = MC. Dödviktsförlusten motsvarar ytan av den rätvinkliga triangeln som bildas av punkterna A-B-C. Resultaten är höga VA-taxor (Pm) och överföring av konsumentöverskott till kommunen/huvudmannen. Om priset istället regleras så att det är högst lika med marginalkostnaden (villkoret P MC ) skulle dödviktsförlusterna elimineras och leda till lika många anslutna hushåll och industrier som på en marknad med perfekt konkurrens. Men om huvudmannen står inför ett naturligt monopol med fallande genomsnittliga kostnader, vilket är sannolikt, kommer huvudmannen att gå med förlust eftersom täckning saknas för de fasta kostnaderna. En sådan prisreglering är därför varken rimlig eller genomförbar. Alternativet är självkostnadsreglering (cost of service regulation) som innebär att priset tillåts att sättas till högst de genomsnittliga totala kostnaderna för att erhålla tjänsten (dvs. villkoret P ATC ). I 30 LAV framgår att LAV innehåller just det villkoret, dvs. avgiften får inte överskrida det som behövs för att täcka (de fasta och rörliga) kostnaderna för att driva anläggningen. Dödviktsförlusterna elimineras inte fullt ut men blir mindre, jämfört med om huvudmannen skulle var vinstdrivande. 130

132 Pm ATC P=ATC ATC MC MR D Q (ink mängd) Figur B1.8 Reglerat monopol med villkor om självkostnadsreglering (30 LAV) I figur B1.8 är priset (Pm) reglerat med villkoret P ATC. Självkostnadspriset ATC inkluderar huvudmannens fasta kostnader och annualiserade kostnader för lån. Det finns flera olika typer av självkostnadsreglering beroende på hur man fördelar kostnaderna med olika VA-taxor för hushåll och industrier. De har dock villkoret P ATC gemensamt. I LAV finns detta delvis reglerat i 31-34, men kommunen tillåts utöver detta meddela egna föreskrifter. Avgifterna kan variera mellan olika kommuner. Det finns även olikheter mellan kommuner avseende organisation av service och därmed också nivån på avgifter och skatter. Strängare utsläppsvillkor och/eller införande av en utsläppsavgift kan i princip leda till att det blir dyrare för verksamhetsutövaren att omhänderta avloppsvatten, dvs. ATC flyttas uppåt i figur B1.8. Såväl strängare utsläppsvillkor som avgifter på utsläpp kan medföra förändrade incitament uppströms jämfört med dagens system med villkorsnivåer. Detta skulle eventuellt kunna leda till en förändrad börda för tillsynsmyndigheterna att utöva tillsyn så att kommuner fullgör skyldigheten enligt 6 LAV att tillgodose behovet av vattentjänster (51 LAV) (B 2.3.7). Av detta skäl är ett styrmedel (t.ex. reglering eller skatt) på utsläpp från ett monopol generellt sett inte en samhällsekonomiskt effektiv styrning (Laffont, 1994). Förklaringen är att ett monopol som genererar utsläpp är förenat med två s.k. negativa externa effekter för samhället; dels utsläppen från avloppsreningsverket och dels suboptimala produktionsnivåer (i fallet med avloppsreningsverk suboptimala inkommande mängder) vilket skapar s.k. samhällsekonomiska dödviktsförluster. 131

133 Det krävs normalt en kombination av två styrmedel för att på ett effektivt sätt komma tillrätta med utsläpp från ett monopol, (Laffont, 1994). 42 Dessa två instrument finns också idag form av administrativa styrmedel med regleringarna i LAV för uppströmsarbete, respektive 22 kap 25 MB med utsläppsvillkor i prövningsförfaranden enligt miljöbalken enligt tabell B1.13. Tabell B1.13a Tvådelade styrmedel Tvådelning hos befintlig reglering Nedströms incitament Utsläppsvillkor 22 kap 25 MB Uppströms incitament 6, 30, 51 LAV B Styrmedel för processer med variationer i utsläpp En avvikelseanalys gjordes för att kartlägga orsaker till varför riktvärden som fastställts i tillståndsbeslut inte följts under Överträdelser av villkor anmäls av verksamhetsutövaren till myndigheten som noterar händelsen och när verksamhetsutövaren anser sig kunna uppfylla villkoret. Om åtgärder drar ut på tiden kan myndigheten eventuellt fastställa ett vitesförläggande om åtgärder för att uppfylla villkoret till ett framtida datum. En avvikelseanalys i form av kontroll av miljörapporter samt rundringning gav följande orsaker till varför riktvärden som fastställts i tillståndsbeslut inte följts under Villkorsnivå eller datum för villkorsinträdande är överklagat till högre instans av verksamhetsutövaren Nystartad process som inte nått utlovade värden till det datum villkoret börjar gälla Ombyggnation där större delar av processen än planerat fått stängas av under arbetets gång Underhållsarbete där större delar av processen än planerat fått stängas av under arbetets gång Förändringar i inkommande mängd externt t.ex. industriellt avloppsvatten, tillförsel av skadliga ämnen t.ex. oljeutsläpp Nederbörd och temperatur Brist på kemikalier Driftsstörningar till följd av tekniska haverier som slår ut reningsprocessen 42 En tillämpning av av den s.k. Tinbergens lag 132

134 Kravnivåerna för kväve var under denna tid riktvärden dvs. sanktion inföll först sedan man underlåtit att vidta åtgärder efter ett överskridande. Rening av kväve är en mer komplicerad process än rening av fosfor och innebär att det vattenburna kvävet omvandlas till luftburet kväve. Detta sker med hjälp av mikroorganismer i kombinerade aeroba och anaeroba processer. Processen är förhållandevis känslig och det är viktigt att mikroorganismerna har optimala förutsättningar för att kvävereningen ska fungera. Ojämna flöden, låg temperatur och kemikalier är exempel på faktorer som påverkar effekten hos kvävereningen Tabell B1.13b visar genomsnittlig procentuell variation för flöde, inkommande och utgående mängd under perioden samt standardavvikelse. Tabell B1.13b Variation hos flöde, inkommande och utgående mängd inom BSAP-området Flöde (% variation) (Std. Dev m3) Inkommande N (% variation) (Std. Dev m3) Utgående N (% variation) (Std. Dev m3) > > % 17 % 10 % 22 % % 25 % 17 % 26 % % 33 % 21 % 36 % Mindre verksamheter har större variation i såväl flöde, inkommande som utgående. Verksamheter i har nästa dubbelt så stor procentuell variation under som de största verksamheterna. Jämför man variationen mellan inkommande och utgående så har de största verksamheterna i genomsnitt ungefär lika stor variation i utgående som inkommande. Verksamheterna under anslutna personekvivalenter har i genomsnitt 1,4 gånger så hög variation hos utgående som inkommande. Det kan dels förklaras av att dessa verksamheter idag inte har kvävevillkor och saknar kvävereningssteg. Man kan heller inte utesluta att en del av variationen kan förklaras av att kontrollen av utsläpp inte håller samma kvalitet som vid större verksamheter (bl.a. fler provtagningar) spelar in. Eftersom flera av faktorerna som påverkar kvävereningen inte kan påverkas direkt av verksamhetsutövaren kan inte ett begränsningsvärde som inte får överskridas sättas för strängt. Ett begränsningsvärde med sanktion vid ett överskridande (s.k. 1- värdig kvantitetsreglering se bilaga 2 inledning) förutsätter att kravet sätts med en marginal under den nivå som kan klaras med tillgänglig teknik för att ta hänsyn till mätosäkerhet, normala variationer, driftstörningar, reparation och underhåll. För 133

135 processer med större variation i utsläppen är det lämpligare med en 2-värdig kvantitetsreglering ger (se bilaga 2 inledning) för att tillåta variationer i processen samtidigt som begränsningsvärdena kan sättas strängare. B Konsekvenser för styrmedelsutformning B POTENTIALEN HOS PROCESSOPTIMERINGAR Den sammanlagda uppskattade utsläppsreduktionen från processoptimeringar för alla storleksklasser är osäker och hamnar i intervallet ton. Tillsammans utgör den uppskattade reduktionen % av det återstående BSAP-betinget, baserat på 2010 års utsläppsdata. Denna potential bör därför utnyttjas för att kunna nå betinget tidigare och effektivare. Olika styrmedel har olika möjligheter att realisera processoptimeringar. Om betinget skulle nås genom att t.ex. tillämpa tillståndsprövning med extremt stränga utsläppsvillkor vid ett fåtal utvalda avloppsreningsverk skulle man missa potentialen bakom processoptimeringar, eftersom regleringen för de övriga ca 200 avloppsreningsverken lämnas orörda. Generella föreskrifter för verksamheter över anslutna skulle bättre utnyttja en del av potentialen hos processoptimeringar, men eftersom villkoren är likartade för alla verksamheter skulle potentialen inte utnyttjas fullt ut. Fler verksamheter behöver då ha genomfört åtgärder innan betinget blir uppnått, vilket skulle fördröja måluppfyllelsen jämfört med om full potential hos processoptimeringar hade utnyttjats. En annan aspekt är att ett för betinget tillräckligt strängt villkor inte kan införas omedelbart, eftersom man behöver ge verksamheterna tid för att planera och genomföra åtgärder innan villkoret börjar gälla. Ett samtidigt uppfyllande av ett strängt villkor till ett visst datum skulle riskera stora kapacitetsbegränsningar i konsult- och entreprenadbranschen. Beräkningar på vad de uppskattade potentialerna hos processoptimering ger för olika styrmedel genomförs i respektive styrmedelsavsnitt i den designorienterade analysen i bilaga 2 och redovisas i avsnitt 4.3 i huvudrapporten. Ett tillräckligt strängt ekonomiskt styrmedel som omfattar samtliga 230 tillståndspliktiga avloppsreningsverken inom BSAP-området skulle ha bäst förutsättningar att realisera potentialen hos processoptimeringar. Ett ekonomiskt styrmedel skulle också erbjuda en flexibilitet i timing som gör alla avloppsreningsverk inte efterfrågar konsult- och byggentreprenörer för genomförande av åtgärder till samma datum. Ett handelssystem skulle lansera en förutbestämd plan för hur branschens reningsgrad successivt ska höjas till ett slutår vilket skapar ett stabilare investeringsklimat. B STYRMEDLETS LÅNGSIKTIGHET Ombyggnationer är långsiktiga investeringsprojekt och s.k. irreversibla investeringar dvs. investeringen kan inte göras ogjord eftersom investerade belopp låses 134

136 när investeringen är genomförd (B 1.4.3). Osäkerhet gör att det är rationellt för aktören att vänta med sådana investeringar tills man har säkrare information om investeringen och teknik (Pindyck, 1993). Det kan leda till försvagade drivkrafter att genomföra en investering jämfört med om det funnits säkrare signaler om kommande utsläppskrav. Oavsett val av styrmedel är det avgörande att styrmedlet innehåller klara och tydliga signaler om vilka utsläppskrav som gäller i den närmaste framtiden för att ge ett säkert investeringsklimat som inte ger incitament att vänta med åtgärder tills mer information finns (se även B B 1.6.8). Samtidigt är en flexibilitet önskvärd så att styrmedlet kan justeras om tillståndet i miljön eller Sveriges internationella åtaganden förändras. B NEUTRALA EFFEKTER PÅ UPPSTRÖMSARBETET Strängare utsläppskrav eller avgift på utgående mängd gör det dyrare för huvudmannen att omhänderta avlopp. Det finns styrmedel som mer eller mindre neutraliserar incitamenten uppströms så att de blir oförändrade jämfört med dagens styrmedel. Två exempel på sådana styrmedel är avgiftssystem med återföring (Gersbach och Requate, 2005) (se tabell B1.13b) och ett baseline och credit system baserat på reningsgrad som certifikatssystemet är ett exempel på (Fischer, 2001, 2003). Tabell B1.13c Tvådelade styrmedel Avgiftssystem med återföring Certifikatssystem Nedströms incitament Avgift på utgående mängd Avgift för utsläpp från reduktionsgrader under den reglerade golvnivån Uppströms incitament Subvention/återföring för inkommande mängd Intäkter för utsläpp från reduktionsgrader över den reglerade golvnivån Väsentligt strängare utsläppskrav eller avgifter på utsläpp kan ge förändrade incitament till på uppströmsarbete. 43 Med ett avgiftssystem skulle återföringen mer eller mindre återställa den effekten så att nettoeffekten är oförändrad jämfört idag. Certifikatssystem baserat på reduktionsgrad har samma egenskaper (Fischer, 2001, 2003). Dessa styrmedel är de styrmedel som orsakar minst förändring i uppströmsarbetet och kan därmed kombineras med andra styrmedel uppströms som fokuserar på att skapa önskvärda effekter där. 43 Arbetet med omvandlingsområden är reglerade. Tillsynsmyndigheterna ska utöva tillsyn så att kommuner fullgör skyldigheten enligt 6 LAV att tillgodose behovet av vattentjänster (51 LAV). 135

137 Box 1.4 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning 1) Kunna realisera potentialen hos processoptimeringar för att tidigare nå betinget (B 1.4.2). 2) Innehålla klara tydliga signaler om kommande utsläppskrav (i kvantitativa termer) i framtiden för att skapa ett säkert investeringsklimat som inte fördröjer långsiktiga investeringar i åtgärder till imorgon och samtidigt kunna justeras till ändringar hos tillståndet i miljön eller Sveriges internationella åtaganden (se även B B 1.6.9). 3) Neutraliserande incitament på uppströmsarbetet. Två exempel på styrmedel som har sådana effekter är avgiftssystem med återföring (B 2.6) och certifikatssystem (B 2.7). 4) Variationen i kvävereningsprocessen innebär att 2-värdig kvantitetsreglering är lämpligare än 1-värdig kvantitetsreglering. 136

138 B 1.5 Verksamhetsutövarna om styrmedel Inledning Verksamhetsutövarna fick i enkätundersökningen (B 5.1) besvara frågor som vilka styrmedel som enligt deras uppfattning skulle ha störst möjlighet att uppnå ett beting för BSAP. Generellt finns en positiv attityd till ekonomiska styrmedel bland svaren. De styrmedel som rangordnades högst var subvention/investeringsstöd till avloppsreningsverk samt avgiftssystem. Det återspeglar den politik som drevs på 1970-talet när tillståndsprövningen infördes och kombinerades med stora investeringsstöd för utbyggnad av de kommunala avloppsreningsverken (B 1.8.6). Sammantaget ledde det till den största reduktionen av fosfor i VA-sektorns historia. En annan förklaring till den positiva attityden till investeringsstöd är att det gör det lättare att komma igenom den kommunala förankrings- och beslutsprocessen. Investeringsstöd (i bemärkelse bidrag för åtgärdskostnader) är dock generellt inte det mest samhällsekonomiskt effektiva och det är inte heller förenligt med principen om kostnadstäckning och förorenaren betalar, som ska bedrivas enligt ramdirektivet för vatten 2000/60/EG även om kostnadstäckningen endast behöver ske på sektorsnivå (B 1.7). 44 Näst högst rankades avgiftssystem. Attityderna till avgiftssystem bland kommentarerna var positiva. Grundkrav av max utsläppt mängd, annars överträdelseavgift. För varje kg fosfor, BOD och kväve betalas en avgift som ger incitament att genomföra driftsförändringar. Tilltron till avgiftssystem kan delvis komma av att avgiftssystem under ett antal år har diskuterats inom branschen och förts upp som förslag av branschorganisationen. Flera verksamhetsutövare uttrycker i sina kommentarer att det är viktigt med avgifter även i övriga sektorer. Att införa avgiftssystem för va-branschen förutsätter dock att det även införs avgiftssystem för övriga utsläppskällor. En verksamhetsutövare skriver; Ett handelssystem bör även omfatta jord och skogsbruk längs avrinningsområdena. 44 I övrigt se Gemenskapens riktlinjer för statligt stöd till miljöskydd samt statsstödsgruppsundantaget (förordning (EG) nr 800/2008). 137

139 På sista plats rankades handelssystem med utsläppsrätter. Under workshopen hade flera verksamhetsutövare dessutom frågor som antydde att man inte var insatt i hur ett handelssystem egentligen skulle fungera. En annan möjlighet är att handel med utsläppsrätter förknippades med Naturvårdsverkets förslag i regeringsuppdraget om avgiftssystem (rapport 6345 samt 6346, 2010) som var något som inte stöddes av vare sig branschorganisation eller länsstyrelser. Detta förslag gick ut på att avgifter från punktkällor (avloppsreningsverk) bekostar åtgärder för reduceringar i diffusa utsläpp (jordbruk). På tredje plats kom skärpta utsläppskrav från tillståndsmyndigheterna vid omprövningar. Det lyftes flera utmaningar med tillståndsprövningsprocessens effektivitet redan under den pilotstudie av enkätutformningen som genomfördes under workshopen. Verksamhetsutövare ombads därför i enkätundersökningen att lämna konstruktiva kommentarer till hur tillståndsprövningsprocessen skulle kunna göras mer effektiv. Kommentarerna kan sammanställas till att beröra 3 områden. Punkterna överensstämmer i stort med enkätundersökningen från NUTEK (2007) och vi lyfter här bara upp de som fördes fram av flest verksamhetsutövare. Handläggningstider Kommentarer från 36 verksamhetsutövare tar upp minskade handläggningstider som en möjlighet att öka effektiviteten. Tiden det tar hos länsstyrelsen är orimligt lång och det måste gå att korta ner den med enklare rutiner och arbetsätt. För att minska handläggningstiderna handlar några kommentarer om att se tillbaka, lära och revidera tillståndsprocessen till det bättre. Alla tillståndsprövningar följer en mall som har mycket liten flexibilitet. Ingen process kommer någonsin bli optimal, men det borde skapas ett system för kontinuerlig revidering av den. Fler kommentarer handlar om se över om verkligen om alla punkter i processen måste följas fullt ut i varje läge. Effektivisera genom att fokusera på det viktiga. Remisstiderna lyfts som en tidsstjälande faktor och det ifrågasätts om alla remissinstanser verkligen behövs i alla lägen. En annan verksamhetsutövare har t.ex. erfarenhet av det är sällan som någon yttrar sig i remissinstanserna, men dödtiden blir lång av all väntan på att remisstider ska löpa ut. En faktor som lyfts är samråden som är centrala när det handlar t.ex. om lokalisering av en miljöförlig verksamhet. Dock ifrågasätter flera verksamhetsutövare om samråd verkligen måste behövas i de fall det handlar om en renodlad förbättring av en befintlig verksamhet. Måste man verkligen genomföra en MKB på redan befintliga verksamheter? Andra förslag som lyfts för att korta handläggningstiderna är att omprövning av B- anläggningar skulle kunna göras direkt i mark- och miljödomstolen. Att inrätta en 138

140 särskild prövningsgrupp, en task force eller en särskild prövningsdelegation. Vissa av dessa förslag blir en avvägning mellan tillståndsprövningsprocessens demokratiska funktion, som gör det möjligt för berörd allmänhet och miljöorganisationer att få insyn i och delta i tillståndsprövningsprocessen mot ett mer myndighetsutövande genomförande. Tydliga krav Mer resurser till myndigheter för att ta fram tydligare regelverk samt råd och riktlinjer nämns också. Flera verksamhetsutövare har fört upp att tillståndsprocessen blir mer utdragen när villkoren inte är satta, dvs. när hänsynsregler istället för krav i generella föreskrifter eller lag ska tillämpas. Detta behandlas visare under avsnitt B Förbättrad kompetens Förbättrad kompetens hos myndigheter lyfts av 15 verksamhetsutövare som en väg till en effektivare tillståndsprocess. Om tillsyns- och tillståndsmyndigheter hade bättre kompetens om reningsteknik och övrig branschspecifik kunskap så kunde dialogen mellan myndighet och sökande komma in tidigare i processen, redan när kommuner undersöker möjliga utbyggnadsalternativ. Detta gör att man kan göra fler parallella processer i projektet, som gör att projektet påskyndas redan från start (B 1.4.3). Några anger dock att mark- och miljödomstolen har bättre teknisk och juridisk kompetens än länsstyrelserna och föreslår att man kan lägga över tillståndsprövningar på mark- och miljödomstolarna. 139

141 B 1.6 Underlag för samhällsekonomiska konsekvensanalyser Inledning Detta kapitel går igenom underlag och kostnadsdata som använts i de samhällsekonomiska konsekvensanalyserna för de föreslagna styrmedlen inklusive referensalternativet, tillståndsprövning samt använda kostnadseffektivitetsvillkor. Syftet med samhällsekonomiska konsekvensanalyser är att så långt som möjligt redovisa ekonomiska konsekvenser för alla aktörer i samhället och att utreda om en åtgärd är samhällsekonomiskt lönsam eller inte. Samhällsekonomiska konsekvensanalyser har gjorts för det styrmedel som föreslås för kvävebetingen enligt BSAP samt de styrmedel som tagits fram för fallstudien på Västerhavets distrikt för fosforbetingen enligt MKN. Samhällsekonomiska konsekvensanalyser för kvävebetingen enligt BSAP och MKN återfinns i kapitlet för respektive styrmedel: 1) Referensalternativet tillståndsprövning (B ) 2) Avgiftssystem ASAR (B ) 3) Certifikatssystem CEASAR (B ) En jämförande samhällsekonomisk konsekvensanalys finns i kapitlet med den komparativa analysen (B 3.1.6) Samhällsekonomiska konsekvensanalyser för fosforbetingen enligt MKN i fallstudien på Västerhavets distrikt återfinns i kapitlet för respektive styrmedel: 4) Referensalternativet tillståndsprövning (B 4.4.2) 5) Generella föreskrifter med dispens efter avtal GFDA (B 4.4.5) 6) Certifikatssystem med vattenkvalitetshandel CEASAR-E (B 4.4.8) En jämförande samhällsekonomisk konsekvensanalys finns i kapitlet med den komparativa analysen (B 4.5.2) De aktörer vilkas kostnader analyseras är verksamhetsutövare, statliga myndigheter, hushåll, industrier samt kommuner och länsstyrelser. Varje konsekvensanalys inleds med en generell beskrivning över dagens tillståndsprövning enligt miljöbalken och vilka kostnader de genererar för verksamhetsutövare och länsstyrelser. De kostnader som analyseras är åtgärdskostnader och transaktionskostnader. Transaktionskostnader avser alla kostnader som är förknippade med att införa och upprätthålla ett styrmedel som inte direkt hänförs till kostnaden för minskade utsläpp (McCann et al. 1999). Kostnader som samhället, inkl. privata aktörer, har för 140

142 att söka information, förhandla och kontrollera efterlevnad av en reglering är exempel på transaktionskostnader. Även administrativa kostnader som uppkommer för regleringens fortlevnad ingår i begreppet transaktionskostnad. Utredningar och analyser om transaktionskostnader är fortfarande på en relativt teoretisk nivå och det är svårt att finna konkreta uppskattningar ex ante av de transaktionskostnader som kan uppstå vid införandet av ett styrmedel. Transaktionskostnader kategoriseras också på många olika sätt. McCann et al (2005) delar upp kostnaderna i explicita och implicita kostnader. Explicita kostnader hänförs till aktiviteter som t.ex. att anlita en konsult för att analysera olika åtgärdsalternativ. Implicita kostnader är t.ex. den tid som går åt för att upphandla konsulten och följa denna och är kostnader som inte syns. I den samhällsekonomiska konsekvensanalys som följer efter beskrivningen av respektive styrmedel görs en uppskattning av såväl explicita som implicita kostnader som kan uppkomma för samtliga aktörer i systemet. Det ska noteras att kostnaderna har osäkerhetsintervall som bl.a. uppkommer på grund av osäkerhetsintervallen i processoptimeringar och antalet prövningar. B Underlag till kostnader för tillståndsprövning Även om nya styrmedel införs måste de verksamhetsutövare som väljer att införa tillståndspliktiga åtgärder fortsättningsvis tillståndsprövas, dvs. kostnader för tillståndsprövningssystemet kommer att finnas i alla alternativ. Dock kommer förhållandet omprövningar/prövningar liksom antalet tillståndsprövningar att variera beroende på att olika styrmedel genererar olika incitament och olika grad av processoptimeringar (B 1.4.2). Ett avgifts- eller certifikatsystem kan t.ex. innebära att verksamhetsutövarna får större incitament till att själva initiera prövningen vilket gör att antalet omprövningar sjunker per enhet utsläppsreduktion. Det kan leda till att prövningen går snabbare och effektivare (B 1.8.2, B 1.8.4, B 1.8.9). Kostnaderna för länsstyrelserna eller miljöprövningsdelegationerna avser den tid som läggs ner för handläggning av tillståndsärendet. I ansökan ska också en miljökonsekvensbeskrivning (MKB) ingå. Den tid och de resurser som krävs för verksamhetsutövare och länsstyrelser innebär såväl explicita som implicita kostnader. Kostnaderna för verksamhetsutövarna utgörs av den tid de lägger ner för att upprätta nödvändiga handlingar samt i vissa fall för att anlita konsulter för upprättande av en MKB och för juridisk rådgivning. 141

143 B Underlag till verksamhetsutövarnas kostnader för tillståndsprövning För att få en rättvisande bild av verksamhetsutövarnas kostnader för tillståndsprövning har tillväxtverkets kostnader i databasen Malin använts. Denna baseras på årliga statistiska uppskattningar av de svenska företagens administrativa kostnader. Databasen återger uppskattade kostnader för att genomföra en tillståndsprövning för A, B och C-anläggningar. Eftersom kommunala avloppsreningsverk klassas som B-anläggningar baserar beräkningar på kostnader för prövning av B- anläggningar. Den genomsnittliga kostnaden för en B-anläggning att genomgå en tillståndsprövning beräknades år 2009 ligga på mellan och 1,3 miljoner kronor. I databasen delas kostnaderna upp i liten, mellanstor och stor ansökan vilket avser hur pass omfattande ansökningsprocessen är. Vid besöksintervjuerna framkom att ansökningsprocesserna för kommunala avloppsreningsverk är mycket varierande och kan inte generellt sägas motsvara en liten, medelstor eller stor ansökan. Några andra verksamhetsutövare fick därför i en enkätintervju jämföra Tillväxtverkets tidsdata med egna erfarenheter om hur mycket egen tid de lagt ner för tillståndsprövning. I samtliga fall ansåg verken att stor ansökan bäst representerade en tillståndsprövning för reningsverk. De större verken ansåg dessutom att siffrorna låg i underkant. Mindre reningsverk låg närmare tidsuppskattningar på en medelstor ansökan, varför vi använder oss av ett intervall. Tabell B1.14: Genomsnittliga kostnader för B-anläggningar att genomgå en tillståndsprövning år Liten 45 Medelstor Stor Samråd Tillståndsansökan (inklusive MKB) 46 Summa Källa: Tillväxtverkets databas Malin Beräkningarna utgår från en struktur som togs fram av Tillväxtverket (dåvarande NUTEK) (NUTEK 2006: 2006:02). Kostnaderna delades där in i följande moment: 45 Liten, medelstor eller stor tillståndsprövning avser hur pass omfattande ansökningsprocessen är för anläggningen. 142

144 Tabell B1.15: Detaljerade kostnader för B-anläggningars tillståndsprövning (kronor) Aktivitet Liten 47 Mellanstor 48 Stor 49 Innehåll i ansökan: - Ritningar Uppgifter om utsläppskällor Miljökonsekvensbeskrivning Förslag till skyddsåtgärder Förslag till övervakning Fråga om tillstånd Icke-teknisk sammanfattning Innehåll i MKB - Lokalisering Åtgärder för att minimera skada Uppgifter för bedömning Alternativ Sammanfattning Verksamhet utan betydande miljöpåverkan Totalt / summa För att kunna få en uppfattning om Tillväxtverkets siffror stämmer överens med verksamhetsutövarnas kostnader ställdes under besöksinterjuver hos tre verksamhetsutövare (Gryaab i Göteborg, Nykvarnsverket i Linköping och Mölntorps reningsverk i Hallstahammar) frågor om hur mycket tid de lagt ner för att få nya villkor och åtgärder prövade enligt miljöbalken. Gryaabs tillståndsprocess med den nya skivfilteranläggningen var en lång process där 5-6 personer jobbade under 7-8 år för att ta fram rätt teknik, med MKB samt de administrativa delarna i tillståndsprövningsprocessen. På Nykvarnsverket i Linköping var 4-8 personer involverade i arbetet med prövningsprocessen under ca 4 år. Därtill kom kostnader för en jurist som deltagit i processen. I Mölntorps reningsverk har stor del av arbetet skötts av en extern konsult som testat fram rätt teknisk åtgärd men också skött arbetet med tillståndsprövningen och skött upphandling av jurist. Det har i alla tre fall inte varit möjligt att göra en entydig gränsdragning mellan administrativa kostnader och kostnader för tekniskt åtgärdsarbete men generellt kan sägas att kostnaderna var höga och närmast jämförbara med det som Tillväxtverket anger som stor ansökan. 47 Varav extern konsulthjälp (ca kronor). 48 Varav extern konsulthjälp ( ca kronor). 49 Varav extern konsulthjälp (ca 1,2 miljon kronor). 143

145 Beräkningarna av transaktionskostnader i den här konsekvensanalysen baseras dels på verksamhetsutövarnas uppskattningar av tidsåtgång och dels på Tillväxtverkets siffror. Tillväxtverkets siffror används avseende de externa kostnaderna för anlitande av konsulter och jurister samt för arbetet med att ta fram MKB. Verksamhetsutövarnas uppgifter har använts för beräkningen av de interna administrativa kostnaderna. Externa kostnader uppgår till 1,2 miljon kronor för stora ansökningar och kronor för medelstora. För de interna administrativa kostnader har utgått från svaren i besöksintervjuer och uppföljande enkätintervju räknat med att verksamhetsutövare med över anslutna personekvivalenter lägger ner ca 15 veckor och för de som har anslutna pe används ett intervall på 4-10 veckor i administrativ tid. I tabell B 1.16 framgår hur dessa siffror använts. Tabell B1.16 Externa och interna kostnader Storlek pe Externa kostnader för MKB och juridisk hjälp ,2 miljon kronor Intern administrativ tid och kostnad veckor ( kronor) > pe 1,2 miljon kronor 15 veckor ( kronor) Den genomsnittliga kostnaden för B-anläggningar att göra en anmälan har av Tillväxtverket beräknats kosta ca kronor. B Underlag till länsstyrelsernas kostnader för tillståndsprövning För att få en uppskattning av hur mycket tid länsstyrelserna lägger ner för tillståndsprövningen har vi i en enkätintervju låtit några länsstyrelser uppskatta den tid de lade ner per prövning under år Tre länsstyrelser svarade (Dalarna, Västra Götaland och Östergötland). Den genomsnittliga kostnaden för en tillståndsprövning uppgår till kronor och varierar mycket beroende på storlek, val av teknik, recipient, lokalisering etc. Tillsynen per verksamhet uppgår till mellan och kronor, samtliga uppskattningar finns nedan, i tabell B Timkostnad beräknat utifrån Tillväxtverkets siffror på kronor per timme för administrativa uppgifter. 144

146 Tabell B1.18 Länsstyrelsernas uppskattningar för tillståndsprövningen Aktivitet Antal dagar Genomsnittlig kostnad (kronor) Tillståndsprövning Överklagande Tillsyn 2, Tabell B1.19 Detaljerade kostnadsuppgifter per moment för tillståndsprövning på länsstyrelserna år Aktivitet Arbetstid (antal dagar) Min kostnad (kronor) 51 Max kostnad (kronor) 2 Genom snittlig kostnad (kronor) 2 Tillståndsprövning Tidigt samråd (innan ansökan om 1-4 tillstånd görs och en MKB upprättas) Ansökan, inkl MKB kommer in. 0,5-4 Beredning av ärenden Remissrunda kompletteringar 0,25-0, Ev. kompletteringar begärs in av VU Kungörelse (Prövningsmyndigheten utfärdar kungörelse om ansökan) 0, Remissrunda till myndigheter, enskilda och org. 0, Ev. platsbesök (om MPD bedömer att det behövs för utredningen) ovanligt Off. sammanträde (om MPD bedömer att det behövs för utredningen) ovanligt Ev förslag till beslut Beslut i prövnings- och MKBärenden Kungörelse av beslut 0, Kostnaden uppskattad baserad på en årskostnad för en handläggare på ca kronor. 145

147 Totalt tillståndsprövning Ev. Överklagande Yttrande till MMD 0, Överklagande till MMÖD 0,25-0,5 (ovanligt) Yttrande till MMÖD 0,5 (ovanligt) Totalt överklagande Tillsyn (här avses arbetstid per år) Tillsynsbesök 0,5-1,3 per verk Övrig tillsyn (rapporteringar, ink redovisningar etc) Ca 2-4 per verk Totalt tillsyn Källa: Egen tabell baserad på länsstyrelsernas uppskattade tider för tillståndsprövning. B Kostnadseffektivitetsvillkor I de fall då styrmedlets mål är baserade på i förhand givna kvantitativa mål, som i detta uppdrag med ett beting för BSAP samt kommande beting för MKN i vattenmyndigheterna åtgärdsprogram blir den samhällsekonomiska analysens roll för ett sektorspecifikt styrmedel att bedöma hur de samhällsekonomiska kostnaderna för att uppnå dessa sektorsvisa beting kan minimeras. De styrmedel som jämförs i kostnadseffektivitetsanalysen måste vara likvärdiga i sina egenskaper att nå målet, dvs. endast styrmedel som kan uppnå målet med samma grad av precision, säkerhet och inom samma tidsperiod kan jämföras till sina kostnader. Ett styrmedel som kan nå målet till en lägre total kostnad, men till en större grad av osäkerhet, än ett annat styrmedel kan inte sägas vara kostnadseffektivare än det sistnämnda. Grundregeln är att egenskaperna kring måluppfyllelse är likadana för de styrmedel som ingår i kostnadseffektivitetsanalysen. Att med ett styrmedel nå en utsläppsreduktion är förknippat med flera olika typer av kostnader vilka tillsammans utgör den totala kostnaden för styrmedlet och att nå målet. Dels är det verksamhetsutövarnas åtgärdskostnader för att genomföra de åtgärder som krävs för att nå målet men även administrativa kostnader för verksamhetsutövare som ofta kan vara osynliga kostnader som inte syns på fakturor, t.ex. tid att förbereda upphandlingar, ta fram underlag för beslutsfattande etc. Vissa av dessa administrativa kostnader påverkar beteendet hos aktörerna och kallas då 146

148 transaktionskostnader. Dessa kostnader kan variera mellan olika verksamhetsutövare till följd av skillnader i organisation beroende t.ex. på verksamhetens storlek. En annan typ av kostnader uppkommer för att administrera styrmedel och tillsyn. Det är administrativa kostnader som t.ex. overheadkostnader för ansvariga myndigheter men också transaktionskostnader för t.ex. rapportering eller att genomföra tillståndsprövningar för såväl verksamhetsutövare som myndigheter. Ofta utgör administrativa kostnader och transaktionskostnader en liten andel av de totala kostnaderna för att nå målet. Den stora posten är normalt åtgärdskostnaderna, i synnerhet då målet, som i detta fall, innefattar en större utsläppsreducering som kräver omfattande åtgärder. Transaktionskostnaderna har oftast större betydelse för styrmedlets måluppfyllelse och dynamiska effektivitet än för den samhällsekonomiska analysen. Följande avsnitt kommer att ta upp villkoren som ett styrmedel ska uppfylla för att ha goda förutsättningar att generera en kostnadseffektiv allokering av utsläppsreduktioner. B Kostnadseffektivitetsvillkor med ett aggregerat beting Den enklaste situationen är då ett beting är formulerat som en reduktion av utsläppssumman för en mängd verksamheter (motivet bakom ett aggregerat beting kan vara att en utsläppsenhet har lika stor miljöeffekt oavsett vilken verksamhet som står för utsläppsenheten). Det spelar då ingen roll för miljöeffekten om utsläppen minskas av den ena eller andra verksamheten, endast summan av utsläppsreduktionerna från de verksamheter som omfattas av betinget spelar roll. Kostnadseffektivitetsvillkoret blir då bestämmande för hur det totala utsläppsreduktionsansvaret ska fördelas mellan verksamheterna. 52 Kostnadseffektivitetsvillkoret är därför en fördelningsprincip för utsläppsreduktionsansvar som kan komma i konflikt med andra principer om vad som anses vara en rättvis fördelning. Beteendevetenskapliga experiment av t.ex. Charness och Rabin (2002) samt Andreoni and Miller (2002)) har dock visat att effektivitetsprincipen som fördelningsprincip får stöd bland människor i beteendeexperiment. Detta trots att principen alltså kan innebära att individen avstår från en högre egen välfärd för att gruppen som helhet ska få en bättre välfärd. I den enkätundersökning som genomfördes bland avloppsreningsverken rankades också kostnadseffektivitet inom sektorn högst som en faktor för att bestämma en rättvis fördelning av sektorns beting för BSAP (B5.1). Vi drar därför slutsatsen att en kostnadseffektiv 52 Det innefattar dock inte nödvändigtvis hur kostnaderna ska fördelas mellan verksamheterna. I t.ex. ett handelsystem med utsläppsrätter kommer utsläppsreduktionsansvaret att fördelas på sätt som motsvarar en kostnadseffektiv fördelning. Fördelningen av kostnaderna mellan verksamheterna kan å andra sidan bestämmas av tilldelningen av utsläppsrätter. 147

149 allokering av utsläppsreduktioner mellan verksamheter har en god acceptans bland verksamhetsutövarna. Fördelningen av det totala utsläppsreduktionsansvaret mellan verksamheterna innefattar dock inte nödvändigtvis hur kostnaderna ska fördelas mellan verksamheterna. I t.ex. ett handelsystem med utsläppsrätter kommer utsläppsreduktionsansvaret att fördelas på det sätt som motsvarar en kostnadseffektiv fördelning. Fördelningen av kostnaderna mellan verksamheterna bestäms å andra sidan främst av hur utsläppsrätterna fördelas mellan verksamheter. Man kan således välja hur kostnader mellan verksamheter ska fördelas mellan verksamheter oberoende av fördelningen av utsläppsreduktionsansvaret. En kostnadseffektiv fördelning av åtgärder mellan verksamheter innebär att åtgärdernas genomförande ska prioriteras efter kostnad bland den grupp av verksamheter som tilldelats betinget. I princip ska de åtgärder som är billigast prioriteras först, därefter de näst billigaste osv. fram till att utsläppsreduktionen från gruppen av verksamheter blir så stor att betinget har nåtts. Det är här viktigt att alla möjliga åtgärder vid alla verksamheter som omfattas tas med i uppräkningen av möjliga åtgärder. Ett annat villkor som uppfyller detta är att fördelningen av genomförda åtgärder ska vara sådan att verksamheternas marginalkostnader (kostnaden för att reducera ytterligare en utsläppsenhet) är lika för alla verksamheter som omfattas av betinget dvs. villkoret är MCi MC j för alla i och j (3) där i och j är två olika verksamheter. Om de marginella åtgärdskostnaderna skiljer stort mellan verksamheterna och är den dominerande posten i den totala kostnaden för styrmedlet kommer styrmedlets förmåga att fördela åtgärderna mellan verksamheterna på ett kostnadseffektivt sätt att bli avgörande för om styrmedlet är kostnadseffektivt eller inte. B Kostnadseffektivitetsvillkor med retention och aggregerade beting Betingen för BSAP liksom MKN för kustvatten är formulerade för belastningsreduktion till kust (nettoutsläpp till kust efter avdrag av den reduktion som sker till följd av retention på vattnets väg mellan utsläppspunkt och kust). Då kommer åtgärder vid verksamheter i inlandet med hög retention att vara kostnadsineffektiva att bidra till belastningsminskning till kust jämfört med åtgärder vid verksamheter närmare kusterna (B 1.3). En stor retention innebär att det krävs stora åtgärder för att åstadkomma en liten förändring i belastning till kust. För att ett avloppsrenings- 148

150 verk i inlandet med 80 % retention ska uppnå en minskning vid kust med 1 ton måste utsläppen vid reningsverket minska med 5 ton. Kostnadseffektivitetsvillkoret kräver då att marginalkostnaden för åtgärder ska vara negativt proportionell mot den retention som verksamheten har dvs. marginalkostnaderna ska nu vara olika mellan verksamheter. För en verksamhet som har t.ex. 80 % retention ska marginalkostnaden (kr/kg reduktion) vid den optimala utsläppsnivån vara 20 % av den marginalkostnad som en verksamhet vid kusten har. Villkoret är: MC i ( i j j 1 r ) MC (1 r ) (4) där i och j är två olika verksamheter och r är den retention som verksamheten har (Hung och Shaw, 2005). Villkoret kan uppnås med avgift som är differentierad enligt regeln i ekvation (4). Så länge som betinget för belastningen till kust är aggregerat blir kostnadseffektivitetsvillkoret avgörande för hur det totala utsläppsreduktionsansvaret ska fördelas mellan verksamheterna. Ju lägre retention desto större är utsläppsreduktionsansvaret, allt annat lika. Kostnadseffektivitet är inte bara en normativ princip, det kan också påverka hur tidigt målet kan nås. Att fördela utsläppsreduktionsansvaret på ett kostnadseffektivt sätt enligt retentionen ökar möjligheterna att tidigare nå betinget. Det förutsätts normalt färre resurser för att nå en given total reduktion eftersom resurserna sätts in där de bidrar mest till att betinget uppfylls jämfört med om man fördelat ut betinget genom lika likartade villkor till alla verksamheter. I den enkätundersökning som genomfördes inom uppdraget bland verksamhetsutövare rankades retention på tredje plats (följt efter kostnadseffektivitet och anslutna pe) som en princip för att fördela av utsläppsreduktioner för sektorns beting för BSAP (B 5.1). Det finns således en förhållandevis god acceptans inom sektorn att fördela utsläppsreduktioner för ett mål till kustvatten enligt retention, allt annat lika. B Kostnadseffektivitetsvillkor för miljökvalitetsnormer Det om sagts ovan om kostnadseffektivitet gäller under förutsättning att betinget är formulerat för summan av utsläppen från en grupp av verksamheter. Om det finns flera geografiskt avgränsade beting antingen formulerade för delgrupper av verksamheter inom ett mindre geografiskt område (t.ex. ett avrinningsområde) eller t.o.m. för enstaka verksamheter som kan bli fallet med MKN för fosfor blir situationen annorlunda. Då gäller inte marginalkostnadsvillkoret att marginalkostnaderna ska vara lika. Den geografiska fördelningen av kostnadseffektivitetsvillkor ska då istället följa samma geografiska fördelning som betingen. Vart och ett av dem innebär att marginalkostnaderna mellan verksamheter ska vara olika inom respektive 149

151 område beroende på hur miljöeffekterna från utsläpp sprider sig i vattenförekomsterna. Det handlar då om styrning för heterogena miljöeffekter som behandlas i t.ex. Montgomery (1972), Atkinson och Tietenberg (1982), Krupnick et al (1983), Hung och Shaw (2005) och Farrow et al (2005) med kostnadseffektivitetsvillkor som följer av utformningen av respektive styrmedel. B Villkor för dynamisk effektivitet Åtgärder inom VA-sektorn kännetecknas av stora långsiktiga investeringar som är relativt sett kostsamma i ett kortsiktigt perspektiv men som ändå om de genomförs tidigt kan vara mer kostnadseffektiva i det långa perspektivet. Dynamisk ineffektivitet uppkommer t.ex. om investeringar inte sker i tid vilket i sin tur kan fördröja en måluppfyllelse sker. Dynamisk effektivitet innebär att målet nås på effektivaste sätt genom att fullt utnyttja och främja processer som informationsspridning, teknikutveckling, forskning och innovationer hos konsulter, leverantörer och användare (verksamhetsutövare) av tekniken. Ett styrmedel vars utformning inte är dynamiskt effektivt kan ha sämre förutsättningar att nå ett strängt framtida mål. Uttryckt i teoretiska termer innebär dynamisk effektivitet att internaliseringen av alla externa effekter balanseras mellan kortsiktiga (statiska) och långsiktiga externa effekter på ett dynamiskt optimalt sätt (Revesz och Stavins, 2007). För att ett styrmedel ska vara dynamiskt effektivt krävs att 1) det genererar åtgärder så att utsläppsmålet uppnås i varje period alternativt att marginalkostnader för åtgärder och skador från utsläpp är lika i varje period 2) det är dynamiskt kostnadseffektivt Dynamisk kostnadseffektivitet innebär att hänsyn tas till när i tiden olika åtgärder bör sättas in för att nå målet så effektivt som möjligt. Att utforma styrmedel för att uppfylla dynamisk kostnadseffektivitet är mer komplicerat än statisk kostnadseffektivitet eftersom det egentligen förutsätter att styrmedlet uppfyller två matematiska villkor samtidigt; dels 1) statisk kostnadseffektivitet i varje delperiod och dels 2) dynamisk kostnadseffektivitet under hela tidsperioden fram till att målet har nåtts I praktiken kan dessa två effektivitetsvillkor motverka varandra. Att välja en utformning som har goda förutsättningar att uppfylla dynamisk kostnadseffektivitet kan innebära att statisk kostnadseffektivitet i den närmaste framtiden inte kan uppfyllas och tvärtom. 150

152 Statisk kostnadseffektivitet i varje period förutsätter (A): att summan av utsläppen från alla verksamheter når delmålen för varje period och åtgärderna fördelats så att marginalkostnaderna för de utsläppsreduktioner som uppfyller målen i varje period är lika för alla verksamheter, alternativt i förekommande fall följer de teoretiska villkor som beskrivits i B B Det är då inte möjligt att reducera totalkostnaden ytterligare genom att flytta åtgärder från en verksamhet till en annan. Dynamisk kostnadseffektivitet kräver dessutom (B) en fördelning av åtgärder över tid är sådan att det inte är möjligt att reducera den totala kostnaden genom att flytta åtgärder från en period till en annan. Om vi ser till alternativkostnaden så ska med diskontering marginalkostnadsbanorna följa en stigande prisbana, dvs. öka med tiden i samma takt som avkastningen från en investering med riskfri ränta (jämför analogin med en så kallad Hotellings prisbana). 53 Det innebär att inget arbitrage uppkommer som skiftar utsläppsreduceringar från en tid till en annan längs utsläppsreduktionens målbana. Dynamisk kostnadseffektivitet råder således om A och B är uppfyllda samtidigt. I praktiken är det inte alltid som dessa två är möjliga att uppfylla samtidigt. Så länge som inte åtgärder blir dyrare med tiden (räknat som kr per reducerad enhet) så kan t.ex. inte utsläppsmålet vara detsamma mellan föregående och nästkommande period om A och B ska vara uppfyllda samtidigt. Man kan alltså inte välja utsläppsmålet i varje delperiod oberoende av kostnadseffektivitetsvillkoren utan att möta en avvägning mellan nyttan av att öka den dynamiska kostnadseffektiviteten på bekostnad av de statiska effektivitetsförluster som uppstår av att eventuellt sätta samhällsekonomiskt ineffektiva utsläppsmål under vissa perioder. B Teknikutveckling och dynamisk effektivitet Teknikutveckling sänker åtgärdskostnader över tiden, eller annorlunda uttryckt, kan ge högre reningsgrader till samma kostnad som tidigare. Genom att stimulera teknikutveckling i den närmaste framtiden kan man sänka kostnaderna för att nå ett givet beting med bättre teknik i framtiden. Ett styrmedel som är dynamiskt kostnadseffektivt kan skapa drivkrafter för teknikutveckling, kostnaderna för åtgärder sjunker vilket i sin tur stärker drivkrafterna att investera i nyare teknik för större utsläppsreduktioner. Större utsläppsreduktioner innebär att det blir möjligt att nå målet till lägre kostnader än de man räknat med i en statisk analys. Utan att ta hänsyn till detta riskerar man att överskatta kostnaderna för utsläppsreduktioner. 53 Hotellings prisbana gäller ursprungligen för hur en ändlig resurs ska utvinnas optimalt over tiden för att maximera avkastningen från resursen men är ett exempel på hur dynamisk effektivitet nås över tid med en stigande prisbana (Hotelling 1931). 151

153 Å andra sidan om ett styrmedel inte är dynamisk kostnadseffektivt kan det generera en tidsmässig snedvridning i rangordningen av åtgärder som även gör att måluppfyllelsen hotas eftersom snedvridningen gör att teknikutveckling och spridning av ny teknik går långsammare än den hade behövt göra. En s.k. inlåsning uppstår som fördröjer utbredningen av användandet av bättre (bästa möjliga) teknik inom sektorn. Denna kan göra att utbredningen av ny teknik inom sektorn går långsammare och därmed fördröjer uppfyllandet av en stor utsläppsminskning från branschen jämfört med om styrmedlet förmått att generera dynamisk kostnadseffektivitet. Att välja ett styrmedel som är dynamisk kostnadseffektivitet är en viktig faktor för att motverka sådana inlåsningar. En viktig uppgift i en styrmedelsanalys är att identifiera om styrmedlet leder till ökad risk för tidsmässig snedvridning i rangordningen av åtgärder. Det finns i synnerhet två orsaker till uppkomsten av denna typ av snedvridning. Lärandeeffekter Investeringar i ny reningsteknik ger möjligheter för konsulter, leverantörer och användare (avloppsreningsverken) att lära sig av erfarenheterna vilket gör att kostnaderna för tekniken blir lägre nästa gång den genomförs och används på liknande sätt vid andra verksamheter. Kostnaden för en teknik är därmed inte given utan påverkas av introduktion och ökad användning av tekniken i branschen och därmed också i sin tur av styrmedlen. Dessa dynamiska effekter kan förklaras av s.k. learning-by-using, learning-by-doing eller nätverksexternaliteter, Jaffe et al. (2002). En viktig erfarenhet inom styrmedelsanalys är att det inte räcker med bara teknikoch utsläppsvillkor för att generera investeringar i teknikutveckling. Det centrala budskapet är att två typer av marknadsmisslyckanden behöver regleras med i regel två styrmedel (Tinbergens lag). Detta motiverar bl.a. införandet av ett styrmedel som främjar introduktion och användning av ny teknik. Förutsägbarhet och långsiktighet En andra orsak till att genomförandet av åtgärder med syfte att nå betinget kan snedvridas över tiden är osäkerhet om framtida politiska beslut om styrmedel eller beslut om tillstånd eller villkor i dessa. Beslut om långsiktiga investeringar i åtgärder i avloppsreningsverk bygger på kommunal förankring (B 1.4.3). Om styrmedlets framtid är osäker blir också lönsamheten hos investeringar i åtgärder osäkra för verksamhetsutövare. I dessa fall kan en snedvridning i urvalet av åtgärder till fördel för processoptimeringar uppstå vilket dels kan fördröja ombyggnationer som hade varit kostnadseffektiva men det skapar och en fördel för de verksamheter som kan utnyttja existerande kapacitet i processoptimeringar gentemot de som inte har det. Ineffektiviteten i systemet uppstår således på grund av att den politiska osäkerheten diskriminerar ombyggnationer till förmån för (på kortare sikt) billigare processoptimeringar. 152

154 Detta ska inte tolkas som att processoptimeringar har negativ inverkan på måleffektivitet, tvärtom är de en avgörande faktor för att kunna nå betinget tidigare (B 1.4.2). Men om processoptimeringar genomförs i de fall då en ombyggnation som bygger på bättre teknik hade varit kostnadseffektivare på längre sikt blir den dynamiska effektiviteten lidande vilket får följden att inte den bästa möjliga tekniken används i praktiken. Detta kan bromsa upp genomförandet i framtiden. En sådan osäkerhet kan göra att ett styrmedel som annars varit dynamiskt kostnadseffektivt inte blir det. Även om exempelvis ett avgiftssystem med återföring gynnar statisk kostnadseffektivitet kan större, och på sikt kostnadseffektiva, investeringar skjutas på framtiden om verksamhetsutövarna inte är säkra på att avgiftssystemet och avgiftsnivån kommer att bestå under investeringarnas livslängd. I detta fall är bara införandet av ett avgiftssystem inte ett tillräckligt villkor för dynamisk kostnadseffektivitet. Det krävs också en politisk långsiktighet som står bakom (se t.ex. Kydland och Prescott, 1977). Ett sätt att öka förtroendet för långsiktigt politiskt åtagande är att avgiftssystemet i detta fall formuleras i en lag som kräver riksdagsbeslut istället för en förordning eller föreskrift som lättare kan ändras alternativt att man fastställer en golvbana i ett certifikatssystem i en lag. Det är väsentligt att styrmedlet förväntas bestå inte bara till dess att branschens beting uppnåtts utan att dess tidshorisont även omfattar tidshorisonterna hos de långsiktiga investeringar som präglar VA-branschen. Teknik- och utsläppsvillkor i ett tillstånd utan tidsbegränsning bär på en osäkerhet om när en omprövning kommer och vilka krav som då kommer att ställas. Det är ett dilemma kring villkor i tillstånd som leder till en avvägning mellan verksamhetsutövarens behov av stabilitet och förutsägbarhet kring investeringar och en snabbare reducering av miljöpåverkan. Det ger verksamhetsutövaren incitament att avvakta så länge som tillståndet gäller (se även B ). Ett ekonomiskt styrmedel kan ha en viss effekt på teknikutvecklingen genom att det gör utsläpp kostsamma istället för att vara gratis. Fördelen jämfört med kortare livslängder på tillståndsutsläpp är att de ger en indikation på hur stora utsläppskraven blir via priset på utsläpp. Ett handelssystems successiva skärpning av utsläppseller reduktionsnivå enligt en förutbestämd plan ger även en direkt indikation på hur kraven i genomsnitt ska skärpas framöver. B Transaktionskostnader och dynamisk effektivitet För att administrera ett styrmedel uppkommer administrativa kostnader för såväl myndigheter som verksamhetsutövare. Transaktionskostnader är en slags administrativa kostnader som kan påverka aktörers beteende. Om ett styrmedel för med sig stora transaktionskostnader för verksamhetsutövare och myndigheter kan både precisionen hos måluppfyllelse försämras och ett genomförande av åtgärder ta 153

155 längre tid i anspråk. Detta eftersom transaktionskostnader verkar som grus i maskineriet och motverkar eller överskuggar de incitament som styrmedlet annars avser genererar. Vid utformning av styrmedel möter man hela tiden avvägningar mellan nyttan av en högre grad av sofistikation hos styrmedlet som ger minskad miljöpåverkan och de transaktionskostnader som den extra administrationen för med sig. Transaktionskostnader påverkar således hur organisationer, förvaltningar och sociala institutioner organiseras och drivs (Coase, 1937, 1960). För att höja ett styrmedels dynamiska effektivitet och förutsägbarhet består en viktig del i utformningen av styrmedlet att identifiera var transaktionskostnader kan uppstå och välja styrmedel och anpassa utformning och tillsyn så att transaktionskostnaderna hålls så låga som möjligt och om möjligt elimineras. En tydlig central tillsynsvägledning inom tillståndsprövningen sänker myndigheters och verksamhetsutövarens transaktionskostnader och kan därmed ge ett snabbare och mer förutsägbart genomförande av åtgärder (dock kostar tillsynsvägledningen mer men precision och genomförandetiden minskar). Lagar och regler kring nya styrmedel kan optimeras för att minska privata aktörers behov av att samla in information vilket sänker transaktionskostnaderna och ökar måleffektiviteten. En annan faktor är frekvensen av en transaktion. Ju mer standardiserad en transaktion är ju lägre är kostnaden för den vilket underlättar genomförandet. Osäkerhet och otydlighet hos ett styrmedel är en annan faktor som ökar transaktionskostnaderna i form av extra kostnader hos såväl verksamhetsutövare som myndigheter för att söka information, ta fram beslutsunderlag och göra bedömningar under osäkerhet. Osäkerhet kan bestå av många olika kategorier; politisk osäkerhet om styrmedlets framtid och kommande utsläppsvillkor, osäkerhet vid kontraktsupprättande mellan aktörer, osäkerhet om beteendet hos en aktör. Den osäkerhet som kan tas bort vid utformningen av ett styrmedel bör därför tas bort. B Karakteristik hos uppskattade kostnadsuppskattningar för åtgärder De uppskattade åtgärdskostnaderna som används i detta uppdrag är schablonkostnader som bygger på i huvudsak de antaganden som görs i IVL (2009, 2011) samt enkätundersökning om teknikanvändning (B 5.1). Data är baserad på antaganden och generaliseringar inte minst vad gäller byggkostnader. I verkligheten kan kostnaderna variera mer än i dessa data beroende på unika förutsättningar som råder vid varje verksamhet. Variationen i kostnader kan alltså vara underskattad vilket gör att den beräknade optimala fördelningen av åtgärder blir felaktig samt att potentialen från kostnadseffektivitet blir underskattad. 154

156 I tabell B 1.19 anges deskriptiv statistik för åtgärdskostnaderna för att nå en reningsgrad på 80 %. De uppvisar en viss heterogenitet och kan i realiteten variera än mer än data eftersom schablonerna inte väger in unika omständigheter. 54 Tabell B1.19 Deskriptiv statistik för åtgärdskostnader för kvävereduktion (kr/kg reduktion) Antal Max reduktion (ton) Deskriptiv statistik åtgärdskostnader (kr/kg) Medelvärde Median Min Max Standardavvikelse > Samtliga På grund av skalfördelar tenderar i allmänhet mindre verksamheter ha större genomsnittliga åtgärdskostnader (kr/kg reduktion) än större verksamheter enligt data. Det finns dock verksamheter i den minsta storleksklassen som har lägre kostnader än verksamheter i de större storleksklasserna. Medelvärdet för åtgärdskostnaderna är lägre för klassen än Det höga medelvärdet i förhållandet till median och standardavvikelsen är ett tecken på att det finns ett fåtal avloppsreningsverk med mycket höga kostnader i klassen En kostnadseffektiv fördelning av åtgärder mellan verksamheter innebär att åtgärdernas genomförande ska prioriteras efter kostnad bland den grupp av verksamheter som tilldelats betinget. I princip ska de åtgärder som är billigast prioriteras först, därefter de näst billigaste osv. fram till att utsläppsreduktionen från gruppen av verksamheter blir så stor att betinget har nåtts. Det är här viktigt att alla möjliga åtgärder vid alla verksamheter som omfattas tas med i uppräkningen av möjliga åtgärder. Figur B1.19 visar ett McKinsey diagram för 80 % kvävereduktion vid utsläppspunkter hos 231 avloppsreningsverk baserat på uppskattade åtgärdskostnader från IVL (2011). I ett McKinsey diagram har man på x-axeln radat upp alla åtgärder som finns så att man kan läsa av den totala utsläppsreduktionen som åtgärderna tillsammans kan generera. Åtgärderna är rangordnade efter åtgärdskostnad (kr/kg kvävereduktion). Man kan därmed på y-axeln avläsa hur stor åtgärdskostnaden (kr/kg reduktion) är i för varje given total utsläppsreduktionsnivå. Ett beting på 3 54 Tre övre uteliggare och två övre uteliggare är inte medtagna i karakteristiken för kväve respektive fosfor. 155

157 000 ton minskning av belastningen till kust innebär alltså att utsläppen från avloppsreningsverken behöver minska med ca ton jämfört 2010 vilket innebär en åtgärdskostnad på ca 125 kr/kg (B 1.1.2). Figur B1.19 McKinsey kostnadsfunktion för kvävereduktion för kommunala avloppsreningsverk anslutna personekvivalenter I tabell B1.20 anges karakteristiska för åtgärdskostnaderna för fosforreduktion. Upp till 20 tons reduktion är åtgärdskostnaderna låga till följd av processoptimeringar vilket illustreras i ett McKinsey diagram (figur B1.10). Tabell B1.20 Deskriptiv statistik för åtgärdskostnader för fosforreduktion (kr/kg reduktion) Medelvärde Median Min Max Standardavvikelse Fosforreduktion Om data ger en korrekt bild av åtgärdskostnaderna skulle ett ekonomiskt styrmedel ha relativt stor potential inom upp till en reduktion på ca 20 ton. För att reducera utsläppen med t.ex. 45 ton behöver en skatt sedan höjas till minst kr/kg. För att kunna nå denna reduktion i praktiken behöver skatten normalt vara ännu högre för att även täcka in transaktionskostnaderna. 156

158 Figur B1.10 McKinsey kostnadsfunktion för fosforreduktion för kommunala avloppsreningsverk anslutna personekvivalenter B Konsekvenser för styrmedelsutformning Olika styrmedel har olika förutsättningar att generera en kostnadseffektiv fördelning av utsläppsreduktioner. Generellt brukar det hävdas att ekonomiska styrmedel har bättre förutsättningar att vara kostnadseffektiva än individuella eller generella utsläppskrav. Men det finns situationer då ekonomiska styrmedel kan ha sämre förutsättningar än utsläppsvillkor att vara kostnadseffektiva. Det handlar t.ex. om situationer när kostnadseffektivitet kräver att verksamheternas marginalkostnader för åtgärder ska vara olika. Ekonomiska styrmedel har bäst förutsättningar att vara kostnadseffektiva när kostnadseffektivitet kräver att marginalkostnader ska vara lika. Detta uppstår framförallt när målet gäller en utsläppssumma från flera verksamheter och inte utsläppsmål på verksamhetsnivå. Potentialen för kostnadseffektivitet ökar också om verksamheterna har olika stora åtgärdskostnader. Ett utsläppskrav i generella föreskrifter som t.ex. anger att alla verksamheter ska klara utsläppskravet 10 mg/l är i allmänhet inte en kostnadseffektiv fördelning (för ett mål som liksom BSAP gäller för utsläppssumman) eftersom den inte tar hänsyn till att vissa individuella verksamheter kan ha relativt höga åtgärdskostnader (vilket kan innebära att 10 mg/l kanske är ett orimligt krav för dessa) och inte heller att andra verksamheter kan ha relativt lägre åtgärdskostnader (och lättare skulle kunnat gå längre än 10 mg/l och därför också borde ha gjort det för en effektivare måluppfyllelse). I avloppsdirektivet 1991/271/EG och Naturvårdsverkets föreskrifter SNFS 1994:7 har avloppsreningsverk större än pe strängare kvävevillkor (10 mg/l) än avloppsreningsverk i storleksklassen pe (15 mg/l). 157

159 Effektivitetsprincipen har alltså tillämpas i viss grad eftersom större avloppsreningsverk i allmänhet, allt annat lika, har lägre kostnader (kr/ kg reduktion) än mindre verksamheter. Jämfört med utsläppskrav i generella föreskrifter skulle i teorin tillståndsprövning enligt hänsynsreglerna i 2 kap. MB kunna ha en något större flexibilitet för att åstadkomma en kostnadseffektivare allokering av åtgärder. Detta eftersom orimliga kostnader för en verksamhet kan innebära en nedsättning av villkoren enligt 2 kap. 7 MB (men det sker ingen kompenserande utökning av kravet på en annan verksamhet som i t.ex. handelsystem som säkerställer att kravet på utsläppssumman behålls). Tillståndsprövning har dock alltjämt stora administrativa transaktionskostnader för att åstadkomma denna individuella flexibilitet i varje prövoärende jämfört med ett handelssystem vars genomförande innehåller en liknande flexibilitet vid orimliga kostnader. När betinget är formulerat som en utsläppssumma för många verksamheter som har olika marginalkostnader är ekonomiska styrmedel i allmänhet de mest kostnadseffektiva och de tidigaste att nå målet eftersom de styr med ett gemensamt pris för alla verksamheter (ett handelssystem styr även med reglering av utsläppssumman). Då har marginalkostnadsvillkoret större chanser att uppfyllas i större grad än vid t.ex. utsläppskrav i generella föreskrifter, m.a.o. de verksamheter som har relativt högre åtgärdskostnader kommer inte att gå så långt då det medför orimliga kostnader och verksamheter som har relativt lägre åtgärdskostnader kommer att gå längre. I t.ex. ett handelsystem kommer antalet utsläppsrätter som tilldelas sedan att indirekt avgöra vad som är orimliga kostnader och inte. Osäkerheten hos åtgärds- och transaktionskostnader hos verksamhetsutövarna kommer att flyttas över till en osäkerhet hos den optimala avgiften som ska nå betinget, vilket i sin tur innebär en osäkerhet i betingsuppfyllelse hos ekonomiska styrmedel med prisreglering (4.4.1). 158

160 Box 1.5 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning 1) BSAP: Uppfylla kostnadseffektivitetsvillkor för ett aggregerat beting med retention genom att marginalkostnader för belastning är lika MC i ( 1 ri ) MC j (1 rj ) 2) MKN: Uppfylla kostnadseffektivitet för beting för MKN enligt det system som används (B 1.6.6). 3) Uppfylla villkoren så långt det är möjligt för dynamisk effektivitet (B och B 1.6.8) 4) Sträva efter en utformning av styrmedel, information och tillsyn med så låga transaktionskostnader som möjligt för större tydlighet hos incitament och därmed större precision hos måluppfyllelsen (B 1.6.9) 5) Ett styrmedel bör ha en säker betingsuppfyllelse. Osäkerheten i åtgärdskostnader gör att ekonomiska styrmedel med prisreglering får osäker betingsuppfyllelse. Ett undantag är handelssystem eftersom detta har en reglering av utsläppssumman från de verksamhetsutövare som omfattas. 159

161 B 1.7 Kostnadstäckning och PPP enligt ramdirektivet Inledning Syftet med detta kapitel är att beakta principerna om kostnadstäckning och förorenaren betalar enligt ramdirektivet för vatten (2000/60/EG) för att undvika att det eller de styrmedel som uppdraget utvecklar riskerar att strida mot dessa punkter i direktivet. B Kostnadstäckning Enligt EU:s ramdirektiv för vatten (2000/60/EG) artikel 9.1 ska en prispolitik införas som ska beakta principen om kostnadstäckning för vattentjänster inberäknat miljö- och resurskostnader, senast Det uttryckliga kravet att även ta med miljö- och resurskostnader i kostnadstäckningen i ramdirektivet är en nyhet för de flesta medlemsländer, vars vattenavgifter förut oftast inkluderat endast finansiella kostnader såsom t.ex. åtgärdskostnader (EEA, 2005). Kostnadstäckning och principen förorenaren betalar (PPP) är begrepp inom ekonomisk vetenskap vars syfte är att stärka en bred kontroll av användningen (efterfrågan) av en resurs i samhället (Buckland och Zabel 1996). 55 Eftersom syftet är kontroll av resursanvändningen inkluderas även miljö- och resurskostnader som användningen för med sig. Kostnadstäckning innebär generellt sett att de kostnader som användningen av en resurs för med sig ska betalas av någon eller några. Det innefattar alltså normalt sett inte bara kostnader för att generera resursen utan även de kostnader som uppkommer på miljön vid användandet av resursen (miljökostnader). Det innefattar även de kostnader som uppkommer om efterfrågan på resursen är större än dess tillgång (resurskostnader). 55 Genom att skapa ekonomiska incitament sprids effekterna av utsläpp till fler privata aktörer i beslutskedjorna vilket leder till en mer hållbar konsumtion och produktion. Detta leder dock inte nödvändigtvis till förändrat beteende hos hushåll. Martínez-Espiñeira och Nauges (2004) har påvisat att t.ex. vattenkonsumtion är okänslig för prisökningar. En avgift har då bara effekt på konsumtionen över en viss konsumtionsnivå hos individen. Det finns skäl att anta att hushållets beteende kring betalning för omhändertagande av avloppsvatten också är inelastisk. Även i de fall beteendet inte påverkas kan avgiftsintäkterna användas för återställning och bidra till mindre miljöskador, dvs. kostnadstäckningens fördelningsaspekt gäller fortfarande. 160

162 Kostnadstäckning i enlighet med principen förorenaren betalar innebär att den aktör som använder en resurs på olika sätt ska betala för de kostnader som användningen för med sig. Användningen av en resurs kan då innefatta uttag av resursen, t.ex. vattenförsörjning, men i exemplet vatten kan användning också vara t.ex. uppdämning, rekreation eller utsläpp till vatten, dvs. att man använder vattensystem som mottagare för utsläpp. De totala kostnaderna för kostnadstäckning delas vanligen upp i tre slag (se även Naturvårdsverkets handbok 2007:3) Finansiella kostnader är t.ex. åtgärdskostnader drifts- och underhållskostnader samt kapitalkostnader och transaktionskostnader för att reducera utsläpp eller vidta skyddsåtgärder. Miljökostnader är de kostnader som uppkommer på grund av de miljöeffekter som användning av resursen har 56. Resurskostnader uppkommer vid alternativ användning av en resurs då den utnyttjas bortom sin hållbara förmåga. Om det inte råder konkurrens över användningen av en resurs såsom t.ex. brist på vattenmängd eller försämrad vattenstatus till följd av utsläpp är resurskostnaden (alternativkostnaden) noll. Denna uppdelning är delvis missvisande eftersom kostnader kan hamna i fler än en kategori. En miljökostnad uppstår t.ex. då utsläpp till vatten orsakar en försämring av vattenkvaliteten, vilket i sin tur påverkar människors möjlighet till användning av samma vatten för andra ändamål än utsläpp. Den försämring av vattenkvalitet som uppkommer, till följd av utsläppen, är då en resurskostnad eftersom detta konkurrerar med andra användningsområden. Det innebär att miljökostnaden i det sammanhanget är att betrakta som en särskild kategori av resurskostnad. Ramdirektivet och den tolkning som Sverige och Vattenprisutredningen gjort är en avgränsning från den betydelse som termerna kostnadstäckning och förorenaren betalar generellt avser inom ekonomisk vetenskap. I artikel 9.1 lyfts endast vissa delar av vattenanvändningen ut till att omfattas av kostnadstäckning och förorenaren betalar med begreppet vattentjänster som definieras som alla tjänster som tillhandahåller hushåll, myndigheter eller någon slags ekonomisk verksamhet a) uttag, uppdämning, lagring, rening och distribution av ytvatten eller grundvatten, b) insamling och rening av avloppsvatten som senare släpps ut till ytvatten (artikel 2.38). 56 Eftersom miljökostnader är svåra att beräkna har Naturvårdsverket tidigare föreslagit att miljökostnaden som ett minimum kan uppskattas till miljöskyddskostnaden, dvs. den kostnad som krävs för att åtgärda miljöpåverkan så att gällande miljökrav/lagstiftning uppfylls (Naturvårdsverkets handbok 2007:3). Därmed kommer miljökostnaden inte med säkerhet att täcka alla miljöskyddskostnader men kostnaderna ökar med strängare miljökrav. 161

163 Övrig vattenanvändning såsom t.ex. utsläpp till vatten som kan försämra vattenkvaliteten skulle därmed inte omfattas av kostnadstäckning och förorenaren betalar enligt artikel 9.1 första stycket. Detta blir förstås en udda prioritering sett utifrån svenska behov. Syftet med en prispolitik baserad på kostnadstäckning och förorenaren betalar är att kontrollera överutnyttjande av en resurs och det just användningsområdet utsläpp till vatten (snarare än vattendistribution) som är en överutnyttjad resurs i Sverige med övergödningsproblem som följd. Övergödningsproblemen är en indikator på att utsläppen överstiger de mängder som är hållbara för att upprätthålla en god vattenstatus dvs. det finns en signifikant resurskostnad (som innefattar även miljökostnader) för utsläpp till vatten som idag inte får täckning. Så länge som utsläpp till vatten inte ska ses som en vattentjänst utan räknas till det vidare begreppet vattenanvändning så gäller alltså inte artikel 9.1 andra stycket. 57 B Principen förorenaren betalar Principen om förorenarens betalar (Polluter-Pays Principle, PPP) är en princip som anger hur de kostnader som ingår i kostnadstäckningen ska fördelas mellan olika aktörer. Med andra ord kan kostnadstäckning vara uppfylld utan att PPP är uppfylld. Syftet med PPP är att skapa en effektivare allokering av resurser genom att låta de aktörer som fattar beslut om resursernas utnyttjande möta priset på resursen som en återspegling av resursens knapphet. PPP antogs av OECD redan 1972 och avsåg då att förorenaren skulle bära åtgärdskostnaderna för att förebygga och reducera utsläpp till de nivåer som myndigheter beslutat (OECD, 1972). PPP förekom även tidigt i EU:s lagstiftning. Den nämns i artikel 191 i fördraget om EU:s funktionssätt. 58 I punkt 2 anges: 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 förebyggande åtgärder bör vidtas, att miljöförstöring företrädesvis bör hejdas vid källan och att förorenaren ska betala. Tolkningen av principen inom politiska sammanhang har sedan dess utvidgats, inte minst påverkad av forskningen inom ekonomi (Jones, 1998). Av artikel 9.1 i ramdirektivet för vatten (2000/60/EG) framgår nu att medlemsstaterna skall be- 57 En annan sak gäller kostnadstäckning för miljökostnader kopplade till vattentjänster (och som därför omfattas av ramdirektivet) som idag hanteras med hjälp av miljöbalken och inte prispolitik. Likaså anger ramdirektivet att kostnadstäckningen ska ske med utgångspunkt i enekonomisk analysenligt bilaga III, vilket inte kan sägas vara förhållandet i Sverige. Detta har dock redan behandlats av Vattenprisutredningen (SOU 2010:17) och då i form av ett övervägande att eventuellt åberopa artikel 9.4 i ramdirektivet. 58 Tidigare artikel 174 i fördraget om upprättande av Europeiska Gemenskapen. 162

164 akta principen om kostnadstäckning för vattentjänster inberäknat miljö- och resurskostnader, och i enlighet framförallt med principen att förorenaren betalar. På basis av de olika tolkningarna av förorenaren betalar (PPP) som förekommer i olika politiska sammanhang kan man uttolka fyra olika varianter av PPP. Tabell B1.21 Fyra varianter av förorenaren betalar (PPP) Version Täckning på sektorsnivå Täckning på verksamhetsnivå Svag PPP Finansiella kostnader för respektive Finansiella kostnader i sektorn verksamhetsutövare Stark PPP Finansiella kostnader + miljöoch resurskostnader för sektorn Finansiella kostnader + miljöoch resurskostnader för respektive verksamhetsutövare I artikel 9.1 anger ramdirektivet i dessa termer en stark version av PPP. Till en början var frågan om kostnadstäckning och PPP en av de 14 frågor som det inte nåddes enighet om i ministerrådet. Principen om full kostnadstäckning blev kontroversiell under arbetet med direktivet. Detta ledde till att den ursprungliga tanken att introducera full kostnadstäckning för alla vattentjänster mildrades på grund av trycket från ministerrådet. Medlemsländer förutsätts nu bara säkerställa att det pris som tas ut från konsumenter för vattendistribution och avloppshantering skall beakta miljö- och resurskostnader. 59 Ordalydelsen skall beakta anger alltså att principen ska gälla men det är oklart till vilken grad. 60 Det ges även en möjlighet för ett land att under vissa omständigheter inte fullt ut följa ett genomförande av en kostnadstäckning i enlighet med förorenaren betalar med stöd av artikel 9.4. En annan distinktion är om kostnadstäckningen ska ske på sektorsnivå eller verksamhetsnivå som i tabell B Enligt artikel 9.1 andra stycket i ramdirektivet ska de olika vattenanvändningsverksamheterna, uppdelade på åtminstone industri, hushåll och jordbruk bidra adekvat till kostnadstäckningen för vattentjänster. Vattenprisutredningen (SOU 2010:17) tolkar detta som att 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 European Environment, Eur. Env. 13, (2003) 60 Innebörden av att förorenaren ska betala beskrivs dock inte närmare i ramdirektivet och inte heller i fördraget. 61 Se SOU 2010:17, s

165 Det är en möjlig tolkning om man enbart ser till ordalydelsen men sett utifrån sammanhanget är det en udda tolkning som delvis förbigår själva grundtanken med kostnadstäckning och förorenaren betalar, nämligen att en effektivare kontroll av användningen av resurserna åstadkoms genom att varje utsläppskälla betalar marginalkostnaden för sina utsläpp. Eftersom variationen i åtgärdskostnader många gånger kan vara större inom en sektor (t.ex. mellan de minsta och största verksamheterna) än variationen mellan sektorer så innebär kostnadstäckning på sektorsnivå en försämrad precision hos kontrollen av användningen av resurser. Därmed kan en stor del av syftet med kostnadstäckning, dvs. förbättrad kontroll av utsläppen ha gått förlorad. B Konsekvenser för styrmedelsutformning Syftet med att beakta principerna om kostnadstäckning och förorenaren betalar enligt ramdirektivet i detta uppdrag om styrmedel är att undvika ett styrmedelsförslag som riskerar att strida mot denna punkt i direktivet. Finansiella kostnader, och därmed bl.a. åtgärdskostnader, täcks i stort sett så länge som verksamheterna inte erhåller bidrag eller subventioner för att genomföra de åtgärder som krävs av lagstiftningen. Detta utesluter alltså ekonomiska styrmedel i form av bidrag eller subventioner för att genomföra åtgärder. Det föreligger dock i dag inget förbud i svensk lagstiftning mot att subventionera VA-verksamhet. Vattenprisutredningen nämner för övrigt införandet av ett förbud i lag mot sådana subventioner som ett sätt att gå Kommissionens kritik till mötes vad gäller kravet på kostnadstäckning för vattentjänster (SOU 2010:17, s. 303). Bland de styrmedel som utreds i detta uppdrag står avgiftssystem med full återföring (ASAR) längst från PPP (B 2.6). Vid kostnadstäckning på verksamhetsnivå är ASAR inte förenligt med svag PPP eftersom återföringen i ASAR kan innebära att en enskild verksamhetsutövares åtgärdskostnader inte täcks till fullo. För en verksamhet som till följd av t.ex. MKN får relativt strängare utsläppskrav jämfört med andra verksamheter inom sektorn kommer återföringen bli större än avgiftsinbetalningen, dvs. netto så subventioneras verksamhetens åtgärder delvis. Detta innebär inte bara att verksamheten slipper miljö- och resurskostnader, utan även att åtminstone delar av åtgärdskostnaden subventioneras. Huruvida Sverige idag beaktar principen om kostnadstäckning inbegripet miljöoch resurskostnader enligt artikel 9 i ramdirektivet är en fråga som behandlats i Vattenprisutredningen och som ifrågasatts av EU-kommissionen med svar från Sverige till Kommissonen. Detta har bl.a. försiggått som en diskussion om hur begreppet vattentjänster (de enda för vilka kostnadstäckning alltså ska gälla) ska definieras. Sveriges uppfattning som i stort även delas av Vattenprisutredningen är att (oavsett hur vattentjänster definieras) så täcks miljökostnader genom att verksamhetsutövaren på egen bekostnad vidtar skyddsåtgärder och ersätter skadeli- 164

166 dande i enlighet med hänsynsreglerna i 2 kap. 2-5 miljöbalken och bestämmelserna om skadestånd i 32 kap. miljöbalken. Om miljökostnader förknippade med miljökvalitetsnormer inte täcks ska detta uppnås genom de åtgärdsprogram som har beslutats (SOU 2010:17, s ). Samma hållning hade Sverige i sitt svar till kommissionen (Dnr M2007/4848/R) efter att EG-kommissionen ifrågasatt Sveriges genomförande av bl.a. artikel 9 i ramdirektivet. 62 Om denna tolkning gäller så kan inget av de styrmedel som föreslås i detta uppdrag ifrågasättas på denna punkt eftersom inget av dem innebär att åtgärder subventioneras i större utsträckning eller beskattas eller avgiftsbeläggs i mindre utsträckning än i befintlig rätt inom miljöbalken. Vid täckning på sektorsnivå och utifrån den svenska tolkningen av miljöbalkens täckning av miljökostnader så uppfyller såväl ASAR (B 2.6) som övriga styrmedel i detta uppdrag såväl svag som stark PPP. De ekonomiska styrmedlen uppfyller i högre grad prispolitiken i ramdirektivet genom att skapa ett pris på utsläpp som innebär att samhället för över den miljökostnad som utsläppen orsakar samhället på verksamhetsutövarna, vilka i sin tur kommer att föra vidare kostnaden till industri och hushåll, som också får bära delar av utsläppens miljökostnader. Box 1.6 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning 1) För att vara i linje med ramdirektivets fokus på kostnadstäckning och förorenaren betalar, ska ekonomiska styrmedel som ger bidrag eller subventioner för genomförande av åtgärder undvikas. 2) För en ökad kontroll av användningen av vatten bör styrmedlet kunna uppfylla kostnadstäckning och förorenaren betalar på verksamhetsnivå. Här finns dock en avvägning mellan kostnadstäckning och outputeffekten i reglerade kommunala monopol (Gersbach och Requate, 2005) (B1.4.4 samt B 1.4.5). 62 Denna tolkning innebär att man skattar miljöskyddskostnaden som den kostnad som krävs för att åtgärda miljöpåverkan så att gällande miljökrav/lagstiftning uppfylls (Naturvårdsverket 2007:3). 165

167 B 1.8 Befintlig reglering - en styrmedelsanalys Inledning Det huvudsakliga syftet är att utvärdera hur regleringen av kväveutsläpp gått till i den befintliga rätten (tillståndsprövning samt generella föreskrifter) sedan reglering av kväve började införas på 1990-talet. Detta är dels väsentligt därför att tillståndsprövning utgör referensalternativ samt att utredningen även omfattar om ett nytt styrmedel kan verka parallellt med tillståndsprövning och generella föreskrifter i befintlig rätt. De moment som berörs i utvärderingen är bl.a. drivkrafterna för att initiera omprövningar, tidsåtgången för omprövningsprocesser. vilka faktorer som varit avgörande för vilka kvävevillkor som beslutats i tillstånd. B Tillståndsprövningen i Miljöprövningsdelegationen För att bedriva miljöfarlig verksamhet såsom avloppsreningsverk med en anslutning med mer än personer krävs det tillstånd enligt miljöbalken. 63 Vid tillståndsprövningen beslutas om tillstånd ska lämnas och om de villkor som behövs för att begränsa skador och andra olägenheter som kan orsakas av verksamheten. Mindre ändringar som inte innebär någon olägenhet av betydelse för människors hälsa eller miljön undantas från kravet på tillståndsplikt. Regeringen har genom förordningen (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd (FMH) angivit vilka verksamheter som fordrar tillstånd respektive som behöver anmälas samt var tillstånd ska sökas. Tillstånds- och anmälningsplikten är straffsanktionerad enligt 29 kap. 4 miljöbalken. Av FMH framgår att det är tillståndspliktigt att anlägga och driva en avloppsreningsanläggning med en anslutning av fler än personer eller som tar emot avloppsvatten med en föroreningsmängd som motsvarar mer än personekvivalenter. Tillstånd söks hos miljöprövningsdelegationen inom länsstyrelsen Begreppet miljöfarlig verksamhet definieras i 9 kap. 1 miljöbalken. Med miljöfarlig verksamhet avses sammanfattningsvis all användning av mark, byggnader eller anläggningar som kan ge upphov till utsläpp till mark eller vatten eller till andra störningar för människor eller miljö. 64 Att uppföra och driva en avloppsreningsanläggning dimensionerad för mer än 200 personekvivalenter men under nivån för tillståndsplikt, kräver istället en anmälan hos kommunen (miljönämnden eller motsvarande). 166

168 Av 6 kap. 1 miljöbalken framgår att en miljökonsekvensbeskrivning (MKB) ska ingå i en ansökan om tillstånd att anlägga, driva eller ändra verksamheter enligt 9 kap. miljöbalken. Innan en ansökan om tillstånd görs och MKB upprättas, ska den som avser att bedriva verksamheten i god tid innan och i behövlig omfattning samråda med länsstyrelsen, tillsynsmyndigheten och de enskilda som kan antas bli särskilt berörda. Samrådet ska avse verksamhetens eller åtgärdens lokalisering, omfattning, utformning och miljöpåverkan, tillståndsansökan samt miljökonsekvensbeskrivningens innehåll och utformning. Om verksamheten eller åtgärden antas medföra en betydande miljöpåverkan, ska samråd även ske med de övriga statliga myndigheter, de kommuner, den allmänhet och de organisationer som kan antas bli berörda. Beroende på huruvida verksamheten bedöms medföra en betydande miljöpåverkan eller ej, krävs en mer eller mindre utförlig miljökonsekvensbeskrivning (MKB). När samrådet har avslutats utarbetas en tillståndsansökan och MKB. Ansökan lämnas in till miljöprövningsdelegationen inom länsstyrelsen. Länsstyrelsen remitterar sedan ansökningshandlingarna till kommunens miljönämnd och i förekommande fall andra myndigheter och enskilda som haft invändningar under samrådet. När synpunkter på kompletteringsbehov av ansökningshandlingarna kommit in till länsstyrelsen föreläggs sökanden att inom viss tid komplettera ansökan. När miljöprövningsdelegationen inom länsstyrelsen bedömer att ansökan (inklusive MKB) är komplett kungörs 65 den och remitteras återigen till miljönämnden, m.fl. De synpunkter som kommer in får sedan sökanden tillfälle att bemöta. Hos vissa länsstyrelser remitteras därefter länsstyrelsens förslag till beslut till sökanden för synpunkter, varefter miljöprövningsdelegationen fattar ett slutligt beslut. Hos andra länsstyrelser sker ingen föregående remittering av förslag till beslut innan miljöprövningsdelegationen fattar sitt slutliga beslut. För att kunna meddela tillstånd krävs en godkänd MKB. Beslut att godkänna MKB:n fattas vanligen i samband med tillståndsbeslutet. Miljöprövningsdelegationens tillståndsbeslut (liksom även beslut att inte meddela tillstånd) får överklagas till Mark- och miljödomstolen (MMD). Mark- och miljödomstolens avgörande kan i sin tur överklagas till Mark- och miljööverdomstolen (MÖD), som är sista instans när det gäller tillståndsprövning av avloppsreningsverk I Post- och Inrikes Tidningar och ortstidning med viss spridning bland dem inom orten till vilka kungörelsen riktar sig. 66 För miljödomstol talar man om en miljödom eller dom. För länsstyrelsens tillstånd talar man om beslut eller miljötillstånd även om det i praktiken inte är någon avgörande skillnad. 167

169 B Drivkrafter för att initiera en prövning Tillståndsprövning enligt miljöbalken är ett decentraliserat styrmedel där tillstånd ges av regionala miljöprövningsdelegationer (MPD) eller av MMD eller MÖD vid överklaganden. För att tillståndsprocessen enligt miljöbalken ska bli ett styrmedel med praktiskt genomförande krävs att någon initierar en tillståndsprövning. Detta blir därför en väsentlig punkt i en styrmedelsanalys av tillståndsprövningssystemet. Generellt sett finns det två skäl till att genomföra åtgärder och ändringar av sådan storlek i en befintlig tillståndspliktig verksamhet att villkoren eller hela tillståndet behöver omprövas. Det ena skälet är utbyggnad av verksamheten (t.ex. större inkommande mängd till följd av ökad befolkning) som kräver större ändringar i reningsprocessen för att inte överskrida befintliga villkor. Det ligger då i verksamhetsutövarens naturliga intresse att ansöka om prövning och denne har också ett intresse av att komma vidare genom prövningsprocessen och förse prövningsmyndigheten med de underlag som behövs för att få tillståndsbeslutet och sätta in sina planerade åtgärder. Det andra skälet för omprövning är skärpning av nuvarande utsläppsvillkor. Till skillnad från fallet med en utökad verksamhet har verksamhetsutövaren av naturliga skäl inte samma intresse att initiera en prövningsprocess som leder till skärpta villkor. I praktiken innebär detta att det är en myndighet (normalt tillsynsmyndigheten) som initierar och ansöker om omprövning hos MPD när det primära syftet är att skärpa villkoren för verksamheten. 67 I processdiagrammet i figur B1.11 illustreras de steg i genomförandet av en prövning fram tills att en åtgärd är installerad och inkörd. Den högra grenen visar fallet då en verksamhetsutövare inleder prövningsprocessen. Den vänstra grenen av diagrammet illustrerar fallet då en myndighet inleder processen. Flera tillsynsmyndigheter upplever att det är mer resurskrävande för myndigheten att initiera och driva en omprövning jämfört med då verksamhetsutövaren gör det. En tillsynsmyndighet skriver t.ex.: Det är ytterst ovanligt idag att en tillsynsmyndighet initierar en omprövning. Det skulle ta oerhört mycket tid och mycket arbete från tillsynsmyndighetens sida. Dessutom stor risk för överklagande om verksamhetsutövaren inte vill söka nytt tillstånd. Vid tillståndsprövning av miljöfarlig verksamhet finns en särskild bestämmelse i 22 kap. 2a miljöbalken som anger att det är verksamhetsutövaren som ska till 67 Ansökan om omprövning hos miljöprövningsdelegationen (MPD) enligt 24 kap 5 MB kan göras av berörd länsstyrelse eller kommun som blivit delegerad att bedriva tillsyn, men ansökningar kan även göras av Naturvårdsverket, Havs- och vattenmyndigheten och Kammarkollegiet som också kan delta i och driva ärenden i mål riktade mot verksamhetsutövare (24 kap. 7 och 22 kap. 6 MB). 168

170 Tillståndsprövningsprocessen Process initieras av myndighet (M) Process initieras av verksamhetsutövare (VU) M begär omprövning av villkor hos MPD VU beslutar om att utreda åtgärd VU ges tillfälle att yttra sig VU tar fram nytt förslag på åtgärder MPD beslutar att inleda omprövning MPD beslutar att inte inleda omprövning Förslag förankras hos kommunen MPD förelägger VU att inkomma med underlag Förslag antas av kommunal nämnd Förslag antas inte av kommunal nämnd VU föreslår ny åtgärd enligt tillståndsbeslut Tillståndspliktig åtgärd Anmälningspliktig åtgärd Förslag förankras hos kommunen Förslag antas inte av kommunal nämnd VU inleder tillståndsprocess VU anmäler ändring Förslag antas av kommunal nämnd Tillstånd enligt MPD Överklagande MPD = Miljöprövningsdelegation M = Myndighet som kan begära omprövning enligt 24 kap. 7 MB VU = Verksamhetsutövare MMD = Mark och miljödomstolen MÖD = Mark- och miljööverdomstolen MMD meddelar dom Överklagan till MÖD MÖD meddelar dom VU inleder byggprocess Figur B1.11 Tillståndsprocessen 169

171 handahålla det underlag som behövs för prövningen. Trots detta får den myndighet som tar initiativ till omprövning i praktiken ändå en betydande arbetsbörda med att driva fram ett tillfredställande prövningsunderlag från en i många fall motvillig verksamhetsutövare. Det är vanligt att myndigheten får begära in kompletteringar på grund av verksamhetsutövarens bristfälliga incitament att tillhanda ett underlag som leder mot skärpta villkor. Det råder normalt sett asymmetriskt informationsläge mellan tillsynsmyndighet och verksamhetsutövare, dvs. verksamhetsutövaren sitter inne med samlad information om sin verksamhet, om förutsättningarna att förändra den, liksom kostnader för detta. Det kan ligga i verksamhetsutövarens naturliga intresse att inför prövningen ta fram underlag som visar på motsatsen till krav på skärpta villkor, t.ex. att nuvarande utsläppsnivåer inte påverkar miljön tillräckligt för att kunna motivera de kostnader som skärpta utsläppsvillkor och tillhörande åtgärder skulle kräva. De kompletteringar som får begäras in av verksamhetsutövaren gör att ärendet drar ut på tiden. B TILLSYNSMYNDIGHETERNAS RESURSER Eftersom det i praktiken bara är tillsynsmyndigheterna som initierar omprövningar för skärpta villkor i det befintliga tillståndsprövningssystemet blir deras tillgängliga resurser och prioritering den avgörande faktorn för hur tidigt det går att nå betinget för BSAP med tillståndsprövning. I själva verket är det sällsynt att tillsynsmyndigheterna initierar en omprövningsprocess för att skärpa villkoren, vilket är en förklaring till att det än idag finns avloppsreningsverk med äldre tillstånd utfärdade under miljöskyddslagens tid och med förhållandevis milda utsläppsvillkor. Regler om tillsyn finns i 26 kap. miljöbalken och i miljötillsynsförordningen (2011:13). Fördelningen av tillsynsansvaret regleras i 2 kap. miljötillsynsförordningen. 68 I normalfallet har den kommunala nämnden tillsynsansvaret för de miljöfarliga verksamheter som inte omfattas av tillståndsplikt och länsstyrelsen har tillsynsansvaret för de miljöfarliga verksamheter som omfattas av tillståndsplikt, vilket avloppsreningsverk med över anslutna personer tillhör. Något som ytterligare begränsar resurser är att länsstyrelserna inte har rätt att finansiera sin tillsynsverksamhet via de avgifter som inkommer. Den kommunala nämnden kan dock överta tillsynen av de tillståndspliktiga verksamheterna efter särskild begäran. Den kommunala nämnden delegerar sedan tillsynsansvaret till tjänstemannanivå. Där kan tillsynen utövas dels av miljökontor för en viss kommun, men även av miljökontorsallianser av flera kommuner. Den 68 Avloppsreningsverk med upp till 200 personer anslutna är tillståndspliktiga enligt 13 förordningen om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. Avloppsreningsverk som har mellan 200 och personer anslutna klassificeras som anmälningspliktiga (C) anläggningar enligt förordningen om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. Avloppsreningsverk som har fler än personer anslutna klassificeras som tillståndspliktiga (B) anläggningar. 170

172 kommunala nämnden har rätt att finansiera tillsynsarbetet med avgifter från verksamhetsutövarna. 69 På längre sikt har kommunala nämnder därför större möjligheter än länsstyrelser att ha de resurser som tillsynen kräver. Å andra sidan är de kommunala nämnderna tillsynsansvariga för en stor mängd olika områden (all miljöfarlig verksamhet som inte är tillståndspliktig), vilket gör att en kommunal inspektör ofta behöver ha kunskaper inom många ämnesområden och branscher. Handläggarna på länsstyrelserna har större möjligheter att specialisera sig inom vissa branscher, vilket torde innebära då att de kan hålla högre kompetens inom sina områden än vad kommunerna kan. Specialiseringen gör att de kan genomföra tillsynsarbetet på ett effektivare sätt men resurserna saknas för det. 70 B Kvävevillkor i tillstånd tangerar minimikrav i SNFS 1994:7 Sedan regleringen av kväveutsläpp inleddes i stor skala under 1990-talet återfinns denna reglering i prövningen enligt miljöbalken samt, vad gäller avloppsreningsverk över anslutna, i generella föreskrifter (SNFS 1994:7) som införlivar avloppsdirektivet 91/271/EEG. Vid tillståndsprövning ska hänsynsreglerna i 2 kap. 2 5 MB tillämpas och utsläppsvillkor sättas med referens till bästa möjliga teknik om inte en rimlighetsbedömning enligt 2 kap. 7 leder till ett lägre villkor. Sedan avloppsdirektivet genomfördes genom Naturvårdsverkets föreskrifter SNFS 1994:7 har dock kvävevillkoren i de enskilda tillstånden tenderat att tangera de minimikrav som anges i föreskrifterna. Som en jämförelse har utsläppen av fosfor i större utsträckning än kväve reglerats med hänvisning till bästa möjliga teknik i enlighet med hänsynsreglerna. Diagrammet i figur B1.12 visar villkorsnivåer för kväve för avloppsreningsverk inom BSAP-området som har kvävevillkor i sina tillstånd. Nivåerna 8, 10, 12, 15 och 20 mg/l förekommer som årsmedelvärde. Endast 2 % av kvävevillkoren går längre (8 mg/l) än föreskrifterna. 63 % av verksamheterna som har kvävevillkor i sina tillstånd har villkorsnivån 15 mg/l, som alltså är den vanligaste nivån :1 MB. 70 I de fall den kommunala nämnden har övertagit tillsynen för tillståndspliktig miljöfarlig verksamhet innebär det, t.ex. när det gäller kommunala avloppsreningsverk, att kommunen har tillsynsansvar över verksamhet som kommunen själv direkt eller indirekt, t.ex. genom ett bolag bedriver. Detta innebär alltså att kommunen i viss utsträckning utövar tillsyn över sin egen verksamhet, vilket skulle kunna innebära svårigheter med förankring, kvalitet på tillsyn, trovärdighet etc. 71 Fördelningen för övriga nivåer är 16 % har 10 mg/l, 14 % har 12 mg/l, 7 % har 20 mg/l och 2 % har 8 mg/l. 171

173 Figur B1.12 Villkorsnivåer för kväve i tillstånd för avloppsreningsverk inom BSAP-området Det kan också noteras att ca 42 % av avloppsreningsverken som har mer än anslutna personekvivalenter (omfattas således av de generella föreskrifterna SNFS 1994:7), saknar kvävevillkor i sina tillstånd. Enligt intervjuer med tillsynsmyndigheterna är det förhållandevis vanligt förekommande att tillståndsmyndigheter inte fastställer utsläppsvillkor för kväve för verksamheter som omfattas av de generella föreskrifterna eftersom man anser det redan vara reglerat i föreskrifterna. Denna siffra varierar något mellan havsbassängerna som utsläppen sker till, 33 % för Egentliga Östersjön, 37 % för Kattegatt och 60 % för Öresund. De högre siffrorna för de två sistnämnda gäller trots att Kattegatt och Öresund har något större andel av avloppsreningsverk som inte omfattas av föreskrifterna. Det tycks alltså finnas en något större ambition att besluta om kvävevillkor i tillstånden för verksamheter tillhörande dessa bassänger. Utvecklingen när det gäller reducering av kväveutsläpp har således inte varit särskilt intensiv sedan föreskrifterna kom I tillståndsprövningarna har tillståndsmyndigheterna tenderat att sätta nivån för kväveutsläppen i enlighet med föreskrifterna, snarare än att försöka utröna vad som är bästa möjliga teknik enligt miljöbalken. Kraven på verksamhetsutövarna har därmed inte förändrats i nämnvärd utsträckning sedan föreskrifternas införande för över 15 år sedan. B Tidsåtgången för att fastställa utsläppsvillkor i tillståndsprocessen En förutsättning vid tillståndsprövning enligt miljöbalken och utgångspunkten när det gäller tillämpning av föreskrifterna, är att i ett enskilt fall kan det vara motive- 172

174 rat att ställa längre gående reningskrav många gånger, än vad som följer av SNFS 1994:7 genom tillämpning av hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken. Miljökvalitetsmålet Ingen Övergödning samt miljökvalitetsnormerna för vatten kan vara exempel på sådana motiv. I motsats till utsläppskraven i SNFS 1994:7 har hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken inga angivna kvantitativa utsläppsnivåer för motiv som dessa. Dessa behöver då framkomma under förhandlingen i tillståndsprocessen och fastställas med beslutet i MPD (eller en domstolsdom vid överklagande) baserat på underlag och argumentation som verksamhetsutövare och tillsynsmyndighet m.fl. för fram. Såväl verksamhetsutövare som tillsynsmyndigheter har i enkätsvaren fört fram att tillståndsprocessen blir mer utdragen när villkoren inte är satta, dvs. när utsläppsvillor ska fastställas med hänvisning till hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken och inte genom redan fastställda utsläppskrav i de generella föreskrifterna SNFS 1994:7 eller en tydlig rättspraxis. En verksamhetsutövare skriver: Processen kan bli utdragen när villkoren inte är satta. En annan skriver: Projektet genomfördes efter föreläggande från Länsstyrelse [med hänvisning till utsläppskraven i SNFS 1994:7] och tillståndsprövning samt förankring gick därför relativt snabbt. Denna erfarenhet har även tillsynsmyndigheterna i sina svar. En tillsynsmyndighet skriver: Om tillsynsmyndigheten är den som ska få verksamhetsutövaren att ompröva sitt tillstånd så kan det ta lång tid om det inte finns några föreskrifter för inom vilken tid tillståndet ska vara omprövat. Om det finns en föreskrift med tydliga villkor och tidsramar, så borde inte arbetsbördan bli så stor för tillsynsmyndigheten. Det finns två förklaringar till kommentaren ovan. För det första det är förenat med större administrativa kostnader i form av s.k. transaktionskostnader (detta är kostnader som kan påverka beteendet hos aktörer) om tillsynsmyndigheten skulle välja att driva frågan om längre gående utsläppskrav enligt hänsynsreglerna är eftersom det då krävs att myndigheten begär in ett mer omfattande underlag av verksamhetsutövaren för att kunna motivera de i förhållande till föreskrifterna längre gående kraven i prövningen. Verksamhetsutövaren tar fram dessa och de ytterligare underlag (t.ex. undersökningar om miljöeffekter och kostnader) som denne själv vill föra fram i prövningsprocessen eventuellt för att hävda att utsläppskraven i de generella föreskrifterna bör gälla. Detta kräver mer förberedelser och större hantering av underlag, vilket tar tid och resurser i anspråk hos myndigheterna som redan har en tung arbetsbörda. Processen går snabbare och tar mindre resurser från myn- 173

175 digheterna om dessa istället tillämpar nivåerna i föreskrifterna i besluten än att inhämta underlag och bedöma vad som är bästa möjliga teknik. På verksamhetsutövarens sida handlar det dessutom om att den kommunala förankringsprocessen kan gå snabbare om det hänvisas till ett utsläppskrav i de generella föreskrifterna. Förutom den större arbetsbördan är utfallet av att hänvisa till hänsynsreglerna mer otydligt och osäkert för myndigheterna. Myndigheterna står inför valet mellan att använda sig av det tydliga och säkra utsläppskravet i de generella föreskrifterna, eller att hävda längre gående villkor baserat på hänsynsreglerna i 2 kap. 2 5 i miljöbalken som saknar tydlighet i form av ett kvantitativt utsläppskrav. Förutom den extra arbetsbördan skriver en tillsynsmyndighet att det dessutom är stor risk för överklagande om VU inte vill söka nytt tillstånd. Ett överklagande till högre instans innebär än större arbetsbörda och tidsåtgång och utfallet går kanske inte myndighetens väg. Myndigheten kunde i sådana fall ha använt resurserna på ett bättre sätt. I såväl teori som beteendeexperiment inom ekonomi har man funnit flera förklaringar till varför beslutsfattare undviker osäkra utfall där det är svårt att bedöma sannolikheten för olika utfall (Ellsberg, 1961). Vid ett beslut mellan två utfall där det ena utfallet har en precis/säker angivelse och det andra utfallet har en diffus/osäker angivelse kan det leda till beslutsval där utfallet med det precisa/säkra utfallet väljs även då det andra utfallet rimligen borde ha valts eftersom det har en högre förväntad nytta hos beslutsfattaren. Detta har kallats osäkerhetsaversion eftersom beslutsfattaren undviker att utsätta sig för osäkerheten i det mest önskade men diffust angivna utfallet. I detta fall är det säkrare och enklare för tillståndsoch tillsynsmyndigheterna att använda sig av de givna nivåerna i föreskrifterna i besluten än att inhämta mer underlag och pröva vad som är bästa möjliga teknik enligt 2 kap. 3-7 MB. Följden blir att villkorsnivåer som utgår från föreskrifterna tränger ut längre gående krav som skulle kunna hävdats med hänsyn till hänsynsreglerna och t.ex. miljökvalitetsmålet Ingen övergödning (jämför med problematiken kring villkorssättning med avseende på MKN i B 4.1.7). Om utsläppskravet i föreskrifterna blir vägledande i allt fler prövningsprocesser kan en rättspraxis som väger in hänsynsreglerna för att nå miljömålet Ingen övergödning eller följa miljökvalitetsnormer för vatten få svårt att utvecklas. Här kan spela in att utsläppskravet i föreskrifterna infördes på 1990-talet innan det hade utvecklats en rättspraxis för kvävevillkor. Kravnivån i föreskrifterna blev därmed direkt vägledande för utbyggnaden av de kommunala avloppsreningsverken. Redan vid införandet av miljöbalken på 1990-talet uppkom frågor huruvida tillståndsprövning eller generella föreskrifter skulle användas för miljöfarlig verksamhet och om det fanns någon konflikt emellan de två typerna av reglering. En av utgångspunkterna vid införandet av miljöbalken var att det för miljöfarlig verksamhet i ökad omfattning skulle kunna meddelas generella föreskrifter både i frå- 174

176 gor av mer övergripande natur och ifråga om skyddsåtgärder för särskilda verksamheter och områden (se prop. 1997/98:45 del 1 s. 340 f.). Som exempel på ett område där generella föreskrifter med fördel borde kunna användas i stället för individuell prövning omnämndes behandlingen av kommunalt avloppsvatten från tätorter. Regeringen uttalade bland annat att det inom landet finns ett stort antal kommunala avloppsreningsverk, som är tillståndsprövade enligt miljöskyddslagen och att reningsverken till sin utformning är tämligen lika varandra. Att åstadkomma skärpningar av villkoren för varje reningsverk genom omprövning av varje enskilt beslut framstod enligt regeringen som onödigt inte minst med hänsyn till de resurser detta skulle kräva. Regeringen hänvisade därvid till artikel 12.2 i avloppsdirektivet (91/271/EEG) där det anges att behöriga myndigheter ska säkerställa att utsläpp från reningsverk för avloppsvatten från tätbebyggelse omfattas av på förhand fastställda regleringar och/eller särskilda tillstånd, vilket innebär att det även enligt direktivet kan meddelas generella regler på detta område. Vidare hänvisade regeringen till artikel 12.4 som anger att regleringarna och/eller tillstånden regelbundet ska ses över och vid behov anpassas. Regeringen uttalade därutöver följande (se prop. 1997/98:45 del 1 s. 343): Enligt EG:s rättsordning på miljöområdet råder alltså inte heller något motsatsförhållande mellan generella regler och individuell prövning. Tvärtom finns det även andra direktiv med tillståndsplikt för en rad olika verksamheter och enligt EG:s regelsystem gäller då att tillståndsmyndigheten vid sin prövning av ett ärende är skyldig att rätta sig efter de generella föreskrifter som EU fastställt i fråga om såväl skyddsåtgärder som miljökvalitet. På motsvarande sätt skulle alltså de svenska tillståndsmyndigheterna kunna förfara vid en prövning av en tillståndsansökan där också generella föreskrifter gäller för verksamheten i fråga. Detta uttalande förbigår den omvända situation som nu råder, nämligen att kravnivåerna i de generella föreskrifterna SNFS 1994:7 blir minimikrav när tillståndsprövningens villkorssättning behöver gå längre än dessa kravnivåer för att genomföra betingen för BSAP och MKN. B Fastställandet av utsläppsvillkor i tillståndsprocessen Inom ramen för uppdraget har frågor ställts till tillsynsmyndigheterna beträffande vilka faktorer och underlag som används när man i praktiken uppskattar vilka kväveutsläppsvillkor (mg/l) som är bästa möjliga teknik (BMT) vid tillståndsprövning av kommunala avloppsreningsverk. Kortfattat angavs följande underlag: Utsläppsnivåer från andra motsvarande avloppsreningsverk i Sverige (data från t.ex. SMP miljörapporter) Andra länsstyrelsers tillståndsbeslut och domar från MMD/MÖD Vägledning från centrala myndigheter. 175

177 Myndigheternas hänvisning blir därmed delvis bakåtblickande, dvs. referensen blir den bästa teknik som redan finns i användning inom branschen i Sverige. Om man betraktar den dynamiska processen inom teknikutveckling så finns lite i detta underlag som driver teknikutvecklingen framåt mot strängare villkorsnivåer än de som redan tillämpas idag. Myndigheternas beslutade villkorsnivåer kan alltså i bästa fall få effekten att sprida de strängaste villkorsnivåerna som redan används i branschen till fler verksamheter. Därmed saknas inom tillståndsprövningssystemet inneboende drivkrafter som leder till strängare villkorsnivåer än de som redan används. Faktum är att bakåtblickande hänvisningar till redan använd teknik kan bidra till att bromsa teknikutvecklingen. Vad det gäller rimliga kostnader i skälighetsavvägningen enligt 2 kap. 7 miljöbalken så anger myndigheterna att man ser på sökandens uppskattning av kostnader på det egna avloppsreningsverket, tidigare bedömningar i beslut från andra län/domstolar samt vägledning från centrala myndigheter. En tillsynsmyndighet anger även: Underlaget utgörs bland annat av kommunens egna framtagna beräkningar, det finns ett gammalt yttrande från NV vad som är rimliga kostnader för rening av ett kg kväve. Även här blir hänvisningen delvis bakåtblickande till teknik som redan är i användning. Om myndigheterna väger in kostnader som baseras på att nå utsläppskraven i SNFS 1994:7 så finns det risk för att rimlighetsavvägningarna leder till för lindriga utsläppskrav jämfört med de sannolikt mer kostsamma skärpningar som behövs för BSAP samt MKN. B Tillståndsprocessen under 1970-talet fallet med fosfor I slutet av 1960-talet kom miljöskyddslagen (1969:387) som bland annat innebar ökade möjligheter för myndigheterna att ställa krav på utsläppen av avloppsvatten. Detta ledde till en stor utbyggnad av de kommunala reningsverken med biologisk och kemisk rening som under 1970-talet framförallt resulterade i stora minskningar av fosforutsläpp. Om man ser till utsläppsreduceringar av fosfor skulle man kunna säga att tillståndsprövning enligt miljöskyddslagen var framgångsrik under 1970-talet. Kraven på kemisk rening ledde till en halvering av fosforutsläppen redan till Det är ett skäl till att utvärdera hur tillståndsprövningen såg ut under denna tid och vad som eventuellt skiljer denna från dagens tillståndsprövning enligt miljöbalken. Tillståndsprövning reglerades då i miljöskyddslagen där miljöfarlig verksamhet liksom i dag prövades som enskilda ärenden. En skillnad jämfört dagens system var att den som bedrev miljöfarlig verksamhet från början sökte tillstånd hos Kon- 176

178 cessionsnämnden för miljöskydd (9 SFS 1969:387) som var en central miljömyndighet sammansatt av ordförande och tre andra ledamöter. 72 I och med lagens införande 1969 hamnade såväl bevisbördan som att ansöka om prövning av det första tillståndet på verksamhetsutövaren. Det fanns således inga gamla tillstånd som behövde omprövas. Det förekom från början inga utsläppskrav reglerade i generella föreskrifter. Dessa framkom successivt i samverkan med respektive bransch och kunde väga in parametrar som miljöpåverkan, tekniska möjligheter och ekonomiska förutsättningar hos verksamhetsutövare inom branschen. I den aspekten kunde alltså Koncessionsnämnden besluta om skyddsåtgärder som var rimliga tekniskt och ekonomiskt rimliga (Bergquist et al, 2012). Koncessionsnämnden skulle sörja för fullständig utredning av de ärenden som kom under nämndens prövning. Kostnader för kungörelse och för den utredning som behövdes bekostades av verksamhetsutövaren. Nämnden fastställde på yrkande ersättning för utredningen. Något som vid denna tid utmärkte Sverige jämfört med andra länder var det samarbete som fanns mellan bransch och de centrala myndigheterna beträffande utarbetande av skäliga utsläppsvillkor (Lundqvist, 1997 och Svenskt Vatten, 2003). En central del var att hur man såg på asymmetrisk information och att samarbetet mellan bransch och myndigheter skulle resultera i en minskad asymmetrisk information vad det gäller möjliga åtgärder och deras kostnader (Lundqvist, 1971). IVL Svenska Miljöinstitutet (tidigare Institutet för vatten- och luftvårdsforskning) kom ofta att bli en viktig neutral aktör i samarbetet mellan branscher och centrala myndigheter med att utarbeta riktlinjer för utsläppsvillor och bidra med kunskap och spridande av kunskap och därmed minska den asymmetriska informationen mellan branscher och myndigheter (Bergquist och Söderholm, 2012). Under och 1980-talen hade Naturvårdsverket dessutom en egen forskningsavdelning och ett nära samarbete med IVL. Naturvårdsverket kunde besöka verksamheter och hade ett tekniskt kunnande om åtgärder vilket ytterligare bidrog till att minska den asymmetriska informationen. Detta återspeglas inte minst i regleringen av avloppsreningsverk. Jämfört med dagens omständigheter för tillståndsprövning spelade centrala myndigheters styrning en större roll. Naturvårdsverket hade en roll som central tillsynsmyndighet och angav riktlinjer för såväl reningsteknik som utsläppsvillkor inom avloppsrening. Utöver detta hade Naturvårdsverket en roll att fördela statliga investeringsstöd (ca 140 miljoner per år) för kommunernas utbyggnad av reningsverk (Svenskt Vatten, 2003). Samtidigt avsattes resurser för forskning och utveckling (FoU) inom området. Fram till början på 1990-talet fanns också utvecklat samarbete mellan Naturvårdsverket och Svenskt Vatten (vid denna tid Svenska Vatten- och Avlopps- 72 Kommuner kunde ansöka om dispens hos Naturvårdsverket om belastningen på nämnden skulle bli för hög. 177

179 verksföreningen, VAV) i frågor om reningsteknik och styrmedel. Sammanfattningsvis kan de verksamma styrmedel för avloppsreningsverk under miljöskyddslagens första tid summeras som: Ansökan om tillstånd hos Koncessionsnämnden (central myndighet, jämfört med dagens miljöprövningsdelegationer och mark- och miljödomstolar). Det fanns inga gamla tillstånd att ompröva. Det låg på verksamhetsutövaren att initiera prövningen och denne hade också bevisbördan. Utvecklat samarbete om reningstekniker och utsläppsvillkor mellan branscher och centrala myndigheter som minskade asymmetrisk information. Investeringsstöd för utbyggnad av reningsverk. Naturvårdsverket som central aktör med tekniskt kunnande kring åtgärder. När avloppsdirektivet genomfördes genom Naturvårdsverkets föreskrifter SNFS 1994:7 så infördes inte kravnivåerna beträffande fosfor, eftersom nivåerna i direktivet redan var uppfyllda i Sverige. 73 Naturvårdsverket har inte mandat att i föreskrifterna föreskriva strängare krav än vad som anges i direktivet, och valde därför att inte genomföra kraven på rening av fosfor. Regleringen av fosfor sker alltjämt enbart via tillståndsprövning enligt miljöbalken. De riktlinjer för villkor som infördes under den första hälften av koncessionsnämndstiden med mer central styrning var 0,5 mg totalfosfor/liter för avloppsreningsverk med färre än anslutna personekvivalenter och 0,3 mg totalfosfor/liter för avloppsreningsverk större än (Svenskt Vatten, 2003). Dessa villkorsnivåer har i stort sett använts sedan de infördes. Figur B1.13 visar kravnivåerna för fosfor i 2010 års miljörapporter. Fortfarande är villkorsnivåerna 0,5 mg/l och 0,3 mg/l de dominerande kravnivåerna. Knappt hälften av avloppsreningsverken under anslutna villkor på 0,3 mg totalfosfor/liter. Den huvudsakliga reduceringen av fosforutsläpp som ofta beskrivs som framgångsrik får tillskrivas den första perioden med miljöskyddslagen som kännetecknades av centrala prövningsprocesser och ett utvecklat samarbete mellan centrala myndigheter och branschorganisationer där t.ex. IVL bidrog till att minska den asymmetriska informationen mellan myndigheter och branscher (Lundqvist, 1980, 1997). 73 Avloppsdirektivets fosforkrav är 2 mg/l för avloppsreningsverk över pe och 1 mg/l för avloppsreningsverk över pe. 178

180 Figur B1.13 Villkorsnivåer för fosfor i tillstånd för avloppsreningsverk inom BSAP-området En sannolikt viktig faktor bakom ett snabbare genomförande är att det kom att ligga på verksamhetsutövaren att initiera den första prövningen i det nya prövningssystemet. Man kan då inte förvänta sig att nuvarande prövningssystem med tillstånd som omprövas kan åstadkomma något liknande igen. B Avloppsdirektivet Såväl Sverige, Norge och Finland satsade under 1970-talet på långtgående fosforrening vilket var naturligt med tanke på att dessa länder har många insjöar. Danmark som i stort saknar insjöar satsade på kväverening (Svenskt Vatten, 2003). En annan förklarande faktor till att man satsade på fosfor snarare än kväve var att det vetenskapliga läget kring kvävereningens betydelse alltjämt var oklart. Efter flera fall av algblomning i såväl Västerhavet som Östersjön under 1980-talet inleddes undersökningar och kring 1990 fattade riksdagen beslut om att reningsverk större än pe inom Skagerack, Kattegatt, Öresund och Egentliga Östersjön skulle ha kväverening. Det var samma gräns som fanns i EU:s avloppsdirektiv 91/271/EEG. Även inlandsverk fick krav på kväverening om deras belastning till kusten (nettoutsläpp till kusten efter avräkning för retention) uppgick till den motsvarande mängd som ett avloppsreningsverk med storleken pe vid kusten släpper ut (ca 20 ton). Detta blev senare den s.k. 20-tonsregeln för krav på kväverening. Ursprungligen ledde detta till den s.k. 70-listan innehållande 70 avloppsreningsverk som fick krav på kväverening. Till skillnad från biologik och kemisk rening som påbörjades i början av 1970-talet dröjde det till mitten på 1990-talet innan särskild kväverening började införas i större skala vilket syns i figur B

181 Figur B1.14 Tätorternas avloppsrening Källa: Naturvårdsverket (2006) I och med avloppsdirektivet 91/271/EEG och dess införlivande med SNFS 1994:7 fick avloppsreningsverk större än pe, och vars utsläpp når så kallade känsliga områden, krav på kväverening. EU kommissionen gav Sverige en tidsfrist fram till 31 december 1998 då kvävereningen skulle vara utbyggd för avloppsreningsverk över pe i enlighet med avloppsdirektivet. B Generella föreskrifter SNFS 1994:7 Naturvårdsverkets föreskrifter SNFS 1994:7 syftar till att genomföra avloppsdirektivets minimikrav i svensk rätt. Av 9 kap. 5 miljöbalken framgår att Naturvårdsverket inte har bemyndigande att införa strängare krav än vad som följer av direktivet. Samtidigt anger SNFS 1994:7 anger en lägstanivåer för krav. En förutsättning vid tillståndsprövning enligt miljöbalken och utgångspunkten när det gäller tilllämpning av föreskrifterna är dock att det i ett enskilt fall många gånger kan vara motiverat att ställa längre gående reningskrav än vad som följer av SNFS 1994:7. För avloppsvatten från tätbebyggelse med fler än anslutna personekvivalenter som släpps ut i havs- och kustvattenområdet från norska gränsen till och med Norrtälje kommun, gäller enligt SNFS 1994:7 begränsningsvärden (riktvärden) för kväve. Högsta koncentration för totalkväve som årsmedelvärden enligt föreskrifterna är 10 mg/l (mer än pe) och 15 mg/l ( pe). Som alter- 180

182 nativ till kraven på högsta koncentration finns krav i form av minst 70 % kvävereduktion som årsmedelvärde (varvid så kallad retention får inräknas). SNFS 1994:7 reglerar inte utsläpp av fosfor, eftersom utsläppsnivåerna i direktivet ligger på en sådan nivå att Sverige redan uppfyller dessa krav med marginal. Eftersom Naturvårdsverket inte kan föreskriva strängare krav än vad som följer av direktivet, har utsläpp av fosfor inte reglerats i SNFS 1994:7. I 9 kap. 5 miljöbalken och 47 FMH finns ett bemyndigande för Naturvårdsverket att meddela närmare föreskrifter om vilka försiktighetsmått som ska gälla vid rening av avloppsvatten från tätbebyggelse. 24 kap. 1 miljöbalken reglerar tillstånds rättskraft. Rättskraften innebär att lagakraftvunna tillståndsdomar och tillståndsbeslut gäller enligt paragrafen mot alla, såvitt avser frågor som har prövats i domen eller beslutet. Rättskraften gäller enligt lagen om införande av miljöbalken också äldre tillståndsbeslut enligt t.ex. miljöskyddslagen. Till följd av bland annat 9 kap. 5 miljöbalken kan dock rättskraften inskränkas och ett tillstånd begränsas eller förenas med ändrade eller nya villkor, eller återkallas och fortsatt verksamhet förbjudas. Till en början rådde det osäkerhet om kur kraven på kväverening i direktivet skulle tolkas. Vilka områden skulle klassas som känsliga områden? Hur skulle retention inräknas för verksamheter som ligger i inlandet? EU kommissionen hade erinringar på den redovisning som Sverige gjorde I en rapport från februari 2001 av EU kommissionen menade man att Sverige bara hade 34 avloppsreningsverk med kväverening och ifrågasatte retention. Sverige hävdade dock senare samma år sin redovisning att man hade 81 avloppsreningsverk med kväverening. B DOMEN MOT SVERIGE Kommissionens preliminära bedömning var att närmare hälften av reningsverken i Sverige saknade den kväverening som direktivet ställer. År 2002 skickade kommissionen en så kallad formell underrättelse till Sverige om att Sverige inte uppfyllt skyldigheten enligt artikel 5 i avloppsdirektivet och meddelade att dessa krav skulle ha uppfyllts senast den 31 december Sverige ansåg dock att man till stor del uppfyllde direktivet, eftersom Sverige inte ansåg att det var nödvändigt med kväverening av det vatten som släpps ut norr om Norrtälje (till vatten som inte är känsligt med avseende på kväve). Sverige ansåg inte heller att det var nödvändigt med kväverening från ett antal tätorter belägna i södra eller mellersta Sverige, eftersom det sker en retention innan det renade vattnet når det känsliga området. På det sättet bidrar inte dessa utsläpp till övergödning av det känsliga området. Kommissionen ansåg dock att Sveriges tolkningar behöver ha stöd i vetenskapliga undersökningar. Sverige blev 2007 stämt av kommissionen för att vi inte infört kväverening i den utsträckning som de ansåg att direktivet kräver. Sverige erkände att 34 reningsverk 181

183 som kommissionen väckt talan om inte uppfyllde kraven i direktivet, men bestred i övrigt kommissionens talan. Domen från EG-domstolen i oktober 2009 innebar att de reningsverk som släpper ut avloppsvatten norr om Norrtälje kommun inte behöver ha kväverening enligt direktivet. Domen innebar också att Sveriges syn på retention var befogad. Domen innebar initialt att de 34 reningsverken i södra och mellersta Sverige som Sverige medgivit inte ansågs uppfylla direktivet. Denna siffra har dock justerats ned då retentionsuppgifterna korrigerats under senare år med S-HYPE. B SVERIGES SYN PÅ KVÄVERENING FÖRE DOMEN Sverige tolkade initialt direktivet som att endast de reningsverk som släpper ut avloppsvatten direkt till det känsliga området eller till ett avrinningsområde till det känsliga området omfattas av krav på kväverening enligt direktivet. De reningsverk som släpper ut avloppsvatten norr om Norrtälje kommun ansåg Sverige inte omfattas, eftersom vattenområdet norr om Norrtälje kommun inte klassificerats som känsligt område. I samband med att kommissionen uppmärksammade Sveriges brister i uppfyllandet av direktivet, fick Sverige revidera sin syn på kvävereningen något. Sverige började då tillämpa direktivet, och därmed också föreskrifterna, på så sätt att om mängden kväve från tätorten som når det känsliga området understeg 20 ton så krävdes inte särskild kväverening. I denna beräkning inkluderades endast den mängd kväve som reduceras vid det primära och sekundära reningssteget samt retentionen för den specifika tätorten. För det fall mer kväve än 20 ton nådde kusten krävdes full utbyggnad av kväverening, det vill säga införande av tertiär rening, vid reningsverket så att halten understeg 10 respektive 15 mg/l alternativt en reduktion av kväve på 70 procent uppnåddes. B SVERIGES SYN PÅ KVÄVERENING EFTER DOMEN Med anledning av domen har Naturvårdsverket ändrat sin syn på tolkningen av direktivet. I domen kan man läsa att ett indirekt kväveutsläpp i känsliga vatten endast medför en skyldighet att minska kvävehalten om mer än 30 procent av det kväve som finns i avloppsvattnet från tätbebyggelsen når de känsliga vattnen. Dessutom får man lägga ihop kvävereduktionen vid reningsverket och den naturliga retentionen för att avgöra om miniminivån för kvävereducering klaras. Ändringen innebär att för det fall den sammanlagda reduktionen vid reningsverket, alla reningssteg inkluderade, och retentionen av det kväve som når det känsliga området tillsammans överskrider 70 procents reduktion av tätortens belastning så krävs inte någon ytterligare kväverening. Självklart kan man även fortsättningsvis klara kraven i direktivet genom att rena avloppsvattnet så att en utgående halt på 10 alternativt 15 mg/l uppnås. 182

184 B Drivkrafter och utmaningar enligt verksamhetsutövarna I enkäten fick verksamhetsutövarna besvara frågan om vilka de största utmaningarna skulle vara om de inom en snar framtid vid en omprövning initierad av tillsynsmyndigheten skulle ställas inför krav på längre gående åtgärder eller skärpta utsläppskrav i nya generella föreskrifter. I en annan fråga fick de besvara vilka drivkrafter som skulle kunna påverka att de själva initierar längre gående åtgärder. B UTMANINGAR DÅ MYNDIGHETEN INITIERAR SKÄRPTA VILLKOR På frågan om vilka som var de största utmaningarna om man skulle ställas inför strängare krav vid t.ex. en omprövning som initierats av tillsynsmyndigheten ansågs den största utmaningen vara långa handläggningstider hos myndigheterna vid prövningsprocessen följt av att åtgärden konkurrerar med andra prioriteringar inom VA-verksamheten (t.ex. ledningsnät, dricksvatten). Därefter kom brist på tid för att planera och genomföra åtgärden följt av svårigheter att finansiera nödvändiga åtgärder. En verksamhetsutövare säger Att få tid och kraft att driva ett sådant projekt är den största utmaningen. Har själv genomfört ett sådant projekt, som tog 9 år. Fler konsekvenser av de långa handläggningstiderna i tillståndsprövningen kommer upp Om det tar tio år från det att ett ombyggnadsprojekt startar till dess att det finns slutliga villkor hinner mycket hända avseende omgivning, miljökrav och teknik. Det är generellt svårt att ta höjd för och förutse samhällsförändringar som ligger tio år fram i tiden. Den totala tiden för ombyggnad var i genomsnitt 5 år enligt enkätsvaren varav tillståndsprövningsprocessen kan uppgå till 1-2 år (B 1.4.3). Detta är alltså % av den totala genomsnittliga genomförandetiden för ombyggnationer vid ett mindre avloppsreningsverk eller % av den totala tiden vid ett större avloppsreningsverk. Vissa förberedelser och planeringsmoment kan dock göras under dessa väntetider i tillståndsprocessen men det är normalt svårt att gå vidare med projektet innan tillståndsbeslutet är klart eftersom projektering, reningsprocess och därmed byggstart är beroende på vad de slutliga villkoren blir. Ett tillståndsbeslut som överklagas kan ta avsevärt längre tid än så innan det vinner laga kraft. Vissa verksamhetsutövare har nämnt tidsrymder på upp till 10 år. Den genomsnittliga tiden på 1-2 år för tillståndsprocessen kan jämföras med övriga EU-länder där en vanlig tidsåtgång för 183

185 hela tillståndsprocessen är 6-12 månader inkluderat miljökonsekvensbedömning (i de fall den förekommer) alltså halva tiden jämfört med Sverige (NUTEK, 2007). 74 Andra utmaningar som nämndes flera gånger var brist på konsult- och entreprenadkapacitet vid en samtidig utbyggnad i branschen till följd av generella föreskrifter. Konsultbranschen står inför ett generationsskifte där det råder brist på VAingenjörer som samtidigt efterfrågas av såväl konsultbranschen som myndigheter och VA-bolagen. Samma sak framkom även vid projektgruppens intervjubesök, liksom vid den workshop som anordnades med avloppsreningsverk hösten B DRIVKRAFTER FÖR ATT VERKSAMHETSUTÖVAREN SKA INITIERA Den andra frågan vänder på logiken och frågar vilka drivkrafter som finns för att verksamhetsutövaren själv skulle initiera längre gående åtgärder. Föga förvånande, inte minst eftersom de är rättsligt tvingande, är nya villkor vid omprövning den förstnämnda drivkraften. På andra plats kommer låga driftskostnader och på tredje plats införande av avgifter. Först på fjärde plats kommer utsläppskrav i nya generella föreskrifter. Eftersom utsläppskrav i generella föreskrifter bryter igenom ett tillstånds rättskraft och de enskilda villkoren i ett tillstånd förefaller det kanske något anmärkningsvärt att utsläppskrav i generella föreskrifter anses vara en mindre drivkraft än villkor i tillståndsbeslut, och till och med en mindre drivkraft än införande av avgifter. Forskning har dock påvisat att den operativa tillsynen vid sidan om styrmedlet är avgörande för incitamenten att vidta åtgärder (Sterner and Coria, 2012). En möjlig förklaring skulle således kunna vara att tillsynsmyndigheternas arbete med att kontrollera efterlevnaden av de generella föreskrifterna inte har upplevts lika omfattande som den kring de individuella villkoren i tillståndet. Något anmärkningsvärt är att avgifter anses som en högre drivkraft än generella föreskrifter trots att avgifter är ett flexibelt styrmedel med valfrihet. En förklaring kan vara att kommunal verksamhet bedrivs i ett samspel mellan politiker och tjänstemän. En verksamhetsutövare skriver: Det är inte tjänstemännen som bestämmer utan politiskt tillsatta personer i nämnder och styrelser. Deras målsättning är ofta att bli omvalda och måste därför uträtta saker som syns och märks i kommunen. Dit hör inte avloppsrening! Avgiftssystem ger den morot som behövs. 74 Den sammanlagda tiden för en tillståndsprocess för en A-anläggning i första instans i Sverige från förstamyndighetskontakt till dess att tillståndet utfärdats kan i normalfallet uppskattas till intervallet 1,5-2 år. För en B-anläggning kan det gå fortare, uppskattningsvis 1,5 år. Ett tillståndsbeslut som överklagas kan ta avsevärt längre tid innan det vinner laga kraft (NUTEK, 2007). 184

186 En annan verksamhetsutövare skriver Att erhålla medel är nästa utmaning Politiker och tjänstemän prioriterar inte avloppsrening. Det krävs avgifter! Näst efter generella föreskrifter anges som drivkraft att kommunstyrelsens och tekniska nämnden prioriterar frågan. Det kan också nämnas att en eldsjäl inom den egna organisationen kan utgöra en drivkraft. B Konsekvenser för styrmedelsutformning Initieringstakten En av tillståndsprövningens allvarligaste brister är drivkrafterna kring initieringen av omprövningar med det primära syftet att skärpa villkoren. Dagens tillståndsprövning ger inte verksamhetsutövare några incitament att ta initiativ till att ansöka om prövning som leder till skärpta villkor (detta förekommer inte idag). Tillsynsmyndigheterna får således ensamma bära bördan att initiera omprövning för skärpta villkor och detta förekommer i princip inte heller idag (B 1.8.2). Detta såg annorlunda ut på 1970-talet efter att tillståndsprövning enligt miljöskyddslagen infördes Efter lagens ikraftträdande skiftade bevisbördan från myndighet till verksamhetsutövare som behövde skaffa tillstånd. Det fanns i dagens mening inga gamla tillstånd att ompröva och processen var i det hela mer centraliserad (jämfört med dagens miljöprövningsdelegationer och mark- och miljödomstolar). Det systemet hade sammantaget en stor effekt under 1970-talet inte minst när det gäller fosforutsläpp från avloppsreningsverk, dock inte för kväveutsläpp eftersom detta inte ingick i regleringen (B 1.8.6). Tillståndsgivning utan tidsgränser löper risk att förlama utvecklingen i tillståndsprövningssystemet i en tid när miljökvalitetsrelaterade mål införts (t.ex. BSAP och MKN) som innebär att en större mängd verksamheter plötsligt behöver minska sina utsläpp (jämför även kriterier för styrmedel för MKN i B och B 1.4.6). En vanlig strategi för att öka takten hos tillståndsgivande styrmedel är att införa tidsbegränsade tillstånd. När tillståndet löper ut är det verksamhetsutövaren som behöver agera. I t.ex. USA har tillstånden för avloppsreningsverk en livslängd på fem år. Verksamhetsutövaren måste komma in med ansökan om förnyelse av tillståndet sex månader innan denna period löper ut. Nackdelen är att detta blir betydligt mer resurskrävande för såväl verksamhetsutövare som myndigheter. I USA har backlogging varit vanligt dvs. tillstånden förnyas automatiskt eftersom myndigheterna inte hinner med att hantera inkomna nyansökningar. Inom andra länder inom EU är det vanligt med tidsbegränsade tillstånd på mellan 5 och 15 år (NUTEK, 2007). Tillståndsmyndigheten i Sverige har enligt 16 kap. 2 miljöbalken möjlighet att tidsbegränsa tillståndet men detta är sällsynt i praktiken. Det finns alltjämt flera avloppsreningsverk som har tidsobegränsade tillstånd från miljöskyddslagens tid. Ett tillstånd för miljöfarlig verksamhet kan i normalfallet omprövas av tillstånds- 185

187 myndigheten efter 10 år, eller kortare tid, på grund av Sveriges medlemskap i Europeiska unionen eller om så föreskrivs av regeringen (24 kap. 5 första stycket 1 miljöbalken). Vid utformning av tillståndsgivande styrmedel brukar tidsbegränsning komma ifråga om miljöeffekterna är stora, eller om teknikutveckling eller andra förhållanden kommer att ändras. Det ständiga dilemmat vid utformning av tillståndsgivande styrmedel är tillståndets tidsbegränsning som blir en avvägning mellan behovet att snabbt komma till rätta med miljöeffekter och verksamhetsutövarens behov av stabilitet för att bedriva verksamheten och göra långsiktiga investeringar. Det gör att ett tillståndsgivande styrmedel ofta bör kompletteras med ett annat styrmedel som skapar snabba reduktioner och drivkrafter för teknikutveckling. Den egentliga haken med att införa tidsgränser i fallet med BSAP är att dessa ändå behöver beslutas i samband med nya tillståndsprövningar. Ett generellt krav på tidsbegränsade tillstånd blir alltså inte en lösning i detta fall. Huruvida det är en förbättring på längre sikt behöver analyseras med en avvägning mellan verksamheternas behov av stabilitet och förändringen av miljöeffekterna. Att höja omprövningstakten skulle å ena sidan kunna ske genom att tillsynsmyndigheterna ges större resurser och frågan ges högre prioritet från lagstiftarens sida. Fler instanser än tillsynsmyndigheterna kan dessutom initiera en omprövning (24 kap. 7 MB). Men att lösa ett problem inom ett system genom att enbart tillsätta mer resurser är sällan effektivt eftersom det sällan löser de egentliga problemen. En annan metod är att skapa drivkrafter även för verksamhetsutövare att initiera prövningar med det primära syftet att skärpa villkoren (högra ledet i figur B1.11). Ett ekonomiskt styrmedel med tillräckligt stränga incitament skulle kunna åstadkomma detta. Att betala för utsläppen ger en drivkraft (om avgiften, i egenskap av en nödvändig kostnad för huvudmannen, är tillräckligt hög) att gå längre än de villkor man har idag eftersom det blir lönsammare att betala för en åtgärd som reducerar utsläppen än att betala avgiften för utsläppen. Detta skulle avlasta tillsynsmyndigheternas ansvar att initiera omprövningar (B 1.8.2) och driva på teknikutvecklingen (B 1.8.5). Det finns flera exempel på verksamheter som har tillstånd enligt miljöskyddslagen med förhållandevis milda villkor och enkätundersökningen antyder att outnyttjade processoptimeringspotentialer finns (B 1.4.2). Tillståndsprövningen enligt miljöbalken är inte dynamiskt effektiv eftersom den inte utnyttjar möjligheten att skapa sådana incitament vilket motiverar införandet av ett kompletterande styrmedel som är dynamiskt effektivt (se B ). Tydliga krav med kvantitetsreglering Sedan avloppsdirektivet genomfördes i svensk rätt 1995 genom Naturvårdsverkets föreskrifter NFS 1994:7 har utsläppskraven i tillståndsbesluten för reningsverken tenderat att tangera de minimikrav som anges i föreskrifterna för kväve, snarare än 186

188 att regleras utifrån kraven på bästa möjliga teknik enligt 2 kap 3 och 7 miljöbalken. Utsläppen av fosfor har däremot i större utsträckning än kväve och BOD reglerats utifrån bästa möjliga teknik (B 1.8.3). Det finns i ekonomisk teori sett två vägar att gå för att minska den snedvridning mellan två alternativa beslutsutfall där föreskrifternas utsläppskravnivåer slår ut strängare kravnivåer inom tillståndsprocessen till följd av transaktionskostnader och osäkerhetsaversion. Det ena är att ta bort det precisa alternativet (i detta fall ta bort utsläppskraven i de generella föreskrifterna) och man hamnar då i en liknande situation som i fallet med fosfor där enbart hänsynsreglerna gäller. Detta är inte möjligt så länge som Sverige inte uppfyller minst 75 % reduktion till kustvatten inom det känsliga området enligt artikel 4.4 i avloppsdirektivet (91/271/EEG) 75 Det skulle dessutom fortfarande innebära att en stor börda låg kvar på tillsynsmyndigheterna att initiera omprövningar utan att en klar rättspraxis har utvecklats. Det andra sättet är att öka preciseringen hos det diffusa alternativet t.ex. genom: 1) En riktad insats av tillsynsvägledning och omprövningar från en central myndighet som Naturvårdsverket för att söka få till stånd en tydlig och enhetlig rättspraxis baserad på bästa möjliga teknik och de krav som följer av BSAP. 2) Ett styrmedel med kvantitetsreglering och längre gående (preciserade) krav för kväveutsläpp vid sidan om tillståndsprövning som motsvarar de krav som följer av BSAP. Punkt 1) analyseras i B Punkt 2) skulle kunna vara nya generella föreskrifter med tillräckligt stränga utsläppskrav för att klara BSAP som analyseras i B 2.2.2). Detta senare skulle dock inte hjälpa i det fall hänsynsregler och/eller MKN inom en snar framtid skulle kunna motivera än längre gående krav än kravnivåerna i dessa föreskrifter. I ett sådant läge riskerar man att hamna i samma situation som idag, dvs. att kravnivån i kravnivåerna i de nya föreskrifterna slår ut längre gående krav i tillståndsprocessen. För det andra finns det begränsade möjligheter att införa riktigt stränga utsläppskrav genom generella föreskrifter eftersom det kan leda till orimliga kostnader för vissa verksamheter. Strängare utsläppskrav i generella föreskrifter analyseras B.2. Ett annat styrmedel med kvantitetsreglering är handelssystem (med utsläppsrätter eller certifikat) som reglerar t.ex. utsläpp eller den genomsnittliga reningsgraden från ett givet antal verksamhetsutövare så att den följer en förutbestämd plan fram 75 De krav för enskilda reningsverk som anges i punkterna 2 och 3 behöver dock inte tillämpas för känsliga områden, om det kan visas att den sammanlagda belastning som tillförs samtliga reningsverk för avloppsvatten från tätbebyggelse i området reduceras med åtminstone 75 % såvitt avser total mängd fosfor och 75 % såvitt avser total mängd kväve. Artikel 4.4 i avloppsdirektivet 91/271/EEG. Sveriges reduktionsgrad till kustvatten var under 2010 drygt 73 %. 187

189 till slutåret då betinget ska vara uppfyllt. Strängare kravnivåer i ett handelssystem skulle därmed kunna komma ifrån problematiken med att utsläppskravet i de generella föreskrifterna SNFS 1994:7 slår ut strängare krav i tillståndsprövningen samtidigt som det skapar de incitament för teknikutveckling som inte finns i det befintliga systemet. Box 1.7 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning 1) Flera av bristerna som identifierats i detta uppdrag uppkommer till följd av att miljöbalkens regelverk inte är anpassat för s.k. miljökvalitetsrelaterade mål såsom betingen för BSAP och MKN är (se även kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål i B B 4.1.7). Övriga utmaningar är: 2) Bristande drivkrafter för att initiera omprövningar inom tillståndsprövningssystemet till följd av stora administrativa bördor (transaktionskostnader) och osäkra utfall (B 1.8.2). 3) Långa handläggningstider i prövningsprocessen (B 1.5). 4) Kravnivåerna i den generella föreskriften SNFS 1994:7 tenderar att i tillståndsprövningsprocesserna slå ut villkorsnivåer med andra motiv som är längre gående än dessa kravnivåer (B 1.8.3). 5) Om kravnivåer saknas att falla tillbaka (t.ex. i föreskrifter eller rättspraxis) på i tillståndsprocessen tenderar denna att dra ut på tiden på grund av att mer omfattande underlag behöver tas fram och hanteras (B 1.8.4). 6) Villkor i tillstånd utan tidsbegränsning ökar den administrativa bördan för myndigheter att skärpa villkor via omprövning och ger inte dynamiskt effektivt framåtblickande incitament att planera investeringar (B se även B ). 7) Underlagen för myndigheternas fastställande av villkorsnivåer enligt BMT i tillståndsprocessen är ofta tillbakablickande, till den teknik som redan används i Sverige vilket kan bidra till en långsammare teknikutveckling inom sektorn (B se även B ). 188

190 B 1.9 Information och tillsynsvägledning Inledning Syftet med informationsspridning är främst att stärka och förtydliga de incitament som ett styrmedel ska generera och på så sätt stärka dess mål- och kostnadseffektivitet genom en ökad medvetenhet vid verksamhetsutövarnas beslutsfattande. Med införande av nya styrmedel så kommer ny vägledning att behöva ges till berörda myndigheter och verksamhetsutövare. Innehållet i vägledningen behöver anpassas till det styrmedel som införs. Initial information kommer att behövas om bakgrunden till införandet av styrmedlet, bakomliggande rapporter och underlag, styrmedlets utformning och administration, lathundar etc. Det kommer även behövas löpande uppdaterad vägledning till de berörda kring åtminstone administration, resultat och uppföljning. Verksamhetsutövarna kommer att behöva vägledning om hur de ska rapportera information till myndigheterna. De regionala myndigheterna kommer att behöva vägledning om hur styrmedlet förhåller sig till tillsynen och tillståndsprövningen enligt MB. Naturvårdsverket bör ha en portal på sin hemsida med bakgrund, löpande information, administration, praktiska lathundar, FAQ, aktuell lagstiftning, relaterade rapporter, resultat, statistik och uppföljning. Eventuellt behövs det även mer riktad information, dels till verksamhetsutövarna och dels till berörda myndigheter. B Informationsbehov i mindre kommuner Svaren från enkäten antyder att driftsansvariga vid avloppsreningsverk i mindre kommuner inte är lika insatta i vilka förutsättningar och möjligheter som finns till ytterligare utsläppsreduceringar som vid stora avloppsreningsverk. När det gäller avloppsreningsverk i mindre kommuner (130 av ca 230 avloppsreningsverk inom BSAP-området har mindre än pe anslutna) anlitar man i betydligt större grad konsulter för såväl planering, förberedelser, framtagande av underlag, genomföra upphandling av entreprenader, kontakter med leverantören liksom ledande av byggprocessen och intrimning (B 5.1 och B 1.4.2). Det förekommer även att konsulten även driver och håller i det administrativa kring tillståndsprövningsprocessen såsom underlag och kontakter med tillståndsmyndighet och i förekommande fall jurist. Genomförande av åtgärder är alltså inte en kontinuerlig fråga hos huvudmannen/kommunen utan en fråga som uppkommer vid de tillfällen då nya krav uppkommer. Detta är inte förvånande med de långa livslängder som tillstånden har haft under de sista tre decennierna. Enkätundersökningen bekräftar detta då de 189

191 mindre avloppsreningsverken i större grad inte kunnat lämna svar om teknik eller teknikpotentialer. För att stärka styrmedlets mål- och kostnadseffektivitet bör kompletterande informationsspridning övervägas för ex administration, regelverk och alternativa tekniska kostnadseffektiva lösningar för reningstekniker riktad särskilt till kommunala förvaltningar och nämnder i mindre kommuner i syfte att öka medvetenheten. B Informationsbehov vid ekonomiska styrmedel Avloppsreningsverk har sedan begynnelsen varit befriade från miljöskatter och andra ekonomiska incitament kring sina utgående mängder. Införande av ett pris på utsläpp kommer att innebära att ett nytt incitament tillkommer där minimering av kostnader i än större grad blir drivande i beslutsprocesserna om åtgärder. I svaren till enkäten var låga driftskostnader den viktigaste drivkraften till att genomföra åtgärder följt efter strängare utsläppskrav från en omprövning. Låga kostnader hade till och med högre rangordning som drivkraft än strängare krav i generella föreskrifter (B 5.1 och B 1.8.9). Även om det är rationellt för en verksamhetsutövare att minimera kostnader kan det vara svårt i praktiken eftersom det kräver goda beslutsunderlag. Beslutet innefattar inte bara att utse vilken reningsteknik som bäst kan nå utsläppsvillkoret till lägsta möjliga kostnad. Eftersom det nu kan bli lönsamt att gå längre än villkorsnivån (längre än vad som hade varit lönsamt med bara utsläppsvillkor) uppkommer även beslutet hur mycket längre som det är lönsamt att gå och när investeringar i långsiktiga åtgärder bör göras. Detta är två nya beslutsdimensioner att ta hänsyn till och som kräver att verksamhetsutövaren skaffar ny information och väger in även detta i möjliga alternativ, kostnader och konsekvenser. Att ta fram denna information till följd av ekonomiska incitament och bearbeta till beslutsunderlag innebär ökade transaktionskostnader för verksamhetsutövaren. Därmed finns en risk att verksamhetsutövare inte tar fram (inte finner) all information eftersom det är för kostsamt att söka fram den inte minst i början. Därmed kommer inte åtgärder till stånd eller väljs en reningsteknik som förvisso uppfyller utsläppsvillkoren men inte går så långt som en kostnadseffektiv reningsteknik hade gjort till samma kostnad. Om detta skulle bli vanligt förekommande kommer måluppfyllelsen att uppnå sektorns beting att fördröjas om det ekonomiska styrmedlet är en skatt eller avgiftssystem. Informativa styrmedel om reningstekniker riktade särskilt till mindre avloppsreningsverk och innehållande förutsättningar och möjligheter kring kostnadseffektiva lösningar anpassade för mindre avloppsreningsverk kan sänka de transaktionskostnader som verksamhetsutövaren möter och därför bidra till en snabbare måluppfyl- 190

192 lelse (Stern, 1999). I kapitel B 2.8 diskuteras olika informativa styrmedel för denna uppgift. B Informationsstruktur hos informativa styrmedel Myndighetens roll vid informationsspridning och framtagande av informativa styrmedel är framförallt att (i samverkan med branschorganisationer) ta fram struktur och kanaler för den information som avses hos styrmedlet. En första fråga är hur informationen ska utformas för att på bästa sätt komplettera det huvudsakliga styrmedlet och på sikt uppmuntra till ändrat beteende. Ska verksamhetsutövare vara passiva i informationsspridningen eller aktiva och själva bidra med information utöver det som ingår i den obligatoriska rapporteringen? Mycket av informationen kring genomförande av åtgärder vid avloppsreningsverk är kollektiv, dvs. även om varje avloppsreningsverk möter unika förutsättningar, kan man dra nytta av varandras erfarenheter. Vid t.ex. ett styrmedel som CEASAR där verksamhetsutövare ansvarar för att nå en lägsta reduktionsgrad kan information spridas om tekniker som klarar de reningsgrader som golvhöjningen kommer att kräva inom en snar framtid. En central del av denna komponent kan bestå i att skapa nätverk bland verksamhetsutövare inte minst bland avloppsreningsverk med färre anslutna än pe. Detta är något som branschorganisationerna med fördel skulle kunna arrangera i samverkan med myndigheterna och informationen om styrmedlet. För det andra, är det av central betydelse att informationen är utformad så att den når och träffar de berörda. Det är såväl driftsansvariga vid avloppsreningsverk men informationen behöver nå och anpassas till framförallt tekniska kontoret och tekniska nämnden eller motsvarande eftersom dessa ingår i den kommunala förankringsprocessen och kan drivas av andra motiv. Med utgångspunkt från enkätresultaten och i syfte att höja medvetenheten inte minst inom mindre kommuner ges några exempel på informationsspridning inom ramen för ett informativt styrmedel: Information om rådande teknikläge och dess utveckling inom branschen Reningsgrader och/eller koncentrationsnivåer Publicera reningsgrader och/eller koncentrationsnivåer för utgående avloppsvatten för branschens genomsnitt samt de 10 % bästa verksamheterna per storleksklass. Publicera en klassificering för koncentrationsnivåer eventuellt kompletterat med typ av teknik Sprida information om tekniker kopplade till reningsgrader 191

193 Kanaler för att föra ut informationen som uppdateras årligen kan vara branschorganisations och myndighets hemsidor, e-post, branschseminarier och samverkan mellan myndighet och bransch. Information kopplat till effektiva reningstekniker Svaren från enkäten antyder att medvetenheten hos mindre kommuner om vilka förutsättningar och möjligheter som finns till ytterligare utsläppsreduceringar som vid stora avloppsreningsverk ofta inte är lika stor som vid större avloppsreningsverk. För att öka medvetenheten och känslan av delaktighet hos åtagandet hos inte minst mindre kommuner kan inom ramen för ett informativt styrmedel informationsspridning riktas till dessa och som kan innefatta t.ex.: Demonstrationsobjekt för framförallt mindre avloppsreningsverk Spridande av driftserfarenheter Effekter av processoptimeringar Lönsamma investeringar Vad som ger bra rening i förhållande till låg kostnad (kr/kg) Kanaler för att föra ut informationen som uppdateras årligen kan vara branschorganisationernas hemsidor, tidningar och medlemsutskick, e-post, branschträffar och besök vid demonstrationsobjekt. Enkätsvaren tyder på att det är svårare att nå mindre kommuner och en möjlighet kan vara att branschorganisationen gör en särskild satsning om åtgärder riktade till små reningsverk i mindre kommuner. 192

194 B 1.10 Övervakning och rapportering Inledning Det finns inom ekonomisk förvaltningsteori en stor forskningslitteratur inom såväl teoretisk som experimentell forskning om utformning av effektiva strategier inom operativ tillsyn (t.ex. Rousseau, 2007; Helland 1998; Stranlund et al. 2011, Cason och Gangadharan 2006, Murphy och Stranlund 2006 och 2007). Denna forskning har även visat på fördelar med att även använda informativa styrmedel då tillsynen är ofullständig på grund av begränsade administrativa resurser och information vid myndigheter (Evans et al, 2009). För ett styrmedel som administreras av central myndighet såsom handel med utsläppsrätter, avgiftssystem eller certifikatssystem kan Naturvårdsverket komma att bli operativ tillsynsmyndighet för vissa uppgifter. Dessa administrativa kostnader kommer då att finansieras med avgifter. För detta kommer myndigheten att behöva ha en rapportering som är anpassad till styrmedlet och som bör utnyttja och bygga på det befintliga miljörapporteringssystemet SMP. För kommande utvärderingar av ett styrmedel ska informationsingången utformas så att det blir möjligt att särskilja effekter från de styrmedel som samverkar, det nya styrmedlet, tillståndsprövningssystemet och generella föreskrifter. B Dagens rapporteringssystem Via svenska miljörapporteringssystemet (SMP) lämnar verksamhetsutövarna för avloppsreningsverk för fler än pe idag in årliga miljörapporter till myndigheterna, innehållande bland annat utsläppsdata. Inlämnandet av miljörapport regleras i 26 kap. 20 miljöbalken. Naturvårdsverket har även meddelat närmare föreskrifter (NFS 2006:9) för hur miljörapporteringen ska gå till. I miljörapporterna redovisar verksamhetsutövarna bland annat uppgifter om exempelvis hur många provtagningar som utförts på inkommande och utgående avloppsvatten, hur mycket fosfor och kväve som har letts in till reningsverket och hur mycket som släppts ut från det. Naturvårdsverket har via Statistiska centralbyrån tillgång till uppgifter om vilken havsbassäng som samtliga avloppsreningsverk med fler än pe anslutna släpper ut avloppsvatten till. Uppgifterna behövs idag för Naturvårdsverkets rapportering till EU-kommissionen enligt avloppsdirektivet (91/271/EEG). 193

195 B Behov av kompletterande data och rapporteringssystem Övervakningen handlar framförallt om att kontrollera genomförandet. Mycket av den information som behövs i ett kommande styrmedel och för att följa upp genomförandet av betingen för BSAP och MKN rapporteras redan in via SMP. Det finns dock ytterligare uppgifter som behövs och som inte rapporteras in i dagsläget. Det innebär att SMP behöver kompletteras med fler obligatoriska uppgifter samt att data från andra källor behöver insamlas. För att kontinuerligt kunna följa upp hur arbetet fortlöper mot att nå betingen för BSAP och MKN behövs: 1. Anläggningsnummer 2. Verkets namn 3. Havsbassäng* 4. Distrikt* 5. HuvudaroID* 6. DelaroID* 7. PLC-X ID* 8. Flöde (1000m3/år) 9. Kväve in (kg/år) 10. Kväve ut (kg/år) 11. Fosfor in (kg/år) 12 Fosfor ut (kg/år) 13. N-retention för > pe* 14 P-retention för > 2000 pe* 15. Kväve (mg/l) årsmedel rapporterat 16. Fosfor (mg/l) årsmedel rapporterat 16. Första tillstånd (år)* 17. Sista tillstånd (år)* 18. Kväve begränsningsvärde (mg/l) årsmedel i tillstånd* 19. Fosfor begränsningsvärde (mg/l) årsmedel i tillstånd* Punkter markerade med * anger data som idag inte finns i dataform (dock förekommer de normalt inskrivna i miljörapporterna). Utöver detta behövs information om det hydrologiska nätverket i varje huvudavrinningsområde för att avgöra vilka vattenförekomster som varje avloppsreningsverk påverkar. En annan utmaning med SMP är att även om viss information finns så åtgår förhållandevis stora resurser för sammanställning av data från SMP och andra källor. För detta bör standardiserade rutiner och mjukvara utvecklas. För att kontinuerligt kunna följa upp hur arbetet fortlöper mot att nå betingen för BSAP och MKN behöver viss information vara lättillgänglig utan föregående datahantering. Utöver ovan nämnda data är denna information: Till vilken havsbassäng som varje enskilt reningsverk släpper ut Till vilken distrikt varje avloppsreningsverk hör 194

196 Till vilken huvudavrinningsområde som varje avloppsreningsverk hör I vilken vattenförekomst som utsläppspunkten ligger Den totala årliga utsläppsmängden av fosfor och kväve inklusive retention från samtliga reningsverk till o varje havsbassäng o varje distrikt o varje huvudavrinningsområde o varje vattenförekomst Ovanstående data behöver utgå från information om det hydrologiska nätverket i varje huvudavrinningsområde med retention mellan utsläppspunkter. B Data för kommande styrmedelsutvärderingar För kommande utvärderingar av styrmedlen ska informationsingången utformas så att det blir möjligt att särskilja effekter från det nya styrmedlet, tillståndsprövning och de generella föreskrifterna. Utöver ovanstående data är följande indata önskvärd: Elektronisk angivelse vid nya utsläppskrav i beslut (tillståndsmyndighet) Elektronisk angivelse vid överträdelse av kravnivåer för fosfor och kväve i generella föreskrifter Elektronisk angivelse vid överträdelse av fosfor- och kvävevillkor i tillstånd (tillsynsmyndighet) Elektronisk angivelse och loggning av aktiviteter inom ramen för det nya styrmedlet Uppdatering av hydrologiska nätverk och retention (SMHI, Vattenmyndigheterna) B Dagens krav på kontroll av utsläpp I Naturvårdsverkets föreskrifter (1994:14) om kontroll av utsläpp till vatten- och markrecipient från anläggningar för behandling av avloppsvatten från tätbebyggelse anges krav på kontroll av utsläpp från avloppsreningsverk. Föreskrifterna omfattar avloppsanläggningar för mer än 200 pe. Avloppsreningsverk med pe ska ta minst 2 dygnsprover per månad för fosfor och kväve (24 dygnsprover per år) på utgående avloppsvatten. Avloppsreningsverk för fler än pe ska ta minst 1 veckoprov per vecka för fosfor (52 veckoprover per år) och minst 1 dygnsprov per vecka för kväve (52 dygnsprover per år). 195

197 I Naturvårdsverkets föreskrifter (1994:7) om rening av avloppsvatten från tätbebyggelse finns även krav på kontroll av inkommande avloppsvatten till avloppsreningsverket. På inkommande avloppsvatten ska avloppsreningsverk med pe ta minst 4 dygnsprover per år för kväve, verksamheter med pe ska ta minst 12 dygnsprover per år för kväve och verksamheter med fler än pe ska ta minst 24 dygnsprover per år för kväve. Kontroll av fosfor på inkommande avloppsvatten är idag oreglerat oavsett storlek på verket. I en enkätundersökning riktad till avloppsreningsverk utfärd av SWECO (2012) framkom att samtliga tillfrågade avloppsreningsverk idag hade rutiner för regelbunden rengöring av provtagare för såväl totalkväve och som totalfosfor. Mindre avloppsreningsverk skickar sina prov antingen till ackrediterat externt labb (Eurofins eller Alcontrol) eller till labb vid ett större avloppsreningsverk som de är kopplade till. Endast ett fåtal av de av de stora och medelstora reningsverken skickar prover till externt ackrediterat labb. Det vanliga är att man har egna labb med ackreditering för vissa analyser. Generellt sett kan det sägas att det finns mycket tydligare rutiner för provtagning och kontroll vid ackrediterade labb (SWECO, 2012). B Behov av kompletteringar av kontroll av utsläpp Behovet av ändringar i kontrollen av inkommande och utgående avloppsvatten styrs av vilken återförings- eller fördelningsnyckel som kommer att användas för det styrmedel som införs. Kontroll av utgående avloppsvatten har ska enligt föreskrifterna utföras med en förhållandevis hög frekvens, så där ser vi inga behov av förändringar. För kontroll av inkommande avloppsvatten däremot är kravet på provtagningsfrekvens betydligt mildare. För fosfor behöver ingen kontroll på inkommande ske överhuvudtaget. För att ett avgiftssystem eller handel med certifikat ska bli ändamålsenligt behöver inkommande mätningar utföras i samma omfattning som utgående att man ska kunna få ut en reningskvot för fosfor och kväve. De analysmetoder som används på de ackrediterade labben är de som är rekommenderade enligt svensk standard. Metodiken för inkommande och utgående provtagning är likvärdig. Normalt är det svårare att få representativa prover av inkommande avloppsvatten beroende på högre föroreningsgrad. Osäkerheten hos de ackrediterade mätmetoderna för Tot-P varierar mellan 3-14 % för Tot-P samt mellan 3-10 % för Tot-N (SWECO, 2012). Ackreditering innebär en utökad kostnad för reningsverken, men då många verksamheter redan har någon form av ackreditering behöver merkostnaden för att inkludera fler moment inte vara hög (se konsekvensanalys). 196

198 Vid införande av ett ekonomiskt styrmedel i form av avgiftssystem eller handelssystem behöver Naturvårdsverket meddela generella föreskrifter om ackrediterade mätmetoder för såväl inkommande som utgående mängd samt flödesmätning. Detta behöver då omfatta avloppsreningsverk från och med anslutna personekvivalenter i det fall även dessa omfattas av styrmedlet. I Danmark har man sedan 1998 haft en lag om avgift på den totala mängden av totalkväve, totalfosfor och organiskt material (som BOD5). Krav har därmed ställts på såväl provtagningar som provanalyser. I detta system kan avloppsreningsverk som har egna laboratorier utföra mätningar om de anställda på laboratoriet är certifierade av ett ackrediterat certifieringsorgan. Certifieringen av personalen som utför mätningarna är begränsade till en period av 3 år innan förnyelse av certifieringen behöver ske. För certifiering krävs också att laboratoriet vid avloppsreningsverket genomgår besiktning för att kontrollera att det drivs enligt uppställda kvalitetsbestämmelser. 197

199 Bilaga 2: Designorienterad styrmedelsanalys - BSAP och MKN med avseende på kväve Inledning I detta kapitel analyseras styrmedel för BSAP och MKN med avseende på kväve utifrån de kriterier som framkommit i behovsanalysen i bilaga 1 (se figur B2.1). 76 Styrmedel för MKN med avseende på fosfor analyseras i bilaga 4. Utredningen började med en inventering av en större mängd olika styrmedel varav knappt hälften var administrativa och den andra hälften ekonomiska styrmedel. Efter att de styrmedel som inte befanns lämpliga sållats bort, återstod ca 10 typer av styrmedel som utvecklades och modifierades. Sju av dessa styrmedel är utformade för BSAP och MKN med avseende på kväve. De beskrivs och analyseras i detta kapitel. Ytterligare två styrmedel för MKN med avseende på fosfor beskrivs och analyseras i avsnitten B 4.3 och B 4.4. Tabell B2.1a ger en översikt över de sju styrmedel som utformats och analyserats för BSAP och MKN med avseende kväve. Tabell B2.1a Översikt av analyserade styrmedel för BSAP och MKN med avseende kväve Styrmedel Lagteknisk Verksam Styrning konstruktion reglering 1. Tillståndsprövning med utsläppsvillkor Miljöbalkens 2. Skärpta krav i generella föreskrifter regelverk och/eller förordning Kvantitetsreglering Kvantitetsstyrning 3. Handel med utsläppsrätter 4. Handel med certifikat 5. Skatt 6. Riktutsläppsvärden med avgift Ny lag Pris- Prisstyrning och subvention reglering 7. Avgiftssystem med återföring 76 Det finns ingen samlad litteratur bakom styrmedelsanalyser eller designorienterad styrmedelanalys. Översiktliga beskrivningar finns i t.ex. Keohane et al (1998), Harrington et al (2004), Revesz och Stavins (2007), Goulder och Parry (2008) samt Sterner och Coria (2012). 77 Jämför även generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) i avsnitt B

200 Trestegs styrmedelsanalys Steg 1 - Behovsorienterad styrmedelsanalys (bilaga 1) En utvärderande problemanalys med kartläggning av förutsättningar genomförs för att identifiera kriterier för styrning och tillsyn vilka är betydelsefulla för utformningen av lämpliga styrmedel i enlighet med det syften som styrmedlet ska uppfylla. Den behovsorienterade analysen ger även riktlinjer till vilka empiriska och teoretiska analyser som behöver genomföras i kommande steg. Steg 2 - Designorienterad styrmedelsanalys (bilaga 2) Ett flertal styrmedel utformas och dimensioneras utifrån kriterierna från den behovsorienterade analysen samt litteratur från styrmedelsforskningen. Styrmedlens egenskaper granskas också kritiskt där styrkor och svagheter lyfts fram. En matematisk specifikation och analys görs av varje styrmedel i en algebraisk modell. Steg 3 - Komparativ styrmedelsanalys (bilaga 3) Styrmedlen jämförs för att se vilka styrmedel som har bäst förutsättningar att uppfylla kriterier från den behovsorienterade analysen. I den komparativa analysen ingår även samhällsekonomiska konsekvensanalyser av de mest lämpliga styrmedlen samt referensalternativ. Figur B2.1 Trestegs styrmedelsanalys 199

201 I detta kapitel beskrivs de sju styrmedlen i respektive avsnitt B.2.1- B 2.7. För att öka jämförbarheten analyseras varje styrmedel analytiskt i samma matematiska modell som innehåller samma begränsningar i form av utsläppsvillkor och krav på kväverening i befintlig rätt. Förklaringar till denna modell finns i avsnitt B med variabelförteckning i avsnitt B 6.1. I avsnitt B 2.8 analyseras dessutom kompletterande informativa styrmedel med syfte att förstärka och förtydliga incitamentsstrukturer. Inom svenska myndigheter delas styrmedel ofta in i tre huvudgrupper: administrativa (rättsliga) styrmedel (t.ex. krav inom miljöbalkens regelverk), ekonomiska styrmedel (t.ex. skatter och handelssystem) och information. Vid utformning av styrmedel kan denna indelning bli missvisande. Skillnaderna mellan olika styrmedels egenskaper kan många gånger vara större inom en grupp t.ex. ekonomiska styrmedel, än mellan administrativa och ekonomiska styrmedel. Ett exempel är handelssystem som har kvantitetsreglering med kvoter i form av individuella kravnivåer. Individuella kravnivåer är en typisk reglering även för administrativa/rättsliga styrmedel i form av begränsningsvärden. Ett handelssystem med kvoter har därför vissa egenskaper som är typiska för begränsningsvärden när det gäller t.ex. måluppfyllelse under osäkerhet, sanktionsbeläggande vid överskridande av kravnivån (kvoten) eller de snedvridande effekter som kan följa av asymmetrisk information mellan beslutsfattare och verksamhetsutövare vid utformningen. 78 I andra sammanhang har handelssystemet egenskaper som är mer typiska för ekonomiska styrmedel, t.ex. prisstyrning som kan påverka teknikspridning, vilket är egenskaper som reglering med begränsningsvärden saknar (tabell B2.1a). Handelssystemet får dessutom nya egenskaper som varken relaterar till typiska egenskaper hos vare sig administrativa/rättsliga eller ekonomiska styrmedel t.ex. substituerbarhet hos individuella åtgärder, dvs. en åtgärd som inte sker vid en verksamhet måste med nödvändighet ske vid en annan verksamhet. Den totala utsläppssumman hos en grupp aktörer är reglerad under ett tak. De typer av regleringar som används bakom ett styrmedel är således generellt mer väsentliga att identifiera och utforma vid utvärdering respektive utformning av styrmedel än att fästa vikt vid om det är administrativa eller ekonomiska styrmedel. I denna rapport följer vi därför istället den indelning som förekommer i litteraturen om styrmedelsforskning och som snarare är baserad på typen av reglering. Två av styrmedlen (1-2) i tabell B2.1 innebär konstruktioner inom miljöbalkens nuvarande regelverk. Resterande styrmedel (3-7) förutsätter en ny lag. De fyra 78 Asymmetrisk information: Den politiska beslutsfattaren är beroende av information om verksamheten som ska regleras (förutsättningar för drift, processer, teknik, kostnader etc.) för att kunna utforma styrmedlet så att det når målet. Denna information har verksamhetsutövarna som därmed kan påverka underlagen till besluten om hur styrmedlet eller tillsynen ska utformas (Sterner och Coria, 2012). 200

202 första styrmedlen (1-4) har kvantitetsreglering, dvs. de reglerar de utsläpp och/eller den belastning till kustvatten som varje verksamhet och/eller verksamhetsutövare ska se till att inte överskrida. Detta innebär bl.a. en säkrare måluppfyllelse jämfört med styrmedel med prisreglering (5-7) samt annorlunda incitament för teknikspridning. 79 Det finns en central skillnad mellan typerna av kvantitetsregleringen i styrmedlen 1 och 2 samt 3 och 4. Ett utsläppsvillkor i ett tillstånd eller ett utsläppskrav i generella föreskrifter är en kravnivå som gäller verksamheten. I ett handelssystem gäller den individuella kravnivån (t.ex. en reningskvot) verksamhetsutövaren. I bägge fall kan ett överskridande av kravnivåerna vara sanktionsbelagt. Kvantitetsreglering Kvantitetsreglering innebär att reglera med kravnivåer för ett ämne eller aktivitet (t.ex. begränsningsvärden för en verksamhets högsta tillåtna utsläppsvärde, lägsta reduktionsgrad, högsta tillåtna kvot, högsta bullernivå etc.). Kvantitetsregleringen kännetecknas av att nivån är reglerad men inte hur den ska klaras (performance standards) vilket ger verksamhetsutövaren möjligheten att avgöra hur kravet ska klaras. Ett överskridande av ett begränsningsvärde kan antingen vara direkt sanktionsbelagt (1-värdigt) eller vara förenat med regler om vilka åtgärder som måste vidtas för att klara begränsningsvärdet igen (2-värdigt). Kvantitetsreglering för verksamheter kan ske med individuella kravnivåer i tillstånd från prövningen enligt miljöbalken (22 kap. 25 första stycket 6 MB) eller generella föreskrifter enligt 9 kap 5 MB eller handelssystem med individuell tilldelning. I det senare fallet gäller regleringen inte för verksamheten utan för verksamhetsutövaren (figur B2.1b). Om denna nivå överskrids följer en prövning om sanktionsavgift samt att utsläppsrätter/certifikat motsvarande överskridandet måste införskaffas inom en viss tidpunkt. Ett handelssystem innebär dessutom en kollektiv kvantitetsreglering som innebär att utsläppssumman från en grupp verksamheter är reglerad. Tabell B2.1b Olika typer av kvantitetsreglering Kvantitetsreglering gäller verksamhet Utsläppskrav i tillstånd eller generella föreskrifter X Handelsystem med auktionering Handelsystem med individuell tilldelning (t.ex. kvoter) 79 Styrmedel med kvantitetsreglering har annorlunda egenskaper än de som bygger på prisreglering under t.ex. osäkerhet (Weitzman, 1974) eller takten hos teknikspridning (Requate, 2005). 201

203 Kvantitetsreglering gäller verksamhetsutövare Kvantitetsreglering gäller för utsläppssumman från grupp av verksamhetsutövare X X X I rättspraxis inom miljöbalkens regelverk förekom fram till nyligen två typer av kvantitetsregleringar i form av begränsningsvärden (Emissions Limit Values, ELV) benämnda gränsvärde respektive riktvärde. 80 Gränsvärdet definierades som ett värde som inte får överskridas, dvs. sanktion följer överskridandet. Riktvärdet definierades som ett värde som skulle leda till åtgärder om det överskrids. I styrmedelstekniska begrepp var således gränsvärdet en 1-värdig kvantitetsreglering dvs. den innehåller endast en bestämmelse om att begränsningsvärdet inte får överskridas. Riktvärdet var en 2-värdig reglering, dvs. det innehåller en bestämmelse om att begränsningsvärdet inte får överskridas och ytterligare bestämmelser om vad verksamhetsutövaren ska göra om begränsningsvärdet (utom dennes kontroll) 81 överskrids. Även den sistnämnda bestämmelsen förutsätter klara regler om hur kontroll av utsläpp ska ske (mätning och tydliga regler om vad som räknas som ett överskridande). Det som avgör om ett begränsningsvärde är 1-värdigt eller 2- värdigt ligger alltså uteslutande i den andra bestämmelsen. 2-värdheten hos begränsningsvärden i tillståndsprövningssystemet för miljöfarlig verksamhet förekommer dels som den första bestämmelsen i 22 kap. 25 första stycket 6 och dels som den andra bestämmelsen i 22 kap. 25 första stycket 3. Flera ekonomiska styrmedel är 2-värdiga regleringar, t.ex. ett handelssystem med kvoter reglerar dels 1) att utsläppsnivån inte får överskrida den kravnivå (kvot) som verksamhetsutövaren tilldelats och dels 2) vad som gäller om utsläppen vid en verksamhet överskrider detta (åtgärder måste vidtas för att klara kvotnivån alternativt utsläppsrätter/certifikat motsvarande överskridandet av kvoten måste införskaffas före handelsperiodens slutdatum annars infaller sanktion). Den flexibilitet som 2-värdheten ger ett krav gör att kravnivån generellt kan sättas strängare än 1-värdiga kravnivåer, vilket är en fördel vid kontroll av processer som till sin natur har större variationer (se B 1.4.5). 80 Miljööverdomstolen konstaterade i ett antal domar (M , M , M ) att det fanns problem med rättssäkerheten hos praxis att skilja på gränsvärden och riktvärden. I princip handlade det om att begreppen gränsvärden och riktvärden var otydligt formulerade i rättspraxis så att det inte gick att avgöra när en sanktion förelåg eller inte. Samtidigt framhöll man värdet av en s.k. 2-värdhet som i vissa fall kan ge en större nödvändig flexibilitet i styrningen. 81 Om verksamhetsutövaren var ansvarig för överskridandet skulle det strida mot begreppet begränsningsvärde. 202

204 Teknik- och aktivitetsreglering Ett tillstånd i enlighet med miljöbalken kan även förenas med andra villkor eller restriktioner av olika slag, till exempel om lokalisering, skyddsåtgärder, produktionsmetoder eller vilken teknik (technology performance) som ska användas (exempelvis krav på en viss typ av kvävereningssteg). Andra exempel kan vara att begränsa en specifik aktivitet, t.ex. att begränsa tung trafik i vissa stadszoner, att endast tillåta elbilar i city eller ett förbud att använda en viss kemikalie eller en viss process i en tillverkningsprocess. Krav om restriktioner i användning, produktion och teknikval kan man samlat benämna som teknik- eller aktivitetsreglering. Prisreglering Prisreglering innebär att ett bestämt pris i form av en skatt eller avgift på en viss aktivitet eller utsläppt ämne fastställs i lag. Medan teknik- och aktivitetsreglering är en reglering av aktiviteterna vid en viss verksamhet är prisreglering en reglering av de ekonomiska konsekvenser som drabbar verksamhetsutövaren av att göra (eller inte göra) en aktivitet. Prisreglering ska här skiljas från begreppet prisstyrning som brukar användas inom svensk offentlig förvaltning tillsammans med ekonomiska styrmedel. Om ett styrmedel har prisreglering och/eller prisstyrning ger olika egenskaper varför det är viktigt att skilja dessa två begrepp åt. En skatt är ett exempel på prisreglering och innebär således också prisstyrning. 82 Ett handelssystem saknar prisreglering (priset bestäms av utbud och efterfrågan) men är ändå ett exempel på prisstyrning vilket förklarar varför egenskaperna hos handelssystem och skatt kan skilja sig åt när det gäller t.ex. incitament för teknikspridning. 82 Ett annat exempel på prisreglering är en subvention per minskad enhet av ett utsläppt ämne. 203

205 B 2.1 Tillståndsprövning (referensalternativ) Tillståndsprövningssystemet var under 1970-talet efter införandet av miljöskyddslagen (1969:387), framgångsrikt med att åstadkomma betydande utsläppsminskningar från punktkällor och systemet fick en acceptans hos såväl myndigheter som verksamhetsutövare. Systemet har en demokratisk funktion som gör det möjligt för berörd allmänhet och miljöorganisationer att få insyn i och delta i tillståndsprövningsprocessen. Att många aktörer deltar i tillståndsprövningarna bidrar till att respektive ärenden blir allsidigt belyst ur miljö- och hälsoskyddssynpunkt. En annan fördel med dagens system är att såväl myndigheter som verksamhetsutövare känner till hur det fungerar. En av nackdelarna med systemet är att det tar förhållandevis lång tid från en planerad utökning till ett färdigt tillståndsbeslut och att de tillstånd som ges nästan alltid saknar tidsbegränsning och att utsläppssumman av många verksamheter lämnas oreglerad. B Utförande Med befintlig lagstiftning skulle utsläppsminskningar kunna åstadkommas genom omprövning av tillstånd och villkor i tillstånden (24 kap. 5 MB). Ansökan om omprövning kan göras av Naturvårdsverket, Kammarkollegiet och länsstyrelsen samt kommun som övertagit tillsynsansvaret (B 1.8.1). B BSAP och MKN för kustvatten Avloppsreningsverkens beting för BSAP är ett miljökvalitetsrelaterat mål som till skillnad från individuella beting på verksamhetsnivå också är ett så kallat aggregerat beting, dvs. det är formulerat som en reduktion för utsläppssumman från en mängd verksamheter för sektorn som helhet. Ett optimalt styrmedel ur den synvinkeln skulle vara ett styrmedel som helhetligt reglerar utsläppssumman från alla verksamheter (jämför med aggregeringskriteriet i B 4.1.3). Som styrmedel medger individuell tillståndsprövning inte ett helhetsperspektiv för att kontrollera summan av utsläpp från många utsläppskällor till ett kvantifierat och tidsatt mål så som BSAP. Utgångspunkten vid individuell tillståndsprövning är istället att prövningen är avgränsad till den enskilda verksamheten i det aktuella ärendet. Principen om samlad prövning regleras i 21 kap. 3 MB och föreskriver en möjlighet för prövningsmyndigheten att handlägga flera ärenden gemensamt, dock under förutsättningen att det rör sig om samma sökande och avser samma verksamhet eller verksamheter som har samband med varandra. Utsläppsminsk- 204

206 ningar som nås i enskilda ärenden kan förvisso göra att den totala mängden utsläpp från avloppsreningsverk minskar, men det är inte samma sak som att kunna styra summan av utsläpp mot ett fastställt mål en viss tidpunkt. Det sistnämnda skulle förutsätta en samordning av många enskilda ärenden och verksamhetsutövare. Inom tillståndsprövningen är rättspraxis den variabel som med tiden i viss mån kan skapa ett slags samordning mellan flera enskilda prövningar. Rättpraxis beträffande t.ex. begränsningsvärden får en samordnande effekt genom att avgörandena bli vägledande för efterkommande prövningar. Det finns idag dock ingen rättspraxis om hur ett kvävebeting för BSAP skulle vägas in och fördelas mellan olika verksamheter, något som alltså är en förutsättning för att tillståndsprövning i tillräcklig omfattning ska kunna börja styra för att nå ett beting för BSAP. Vad resultatet skulle bli genom att inom ramen för nuvarande tillståndsprövning försöka uppfylla reningsverkens beting för BSAP är svårt att förutse av flera orsaker: En minskning med ca ton belastning till kust jämfört 2006 motsvarar en ca 30 % reduktion eller en utsläppsreduktion på ca ton vid avloppsreningsverken (B 1.1.2). Det är inte möjligt ur vare sig praktisk eller tidsmässig synpunkt att klara uppdragets utsläppsminskningar till år 2021 genom att ompröva alla ca 230 verksamheter så att de t.ex. var och en bidrar proportionellt. En omprövning har en ledtid på cirka 1-2 år (B 1.4.3). Således måste man utse vilka verksamheter som skulle omprövas vilket skapar flera frågor. Vilka verksamheter ska då omprövas och således bidra till att betingen uppfylls? Vilka begränsningsvärden motsvarar idag bästa möjliga teknik för olika storleksklasser av verksamheter? Hur påverkas rimlighetsbedömningar när betingen för BSAP ska bli vägledande i prövningar? Om styrmedlet tillståndsprövning/omprövning ska användas för att uppnå målet är dessa frågor något som prövningsmyndigheterna måste besvara/ta ställning till med betingen för BSAP som en vägledande utgångspunkt. En förutsättning är att det byggs upp en vägledande rättspraxis för hur ett beting för BSAP om ton minskade kväveutsläpp ska vägas in och fördelas mellan verksamheter i södra Sverige. Att initiera de omprövningar som krävs och åstadkomma denna uppbyggnad av praxis är en börda som kommer att ligga på tillsyns- och tillståndsmyndigheterna (B 1.8.2). Vid myndighetsinitierad omprövning är typiskt sett verksamhetsutövarens incitament att vara drivande eller ta fram underlag som leder fram till ett nytt tillståndsbeslut av naturliga skäl svaga. Eftersom betingen gäller totala belastningsmängder på bassängnivå och uppåt handlar det dessutom många gånger om olika tillsynsmyndigheter i olika län som behöver samordnas. För att måluppfyllelse ska vara möjlig innebär lägre utsläppskrav för verksamheterna inom det geografiska område en tillsynsmyndighets ansvar för 205

207 per automatik högre utsläppskrav och/eller fler omprövningar inom något annat län/vattendistrikt (jämför substituerbarhetskriteriet i B 4.1.3). Eftersom frågan om en ansvarsfördelning för BSAP är oprövad i rättspraxis, kan de verksamhetsutövare som blir först ut i de första omprövningar som uttryckligen väger in BSAP ha starka intressen att förvissa sig om att de nya strängare utsläppsvillkor som fastställs verkligen är förenliga med en rimlig ansvarsfördelning för BSAP mellan dem själva och de verksamheter som kommer att omprövas senare. Av den orsaken kan det finnas starka incitament hos dessa verksamhetsutövare att överklaga skärpningar i tillståndsbeslut till högre instans. Dessa överklaganden skulle fördröja uppbyggandet av en rättspraxis och således genomförandet. B Riktade insatser av omprövningar för BSAP En riktad insats av omprövningar på ett mindre antal verksamheter med potential till stora utsläppsminskningar skulle kunna genomföras inom befintlig rätt. Tillsynsmyndigheter skulle med samordning kunna ansöka om omprövning av givna tillstånd, men sådana ansökningar kan även göras av Naturvårdsverket (24 kap. 7 MB) som också kan delta i och driva ärenden i mål riktade mot verksamheter (22 kap. 6 MB). Eftersom omprövningar generellt sett är resurskrävande och långsamma ärenden att hantera bör en rimlig utgångspunkt vara att få till stånd en så stor total utsläppsminskning till kust till priset av så få omprövningar av tillstånd som möjligt men desto fler omprövningar av villkor. VILLKOR BASERADE PÅ MG/L En riktad insats av omprövningar som fokuserar på verksamheter med störst antal anslutna personekvivalenter, bland verksamheter med fler än anslutna skulle kräva i storleksordningen omprövningar 83 med en rättspraxis för utsläppsvillkor på i genomsnitt 7 mg/l hos utgående avloppsvatten. Ju strängare rättspraxis för utsläppsvillkoren som kan nås desto färre verksamheter behöver omprövas som illustreras i tabell B Den lägre siffran i intervallet antar i genomsnitt upp till 2 procentenheters processoptimering för de som idag ligger strax över begränsningsvärdet. 206

208 Tabell B2.2 Antal villkorsskärpningar för att nå ton kvävereduktion jämfört 2006 års nivå. Urvalsparameter anslutna personekvivalenter, ej fördelat på bassäng Pe tot Mål 12 mg/l 10 mg/l 8 mg/l 7 mg/l 6 mg/l 4 mg/l 2 mg/l Antal verksamheter med villkorsskärpningar Enligt IVL (2009) skulle tekniskt sett nivåer på 2-4 mg/l kunna nås. Därmed skulle man i princip klara kvävebetinget för BSAP med omprövningar av ca verksamheter. Det är dock förenat med stora tekniska svårigheter att hålla så låga värden på jämn nivå vilket gör det svårare att få en rättspraxis för så låga begränsningsvärden. Det innebär dessutom att ett fåtal verksamheter (kommuner) ensamma skulle få bära bördan av hela BSAP-åtagandet med reduktioner på i storleksordningen 80 % av nuvarande utgående mängder vilket skulle kunna anses som orimligt. Den myndighet som driver omprövningen måste också visa att dessa krav på bästa möjliga teknik verkligen är rimliga att uppfylla (B 1.4). Vi utgår därför från att 5-7 mg/l är mer rimliga nivåer och i flera fall innebär redan dessa en halvering av nuvarande utsläppsnivåer. Om utsläppskraven istället anpassas till bassängbetingen i tabell B2.2. träffar de flesta kraven på verksamheter vars utsläpp når Kattegatt och Öresund, som också får de strängare kraven i intervallet ovan. Om de första omprövningarna inte leder till skärpningar till dessa nivåer så att en rättspraxis med högre nivåer än dessa uppkommer kommer det att krävas betydligt fler omprövningar hos medelstora verksamheter för att nå ton kväveutsläppsminskning jämfört med Utsläppsvillkor på i genomsnitt 8 mg/l är inte tillräckligt för att nå betinget med verksamheter större än anslutna. Som en illustration visar nedanstående tabeller olika strategier för att välja ut verksamheter större än anslutna personekvivalenter för omprövning. Tabell B2.3 visar hur många avloppsreningsverk som skulle behöva omprövas och vilken utsläppsvillkorsnivå som i genomsnitt skulle behöva nås vid dessa omprövningar för att nå betinget i respektive bassäng. Om man fokuserar på omprövningar av avloppsreningsverk med störst antal personekvivalenter behövs upp till 42 omprövningar om man når villkorsnivåer på i genomsnitt 8 mg/l för att nå bassängbetinget för Egentliga Östersjön. Om man når i genomsnitt 6 mg/l räcker det med 11 omprövningar. Bland avloppsreningsverk som ansluter till Kattegatt behöver 20 omprövningar för att i genomsnitt nå villkorsnivåer på 4 mg/l. Inom Öresund behövs omprövningar av 2 avloppsreningsverk som når 6 mg/l. 207

209 Tabell B2.3 Antal villkorsskärpningar för att nå ton kvävereduktion jämfört 2006 års nivå. Urvalsparameter anslutna personekvivalenter fördelat på bassäng. Pe tot Mål 15 mg/l 12 mg/l 10 mg/l 8 mg/l 6 mg/l 4 mg/l 2 mg/l Egentliga Östersjön Kattegatt Öresund Omprövningar av avloppsreningsverk med urvalsparametern högst koncentration mg/l i utgående vatten skulle kräva upp till 46 omprövningar med utsläppsvillkorsnivåer på i genomsnitt 8 mg/l respektive 30 omprövningar vid 6 mg/l för Egentliga Östersjön (tabell B.2.4). För Kattegatt måste man då gå ned till 4 mg/l vid 22 avloppsreningsverk som idag har de största koncentrationerna i utgående vatten. Det krävs alltså fler omprövningar beträffande Egentliga Östersjön och än strängare utsläppsvillkor när det gäller Kattegatt om man skulle fokusera att välja ut avloppsreningsverk utifrån de högsta koncentrationerna i utgående vatten istället för antal anslutna personekvivalenter. Tabell B2.4 Antal villkorsskärpningar för att nå ton kvävereduktion jämfört 2006 års nivå. Urvalsparameter utgående koncentrationshalt fördelat på bassäng. Mg/l Mål 15 mg/l 12 mg/l 10 mg/l 8 mg/l 6 mg/l 4 mg/l 2 mg/l Egentliga Östersjön Kattegatt Öresund Flera verksamheter har gamla tillstånd meddelade med stöd av miljöskyddslagen och som har relativt milda villkor. Om man i stället skulle fokusera på att ompröva de avloppsreningsverk med äldst tillstånd skulle detta kräva 47 omprövningar för Egentliga Östersjön respektive 8 i Öresund (tabell B2.5). I Kattegatt är det inte möjligt att nå betingen med denna urvalsparameter. 208

210 Tabell B2.5 Antal villkorsskärpningar för att nå ton reduktion jämfört 2006 års nivå. Urvalsparameter gamla tillstånd fördelat på bassäng. Tillståndsår Mål 15 mg/l 12 mg/l 10 mg/l 8 mg/l 6 mg/l 4 mg/l 2 mg/l Egentliga Östersjön Kattegatt Öresund Åtgärder vid verksamheter som har låg retention har större effekt på belastningsreduktionen till kustvatten (B 1.3). Tabell B2.6 visar antalet villkorsskärpningar som krävs om man fokuserar på avloppsreningsverk med låg retention. Tabell B2.6 Antal villkorsskärpningar för att nå ton reduktion jämfört 2006 års nivå. Urvalsparameter låg retention fördelat på bassäng. Retention Mål 15 mg/l 12 mg/l 10 mg/l 8 mg/l 6 mg/l 4 mg/l 2 mg/l Egentliga Östersjön Kattegatt Öresund Den enskilt mest effektiva dimensionen för urval av omprövningar bland ovan analyserade urvalsparametrar är antal ansluta personekvivalenter i tabell B2.2 för hela BSAP-området respektive tabell B2.3 per bassäng. Det beror på att stora avloppsreningsverk generellt reducerar större utsläppsnivåer än mindre avloppsreningsverk för varje enhet skärpning i mg/l. En riktad insats som tar hänsyn till en kombination av parametrarna antal anslutna, retention, koncentration i utgående vatten och tillståndsår kan möjligen minska antalet verksamheter som behöver omprövas för betinget ytterligare. Ingen av ovanstående strategier eller en kombination av dem leder dock till en kostnadseffektiv allokering av åtgärder. En kostnadseffektiv allokering skulle även inkludera processoptimeringar vid de resterande ca 180 avloppsreningsverk vars tillstånd inte omprövas i de riktade insatserna i tabell B2.2 B2.6. Kostnadsdata visar att flera verksamheter i storleksklassen anslutna personekvivalenter har lägre åtgärdskostnader än större verksamheter. Dessa är 134 verksamheter och tendensen är så pass signifikant att medelvärdet för åtgärdskostnaderna är lägre för storleksklassen än (tabell B1.19). Enligt preliminära beräkningar skulle alla tre bassängbetingen i praktiken kunna nås med endast ca omprövningar vid en optimalt kostnadseffektiv allokering på grund av processoptimeringar om alla ca 230 verksamheter inkluderas., d.v.s. med om- 209

211 kring häften av antalet omprövningar som krävs om man enbart utgår från dagens system (B 1.4.2). Den mindre resursåtgången till följd av att målet nås med färre omprövningar vid en kostnadseffektiv allokering skulle även frigöra mer resurser för att möjliggöra ett tidigare uppfyllande av BSAP. VILLKOR BASERADE PÅ REDUKTIONSGRAD TILL KUSTVATTEN Om utsläppsvillkor i tillstånden skulle baseras på reduktionsgrad till kustvatten blir antalet omprövningar något mindre än vid en genomsnittlig villkorsnivå på 7 mg/l för utgående avloppsvatten. Om villkoren i genomsnitt hamnar på en lägsta reduktionsgrad på 82 % till kustvatten så klaras inte betinget med enbart verksamheter med fler än anslutna vilket gör att 22 verksamheter med färre än anslutna också behöver få villkorsskärpningar. Tabell B2.7 anger antal villkorsskärpningar som behövs för olika nivåer av reduktionsgrad till kustvatten. Tabell B2.7 Antal villkorsskärpningar för olika reduktionsgrader till kustvatten. Urvalsparameter antal anslutna personekvivalenter ej fördelat på bassäng. Reduktionsgrad till kustvatten (%) 82* Antal verksamheter med villkorsskärpningar *Inkluderar villkorsskärpning hos de största av 22 verksamheter < pe som inte uppnår 82 % för att klara betinget. Om kravnivån höjs så minskar generellt antalet verksamheter som behöver villkorsskärpningar för att nå betinget för BSAP eftersom var och en bidrar med en högre andel. Antalet verksamheter som behöver villkorsskärpningar ligger inom intervallet beroende på hur stora processoptimeringar som kan göras av de som ligger strax ovanför begränsningsvärdet. Förberedelser för en riktad insats Utfallet i de första omprövningar som väger in BSAP blir vägledande för kommande prövningar som ska se till att kvävebetinget för BSAP uppfylls. För det fall utsläppsvillkoren i de vägledande avgörandena inte skulle komma ned till en nivå som gör att betinget på ton nås med de antal verksamheter som var tänkt i ansökningarna kan måluppfyllelsen utebli. Ju högre begränsningsvärden som fastställs i de första avgörandena, desto fler verksamheter måste omprövas för att nå betinget, vilket fördröjer måluppfyllelsen. För att inte riskera att få en rättspraxis som senare visar sig vara undermålig att uppnå BSAP-betingen behöver de myndigheter som initierar omprövningarna re- 210

212 dan från början ha en helhetssyn utifrån BSAP-betinget och med väl motiverade underlag kunna försvara den ansvarsfördelning i förhållande till BSAP-betinget som utsläppskraven i de enskilda ärendena faktiskt behöver utgå från. Den allmänna uppfattningen hos myndigheter och verksamhetsutövare i de enkätundersökningar som genomförts inom uppdraget är att det kommer att ta mycket lång tid att klara en så stor utsläppsminskning som ton kväve jämfört med år 2006 för tillståndspliktiga anläggningar med dagens omprövningssystem. Det finns idag heller ingen praktisk lösning på hur man ska kunna tillgodose resursbehovet hos tillsyns- och tillståndsmyndigheterna för det antal omprövningar som en måluppfyllelse av BSAP-betinget skulle kräva till år B MKN Se avsnitten B B B Retention Se avsnitt B B Kostnadseffektivitet Att fokusera på att ompröva de största verken som förmodas ha lägst kostnad för att vidta åtgärder, skulle i teorin kunna bli mer kostnadseffektivt än att ompröva flera mindre avloppsreningsverk. Det innebär dock inte att insatsen blir kostnadseffektiv i praktiken. Det beror på att den stora majoritet av orörda tillståndspliktiga verksamheter ( st.) som inte omprövas och inte genomför utsläppsminskningar trots allt är med och bidrar till att målet upprätthålls. Så länge allokeringar av åtgärder och processoptimeringar bland dessa orörda verksamheter förblir desamma så upprätthålls inte betinget för BSAP på ett kostnadseffektivt sätt. Skillnaden beräknas till miljoner (se avsnitt B 2.1.3, tabell B 1.19 samt jämförande samhällekonomisk konsekvensanalys i avsnitt B 3.1.6). Flera av de åtgärder som därmed aldrig kommer till stånd på medelstora och mindre avloppsreningsverk kan vara mindre tillståndspliktiga åtgärder och anmälningspliktiga processoptimeringar som skulle kunna ha genomförts tidigt. En riktad insats i form av omprövningar av större verksamheter kan alltså i praktiken leda till att man missar en betydande potential i utsläppsminskningar. De utsläppsvillkor som meddelas i de första prövningsärenden som väger in BSAPbetinget har alla förutsättningar att bli vägledande i kommande prövningsärenden. 211

213 Resultatet är att flertalet verksamheter kan få likartade utsläppsvillkorsnivåer såsom skett med t.ex. utsläppsvillkor för fosfor där en sådan fast rättspraxis sedan länge etablerat sig.) Likartade utsläppsvillkor har begränsade möjligheter att rendera en resurseffektiv allokering av åtgärder med avseende på kostnader för drift (t.ex. kemikalieanvändning och energi) och ombyggnationer av avloppsreningsverk inom ett avrinningsområde eller en bassäng. B Dynamisk effektivitet och teknikutveckling Begränsningsvärden fastställer en högsta nivå för utsläpp men ger i sig inga kontinuerliga incitament till teknikutveckling på längre sikt eftersom det inte är känt hur länge som villkoret kommer att gälla. Har verksamhetsutövaren väl uppnått villkoret ger nuvarande villkor i sig inga direkta incitament att gå längre eller investera i teknikutveckling som i framtiden kan ge större rening till lägre kostnad, så länge denne förväntar sig att tillståndet och villkoret ska fortsätta gälla. Därför blir begränsningsvärden inte dynamiskt effektiva. På kort sikt nås villkoret men på lång sikt främjas inte teknikutvecklingen i branschen. (Se t.ex. Jaffe et al, 2002). B Drivkrafter för att initiera prövningar Flera tillsynsmyndigheter upplever att det är mer resurskrävande för myndigheten att initiera en omprövning jämfört med då verksamhetsutövaren initierar. 84 Den myndighet som tar initiativet att ansöka om omprövning får i praktiken en extra arbetsbörda i form av en bevisbörda att visa varför en omprövning bör äga rum genom att lägga fram det grundläggande material som behövs för att inleda ett ärende vid miljöprövningsdelegationen (se vidare avsnitt B.1.8.2). B Fördelningsaspekter En omprövning av ett tillstånd tar i genomsnitt 1-2 år och det saknas resurser för att kunna ompröva alla ca 230 verksamheter inom BSAP-området till att ta ett proportionerligt ansvar för att minska utsläppen med de ca 30 % som kvävebetinget för BSAP innebär (B 1.8.9). Man kommer med tillståndsprövning därför att få avgränsa sig till att initiera omprövning av en liten andel (10-20%) av de ca 230 verk- 84 Den utredning som NV genomförde vid Länsstyrelserna summerades på följande vis; Länsstyrelserna klarar inte sitt uppdrag enligt 26 kap. 1 miljöbalken när det gäller vattenverksamheter. Tillsyn på länsstyrelsens eget initiativ förekommer knappt alls. I regel sker ingen kontroll av att tillståndsprövad verksamhet följer tillstånd och villkor. Den begränsade tillsyn som ändå genomförs kommer till efter klagomål eller andra signaler utifrån. 212

214 samheter som finns inom BSAP-området och därmed lämna majoriteten oprövade. Det kommer att leda till en kraftig förskjutning i bördefördelning jämfört idag. De verksamheter (kommuner) som får omprövning kan då ifrågasätta och vilja överklaga till högre instans för att förvissa sig om att en sådan förändring i ansvarsfördelning för BSAP är skälig. Man kommer inte ifrån att även varje enskild prövning behöver implicit innehålla ett motiverat helhetsperspektiv om hur nödvändiga åtgärder för BSAP på ett rättvist och rimligt sätt ska vägas in, vilka verksamheter som ska omprövas, vilka som inte ska omprövas och således i princip inte behöver bidra till betinget för BSAP (jämför koordinationskriteriet för genomförande av MKN i B 4.1.3). B Teknisk specifikation och analys I detta avsnitt ges en kort teknisk beskrivning av styrning med utsläppsvillkor i tillståndsbeslut. Den matematiska modellen i ekvation (6) (10) utgör även referensmodell för de övriga styrmedel som analyseras i uppdraget. Beteckningar och modellutformning följer i stort Sterner och Coria (2012). Modellen beskriver regleringen av utsläpp med begränsningsvärden och teknikkrav i form av kvävereningssteg som begränsar de val som verksamhetsutövaren kan göra beträffande reningen. Modellen utgår från en förenklad beskrivning av regleringen för kväve som utesluter samband mellan rening av kväve och fosfor eller andra ämnen. Följande variabler används: q i inkommande mängd (kg) a i reducerad mängd (kg) i reningstegen e i ( qi, ai ) utgående mängd (kg) som beror på inkommande mängd qi och den mängd ai som tas bort i reningsstegen c i ( qi, ai ) totala kostnader (kr) för att omhänderta och rena vatten från ett ämne beror på inkommande mängd och renad mängd r i retention i 1,2,3,...,n reningsverk nummer 1,2,3,,n Förteckning över variabler återfinns även i avsnitt B 6.1. Låt qi vara inkommande mängd (kg) av ämnet och ei utgående mängd (kg) av ämnet samt ai utsläppsminskning (kg) av ämnet i reningsverket i 1,2,3,..., n. Reningsverkets totala kostnader för ämnet är en funktion av inkommande mängd och utsläppsminskning c i ( qi, ai ). Låt ei vara utsläppskravet (kg) på utgående mängd av ämnet som kan härledas antingen från ett utsläppsvillkor för utgående koncentration (mg/l) alternativt en procentuell lägsta procentuell reduktionsgrad (avsnitt B 2.2.3). Lagrangeekvationen L i för ämnet i reningsverket i blir då som följer: 213

215 L i c i ( qi, ai ) 1i (1 r i ) e i e i ( q i, a i ) 2i ( a i ai ) (6) Kostnad Utsläppskrav Teknikkrav Utsläppskravet ei ei ( qi, ai ) 0 är en begränsning för de val som verksamhetsutövaren kan göra beträffade utgående mängd. Lagranges multiplikator är den hypotetiska förändring i reningsverkets kostnad (kr/kg) som följer av att utsläppskravet skärps med en enhet. Teknikkravet a i a i 0 innebär att en viss teknik, kväverening som ger en reningsgrad 1 e i / qi som minst motsvarar e i ( qi, ai ) ska användas. Indirekt innebär teknikkravet en indirekt styrning av reningsgraden (förhållandet mellan inkommande mängd qi och utgående mängd e i ) till skillnad från utsläppskraven som endast reglerar utgående mängd ei direkt. Regleringarna i (6) genererar följande första-ordningens villkor: 1i ci q i ci a i ei 1i ( 1 ri ) 2i 0 (7) q i ei 1i ( 1 ri ) 2i 0 (8) a i e e ( q, a ) 0 (9) i i i i a a 0 (10) i i Under nuvarande tillståndsprövning fastställs utsläppskraven ei i (9) och (10) individuellt i enskilda prövoärenden i enlighet med hänsynsreglerna i 2 kap. MB. Det kan modelleras som en förhandling mellan ansökande myndighet och verksamhetsutövare där tidigare villkorsnivåer i fastställda tillståndsbeslut har vägledande påverkan på e i. En annan inverkande faktor är att i e och i a fastställs i individuella prövoärenden och därmed saknas helhetlig reglering och därmed styrning i uppfyllandet av branschens kvävebeting (aggregerings- och koordinationskriteriet i B är inte uppfyllda). Det sistnämnda förutsätter en samordning av många enskilda ärenden så att villkoren tillsammans leder till betingsuppfyllelse. Inom nuvarande tillståndsprövning är rättspraxis den variabel som med tiden i viss mån kan skapa ett slags samordning mellan flera enskilda prövningar och utsläppsvillkor. Det finns idag ingen rättspraxis hur ett beting för BSAP respektive MKN skulle vägas in och fördelas mellan olika verksamheter, något som alltså är en förutsättning för att tillståndsprövning i tillräcklig omfattning ska kunna börja styra för dessa beting. 214

216 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B2.8 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Såväl myndigheter som verksamhetsutövare känner till hur det fungerar. Inga ändringar eller tillägg behövs jämfört dagens system Möjligt för berörd allmänhet och miljöorganisationer att få insyn i och delta i tillståndsprövningsprocessen. Ärenden blir allsidigt belyst ur miljö- och hälsoskyddssynpunkt. Verksamhetsutövaren har ett tillstånd för utsläppsvillkoren som i normalfallet bara ändras om särskilda kriterier uppfylls, t.ex. att tio år förflutit, vilket ger stabila förutsättningar för verksamheten. Acceptans hos verksamhetsutövare Svagheter Ingen reglering av utsläppssumman ger brist på helhetlighet för att styra summan av utsläpp från många verksamheter (aggregeringskriteriet för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål i B är inte uppfyllt) Svårförutsägbart vilken rättspraxis kring villkorsnivåer som kommer att utvecklas och därmed svårförutsägbar uppfyllelse av betingen (koordinationskriteriet för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål i B är inte uppfyllt) Kostnadsineffektivt och långsammare måluppfyllelse utnyttjar inte processoptimeringar vid den stora majoritet av avloppsreningsverk (ca st.) som det inte finns resurser till att hinna ompröva Endast ett fåtal avloppsreningsverk (kanske av ca 230 st.) hinner omprövas som således ensamma får bära bördan av att uppnå hela betinget, med stränga utsläppsvillkor. En kraftig snedvridning av bördan skulle kunna leda till överklaganden som försenar genomförandet av betinget. Saknar drivkrafter. Omprövningar behöver initieras av tillsynsmyndigheterna vilket kräver större resurser Styrning med enbart utsläppsvillkor ger svagare incitament till teknikutveckling under den tid tillståndet gäller 215

217 B Samhällsekonomisk konsekvensanalys - tillståndsprövning Om BSAP ska kunna uppnås med dagens omprövningssystem är det nödvändigt att ompröva ett mindre antal större verksamheter. Hur många som blir aktuella för omprövning beror på vilken rättspraxis för utsläppsvillkor som nås. Ett villkor på mellan 6-7 mg/l innebär att verksamheter behöver omprövas (B 2.1.3) och att därmed ca verksamheter har kvar befintliga villkor och utsläppsnivåer. Referensalternativet innebär att det finns stora osäkerheter om och när BSAP betinget kan uppfyllas till följd av osäkerheten om vilken rättspraxis som kommer att utvecklas och att utsläppssumman från verksamheterna är oreglerad. Att dagens system utgår ifrån individuell tillståndsprövning utan ett enhetligt system för att styra mot ett samlat mål bidrar också till ökad osäkerhet. Verksamhetsutövare Om mellan 40 och 87 avloppsreningsverk omprövas och därmed får nya villkor krävs att de inför nya och omfattande åtgärder. Åtgärdskostnaderna för de verksamheterna uppskattas uppgå till ca miljoner kronor. 85 Om de verksamheter som beskrivs ovan ska genomgå nya tillståndsprövningar innebär det en administrativ kostnad för reningsverken. Den totala administrativa kostnaden för att genomgå prövningar för dessa verksamheter ligger på mellan miljoner kronor (B 1.6.2). Länsstyrelser och kommuner Länsstyrelsernas administrativa kostnader för tillståndsprövning beräknas till ca 1,2 7,5 miljoner kronor (B 1.6.3). Hushåll I NV (6345) uppskattades att ca procent av det inkommande vattnet till ett reningsverk kommer från andra källor än hushåll. I referensalternativet har vi beräknat att de större verksamhetsutövarna kommer att genomföra åtgärder som kräver prövning. Anslutna personer i de verken är ca 4,2 5 miljoner personer 85 IVL (2011) Åtgärdskostnader kommunala avloppsreningsverk (intern rapport beställd av Naturvårdsverket). 216

218 och 2,1 2,5 hushåll. 86 Det innebär att om BSAP ska uppnås med dagens system får de hushåll som berörs räkna med en ökad kostnad på ca kronor per år. Med fortsatt tillståndsprövning kommer nya villkor främst att införas på de större reningsverken vilka i högre grad återfinns i tätbefolkade områden vilket gör att främst de hushåll som bor i större tätorter får ökade kostnader. Tabell B2.9 Totala kostnader referensalternativ Åtgärdskostnader Kostnad per verksamhetsutövare (VU) Inledande (tkr) Löpande (tkr) Totala kostnader 87 Inledande (mkr) Löpande (mkr) VU Transaktionskostnader VU Prövning Lst/kom Prövning ,2 7,5 muner Totalt 27,2 123, Ett genomsnittligt hushåll har ca 2 personer. (www. Scb.se) 87 Med totala kostnader avses den totala kostnaden för de VU som kommer att genomföra åtgärder och därmed omprövas inom BSAP-området. 88 Uppskattad kostnad för tillståndsprövning per VU ( se avsnitt B.1.6.1). 217

219 B 2.2 Skärpta krav i generella föreskrifter Medan tillståndsprövning inte är ett instrument utformat för att reglera utsläppssumman från en mängd verksamheter så erbjuder generella föreskrifter i viss mån en sådan möjlighet. Generella föreskrifter kan innehålla fastställda nivåer för utsläppsbegränsningar så att summan av utsläppen från en grupp verksamheter i viss mån kan kontrolleras. B Utförande Strängare krav på utsläppsbegränsningar fastställs i generella föreskrifter på en sådan nivå att BSAP-betingen uppnås. Föreskrifterna äger företräde framför enskilda utsläppsvillkor i befintliga tillstånd och det åligger därmed verksamhetsutövarna att vidta åtgärder, inklusive att i förekommande fall ansöka om tillstånd för de ändringar som kan komma att krävas för att uppfylla villkoren. Det kan kräva ett bemyndigande till Naturvårdsverket från regeringen om bemyndigandet i 47 FMH inte bedöms tillräckligt. B BSAP och MKN för kustvatten En skärpning av kravnivån med nya generella föreskrifter skulle bryta igenom villkoren i befintliga tillstånd och innebära att nya utsläppskrav utfärdas för en mängd verksamheter, lämpligen alla verksamheter över anslutna personekvivalenter. En skärpning av kravnivån i generella föreskrifter kan leda till ett tidigare och bredare genomförande än tillståndsprövning då ansvaret i praktiken hamnar på verksamhetsutövarna att initiera nya tillståndsprövningar i de fall sådana behövs. Förutsättningar finns då även att i ca 10 av 85 fall få till stånd processoptimeringar hos de ca 97 verksamheter som omfattas, i de fall dessa är tillräckliga för att klara de nya kravnivåerna i föreskrifterna (tabell B2.10). Om en verksamhet måste ändras i stor utsträckning med anledning av nya generella föreskrifter kan det krävas ändring av givet tillstånd, men även detta sker i så fall på verksamhetsutövarens initiativ vilket innebär att myndigheterna inte bör bli lika belastade som i referensalternativet befintlig tillståndsprövning. Generella föreskrifter tar inte hänsyn till individuella situationer där åtgärder kan bli orimligt kostsamma för vissa enskilda avloppsreningsverk. I praktiken är det därför inte möjligt att sätta strängare kravnivåer med generella föreskrifter än vad som är fysiskt möjligt och ekonomiskt rimligt för de avloppsreningsverk som har högst kostnader att klara utsläppskraven. I praktiken blir därför utsläppskrav i generella föreskrifter relativt milda. För att nå bassängbetingen för BSAP på ton kväve behöver utsläppskraven i föreskrifter för verksamheter över anslutna personekvivalenter att gå ned mot 6-7 mg/l. Detta är förhållandevis stränga 218

220 krav som beträffande vissa enskilda avloppsreningsverk skulle kunna tvinga fram omfattande ombyggnationer som tar lång tid att genomföra, eller som kanske i vissa fall till och med inte är fysiskt möjliga eller rimliga att genomföra med nuvarande lokalisering. Eftersom generella utsläppskrav inte tar hänsyn till kostnadseffektivitet utan lägger samma prioritet på åtgärder hos alla verksamhetsutövare kan det ta längre tid att nå målet med generella utsläppskrav i föreskrifter jämfört med ett kostnadseffektivt styrmedel som innebär att större resurser sätts in där det går fortare att nå en viss reduktion. Styrkan med generella föreskrifter är den reglerar en mängd verksamheter i ett slag, men detta blir också till dess nackdel eftersom många verksamheter då måste få nya tillstånd till följd av ombyggnationer och till samma datum när kravet träder i kraft vilket kan leda till flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen (B 1.4.3). I detta fall blir det viktigt med ett 2-värdigt begränsningsvärde för att kunna skapa den flexibilitet som krävs få igenom alla ombyggnationer (bilaga 2 inledning). KRAV BASERADE PÅ MG/L Tabell B2.10 visar hur många prövningsprocesser som generella föreskrifter kan genera för olika kravnivåer. För att nå kvävebetinget på ton minskning med en och samma utsläppskravnivå inom BSAP-området utan att ta hänsyn den preliminära fördelningen mellan bassänger skulle det krävas ett utsläppskrav på högst 6-7 mg/l för verksamheter över anslutna personekvivalenter vilket innebär kravskärpningar. Även under antagandet att en sänkning med upp till 3 mg/l kan åstadkommas med processoptimeringar (vilket motsvarar en höjning av reningsgraden med i genomsnitt ca 5 procentenheter bland verksamheter inom intervallet 7-10 mg/l) återstår fortfarande ca 60 kravskärpningar kopplade större eller mindre ombyggnationer då verksamheterna idag ligger långt från denna kravnivå, varav 38 i Egentliga Östersjön och 20 i Kattegatt. Tabell B2.10 Antal kravskärpningar vid olika kravnivåer 17 mg/l 15 mg/l 14 mg/l 13 mg/l 12 mg/l 11 mg/l 10 mg/l 8 mg/l 6 mg/l 4 mg/l 2 mg/l Egentliga Östersjön Kattegatt Öresund Totalt Generella föreskrifter kan alltså komma att kräva fler ombyggnationer och större prövningsprocesser än en riktad insats med omprövningar (B 2.1.3). Det beror på ineffektiviteten i att ge samma kravnivå till alla oavsett omständigheter jämfört en riktad insats av prövningar där färre utvalda verksamheter gör större utsläppsre- 219

221 duktioner. Å andra sidan, skulle det då främst att ligga på tillsynsmyndigheterna att initiera dessa ändringar och omprövningar. Man kan jämföra med styrmedlet GFDA i avsnitt B för MKN fosfor. Stränga krav anges där i generella föreskrifter och dispens får sökas om kravnivån i det enskilda fallet är strängare än vad betingen för MKN kräver. I fallet med BSAP är situationen annorlunda. Det finns inga lokala beting som kan vara skäl för dispensansökan i enskilda fall. Vid en kravnivå på 6-7 mg/l finns inga skäl att bevilja dispens till någon verksamhet utifrån skälet att betinget är uppnått eftersom samtliga verksamheter behöver genomföra åtgärder till denna nivå för att betinget ska nås. Vid en ännu strängare kravnivå skulle samtliga av de ca 100 verksamhetsutövare med fler än anslutna personekvivalenter som omfattas av föreskrifterna väntas komma in med dispensansökningar. För att nå kravet på måluppfyllelse behövs ett gemensamt beslut i dessa dispensärenden om hur hela BSAP-betinget ska fördelas mellan dessa 100 verksamheter (jfr. koordinationskriteriet B 4.1.3). Att besluta om bördefördelningar i ett gemensamt beslut skulle en stor administration för så många verksamheter och inte vara möjligt inom nuvarande regelverk i Miljöbalken. Dessutom skulle åtgärderna genomföras till det datum då föreskrifterna träder i kraft vilket skulle kräva ytterligare tilläggsbestämmelser om tidsbegränsningar för att skapa den flexibilitet kring kraftträdandet som skulle krävas med tanke flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen. Med detta har man skapat ett system som till sin struktur är likt ett certifikatssystem (B.2.7) men till en större administrativ börda. KRAV BASERADE PÅ REDUKTIONSGRAD TILL KUSTVATTEN Ett utsläppskrav som drar nytta av retentionen genom att vara uttryckt som lägsta reduktionsgrad till kust skulle leda till ungefär samma antal prövningar som en kravnivå på 8-10 mg/l men i detta fall klaras betinget (se B 1.3 samt B 2.2.3). Kravnivån behöver vara minst 83 % (med verksamheter större än anslutna personekvivalenter) för att klara betinget. Om kravnivån ligger på 82 % klaras inte betinget (utan endast ca ton minskning till kustvatten) och föreskrifterna behöver omfatta verksamheter under anslutna vilket leder till en stor mängd omprövningar. Att inkludera alla ca 230 verksamheter med fler än 2000 anslutna skulle innebära ett ohanterligt antal prövningar inför det datum som kravet träder i kraft. Om kravet höjs något till % reduktionsgrad till kustvatten klaras betinget av enbart verksamheter med fler än anslutna och antalet kravskärpningar sjunker till 67 eftersom färre verksamheter går längre. Ökar man reduktionskravet till 90 % så går antalet prövningar upp igen eftersom effekten av sänkningen hos var 220

222 och en av de verksamheter som tillkommer nu är så liten. Ett lokalt minimum med 67 prövningar infinner sig vid kravnivån 83 %. Detta är det lägsta antalet prövningar näst efter ekonomiska styrmedel (vilka normalt har lägre antal prövningar eftersom de utnyttjar processoptimeringar från alla 230 verksamheter med fler än anslutna). Tabell B2.11 Antal verksamheter med kravskärpningar för olika reduktionsgrader till kustvatten Antal verksamheter med kravskärpningar Reduktionsgrad till kustvatten (%) 82* *Inkluderar verksamheter > 2000 pe i föreskrifterna för att klara betinget. Generella föreskrifter kan få en sämre måluppfyllelse på grund av de flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen vid samtidigt utbyggnad som följer av bristen på flexibilitet i de individuella kraven. Det kan heller inte utnyttja processoptimeringar vid de 134 verksamheter som har färre än anslutna (B 1.4.2). Att endast inkludera verksamheter över anslutna håller således nere antalet prövningar till vid en kravnivå på 8 mg/l och prövningar vid en reduktionsgrad kring %. B Retention Betingen för BSAP och MKN för kustvatten är formulerade för belastning till kust, dvs. nettoutsläpp till kust efter avdrag av den reduktion som sker till följd av retention på vattnets väg mellan utsläppspunkt och kust (B 1.3). Då kommer åtgärder vid verksamheter i inlandet med hög retention att vara ineffektiva att bidra till belastningsminskning till kust jämfört åtgärder på verksamheter närmare kusterna. En stor retention innebär att det krävs stora åtgärder för att åstadkomma en liten förändring i belastning till kust. För ett reningsverk i inlandet med 80 % retention måste utsläppen vid verksamheten minska med 5 ton för att uppnå en minskning vid havet med 1 ton. En effektiv allokering av åtgärder inom ett avrinningsområde med avseende på belastning till kust fås genom att differentiera utsläppsreduktioner vid utsläppspunkter till retentionen. En måleffektiv (men inte kostnadseffektiv) allokering av åtgärder kan nås genom att utsläppskrav anges som en procentuell reduktion för belastning till kust istället för kravnivåer för utsläppskällan. En sådan möjlighet finns t.ex. i avloppsdirektivet 1991/271/EG och SNFS 1994:7 som anger minst 70 % reduktion räknat från ett reningsverks inkommande mängd ein till återstående 221

223 belastning till kust e kust. För att nå kvävebetinget behöver alla verksamheter med fler än anslutna personekvivalenter i genomsnitt nå lägst reduktionsgraden 83 % till kust dvs.: e in e e in kust 0,83 (11) Från ekvation (11) och avsnitt B följer att utsläppskrav i generella föreskrifter, för att spara antalet prövningar, bör övervägas som minsta procentuell reduktion till kust istället för att uttryckas som högsta koncentrationshalt vid verksamhetens utgående vatten. B MKN i inlandsvatten och kustvatten Generella föreskrifter med likalydande utsläppskrav kan inte ta hänsyn till de individuella förutsättningar som kan komma att krävas för att följa MKN i vattenförekomster. Se styrmedelsanalys för MKN för fosfor i avsnitt B 4.1.3, B samt B B Kompabilitet med tillståndsprövning Befintliga tillstånds rättskraft begränsas genom generella föreskrifter, dvs. nya generella föreskrifter med större krav har företräde över eventuella lägre krav i nuvarande tillstånd. B Kostnadseffektivitet Ett utfärdande av generella föreskrifter med likartade utsläppskrav, oavsett det är utryckt som högsta utgående koncentration (mg/l) eller minsta procentuellt reduktionskrav (%) till kust, kommer inte att leda till en kostnadseffektiv allokering av åtgärder för att nå ett mål inom ett geografiskt område eftersom inget av dem väger in att avloppsreningsverk kan ha olika kostnader för att genomföra samma åtgärder (se t.ex. Revesz och Stavins, 2007). Generella föreskrifter med likalydande krav, och som således prioriterar åtgärder lika över alla verksamheter, kan ta längre tid att genomföra än en reglering där de kostnadseffektiva åtgärderna prioriteras först. Å andra sidan kan generella föreskrifter innebära ett tidigare genomförande än omprövning eftersom det ligger på verksamhetsutövarna att vidta åtgärder (jämför B samt B 4.4.3). 222

224 B Dynamisk kostnadseffektivitet och teknikutveckling Se tillståndsprövning B vad det gäller reglering med begränsningsvärden och teknikutveckling. B Teknisk specifikation och analys Modellen i ekvation (6) förändras marginellt eftersom reglerformen i bägge fall är begränsningsvärden. Generella föreskrifter utgår från begränsningsvärden och teknikkrav liksom tillståndsbesluten gör. Förteckning över variabler återfinns i avsnitt B 6.1. Lagrangeekvationen L i för ämnet i reningsverket i blir snarlik den som gäller för tillståndsprövning: L i c i ( qi, ai ) 1i (1 r i ) e i e i ( q i, a i ) 2i ( a i ai ) (12) Kostnad Utsläppskrav Teknikkrav Skillnaden är att utsläppskravet e ei ( qi, ai ) 0 är en generell begränsning för reduktionsgrad eller koncentrationshalt hos utgående avloppsvatten som anges i de generella föreskrifterna. På samma sätt som vid tillståndsbeslut blir Lagranges multiplikator 1i den hypotetiska förändring i reningsverkets kostnad (kr/kg) som följer av att utsläppskravet skärps med en enhet. Teknikkravet a i a i 0 innebär att en viss teknik som ger en reningsgrad 1 e i / qi som minst motsvarar e i ( qi, ai ) vid a i. Begränsningsvärdena genererar följande första ordningens villkor: ci q i ci a i ei 1i (1 ri ) 0 (13) q i ei 1i ( 1 ri ) 2i 0 (14) a i e e ( q, a ) 0 (15) i i i a a i 0 (16) Den avgörande skillnaden är att kraven e i och ai nu härleds från generella och likalydande kravnivåer (mg/l hos utgående vatten eller reduktionsgrad till kustvatten i %) för alla verksamheter som omfattas. Till skillnad från villkor i tillståndbeslut i ekvation (6) gäller e i och ai för den grupp av verksamheter som omfattas vilket möjliggör en mer helhetlig styrning av summan av utsläppen från gruppen och därmed styrning i uppfyllandet av branschens kvävebeting (aggregerings- och koordinationskriteriet för genomförande är uppfyllt B 4.1.6). 223

225 B Lagteknisk konstruktion 24 kap. 1 MB reglerar tillstånds rättskraft. Rättskraften innebär enligt paragrafen att lagakraftvunna tillståndsdomar och tillståndsbeslut gäller mot alla, såvitt avser frågor som har prövats i domen eller beslutet. Rättskraften gäller enligt lagen om införande av miljöbalken också äldre tillståndsbeslut enligt t.ex. miljöskyddslagen. Till följd av bland annat 9 kap. 5 MB kan dock rättskraften inskränkas och ett tillstånd begränsas eller förenas med ändrade eller nya villkor, eller återkallas och fortsatt verksamhet förbjudas. Enligt 9 kap. 5 MB får regeringen för att skydda människors hälsa eller miljön, om det framstår som mer ändamålsenligt än beslut i enskilda fall, meddela föreskrifter om förbud, skyddsåtgärder, begränsningar och andra försiktighetsmått. Om det behövs, får regeringen med stöd av bestämmelsen meddela föreskrifter om försiktighetsmått som går utöver vad som följer av Sveriges medlemskap i EU eller andra internationella åtaganden. Med stöd av 9 kap. 5 MB kan alltså regeringen meddela generella föreskrifter som går längre än kraven i avloppsdirektivet och ramdirektivet för vatten. Föreskrifter med generella utsläppskrav för avloppsreningsverk behöver med nödvändighet innehålla en genomförandetid för att reningsverken ska ha en rimlig möjlighet att uppfylla utsläppskraven. 224

226 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B2.11 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Såväl myndigheter som verksamhetsutövare känner till hur det fungerar. Omprövningar behöver inte initieras av myndigheter ger mindre börda större acceptans hos länsstyrelser Möjligt för berörd allmänhet och miljöorganisationer att få insyn i och delta i prövningsprocessen. Ärenden blir allsidigt belyst ur miljö- och hälsoskyddssynpunkt. Aggregerings- och koordinationskriterier för genomförande av miljökvalitetsbaserade mål är uppfyllda (B och B 4.1.6). Svagheter Resurskrävande, kan kräva fler prövningsprocesser än något av de andra styrmedelalternativen Kapacitetsbrist i konsult- och entreprenadbranschen vid samtidig utbyggnad av alla verksamheter kräver utveckling av tilläggsbestämmelser för dispenser för flexbilitet kring genomförandetiden. Utnyttjar inte processoptimeringar fullt ut och inte alls hos de ca 130 verksamheter under anslutna personekvivalenter som inte omfattas av de generella föreskrifterna vilket fördröjer ett genomförande Tydliga krav i generella föreskrifter kan tränga ut längre gående villkorsnivåer vid prövningsförfarande enligt hänsynsreglerna (B samt B 1.8.4) Långsammare teknikutveckling med begränsningsvärden i generella föreskrifter Lägre acceptans hos verksamhetsutövare Kan inte styra differentierat för MKN inom huvudavrinningsområden Svårare att sätta stränga krav (30 % reduktion) i generella föreskrifter eftersom de inte tar hänsyn till orimliga kostnader hos enskilda verksamheter 225

227 B 2.3 Skatt En skatt är liksom ett utsläppskrav i generella föreskrifter ett styrmedel som med en parameter (avgiften) helhetligt kan styra summan av utsläpp från en mängd verksamheter inom t.ex. en sektor. En annan likhet som en skatt har med generella föreskrifter är att myndigheten inte direkt kan påverka hur åtgärderna fördelas mellan verksamheterna. Med generella föreskrifter är detta givet på förhand i och med att samma utsläppskrav gäller för alla verksamheter som omfattas av föreskrifterna. Med en skatt är det givet i att fördelningen av åtgärder avgörs av verksamhetsutövarna själva. B Utförande De verksamheter som omfattas registreras hos beslutande myndighet i ett register. Baserat på de utsläppsnivåer som rapporteras in varje år tas en skatt ut per kg utsläppt ämne. Skatten tas ut på den belastning (nettoutsläpp efter retention) som når kusten och betalas in en gång per år. Krav på mätutrustning för utgående vatten och enligt vilken metod retentionsberäkning genomförs anges i lagen. B BSAP En skatt på rätt nivå kan i teorin styra för det extra beting som eventuellt kommer att följa av BSAP ovanpå betingen för MKN. De verksamheter som har låga kostnader att rena mer än sina beting för MKN kommer då att vara de som främst bidrar till att BSAP uppfylls. Skatt och ekonomiska styrmedel baserade på prisreglering (bilaga 2 inledning) är de styrmedel som har sämst precision till följd av osäkerheten hos verksamheternas åtgärds- och transaktionskostnader för att genomföra åtgärder, liksom osäkerheten kring antagandet att kostnadsminimering faktiskt sker fullt ut vid verksamheterna. Det leder till osäkerhet kring vilken skatte- eller avgiftsnivå som behöver sättas för att betinget ska nås liksom en osäkerhet i måluppfyllelsen. Uppdraget har genomfört Monte Carlo simuleringar i GAMS 89 som gav ett osäkerhetsintervall för belastningsminskningen på över ton för ekonomiska styrmedel med prisreglering till följd av osäkerheter i åtgärds- och transaktionskostnader samt retention (tabell B2.12a). Detta är alltså mer än halva storleken av betinget 89 GAMS är ett dataoptimeringsprogram (B 5.2). 226

228 och intervallet är dessutom förskjutet mot att underskjuta målet (-1013 ton) snarare än att överskjuta målet (+647 ton). Tabell B2.12a Resultat från Monte Carlo simuleringar Optimering 1 Åtgärdskostnader, miljoner kr: Utsläpp, tusen ton N: EgÖ Öre Kat Tot. EgÖ Öre Kat Tot Genomsnitt Standardavvikelse Min, Max 32.5, , , , , , , , 7493 Figur B2.2a illustrerar resultaten från Monte Carlo simuleringarna i ett diagram. När åtgärdskostnader är osäkra leder den politiska processen ofta till att en låg skatt eller avgift införs i början (i syfte att inte orsaka för stora kostnader för aktörerna) som efter ett antal år revideras upp med skatte- eller avgiftshöjningar efter att man följt upp aktörernas respons på skatten eller avgiften (se figur B2.2a samt Sterner och Coria, 2012). Utsläpp (kg) Avgiftshöjningar Osäkerhetsintervall ton Målnivå (kg) +647 ton Figur 2.2a Osäkerhetsintervall för ekonomiska styrmedel med prisreglering Totalt sett kan detta generera ett långsammare genomdrivande än s.k. kvantitetsreglering (t.ex. generella föreskrifter eller handelssystem) som kan dimensioneras rätt i förhållande till målet redan vid införandet. Tabell B2.12b illustrerar de optimala skattenivåer för att nå betinget på ton reduktion jämfört år En skatt som omfattar alla ca 230 verksamheter större än 2000 pe inom BSAP området skulle behöva ligga inom intervallet 50 och 210 kr/kg med ett medel på 115 kr/kg. Så länge som betingen för MKN (se B 4.1.8) inte är fastställda är det dessutom oklart hur stora de eventuellt resterande betingen för BSAP är, vilket ytterligare försvårar uppskattning av optimala skattenivåer på förhand. 227

229 Tabell B2.12b Simulerade skattenivåer för att uppnå ett beting på ton minskning jämfört 2006 inom BSAP-området med olika omfattningar Intervall för optimala skattenivåer Omfattning > 2000 pe Omfattning > pe Maxnivå 208,76 269,89 Minnivå 51,40 25,03 Standardavvikelse 37,35 54,41 Medelvärde 115,63 56,40 Till skillnad från bara utsläppskrav ger en skatt även incitament att öka marginalen mellan ett utsläppsvillkor och utsläppsnivån vilket ökar efterlevnaden. B Retention Eftersom BSAP gäller utsläppsminskning till kust kommer åtgärder vid verksamheter med hög retention att vara ineffektiva att bidra till att uppnå BSAP jämfört åtgärder på verksamheter närmare kusterna. Genom att differentiera skatten till retentionen skapas incitament för en kostnadseffektiv allokering av åtgärder med avseende på ett mål för utsläpp till kust. Skatten sätts då negativt proportionell mot retentionen. För en verksamhet som har t.ex. 80 % retention blir skatten för egna utsläpp (kr/kg) vid avloppsreningsverket 20 % av den skatt T0 som ett reningsverk vid kusten har (B 1.3). T T 0 (1 r) (17) Till skillnad från styrning med utsläppskrav i form av procentuell utsläppsreduktion till kust tar en differentierad skatt hänsyn till både retention och åtgärdskostnader vilket ger incitament som leder till både måleffektivitet och kostnadseffektivitet. Att sätta individuella skatter för varje avloppsreningsverk baserad på deras retention är en administrativ börda. Istället kan skatterna anges med t.ex. den växelkurs som avloppsreningsverk vid kusten har. Man anger då en skatt T 0 som kr/kg belastning till kust. Varje verksamhetsutövare får via retentionsfaktorn räkna om vad skatten blir räknat i utsläpp (kr/kg) från den egna anläggningen. En skatt förutsätter (liksom varje annat styrmedel som differentieras till retentionen) att det finns vedertagna retentionsfaktorer som grund när styrmedlet utformas. En systematisk osäkerhet i retentionsfaktorerna ger en felaktig differentiering med risk för att underskjuta eller överskjuta ett beting för kustvatten. En osystematisk osäkerhet kan i än högre grad leda till en ineffektiv allokering av åtgärder, om än inte så ineffektiv som en styrning som inte alls tagit hänsyn till retentionen, t.ex. genom likalydande utsläppskrav. En osäkerhet i retention kommer att leda till en 228

230 lika stor proportionell osäkerhet i skattebetalningarna. Styrning med skatt medför alltså ytterligare ett skäl till att vedertagna retentionsfaktorer finns. B MKN för kustvatten (kväve) MKN för kustvatten kan innebära att vissa avrinningsområden har mynning till kustvattenförekomster med strängare beting för MKN än andra avrinningsområden. Avrinningsområden med strängare krav från MKN kommer således att få en högre skatt för belastning till kustvatten än andra avrinningsområden inom bassängen. En skatt fungerar då enligt samma princip inom varje avrinningsområde som den gör för beting för BSAP inom en bassäng. B MKN för inlandsvatten och kustvatten (fosfor) När MKN förekommer i såväl inlands- som kustvatten kommer lokala beting i vattenförekomsterna att vara en funktion av vattnets flödesvägar vid förgreningar samt inbördes retention mellan utsläppspunkterna inom ett avrinningsområde. När man utformar styrmedel för sådana situationer förutsätts någon form av vattenkvalitetsmodell eller beräkningsmodell för varje avrinningsområde dels för att beräkna betingen för varje utsläppskälla och dels beräkna hur åtgärder/beting mellan olika utsläppspunkter kan fördelas på olika sätt utan att MKN överskrids i någon vattenförekomst inom avrinningsområdet (se t.ex. Montgomery, 1972). En skatt skulle i teorin kunna styra för MKN inland. Genom att beräkna beting för MKN och genomföra en ekonomisk analys som innefattar kostnader vid enskilda verksamheter, kan en kostnadseffektiv bördefördelning fastställas där varje MKN följs. På basis av denna fördelning differentieras skatten med en unik skattenivå för varje verksamhet som ger rätt differentierat incitament att uppnå dess beting i vattenförekomsten. Denna fördelning gäller dock för de kostnader som rådde då analysen genomfördes (och de felaktigheter de eventuellt baseras på). Beräkningen av differentieringen innebär stort administrativt arbete för myndigheten. En skatt kan därför i praktiken inte användas som styrmedel för att direkt styra för en sådan differentierad fördelning av beting som MKN inland kräver. Det skulle i teorin kräva att myndigheten hade tillgång till åtgärds- och transaktionskostnader för alla enskilda verksamheter. Av detta skäl går inte skatt (och andra ekonomiska styrmedel som baseras på prisreglering (bilaga 2 inledning) vidare till styrmedelsanalysen för MKN i bilaga

231 B Kompabilitet med befintlig rätt En väsentlig faktor för vilken effekt som en skatt får på utgående mängd är frågan om kommunen/huvudmannen får lov att bekosta sina skattekostnader genom att höja VA-taxan eller inte. I 30 lagen om allmänna vattentjänster (LAV) anges att VA-taxan inte får överskrida det som behövs för att täcka de kostnader som är nödvändiga för att ordna och driva anläggningen. Det behöver då klargöras huruvida en skatt för utsläpp till kommunen eller huvudmannen är en kostnad som är nödvändig för att ordna och driva anläggningen. Enligt lagmotiven till LAV (prop. 2005/06:78, s. 93) utgör miljöskatter och miljöavgifter som påförs VAhuvudmannen sådana kostnader som är nödvändiga för att ordna och driva anläggningen. B Effekter på uppströmsarbetet En skatt på utsläpp ger reningsverket en högre genomsnittlig kostnad för att omhänderta ämnet ifråga. För att inte gå med förlust måste kommunen/huvudmannen föra över hela eller delar av skattekostnaden till hushåll och industrier i form av höjda VA-taxor alternativt tillskjuta kommunala skattemedel. 90 Det finns i teorin i stort sett två utfall eller en kombination av dem: 1. Om anslutna fastighetsägare har en inelastisk efterfrågan (dvs. inkommande mängder kommer inte att påverkas nämnvärt av en taxehöjning) kommer inkommande mängd till avloppsreningsverken till följd av en höjd VA-taxa att påverkas obefintligt. Om skattekostnaderna till största delen förs över på anslutna fastigheter kommer kommunen att få begränsade ekonomiska incitament att genomföra åtgärder. En skatt skulle då få en liten effekt på såväl hushåll och industri (inkommande mängd) som huvudmannens reningsåtgärder (utgående mängd). Skatten skulle i huvudsak innebära att konsumentöverskott och producentöverskott flyttas från hushåll respektive industri till kommun. 2. Om det finns begränsat utrymme, transaktionskostnader och eller annat begränsat politiskt genomförande för att höja VA-taxor behöver kommunen istället tillskjuta kommunala skattemedel vilket inte är hållbart på sikt. I sådana fall skulle en skatt kunna ge ett ökat incitament för kommunen att genomföra åtgärder att minska utsläppen. 90 Den inte fullt inelastiska efterfrågan skulle innebära att taxehöjningar per enhet blir proportionellt något högre än skatten för att täcka kommunens/huvudmannens kostnader för den sistnämnda. Taxehöjningen skulle även orsaka en viss ökning av de samhällsekonomiska dödviktsförlusterna även om den är mindre vid självkostnadsreglering såsom är fallet i 30 LAV. 230

232 Skatten T gör det dyrare för huvudmannen att omhänderta avlopp genom att flytta upp ATC till ATC+T i figur B2.2b. (Se även ekvation (19) i avsnitt B ). Om VA-taxan ska täcka avgiften ökar den från P1 till P2, proportionellt något mer än T. kr Pm P2 P1 ATC+T ATC MC MR D q (ink mängd) Figur B2.2b Effekten av skatt på ett reglerat monopol enligt villkor om självkostnadsprincip (30 LAV) En skatt på utsläpp från ett monopol är generellt inte en samhällsekonomiskt effektiv styrning. Förklaringen är att ett monopol som genererar utsläpp är förenat med två s.k. negativa externa effekter för samhället; dels utsläppen och dels för låga produktionsnivåer (i detta fall inkommande mängder) vilket skapar s.k. samhällsekonomiska dödviktsförluster. Dock blir förändringen i dessa små i figur B2.2a som en följd av regleringen enligt självkostnadsprincipen och givet att denna efterlevs. Det krävs normalt två styrmedel för att komma tillrätta med utsläpp från ett monopol eller en marknad med utpräglad monopolistisk struktur (Laffont, 1994 samt B 1.4.4). Ett alternativ är att ha ett tvådelat styrmedel, ett styrmedel för att kontrollera utsläpp och ett för att kontrollera produktionsnivåer, i detta fall inkommande mängder. 91 Ett ekonomiskt styrmedel skulle då av samma skäl också bestå av två komponenter, t.ex. en avgift för utsläpp och en subvention/återföring för inkommande mängd. Exempel på sådana är avgiftssystem med återföring (B 2.6) samt certifikatssystem (B 2.7). 91 Även med dagens reglering finns dels utsläppsvillkor för utsläpp nedströms och dels regleringen i 6 LAV för verksamhetsområdet uppströms. 231

233 B Kostnadseffektivitet I teorin kan en skatt ge en kostnadseffektiv allokering av de åtgärder som krävs utöver MKN för att uppnå beting för BSAP inom en bassäng. De administrativa kostnaderna är jämförelsevisa låga. Om det skulle visa sig att summan av beting för MKN är stora i förhållande till beting för BSAP kommer skatten att ha en liten effekt på kostnadseffektiv allokering för beting i kustvatten. För att kostnadseffektivitetsvillkoret ska vara uppfyllt (B.1.6.5) krävs att skattenivån är så pass hög att det är den och inte utsläppskravet som binder (se ekvation (22a) i avsnitt B ). B Dynamisk kostnadseffektivitet och teknikutveckling När det föreligger externa effekter kring spridning av teknik (diffusion) inom sektorn kan en skatt tack vare priset på utsläpp ge en högre diffusionstakt jämfört med reglering med enbart begränsningsvärden. Vid begränsningsvärden består incitamentet att investera i utsläppsreducerande teknik endast i den kostnadsbesparing som görs för att reducera utsläppen till utsläppskravet. En skatt ger genom priset på utsläpp en större kostnadsbesparing för att investera i den nya tekniken vilket alltså ger större incitament för diffusion jämfört med utsläppskrav. Jämfört med utsläppskrav kan en skatt lätta på tillsynsmyndigheternas börda att löpande se till att uppdateringar sker så att bästa möjliga teknik verkligen används och initiera omprövningar. B Fördelningseffekter En skatt på utsläpp är generellt samhällsekonomiskt effektiv genom att den för över kostnader även på hushåll och industrier (som primärt orsakar utsläppen). En skatt på utsläpp är också förenligt med kostnadstäckning och stark PPP på verksamhetsnivå (B 1.7) men innebär som alltid att förorenaren får en större kostnad, dels ska verksamhetsutövaren bekosta åtgärder för utsläppsminskningar och dels en skattekostnad för de utsläpp som fortfarande sker (se även B om skatt på monopol). B Teknisk specifikation och analys En skatt T på utsläppt mängd av ett ämne och uttryckt i kr/kg. Om betinget gäller utsläpp till kust kan den kan via retentionen även uttryckas i termer av belastning till kust med Ti T0 (1 ri ) enligt ekvation (17) vilket innebär att skatten för utsläpp från utsläppspunkter blir differentierad till retentionen r i mellan utsläppspunkt och kust. Förteckning över variabler återfinns i avsnitt B 6.1. Verksamhetens Lagrangeekvation (18) för tillståndsprövning ändras från ekvation (6) i fallet med befintlig tillståndsprövning och generella föreskrifter SNFS 1994:7 till 232

234 e i e i ( q i, a i ) 2i ( ai ai ) T (1 r i ) e i ( q i, a i L i c i ( qi, ai ) i 0 ) (18) Kostnad Utsläppskrav Teknikkrav Skatt i i i i Utsläppsvillkoren e e ( q, a ) 0 från tillståndsbeslut respektive teknikkrav reglerar i andra och tredje termen parallellt med skattens prisreglering i fjärde termen i högerledet. Första ordningens villkor med avseende på inkommande mängd qi och reningsåtgärder a i : ci q i ci a i ei ei 1i ( 1 ri ) T0 (1 ri ) 0 (19) q q i i ei ei 1i ( 1 ri ) 2i T0 (1 ri ) 0 (20) a a i i e e ( q, a ) 0 (21) i i i i a a 0 (22) i i Jämfört med första ordningens villkor för tillståndsprövning i ekvation (7) och (8) ger skatten i tredje termen i ekvation (19) ett incitament på marginalen att reducera utsläppen utöver kvantitetsregleringen i ekvation (21) och teknikregleringen (22). För att en skatt ska styra på ett effektivt sätt behöver skattenivån vara så pass hög att det är skatten och inte utsläppsvillkoren i ekvation (19) och (20) som i praktiken blir styrande för verksamhetsutövarna. Detta inträffar om skattenivån är T0 1i i (22a) Skatten ger då högre incitament än utsläppsvillkoret i (21) och teknikkravet i (22). Om istället regleringarna i (21) och (22) binder blir generellt resursallokeringen i sektorn ineffektiv. 92 Skatten påverkar även incitamenten beträffande inkommande mängd i ekvation (19) genom att den fjärde termen i högerledet höjer genomsnittskostnaden för att omhänderta inkommande avloppsvatten allt annat lika vilket kan ge ökade samhällsekonomiska dödviktsförluster (B samt B 2.3.7). 92 Dvs skatten är större än den åtgärdskostnad (uttryckt i kr/kg) som krävs för att nå utsläppsvillkoret. 233

235 B Lagteknisk konstruktion Gränsdragningen mellan skatt och avgift har betydelse eftersom det krävs riksdagsbeslut (lag) ifråga om skatt. Regeringsformen (RF) innehåller ingen definition av begreppen skatt och avgift. I förarbetena till RF (prop. 1973:90, s. 213) anges att skatt kan karaktäriseras som ett tvångsbidrag till det allmänna utan direkt motprestation, medan med avgift vanligen förstås en penningprestation som betalas för en specificerad motprestation från det allmänna. Även i vissa andra fall får dock en penningpålaga anses ha karaktären av avgift och inte skatt. Ett sådant fall föreligger när penningprestationen tas ut endast i näringsreglerande syfte och i sin helhet tillförs näringsgrenen i fråga enligt särskilda regler (s. 219 a. prop.). I motiven till lagen (2004:629) om trängselskatt (prop. 2003/04:145, s. 33) anges: Som ett annat exempel (på avgifter, vår anmärkning) har nämnts föroreningsavgifter, som tas ut av företag och som med avdrag endast för administrativa kostnader återförs till företagssektorn men med en annan fördelning än den enligt vilka de togs ut. Det framgår dock att gränsen mellan skatt och avgift är flytande. När det är fråga om ett tvångsbidrag till det allmänna utan återföring får det ändå anses uppenbart att det är fråga om en skatt. När det föreligger en återföring av medel till den specifika sektorn, är det mer sannolikt fråga om en avgift. I det senare fallet skulle det alltså vara möjligt för regeringen att i förordningsform meddela föreskrifter om avgift. Eftersom gränsdragningen inte är självklar anser utredningen att det är en fördel om en skatt/avgift på kväve och fosfor beslutas av riksdagen. En lag om en skatt på kväve och fosfor behöver i korthet ha bland annat följande komponenter: en definition av vilka anläggningar som omfattas krav på registrering av anläggningar hos myndighet (anläggningsregister) definition av de ämnen som omfattas (t.ex. totalkväve och totalfosfor) storlek på skatt krav på mätutrustning deklaration/rapportering förfaranderegler (eventuellt särskilda förfaranderegler och dels en hänvisning till skatteförfarandelagen) förutsättningar vid mät- och/eller rapporteringsbortfall beslutande myndighet och allmänt ombud skattebetalning (när, var, hur) undantag/befrielse från skatt påföljder vid överträdelser: förelägganden, vitesförelägganden, skönsmässiga beslut om avgifter, företrädaransvar, indrivning, straffansvar regler om överklagande bestämmelser om sekretess bemyndiganden 234

236 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B2.13 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Generellt ett av de mest effektiva ekonomiska styrmedlen att driva investeringar och teknikutveckling Liten administration och låga administrativa kostnader gör att alla 230 verksamheter kan omfattas Kan driva processoptimeringar med omfattning av 230 verksamheter (B 1.4.2) Svagheter Osäkert genomförande av betinget En skatt på utsläpp är normalt inte samhällsekonomiskt effektiv på monopol eftersom den kan öka de samhällsekonomiska dödviktsförlusterna (B 1.4.4) Felaktig allokering och fördelning av skattebetalningar vid felaktig retention (B 1.3) Uppfyller kostnadstäckning och stark PPP (B 1.7) Ökad marginal mellan utsläppsnivå och utsläppsvilkor ger förbättrad efterlevnad Kan inte i praktiken differentieras till beting för MKN då det skulle krävt kunskap om individuella åtgärds- och transaktionskostnader för att kunna sätta differentierade skattenivåer på verksamhetsnivå (B 2.3.5). 235

237 B 2.4 Riktutsläppsvärden med avgift och subvention (RAS) Riktutsläppsvärden med avgift och subvention (RAS) lanserades fördes fram av Pezzey (1992) och Farrow (1995). Ett poäng med riktutsläppsvärden kan vara att ge verksamhetsutövarna incitament att avslöja sina åtgärdskostnader för myndigheten genom att visa vilka åtgärder de faktiskt gör under perioden efter att systemet införts. RAS föreslogs i SOU 2010:17 Prissatt vatten? som ett lämpligt styrmedel för vattenkvalitet genom att peka ut ett riktutsläppsvärde (där kallat individuella gratisutsläpp, IGU) och samtidigt erbjuda en flexibilitet. B Utförande De verksamheter som omfattas registreras hos myndigheten i ett register. Via en tilldelningsnyckel i en särskild lag tilldelas ett individuellt riktutsläppsvärde för varje enskild verksamhet. 1. På en bestämd rapporteringsdag varje år rapporterar varje verksamhet sina utsläpp eller belastning (kg) av ämnet. 2. En avgift (skatt) tas ut per kg utsläppt ämne som överstiger riktutsläppsvärdet som betalas av verksamhetsutövaren före ett visst datum varje år En subvention per kg utsläppt ämne som understiger riktutsläppsvärdet betalas ut av myndigheten vid ett visst datum varje år. En verksamhetsutövare som överskrider riktutsläppsvärdet betalar en avgift (skatt) för de utsläpp som överskrider riktutsläppsvärdet. Det innebär att betalningen blir progressiv till överskridandets storlek. Det är dock inte fråga om en sanktion utan om en avgift på utsläpp över en viss utsläppsnivå, riktutsläppsvärdet. Man kan betrakta det som en vanlig avgift på utsläpp där skatten eller avgiften nedsatts till noll för utsläpp under riktutsläppsvärdet. En verksamhetsutövare som legat under riktutsläppsvärdet får å andra sidan en subvention för varje utsläppsenhet som riktutsläppsvärdet underskridits, även denna progressiv till storleken på underskridandet. 93 I likhet med vad som anges i avsnitt B angående skatt aktualiseras den statsrättsliga gränsdragningen mellan skatt och avgift som inte är helt klar i detta fall. Den skulle sannolikt bero på hur riktutsläppsvärdena sätts i förhållandet till nuvarande utsläppsnivåer vilket i sin tur skulle avgöra hur stor andel av avgiftsintäkterna som återförs till sektorn. 236

238 STRATEGIER FÖR ATT SÄTTA RIKTUTSLÄPPSVÄRDEN Beroende på hur riktutsläppsvärdena sätts får RAS olika utformning. Om ett riktutsläppsvärde sätts till att motsvara noll utsläpp blir RAS per definition en utsläppsavgift eller skatt. Om å andra sidan ett riktutsläppsvärde sätts till nuvarande utsläppsnivå blir det per definition en subvention (Sterner och Coria, 2012). Alternativ är riktutsläppsvärdet inte anges i kg utsläpp eller belastning utan i reningsgrad eller reduktionsgrad till kustvatten (%) eller koncentrationsnivå (mg/l). Om ett gemensamt riktutsläppsvärde sätts utifrån den genomsnittliga reningsgraden inom sektorn kommer dess utformning att bli snarlikt ett avgiftssystem med återföring. De som ligger över genomsnittet blir nettobetalare till de som ligger under snittet. Fördelen med riktutsläppsvärden gentemot ett avgiftssystem är det annonserade riktutsläppsvärdet ökar medvetenheten kring vad som är genomsnittlig rening inom branschen. En annan variant är att riktutsläppsvärdena sänks successivt så att det hela tiden ligger en viss procent lägre än den genomsnittliga reningsgraden. Därmed skapas en ökad medvetenhet om riktutsläppsvärdet och ett starkare incitament för en kontinuerlig sänkning av utsläppen i branschen. B BSAP För att uppnå kvävebetinget skulle riktutsläppsvärden behöva sättas så att betinget uppnås. De flesta avloppsreningsverk skulle därmed inledningsvis få betala eftersom de ligger över en sådan utsläppsnivå. På samma sätt som vid en skatt skulle osäkerhet om åtgärdskostnader och retention göra det svårt att på förhand fastställa den avgiftsnivå som gör att man når betinget. Liknande nivåer som i analysen av en skatt vore nödvändiga för att komma upp i samma marginalkostnader på genomförda åtgärder dvs. inom intervallet 50 och 210 kr/kg (se B 2.3.2). Så länge som betingen för MKN (se B 4.1.8) inte är fastställda är det dessutom oklart hur stora de eventuellt resterande betingen för BSAP är vilket ytterligare försvårar uppskattning av optimala nivåer hos riktutsläppsvärden och avgift (skatt) på förhand. Styrningen med ett riktutsläppsvärde har riktvärdets fördelar genom att ange en utsläppsnivå men samtidigt ge flexibilitet (jfr. 2-värdiga begränsningsvärden i bilaga 2 inledning) för variationer vad gäller utsläpp från olika verksamheter. Ett riktutsläppsvärde kan således sättas strängare än ett begränsningsvärde som inte får överskridas. Utformningen med avgift och subvention på var sida om riktutsläppsvärdet skapar en piska respektive morot hos verksamhetsutövaren att inte missbruka flexibiliteten hos riktutsläppsvärdet. Just detta var ett problem när det gäller tidigare svensk rättspraxis där riktvärden tillämpades. 237

239 B Retention Eftersom BSAP gäller utsläppsminskning till kust kommer åtgärder vid verksamheter med hög retention att vara ineffektiva när det gäller att bidra till att uppnå BSAP jämfört åtgärder på verksamheter närmare kusterna. Genom att differentiera avgiften och subventionen till retentionen skapas incitament för en effektivare allokering av åtgärder med avseende på att nå ett mål för utsläpp till kust (B 1.3). R R (1 r)( eˆ e ( q, a )) (23) 0 i i i i där R 0 är avgiftsnivån/subventionsnivån (kr/kg) för belastning till kustvatten och ê är riktutsläppsvärdet för verksamheten. i B MKN för kustvatten (kväve) MKN för kustvatten kan innebära att vissa avrinningsområden har mynning till kustvattenförekomster med strängare beting för MKN än andra avrinningsområden. Avrinningsområden med strängare krav utifrån MKN bör således få skärpta riktutsläppsvärden och en högre avgift för belastning till kustvatten än andra avrinningsområden inom bassängen. B MKN för inlandsvatten och kustvatten (fosfor) SOU 2010:17 (s. 288) nämner att avgift och subvention bör anpassas till retention och recipientens känslighet. Som tidigare nämnts (B samt B 2.4.2) saknas i praktiken den information om enskilda verksamheters åtgärder och åtgärdskostnader som krävs för att differentiera avgiften till att styra olika verksamheter rätt för olika lokala MKN. Därmed kvarstår att kostnadseffektiviteten hos RAS är avhängigt av att riktutsläppsvärdena för enskilda verksamheter sätts så att MKN följs på ett kostnadseffektivt sätt. Så länge detta inte är uppfyllt har RAS i praktiken mindre möjligheter än en skatt att styra utifrån MKN på ett kostnadseffektivt sätt. B Kompabilitet med befintlig rätt Se avsnitt B B Kostnadseffektivitet och riktutsläppsvärden För att kostnadseffektivitet ska uppnås ska riktutsläppsvärdena sättas så de är strängare än utsläppsvillkoren och avgiftsnivån/subventionsnivån sättas så att den motsvarar åtgärdskostnaden vid riktutsläppsvärdets nivå. Kostnadseffektivitet hos RAS är sedan avhängigt av att eventuella utsläppsvillkor från tillståndsprövning 238

240 eller föreskrifter inte skärps över tiden så att utsläppsvillkoren blir strängare än riktutsläppsvärdena. Den som fastställer avgiftsnivån/subventionsnivån behöver i praktiken således ha kännedom om två nivåer på verksamhetens marginalkostnadskurva, en vid utsläppsvillkorens utsläppsnivå och en vid riktutsläppsvärdenas utsläppsnivå och sätta avgiftsnivån så den hamnar vid den sistnämnda marginalkostnadsnivån snarare än den förstnämnda. 94 Att uppfylla kostnadseffektivitetsvillkoret med RAS blir därför svårare jämfört med en skatt eftersom konsekvenserna av att göra en felbedömning blir större. B Fördelningseffekter Om riktutsläppsvärdena inte är tillräckligt strängt satta i förhållande till utsläppsnivåerna och anpassas till de utsläppsreduceringar som sker över tiden kommer subventionerna till sektorn att bli större än avgiftsbetalningarna från sektorn vilket skulle strida mot principen om förorenarens betalansvar som finns i ramdirektivet artikel 9.1 för vatten (B 1.7). Varken kommuner, eller de hushåll och industri som är anslutna till avloppsreningsverket, får fullt ut bära de samhällsekonomiska konsekvenser av de utsläpp som de genererar. Inte heller ges hushåll och främst industri fulla samhällsekonomiska incitament att påverka sina utsläpp. B Teknisk specifikation och analys En avgiftsnivå/subventionsnivå R 0 uttryckt i kr/kg fastställs för mängden av ett ämne och ett riktutsläppsvärde êi anges. Eftersom betinget gäller utsläpp till kust ska avgiftsnivån/subventionsnivån via retentionen även uttryckas i termer av belastning till kust med Ri R0(1 ri ) vilket innebär att avgiftsnivån / subventionsnivån blir differentierad till retentionen r i mellan utsläppspunkt och kustvatten (B 2.4.3). Förteckning över variabler återfinns i avsnitt B 6.1. Verksamhetens Lagrangeekvation (24) för tillståndsprövning ändras därmed till: Kostnad Utsläppskrav Li c i ( qi, ai ) 1i (1 ri ) e i e i ( q i, a i ) 2 ( a i ai ) R (1 r i )( eˆ i e i ( q i, a i 0 i )) (24) Teknikkrav RAS 94 För att svag PPP (se avsnitt B 1.7) ska vara uppfylld ska avgiftsnivån/aubventionsnivån samtidigt inte vara högre än åtgärdskostnaden vid riktutsläppsvärdets nivå annars skulle verksamheterna subventioneras för åtgärder som går längre än riktutsläppsvärdena. 239

241 Regleringen hos RAS tillkommer i den fjärde termen i högerledet i ekvation (24) med ett riktutsläppsvärde ê i. Om e ˆi ei ( qi, ai ) 0 får verksamheten en avgift Ri per enhet utgående mängd som överstiger riktutsläppsvärdet ê i. Om e ˆi ei ( qi, ai ) 0 får verksamheten en subvention R i per enhet utgående mängd som understiger ê i. i Regleringarna från utsläppsvillkoren e e ( q, a ) 0 i tillståndsbeslut och teknikkravet i SNFS 1994:7 förekommer i andra och tredje term parallellt med RAS. Första ordningens villkor med avseende på inkommande mängd qi och reningsåtgärder a i : ci ei ei 1i ( 1 ri ) R0 (1 ri ) 0 (25) q q q i i i i i i ci a i ei ei 1i ( 1 ri ) 2i R0(1 ri ) 0 (26) a a i i e e ( q, a ) 0 (27) i i i i a a 0 (28) i i Första ordningen villkor för RAS i ekvationerna (25) - (28) är identiska med villkoren för skatt i ekvationerna (19) - (22) om avgiftsnivån/subventionsnivån R0 T0. På marginalen styr alltså RAS så som en skatt men fördelningseffekterna är inte de samma utan kommer att bero på vilka nivåer som riktutsläppsvärdena sätts på. Om ett riktutsläppsvärde sätts till att motsvara noll utsläpp blir RAS per definition en utsläppsavgift eller skatt. Om, å andra sidan, ett riktutsläppsvärde sätts till nuvarande utsläppsnivå blir RAS per definition en subvention. Avgiftsnivån/subventionsnivån i ekvation (26) är ett ytterligare ett incitament att minska utsläppen utöver regleringen med utsläppsvillkor i ekvationerna (27) och (28). För att en avgift respektive subvention ska styra effektivare än med utsläppsvillkor behöver avgifts- respektive subventionsnivån vara så pass höga att det är dessa och inte utsläppsvillkoret som i praktiken blir styrande för verksamhetsutövarna. Om avgiftsnivån Ri i så ger avgifts-/subventionsnivån mindre incitament än utsläppskravet från tillståndsprövning eller föreskrifter i ekvation (26), dvs. avgiftsnivån är lägre än den åtgärdskostnad (uttryckt i kr/kg) som krävs för att nå utsläppskravet. Om detta inträffar följs inte kostnadseffektivitetsvillkoret (B 1.6.5) och det är istället utsläppsvillkoret som styr. Kostnadseffektivitet förutsätter att skatten/subventionen (kr/kg) är högre än åtgärdskostnaden uttryckt i kr/kg vid den nivå som motsvaras av utsläppsvillkoret, dvs. R 0 i. 240

242 B Lagteknisk konstruktion Individuella riktutsläppsvärden behöver likt tilldelningsregler i handelssystem fastställas med en allmän fördelningsprincip som anges i en särskild lag. Eftersom fördelningsprincipen är generell behandlas verksamheterna lika, men får ändå olika riktutsläppsvärden i enlighet med fördelningsnyckeln. Om man skulle vilja förena riktutsläppsvärden med miljöbalkens befintliga regelverk är det enda sättet att ge individuella villkor rättskraft i nuvarande system inom prövningsförfarandet enligt miljöbalken. Det innebär att individuella villkor (och därmed styrmedlet) inte kan införas i snabbare takt än att verksamheter kan omprövas vilket inte skulle lösa problemet med att genomföra betinget för BSAP. I likhet med vad som anges i avsnitt B angående skatt aktualiseras den statsrättsliga gränsdragningen mellan skatt och avgift även här. Gränsdragningen har som nämndes i det avsnittet betydelse eftersom det krävs riksdagsbeslut (lag) ifråga om skatt. Eftersom gränsdragningen inte är självklar förordar utredningen även här att styrmedlet beslutas av riksdagen. En lag om riktutsläppsvärden med avgift och subvention behöver i korthet ha bland annat följande komponenter: en definition av vilka anläggningar som omfattas krav på registrering av anläggningar hos myndighet (anläggningsregister) definition av de ämnen som omfattas (t.ex. totalkväve och totalfosfor) nyckel för beräkning av riktutsläppsvärden krav på mätutrustning deklaration/rapportering förfaranderegler förutsättningar vid mät- och/eller rapporteringsbortfall beslutande myndighet avgiftsbetalning/utbetalning av subvention (när, var, hur) påföljder vid överträdelser: förelägganden, vitesförelägganden, skönsmässiga beslut om avgift/subvention, företrädaransvar, indrivning, straffansvar regler om överklagande bestämmelser om sekretess bemyndiganden 241

243 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B2.14 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Kan öka kunskapen om åtgärdskostnadernas storlek efter införande Kan driva processoptimeringar Svagheter Osäkert genomförande av betinget Svårt att i praktiken fastställa avgiftsoch subventionsnivå så att principen förorenaren betalar, kostnadseffektivitet och måluppfyllelse är uppfyllda samtidigt Riktutsläppsvärden ger, jämfört med t.ex. skatt eller avgiftssystem med återföring, en ökad medvetenhet om vilka kravnivåer som de ekonomiska incitamenten motsvarar Ökad marginal mellan utsläppsnivå och utsläppsvilkor ger förbättrad efterlevnad Kan strida mot principen förorenaren betalar om inte individuella riktutsläppsvärden löpande anpassas och skärps till utsläppskrav och utsläppsnivåer Höga administrativa kostnader för löpande justeringar av riktutsläppsvärden på verksamhetsnivå äventyrar styrmedlets kostnadseffektivitet Vid de avgiftsnivåer som krävs för att nå kvävebetinget för BSAP kommer stora betalströmmar i systemet att leda till fördelningseffekter mellan olika verksamheter 242

244 B RAS i Vattenprisutredningen SOU 2010:17 RAS föreslogs i vattenprisutredningen SOU 2010:17 som ett lämpligt styrmedel för vattenkvalitet i kombination med utsläppsvillkor. Från beskrivningen på sidan kan man uttyda att den matematiska formuleringen av styrmedlet stämmer överens med ekvation (24). Riktutsläppsvärdet (i SOU 2010:17 kallat individuella gratisutsläpp, IGU) kombineras med en kvantitativ reglering (ibid. kallad individuella maximala utsläpp, IMU). Verksamheter betalar en utsläppsavgift per enhet utsläpp som överstiger riktutsläppsvärdet (IGU) och får en subvention per enhet utsläpp som understiger riktutsläppsvärdet (IGU). Den individuella maximala utsläppsnivån (IMU) baseras på nuvarande utsläppsvillkor i tillståndsbeslut eller generella föreskrifter och verkar som en garanti för att utsläppen (med avseende bl.a. på vattenkvalitet) inte blir höga. I SOU 2010:17 föreslås sedan att riktutsläppsvärdet (IGU) successivt sänks för att med tiden i allt större grad uppfylla tolkningen av stark PPP dvs. att förorenaren ska betala både åtgärdskostnader och eventuella miljökostnader för återstående utsläpp (B 1.7). Ett riktutsläppsvärde som sätts till utsläppsnivån noll gör RAS till en utsläppsskatt vilket är förenligt med stark PPP. Ett riktutsläppsvärde som sätts till en nivå mellan nuvarande utsläppsnivå och nollnivå är mer eller mindre förenligt med svag PPP. Ett riktutsläppsvärde som sätts till lika med nuvarande utsläppsnivå gör RAS till en subvention vilket kan vara oförenligt med PPP. För att vara förenligt med åtminstone svag PPP över tiden behöver det individuella riktutsläppsvärdet (IGU) hela tiden sänkas och lägga lägre än verksamhetens faktiska utsläppsnivå. B Avgiftssystem i Naturvårdsverkets rapport nr 6345 En modifierad variant av avgiftssystem fanns i Naturvårdsverkets rapport Vidareutveckling av förslag till avgiftssystem för kväve och fosfor rapport nr På vad som kallas en avgiftsmarknad införs individuella riktutsläppsvärden (som där kallas utsläppstak) i form av bindande lagkrav. Om en verksamhets utsläpp överskrider dess utsläppstak (riktutsläppsvärden) får verksamhetsutövaren välja mellan att betala en avgift kr/kg för varje enhet belastning till kust som överskrider riktutsläppsvärdet eller bekosta kompensatoriska åtgärder för utsläppsreduktioner som motsvarar den utsläppsmängd som överskrider riktutsläppsvärdet. En avgift T 0 tas ut på utsläppt mängd av ett ämne och uttryckt i kr/kg och ett riktutsläppsvärde (utsläppstak) êi anges. Om betinget gäller utsläpp till kust kan den kan via retentionen även uttryckas i termer av belastning till kust med Ti T0 (1 ri ) vilket innebär att avgiften för utsläpp från utsläppspunkter blir differentierad till retentionen r i mellan utsläppspunkt och kustvatten. Verksamhetsutövaren i kan även välja att bekosta kompensatoriska åtgärder i verksamhet j till 243

245 kostnaden c a ). Verksamhetens Lagrangeekvation (29) för tillståndsprövning j ( j ändras därmed till e e ( q, a ) ( a a ) c ( a L i c i ( qi, ai ) 1i i i i i 2i i i j j ) Kostnad Utsläppskrav Teknikkrav Åtgärder T 0(1 ri )( eˆ i ei ( qi, ai ) a j ) (29) Avgiftsmarknad om e ˆ e ( q, a ) 0 så T 0 i i i i 0 Utsläppsvillkoren e e ( q, a ) 0 från tillståndsbeslut respektive teknikkrav i i i i i SNFS 1994:7 ligger fortfarande som en skuggkostnad parallellt med avgiften och e ˆ e ( q, a ) 0. För att utsläppstaket ska binda måste gälla att e ˆ e a 0. i i i i Första ordningen villkor kommer att vara uttryckt med avseende på reduktionen från kompensatoriska åtgärder a. I övrigt kommer första ordningen att vara identiska med de för skatt, RAS och handel med utsläppsrätter. j Om avgiftsnivån T0 i så ger avgiften större incitament än utsläppstaket, dvs. avgiften är större än den åtgärdskostnad (uttryckt i kr/kg) som krävs för att nå utsläppskravet. Om e ˆ e ( q, a ) 0 så T 0 dvs. verksamheten tilldelas ingen i i i i 0 subvention om utsläppsnivån understiger utsläppstaket. i i j 244

246 B 2.5 Handel med utsläppsrätter Ett handelssystem är en reglering av summan av utsläppen (eller belastningen till kustvatten) från en mängd verksamhetsutövare genom att myndigheten kontrollerar det totala antalet av utsläppsrätter som antingen auktioneras ut eller tilldelas gratis till verksamheterna. Målet nås genom att det totala antalet utsläppsrätter (taket) sänks med en viss procent enligt en förutbestämd plan varje år tills dess att utsläppsmängden vid ett slutår uppfyller betinget för BSAP. Ett handelssystem har därför i sig goda förutsättningar att helhetligt styra för ett beting för BSAP. Handelssystem kombinerar de kanske tillsynes oförenliga fördelarna hos generella föreskrifter, att reglera summan av utsläpp från många verksamhetsutövare i ett slag, med egenskaper hos individuell prövning, såsom flexibilitet i det individuella fallet beträffande orimliga kostnader i bedömningen i 2 kap 7. I ett handelssystem kan en verksamhetsutövare med orimliga kostnader för att genomföra åtgärder köpa utsläppsrätter utan att betala mer per kg reduktion än vad andra verksamheter betalar för sina åtgärder (m.a.o. betala priset på marknaden). Till skillnad från rimlighetsbedömningen vid tillståndsprövning kommer kvantitetsregleringen i handelssystemet att se till att den utsläppsminskning som var orimlig vid en verksamhet istället med nödvändighet kommer att ske på en eller andra verksamheter. Därmed är utsläppssumman reglerad. I de fall utsläppssumman ska regleras från en grupp verksamhetsutövare kombinerar ett handelssystem således några av de bästa egenskaper som generella föreskrifter och individuell prövning har; nämligen att kunna styra summan av många utsläppskällor i ett slag och samtidigt ta hänsyn till orimliga kostnader i de enskilda fallen. Flexibiliteten gör att takvärdet i ett handelssystem generellt kan sättas för strängare utsläppsminskningar än det kan med generella föreskrifter. B Utförande Verksamheter som omfattas av handelssystem registreras hos myndigheten i ett register och tilldelas ett konto för innehav av utsläppsrätter (en belastningsrätt ger rätt att belasta kusten med ett kg av ämnet) som administreras av verksamhetsutövaren. Ett slutår fastställs då den totala utsläppsmängden per bassäng ska ha reducerats till den grad att BSAP betingen är uppfyllda. Betingen nås genom att det totala antalet utsläppsrätter (taket) sänks med en viss procent varje år enligt en förutbestämd plan tills dess att den totala utsläppsmängden till bassängen vid ett slutår uppfyller betinget för BSAP. Utsläppsrätter kan antingen auktioneras ut av myndigheten eller tilldelas gratis till verksamheter i enlighet med en tilldelningsnyckel (t.ex. inkommande mängd). Ett handelssystem med gratis tilldelning fungerar som följer: 245

247 1. Verksamheterna inom en bassäng tilldelas varje år ett antal utsläppsrätter i proportion till en tilldelningsregel (t.ex. inkommande mängd). För att uppfylla taksänkningen i bassängen fram till slutåret kommer tilldelningen att minska varje år med en viss förutbestämd procent. 2. På en bestämd rapporteringsdag varje år måste varje verksamhetsutövare sända in det antal utsläppsrätter till myndigheten som motsvarar den mängd man släppt ut under året. Denna inlämning av utsläppsrätter sker i och med rapporteringen av utsläppsnivåer och registreras på verksamhetens konto för utsläppsrätter. På avstämningsdagen måste det finnas lika många utsläppsrätter på verksamhetens konto som dess utsläppsmängd under föregående år. Om en verksamhet släpper ut en större mängd än de utsläppsrätter man fått tilldelade behöver verksamhetsutövaren under året köpa den mängd utsläppsrätter som saknas från en annan verksamhetsutövare eller av en mäklare för marknadspriset. När en verksamhetsutövare genomför en åtgärd som sänker utsläppen kommer denne att få utsläppsrätter över som kan säljas till en annan verksamhetsutövare eller en mäklare för marknadspriset. Därmed är utsläppssumman reglerad. Taksänkningen ser till att målet för hela bassängen nås och handeln med utsläppsrätter skapar den flexibilitet som gör att verksamheter kan genomföra åtgärder när det är lämpligast för respektive verksamhet och för att undvika de flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen som uppkommer vid samtidig utbyggnad av branschen. B BSAP och MKN kustvatten Jämfört med generella föreskrifter med likalydande utsläppskrav för verksamheterna sker utsläppsminskning i ett handelssystem i första hand där åtgärderna är kostnadseffektiva (t.ex. processoptimeringar och tillståndspliktiga mindre ombyggnader) vilka ofta också går fortare att genomföra. Den flexibilitet i handelssystemet som kan ta hänsyn till orimliga kostnader i enskilda fall gör att strängare kravnivåer kan sättas i ett handelssystem jämfört med generella föreskrifter vars lika kravnivåer gör att de i praktiken får ganska milda krav för att inte verksamheter med orimliga kostnader ska drabbas (se även 2-värdig reglering i bilaga 2 inledning). Det gör att ett handelsystem kan ha större förutsättning att snabbare uppfylla ett strängt mål än generella föreskrifter. 246

248 B Retention För att differentiera insatserna till retention med ett handelssystem behöver en växelkurs införas som är proportionell till retentionen (B 1.3 samt Montgomery (1972)). Växelkursen för en inlandsverksamhet med 80 % retention skulle då vara 5. Om en verksamhet vid kusten vill köpa en utsläppsrätt från inlandsverksamheten måste de betala ett 5 gånger så högt pris (alltså i princip köpa 5 rätter av inlandsverksamheten) jämfört med att köpa en utsläppsrätt från en verksamhet vid kust istället (Montgomery). Om inlandsverksamheten vill köpa en utsläppsrätt från en kustverksamhet skulle de betala 20 % av priset (alltså i princip bara behöva köpa 20 % av en utsläppsrätt) av den senare. Växelkurserna på utsläppsrätter kommer att variera beroende vilken retention som varje verksamhet har vilket skulle skapa transaktionskostnader. För att underlätta bör man i ett handelssystem välja att uttrycka handeln i en särskild växelkurs, lämpligen för det området där betinget ska nås (dvs. i detta fall belastning till kust där retentionen är noll) och man handlar då i belastningsrätter till priset p i ekvation (30). p e 1 r ) eˆ e ( q, a ) (30) e ( i i i i i Varje verksamhetsutövare får liksom vid en skatt eller ett avgiftssystem med återföring använda retentionen för att räkna ut vad detta innebär för pris på utsläppen i kg/kg från den egna verksamheten enligt p 1 r ). e ( i B MKN i inlandsvatten och kustvatten För MKN med hög geografisk upplösning behöver de lokala begränsningar som följer av MKN läggas in i systemet vilket resulterar i ett system för så kallad vattenkvalitetshandel som uppfyller kriterierna för genomförande av MKN. Kriterier för detta återfinns i avsnitt B om styrmedel för MKN. B Kompabilitet med befintlig rätt En skatt och utsläppsvillkor i ett tillståndsbeslut är exempel två olika styrmedel som verkar på olika variabler, kostnaden respektive utsläppsnivån, och de kan således inte komma i direkt konflikt med varandra på grund av dubbelstyrning av samma variabel. Handel med utsläppsrätter och utsläppsvillkor är, å andra sidan, två styrmedel som styr samma variabel dvs. utsläppsnivån. För att undvika rättsosäkerhet och dubbelstyrning behöver det klargöras hur handelssystemets utsläppsrätter och tillståndsbeslutets utsläppsvillkor ska förhålla sig till varandra. 247

249 Det logiska är att fastställa att det styrmedel som för en verksamhetsutövare är strängast för stunden gäller. Så länge en verksamhetsutövare äger färre utsläppsrätter än vad som motsvarar utsläppsvillkoret i tillståndsbeslutet så blir handelssystemet begränsande för verksamhetsutövaren. Om utsläppsvillkoret innebär strängare utsläppsnivåer än vad innehavet av antalet utsläppsrätter innebär så blir utsläppsvillkoret begränsande. Om ett utsläppsvillkor sänks i en prövning kan situationen uppkomma att verksamhetsutövaren äger fler utsläppsrätter än vad som är förenligt med utsläppsvillkoret. Dessa utsläppsrätter kommer då att säljas på marknaden (där de kan bidra till att sänka marknadspriset om antalet prövningar med skärpta villkor är många) eller på annat sätt ogiltigförklaras vilket är problematiskt eftersom en utsläppsrätt i juridisk mening normalt är en äganderätt som införskaffats i utbyte mot en motprestation. För det andra kommer en systematisk sänkning av utsläppsvillkor i många omprövningar att minska utrymmet mellan den faktiska utsläppsnivån och utsläppsvillkoret där handel kan pågå vilket i sin tur skulle minska kostnadseffektiviteten och därmed skulle effektiviteten och nyttan att snabbare uppnå målet med handelssystemet förloras. B Förhållandet mellan EU ETS och prövning enligt miljöbalken För verksamhetsutövare som omfattas av tillstånd enligt lagen om handel med utsläppsrätter (EU ETS) får inte utsläppsvillkor för koldioxid fastställas (16 kap. 2 MB). En central styrmedelsteknisk bakgrund till detta är att om vissa verksamhetsutövare skulle få strängare utsläppskrav i sina tillståndsbeslut kan de sälja de utsläppsrätter som de får över till andra verksamhetsutövare som därmed kan expandera och öka sina utsläpp vid t.ex. utbyggnad. Strängare utsläppsvillkor på vissa verksamhetsutövare i ett handelssystem vars tak är begränsande blir således ett administrativt nollsummespel med oförändrad miljöeffekt (och med en än mer ineffektiv resursallokering än den som rådde före de strängare villkoren införts för vissa verksamheter eftersom det innebär en avvikelse från marknadsjämvikten). Om de individuella villkoren infördes utan en helhetlig hänsyn till alla andra verksamheters kostnader kan de innebära en avvikelse från den kostnadseffektiva allokeringen vilket kan innebära en fördröjning hos genomförandet av målet. Ett handelssystem med begränsande tak underminerar alltså den totala miljöeffekten från individuella utsläppsvillkor samtidigt som utsläppsvillkor underminerar effektiviteten hos handelssystemet och kan t.o.m. fördröja utvecklingen hos utsläppsminskningen. Det är ett viktigt skäl bakom den restriktion i miljöbalken som anger att koldioxidutsläpp inte får regleras med utsläppskrav (16 kap. 2 MB) hos verksamheter som omfattas av handelssystemet. För att strängare individuella utsläppskrav på t.ex. 10 % skulle få effekt på de totala utsläppen i en bransch som regleras av ett handelssystem skulle det krävas att i stort sett samtliga verksamhets- 248

250 utövare fick detta strängare utsläppskrav samtidigt i sina tillståndsbeslut. Men samma miljöeffekt hade då nåtts resurseffektivare (och tidigare) genom att med ett beslut istället sänka utsläppstaket med 10 % i handelssystemet. Det är komplicerat att finna en utformning där dessa styrmedel ska verka vid sidan av varandra på samma variabel. På längre sikt bör man överväga att det styrmedel som är bäst lämpat för uppgiften väljs före det andra. I fallet med EU-ETS faller valet på ett handelssystem eftersom effekten från koldioxidutsläpp är densamma oavsett var utsläppspunkten befinner sig (införandet av individuella kravnivåer har ingen miljöeffekt). Givet detta så bör individuella utsläppsvillkor för koldioxid inte fastställas i tillstånd av ovan skäl. B Ska utsläppsvillkor på kväve och fosfor få beslutas? Betingen för BSAP gäller för kustvatten på bassängnivå, alltså summan av utsläpp till bassängen och har därmed principiella liknelser med effekterna hos koldioxidutsläpp. Effekten på betingsuppfyllelsen för bassängen (räknat efter retention) är densamma oavsett vid vilka av utsläppspunkterna som utsläppsminskningar sker. Ett väl administrerat handelssystem skulle i sådana fall vara en stark kandidat som sannolikt kan styra kostnadseffektivare, snabbare och med större precision på bassängbeting än individuella utsläppsvillkor beslutade i ca 230 decentraliserade tillståndsbeslut vars genomsnittliga processtid kan uppgå till 1 år vardera. Givet detta bör alltså villkor för kväve och fosfor lyftas ut från tillståndsprövningen på samma sätt som att koldioxidutsläpp inte får regleras med utsläppskrav (16 kap. 2 MB). När det kommer till MKN för kväve så gäller dessa för kustvattenförekomster som är avsevärt mindre områden än bassängnivåer. Frågan om individuella utsläppsvillkor eller handel med utsläppsrätter kan ge den mest effektiva styrningen får inte ett så enkelt svar som i fallet med koldioxid utan övergår då till valet mellan vattenkvalitetshandel och miljöbalkens regelverk, vilket analyseras vidare i bilaga 4 om styrmedel för MKN. Kommunala avloppsreningsverk räknas som miljöfarlig verksamhet. De reduktioner som ett handelssystem skulle generera skulle fortfarande kräva ändringar och ombyggnationer av reningsverken som påverkar andra villkor i tillståndsbeslutet (kemikaliehantering, slamhantering, etc.) vilka i sin tur skulle kunna kräva ändringar av villkoren eller tillståndet. Prövningssystemets långsamma process riskerar alltså bli kvar som en fördröjning i utvecklingen mot lägre utsläpp även om villkoren för kväve och fosfor lyfts ut (se även faktorer som kan påverka tidsåtgången för prövningar i utvärderingen av tillståndsprövning i B 1.8.4). 249

251 B Dynamisk kostnadseffektivitet och teknikutveckling En skatt eller handelssystem där de auktionerade utsläppsrätterna har samma pris som skattenivån ger förstås det enskilda företaget samma incitament att investera i ny teknik. Men när en större andel av företagen i en handlande sektor investerat i ny teknik sjunker priset på utsläppsrätter, och därmed incitamenten att investera i ny teknik, medan skatten fortfarande är densamma. Jämfört med använda en skatt sjunker alltså spridningen av teknik inom sektorn (diffusionstakten) i ett handelssystem allteftersom fler verksamheter investerar i och använder ny teknik (Requate, 2005). Denna effekt kan bli större om verksamheter inom en handlande sektor har olika kostnader för att investera i ny teknik. Den andel företag som har lägst kostnader för att investera i ny teknik kommer normalt att vara de första som investerar i ny teknik. När detta sker sjunker priset på utsläppsrätter. Därmed kommer de företag med högst kostnader för att investera i ny teknik, och som därmed väntar längst med att investera, till slut att möta det lägsta priset för utsläppsrätter (Sterner och Coria, 2009). Denna effekt kan resultera i en kostnadsineffektivare allokering av teknik för att nå målet jämfört med en skatt där detta dynamiska kostnadsineffektivitetsfenomen inte uppträder. Vid valet mellan att inkludera en sektor i ett handelssystem eller införa en skatt bör alltså en analys/bedömning av den relativa storleken hos investeringskostnaderna i de olika sektorerna göras liksom de politiska möjligheterna att genomföra successiva takskärpningar i takt med att andelen företag som byter till ny teknik ökar. B Teknisk specifikation och analys Förteckning över variabler återfinns i avsnitt B 6.1. Lagranges ekvation för handel med belastningsrätter blir som standardutförandet för ett handelssystem men kompletterad med retention i den tredje termen i högra ledet: e e ( q, a ) ( a a ) p (1 r ) e ˆ e ( q, a L i c i ( qi, ai ) i i i i i 2i i i e i i i i i ) (31) Kostnad Utsläppskrav Teknikkrav Handelssystem Handelssystemet tillkommer i den fjärde termen i högerledet i ekvation (31) där ê i är den tilldelning av utsläppsrätter (kg) som verksamheten får under perioden. Om e ˆi ei ( qi, ai ) 0 måste verksamheten köpa utsläppsrätter motsvarande det antal som utsläppsmängden e i överstiger ê i. Om e ˆi ei ( qi, ai ) 0 kan verksamheten sälja utsläppsrätter till marknadspriset p e per enhet motsvarande den utgående mängd som understiger ê i. Taket för antalet utsläppsrätter E e (32) i 250

252 som sänks i varje period enligt en förutbestämd plan, styr den totala utsläppssumman från gruppen av verksamheter så att betinget nås till ett visst slutår. Omvandling till belastningsrätter sker med 1 r ) i fjärde termen i högra ledet. ( i Utsläppsvillkoren ei ei ( qi, ai ) 0 från tillståndsbeslut respektive teknikkraven i SNFS 1994:7 förekommer i andra och tredje term i högerledet parallellt med handelssystemet i fjärde termen. Om tilldelningen av utsläppsrätter eˆ i ei så styr handelssystemet istället för utsläppsvillkoret vilket är en förutsättning för att åstadkomma en ökad effektivitet jämfört styrning med endast krav på utsläppsvärden och teknik (B samt B 2.5.6) Första ordningens villkor med avseende på inkommande mängd qi och reningsåtgärder a i : ci q i ci a i ei ei 1i (1 ri ) pe (1 ri ) 0 (33) q q i i ei ei 1i ( 1 ri ) 2i pe (1 ri ) 0 (34) a a i i e e ( q, a ) 0 (35) i i i i a a 0 (36) i i Första ordningen villkor för handelssystem i ekvationerna (33) - (36) är identiska med villkoren för skatt och RAS i ekvationerna (19) - (22) respektive (25) - (28) om p e T0 respektive p e R0. På marginalen styr alltså handelssystemet med prisstyrning som en skatt men utöver detta tillkommer kvantitetsregleringen (bilaga 2 inledning) med ekvation (32). Vidare kommer fördelningseffekterna att bero på allokeringsregeln för utsläppsrätter som avgörs med ê i i fjärde termen i ekvation (31). B Lagteknisk konstruktion Ett handelssystem med utsläppsrätter för kväve och fosfor kan utgå från uppbyggnaden i lagen (2004:1199) om handel med utsläppsrätter och tillhörande författningar. Dock skulle en självständig svensk reglering med utsläppsrätter för kväve och fosfor kunna förenklas väsentligt jämfört med den EU-rättsliga regleringen för utsläppshandel. Att ta bort möjligheten att föreskriva tillståndsvillkor om utsläpp av kväve och fosfor, såsom är fallet när det gäller koldioxidutsläpp enligt 16 kap. 2 MB, skulle sannolikt inte underlätta genomförandet och tillämpningen av styrmedlet. I många 251

253 fall innebär ombyggnationer för att minska utsläppen ändå krav på tillståndsprövning, såvida utsläppsminskningen kan uppnås genom en så kallad mindre ändring som endast kräver anmälan. En lag (förordning/föreskrifter) om handel med utsläppsrätter för kväve och fosfor från kommunala avloppsreningsverk behöver innehålla en definition av vilka anläggningar som omfattas samt krav på registrering av anläggningen hos myndighet (anläggningsregister). Vidare bör regleringen innehålla en definition av de ämnen som omfattas (t.ex. totalkväve och totalfosfor). I regleringen bör finnas ett bemyndigande åt myndighet att besluta om tilldelning av utsläppsrätter samt bemyndigande att föra utsläppsrättsregister och anläggningsregister. En nyckel för tilldelning av utsläppsrätter bör anges i lagen, liksom krav på mätutrustning (särskilda krav på mätutrustningen kan överlåtas åt myndighet att meddela föreskrifter om). Bestämmelser om deklaration/rapportering av utsläppen och avstämning hos myndighet bör finnas. De förfaranderegler som bedöms nödvändiga bör anges. Slutligen behöver det finnas bestämmelser om påföljder vid överträdelser och regler om överklagande. Utsläppsrätter betraktas som finansiella instrument. Därigenom blir vissa offentligrättsliga regler tillämpliga, såsom lagen (1991:980) om handel med finansiella instrument och lagen (2007:528) om värdepappersmarknaden. Utsläppsrätter, elcertifikat och liknande rättigheter utgör även sådana omsättningar som är skattepliktiga enligt 3 kap. 1 mervärdesskattelagen (1994:200). 252

254 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B2.15 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Säkrare genomförande av betinget genom reglering av utsläppssummor för avrinningsområden, bassäng och/eller BSAP-området (aggregerings- och koordinationskriteriet för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål är uppfyllda, B 4.1.3) Om handel mellan olika sektorer skulle införas kommer varje sektor endast att ansvara för och betala för sitt tilldelade BSAP-beting vilket kan öka acceptansen. Förutsägbarhet. Den reglerade procentuella taksänkningen per år ger vägledning till reningsverkens långsiktiga planering av investeringar fram till slutåret Kan driva processoptimeringar inom branschen Svagheter Inte förenligt med icke-försämringskravet för MKN (kan inte reglera differentierat för lokala miljökvalitetsrelaterade mål (variationskriteriet för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål inte uppfyllt B 1.4.3). Mer komplicerat med reglering med utsläppsvillkor och med utsläppsrätter samtidigt på samma variabel. Valet av tilldelningsnyckel kommer (liksom av återföringsnyckel vid avgiftssystem) att ge vinnare och förlorare beroende på enskilda omständigheter Större administrativa kostnader för centrala myndigheter Ökad marginal mellan utsläppsnivå och utsläppsvilkor ger förbättrad efterlevnad Större administrativa kostnader för verksamhetsutövare 253

255 B 2.6 Avgiftssystem (ASAR) Avgiftssystem Anpassat till Retention (ASAR) är en avgift 95 på utsläpp där avgiftsintäkten återbetalas till verksamheterna i förhållande till en annan variabel som t.ex. andel av produktion. ASAR är ett nytt styrmedel där såväl avgift som återföring är anpassad till retentionen. Det svenska NOx-avgiften är ett exempel på ett liknande system som administreras av Naturvårdsverket sedan Den första teoretiska analysen av styrmedlets egenskaper presenterades dock först av Sterner och Höglund (2000). B Utförande I korthet fungerar avgiftssystem med återföring enligt följande. De verksamheter som omfattas registreras hos Naturvårdsverket i ett register. 1. På en bestämd rapporteringsdag varje år rapporterar varje verksamhet sina utsläpp (kg) av ämnet. En avgift tas ut per kg utsläppt ämne och den totala avgiftsinbetalningen inbetalas före ett visst datum varje år. 2. Den totala avgiftsintäkten från alla verksamhet läggs samman och återbetalas till verksamheterna i proportion till respektive verksamhets andel av en återföringsvariabel en månad efter att avgifterna har inbetalats. Ett syfte bakom ett produktionsbaserat avgiftssystem med återföring är att styra så att samhället får så mycket som möjligt av en samhällsekonomiskt värdefull produktion till så låga utsläpp som möjligt (Gersbach och Requate, 2005). Det är ett skäl till att låta återföringen baseras på verksamhetens andel av den totala produktionen från verksamheterna. B Andra användningsområden Det enda exemplet på ett avgiftssystem med full återföring är NOx-systemet där den nyttiggjorda värmeenergin (MWh) har samhällsekonomiskt värde och därför är skäl för återföring. Varje anläggning betalar en avgift för varje kg utsläpp av NOx och får därefter en återföring i proportion till verksamhetens andel av alla verksamheters nyttiggjorda värmeenergi. Den totala summan av avgiftsintäkter (minus administrativa kostnader) återbetalas till de anslutna verksamheterna. Nettoeffekten är att de verksamheter som har högre utsläpp per enhet producerad värmeenergi än genomsnittet kommer att göra nettobetalningar till verksamheter med lägre utsläpp än genomsnittet. En verksamhet med genomsnittliga utsläpp per enhet värmeenergi 95 Gränsdragningen mellan skatt och avgift är för övrigt inte entydig se B

256 går således plus minus noll. En verksamhet kan i princip gå från att vara en förlorare till en vinnare med ökande utsläpp så länge produktionen ökar proportionellt mer än utsläppen. B BSAP och MKN för kustvatten Ett reningsverk producerar inte någon fysisk produkt vilket kanske gör att det inte är uppenbart vid den första anblicken vilken variabel som en återföring bör baseras på. Den samhällsekonomiska nyttan med ett reningsverk är dock att det tar emot avloppsvatten från samhällsaktörer vilket variabelmässigt är inkommande mängd för ett ämne. Med inkommande mängd som återföringsvariabel blir det förhållandet mellan inkommande och utgående mängd (alltså reningsgraden) som avgiftssystemet kommer att påverka vilket är den funktion som reningsverket har och dessutom ett samband som reningsverket har rådighet över. Om återföringen baseras på inkommande mängd kan det vid första anblicken se ut som att avgiftssystemet alltid skulle ge ett reningsverk som ökade sin inkommande mängd en större förtjänst. Så enkelt är dock inte fallet: A. Ett reningsverk som har lägre reningsgrad än genomsnittet kommer att öka sin nettobetalning om det ökar inkommande mängd under förutsättning att reningsgraden är oförändrad B. Ett reningsverk som har högre reningsgrad än genomsnittet kommer att öka sin nettoåterföring om det ökar inkommande mängd under förutsättning att reningsgraden är oförändrad C. Ett reningsverk som har samma reningsgrad som genomsnittet kommer inte att påverka sitt netto om det ökar inkommande mängd under förutsättning att reningsgraden är oförändrad Vad gäller kväve är det i praktiken så att ett avloppsreningsverk har en maximal reningskapacitet mätt i kg per dygn. Om inkommande mängd ökar när reningsverket drivs vid maximal kapacitet kommer utgående mängd att öka lika mycket och reningsgraden således sjunka. Detta innebär att reningsverk som ligger nära den genomsnittliga reningsgraden tenderar att flyttas över från fallen B och C till fallet A ovan. Ett reningsverk kan i princip inte gå från att vara en nettobetalare till att få nettoåterföring genom att enbart öka inkommande mängd. Det är en ökad reningsgrad som kan göra att en nettobetalare blir en nettomottagare, inte en enbart en ökad inkommande mängd i sig (se ekvation (44) i avsnitt B ). När återföringen baseras på fysiska personer blir det istället förhållandet mellan fysiska personer och utgående mängd som styr nettoåterföringen. Det är då inte längre direkt reningsgraden som är avgörande för om ett reningsverk blir nettomottagare eller nettobetalare. Eftersom förhållandet fysiska personer och utgående mängd innehåller dolda faktorer (t.ex. avlopp från industrin som påverkar renings- 255

257 verkets utgående utsläpp men inte orsakas av fysiska personer) innebär det en oprecisare styrning jämfört med inkommande mängd som återföringsvariabel. I det fall det skulle vara svårt eller kostsamt att anordna för att mäta inkommande mängd kan fysiska personer via en omräkningsfaktor vara ett alternativ till inkommande mängd. En utredning visar dock att möjligheterna att mäta inkommande mängd är förhållandevis goda (B ). En annan återföringsnyckel är realiserade åtgärdskostnader som grund för återföringen (likt det norska avgiftssystemet för NOx). Detta innebär dock en än osäkrare koppling mellan åtgärdseffekter och skulle kunna vara ett alternativ då parametrar är mycket svåra att mäta (t.ex. NOx i mobila anläggningar). Ett annat problem hos avgiftssystemet med återföringen, i egenskap av ett ekonomiskt styrmedel med prisreglering (bilaga 2 inledning) är osäkerheten om vilka avgiftsnivåer som är tillräckliga för att genomföra betinget, och inte minst när betinget blir genomfört. Den osäkerhetsanalys med Monte Carlo simulering som genomförts på ekonomiska styrmedel med prisreglering i avsnitt B gäller även avgiftssystemet. I fallet med avgiftssystemet kommer återföringen att göra incitamenten mildare än en skatt vilket ökar osäkerheten (ekvationerna (39) och (40) i avsnitt B ). B Retention För att styra effektivt för beting med mål definierat för utsläpp till kust oavsett det är beting för BSAP eller MKN för kustvatten behöver avgiftssystemet normaliseras till retentionen via såväl avgift som återföring (B 1.3). Normaliseringen innebär att retentionen i sig (och därmed lokaliseringen av verksamheten) inte påverkar om en verksamhet blir en nettobetalare eller nettomottagare. Detta åstadkoms i ekvation (37) genom att normalisera både avgiften (vänster term) och återföringen (höger term) till retentionen r i. Avgiften är normaliserad enligt (B 1.3) och på samma sätt som skatt i ekvation (17) i avsnitt B Återföringen är normaliserad med randvillkoret att en verksamhets andel av den totala återföringen endast ska bestämmas av den andel som varje verksamhet har i den totala belastningen till kustvatten. Med detta följer att verksamhetens återföring väger in hur varje verksamhet presterar relativt andra verksamheter endast vad det gäller belastningen till kustvatten. Med andra ord, kan retentionen r i inte avgöra om en verksamhet i ska bli en nettobetalare eller nettomottagare. qi (1 ri ) T 0 (1 r i ) e i ( q i, a i ) T ri ei qi ai q (1 ) (, ) (37) Avgift i ri (1 ) Återföring Andel Normaliseringen till retention enligt ekvation (37) innebär att verksamheter vid kusten i princip får en högre avgift för de utsläpp som sker vid verksamheten, dvs. 256

258 effekten är densamma som att höja avgiften i ett vanligt avgiftssystem utan retention (vilket ger nettomottagare mer tillbaka samtidigt som det ger nettobetalare mer att betala men utan att påverka om en verksamhet blir nettobetalare eller nettomottagare). 96 En fördel med ASAR jämfört med en skatt är att effekter till följd av osäkerhet i retention blir mindre tack vare återföringen i ekvation (37). Det kan visas i ekvation (37) att ett systematiskt fel 97 i retentionen elimineras helt (av samma orsak som att retentionen i (37) inte kan påverka hur verksamheter förhåller sig till varandra). Ett osystematiskt fel tenderar att få en väsentligt mindre påverkan på nettobetalningen, i storleksordningen 20 % - 50 % (påverkan blir här mindre ju lägre reningsgrad verksamheten har) jämfört den påverkan samma fel har på en skatt. B MKN för inlandsvatten och kustvatten (fosfor) När MKN förekommer i såväl inlands- som kustvatten kommer lokala beting i vattenförekomsterna att vara en funktion av vattnets flödesvägar vid förgreningar samt inbördes retention mellan utsläppspunkterna inom ett avrinningsområde. Ett avgiftssystem med återföring kan liksom en skatt i praktiken inte direkt styra för MKN för inland. Det skulle kräva att avgift och/eller återföring differentierades inte bara till retention utan även till de inbördes fördelade beting för MKN som varje verksamhet tilldelats samt den enskilda verksamhetens åtgärdskostnader. I en aspekt kommer ett avgiftssystem med återföring att indirekt styra differentierat för MKN. En verksamhet som relativt andra får ett strängare krav (på grund av t.ex. MKN) i sitt tillståndsbeslut kommer efter att åtgärderna realiserats också att få en relativt större nettoåterföring som kompensation. Återföringen i sig strider dock mot principen om förorenarens betalningsansvar på verksamhetsnivå dock inte på sektorsnivå (se B 1.7.1). B Effekter på uppströmsarbetet Avloppsreningsverkets utgående mängd beror i princip av två variabler, inkommande mängd och reningsgrad. En strängare reglering av utsläpp eller införande av en avgift för utsläpp kan försvaga incitamentet att utöka verksamhetsområdet eftersom huvudmannens kostnad för att omhänderta avloppsvatten ökar. Kommunen 96 T.ex. två verksamheter som bägge har samma reningsgrad under genomsnittet kommer alltid att vara nettobetalare oavsett vilken retention de har. Skillnaden är att det verk som har lägre retention kommer att få en mindre nettobetalning. 97 Med ett systematisk fel i retentionsfaktorerna är alla retentionsfaktorer felaktiga med samma procentella felavvikelse. Med osystematisk fel varierar de de procentiella felavvikelserna. I praktiken förekommer det senare. 257

259 har rådighet över verksamhetsområdet i egenskap av monopol enligt 6 LAV. I de fall det finns en monopolistisk struktur på produktionsmarknaden (den produktionsvariabel som återföringen baseras på) kan i vissa fall ett tvådelat styrmedel som avgiftssystem med återföring vara mer samhällsekonomiskt effektivt än en skatt (Gersbach och Requate, 2005). I detta fall hanterar avgiften utsläppen och återföringen motverkar det försvagade incitament som avgiften orsakar på arbetet med en utökning av verksamhetsområdet. 98 I en samhällsekonomiskt effektiv lösning är andelen av återföring dock inte nödvändigtvis full. Den optimala andelen återföring beror på förhållandet mellan de effekter som utsläppen har och effekterna av ett förändrat uppströmsarbete. Ju större de negativa nettoeffekterna är av minskat uppströmsarbete jämfört de negativa effekterna av utsläpp nedströms desto större ska den optimala andelen återföring vara (Gersbach och Requate, 2005). B Kostnadseffektivitet Sterner och Höglund (2000) samt Sterner och Isaksson (2006) visar att för en vinstmaximerande verksamhet är incitamentet att minska utsläppen lika stort vid ett avgiftssystem med återföring som vid en skatt så länge utsläppen kan minskas utan att samtidigt minska produktionen (såsom end-of-pipe lösningar) och att verksamhetens andel av de totala verksamheternas produktion är försumbar. Det framgår också att återföringen ger ett incitament att höja produktionsnivån jämfört med en skatt på utsläpp. Det är detta som gör avgiftssystemet mer eller mindre samhällsekonomiskt effektivt än en skatt (beroende på elasticiteter) eftersom det delvis motverkar den minskning i utsläpp som avgiften ska ge upphov till. Den asymmetriska nettobetalningen skapar även en viss kostnadsineffektivitet utöver en skatt. Gersbach och Requate (2004) analyserar den ineffektivitet (distorsion) som återföringen i ett avgiftssystem ger upphov till. De visar att på en konkurrensutsatt marknad kan, inte ens i teorin, ett avgiftssystem bli fullt så effektivt som en skatt. Ett avgiftssystem är på en konkurrensutsatt produktmarknad ur den aspekten en second best lösning när det inte är politiskt möjligt (t.ex. på grund av konkurrenspåverkan eller lobbying) att införa en skatt. Om det däremot finns en monopolistisk struktur på produktionsmarknaden (den produktionsvariabel som återföringen baseras på) kan i vissa fall avgiftssystem med återföring vara mer effektivt än en skatt. 98 Avgiften försvagar incitamenten att öka inkommande mängd medan återföringen återställer incitamenten till en situation som i stort påminner om den före avgiften infördes. Med andra ord ger inte avgiftssystemet med återföring väsentligt förändrade incitament jämfört dagens reglering med endast utsläppsvillkor (se dock även kap om hur den relativa reningsgraden kan inverka på nettoåterföring från avgiftssystemet.) 258

260 B Dynamisk kostnadseffektivitet och teknikutveckling Det saknas teoretisk och empirisk forskning om den förmåga som ett avgiftssystem har på teknikutveckling. Angående teknikspridning som är kopplade till processoptimeringar (B 1.4.2) visar resultat att avgiftssystem kan driva teknikspridning t.o.m. snabbare än en skatt med samma belopp under den fas då en majoritet av sektorn ännu inte har genomfört processoptimeringar. När en majoritet har genomfört processoptimerat sjunker spridningstakten och blir lägre än den spridningstakt som en skatt med samma belopp har. Avgiftssystem med återföring är det styrmedel som tillsammans med certifikatsystem kan ha bäst förutsättningar att generera processoptimeringar i början av perioden för att sedan avta successivt och bli sämre än en skatt ju fler verksamheter som genomför processoptimeringar. För att behålla en hög genomförandetakt av processoptimeringar tills potentialen är utnyttjad i hela sektorn kan man överväga att minska återföringen med tiden. 99 B Fördelningseffekter Sett till fördelningseffekter så ger ASAR likartade fördelningseffekter mellan verksamheter som ett handelssystem med gratis tilldelning av utsläppsrätter (Sterner och Höglund, 2000). Ett avgiftssystem med partiell återföring skulle bättre kunna uppfylla stark PPP på verksamhetsnivå (B 1.7). Graden av återföringen blir då en avvägning mellan PPP och de samhällsekonomiska dödviktsförluster vid reglerat monopol som kan tillta om graden av återföring sänks (B 1.4.4). B Teknisk specifikation och analys För att styra för beting med mål definierat för belastning till kust oavsett det är beting för BSAP eller MKN för kustvatten behöver avgiftssystemet normaliseras till retentionen via såväl avgift som återföring. Avgiften T normaliseras likt en skatt i (17) i avsnitt B medan återföringsnyckeln normaliseras till reningsverkets andel till kust enligt ekvation (37). 100 Effekten av en ökande retention är då densamma som att sänka avgiften i ett vanligt avgiftssystem vilket inte påverkar om en verksamhet blir nettobetalare eller nettomottagare utan endast ger nettomottagare mindre tillbaka och nettobetalare mindre att betala. Förteckning över variabler återfinns i avsnitt B 6.1. Lagrangeekvationen (38) blir: e e ( q, a ) ( a a L i c i ( qi, ai ) 1i i i i i 2i i i ) Kostnad Utsläppskrav Teknikkrav 99 Kommande artikel vid Institutionen för ekonomi, Göteborgs Universitet. 100 Eftersom betinget som styrmedlet ska styra för är definierat som belastning till kust behöver även återföringen normaliseras till retention i termer av reningsverkets andel till kust. 259

261 qi (1 ri ) T 0 ( 1 r i ) e i ( q i, a i ) T0 ri ei qi ai q (1 ) (, ) (38) Avgift i ri (1 ) Återföring Andel Ekvation (38) visar exemplet med full återföring till sektorn. Utsläppskraven från tillståndsbeslut och generella föreskrifter i andra och tredje termen i högerledet gäller som begränsningar för de val som verksamhetsutövaren kan göra vad det gäller utsläppsnivå och teknikkrav (kvävereningsteg) och gäller parallellt med avgiftssystemet med återföringen i den fjärde respektive femte termen. Första ordningens villkor med avseende på inkommande mängd qi och reningsåtgärder a i : c q i ei 1 ri ) q 1i ( 0 i e qi (1 ri ) T (1 r i ) 1 q i qi (1 ri ) ( 1 r ) T0 i (1 r ) (, ) i ei qi ai 1 q (1 ) i ri q (1 ) i ri 0 q (1 ) i ri (39) c a i ei e qi (1 ri ) ei 1i ( 1 ri ) 2i T0 (1 ri ) (1 ri ) T 0 a a q (1 r ) a i i i i i (40) e e ( q, a ) 0 (41) i i i i a a 0 (42) i i För att ett avgiftssystem ska ge samma incitament som utsläppskravet i ekvation (38) behöver avgiftsnivån vara T 0 1 i q (1 r ) i q (1 r ) i i i (43) dvs. för att ge samma incitament på utgående mängd som en skatt måste avgiften i (38) vara högre än skatten 0 T i ekvation (18). Det är verksamheterna med den största andelen av total inkommande mängd inom BSAP-området som kommer att möta en mindre nettomarginalavgift på grund av att deras storlek påverkar återföringen. Den verksamhet som har störst andel av total inkommande mängd är Henriksdal som har ca 13 % av andelen. Detta antyder en optimal avgift i ett avgiftssystem kan vara upp till ca 15 % högre än intervallet för skattenivån för en skatt i tabell B 2.12b i avsnitt B dvs. ca kr/kg om inkommande 260

262 mängd och utgående mängd kan väljas oberoende av varandra. Eftersom detta inte är fullt möjligt skulle en än högre avgiftsnivå kunna motiveras för att nå den effekt som betinget förutsätter. Avgiften påverkar även incitamenten beträffande inkommande mängd i ekvation (39) genom att den i den fjärde termen liksom en skatt i ekvation (19) höjer genomsnittskostnaden för att omhänderta inkommande avloppsvatten allt annat lika (B 1.4.4). Till skillnad från en skatt motverkas detta i ett avgiftssystem med den femte termen i ekvation (39) som har motsatt tecken den fjärde termen. Detta är förklaringen i t.ex. Gersbach och Requate (2005) till att ett avgiftssystem med återföring i vissa fall kan ge en effektivare styrning jämfört med en skatt om verksamheterna som här är kommunala monopol. Återföringen i den femte termen i ekvation (39) bidrar till att motverka den negativa effekt som skatten i den fjärde termen åstadkommer vid monopol vilket alltså kompletterar skyldigheten 6 i LAV och tillsynsmyndigheternas uppgift att utöva tillsyn.. Observera att förhållandet mellan återföringsnyckel (inkommande mängd) och utgående mängd är det som främst avgör om en verksamhet blir nettobetalare eller nettomottagare. Fjärde och femte term i högra ledet i (38) ger nettot N i för reningsverk i 1,2,3,..., n N i qi (1 ri ) T 0 ( 1 r i ) e i ( q i, a i ) T0 ri ei qi ai q (1 ) (, ) (44) Avgift kust i ri (1 ) ( ) NV Intäkt Omskrivning av (8) ger N i Andel( kust) ei (1 ri ) e i T (1 ri ) ei ( qi, ai ) qi (1 ri ) q (45) i Om en verksamhet ska bli en nettomottagare eller nettobetalare avgörs av tecknet inom parentesen i ekvation (45). Med andra ord om återföringsnyckeln är inkommande mängd så blir det hur kvoten e i / qi förhåller sig till den genomsnittliga prestationen i sektorn som avgör om en verksamhet blir nettomottagare eller nettobetalare. Kvoten e i / qi bestämmer även reningsgraden 1 e i / qi liksom kvoten e 1 r ) q (1 r ) avgörs av sektorns genomsnittliga reningsgrad och således i ( i i i är det verksamhetens reningsgrad i förhållande till sektorns genomsnittliga reningsgrad som är avgörande. B Kompabilitet med befintlig rätt Se avsnitt B

263 B Lagteknisk konstruktion Lagen (1990:613) om miljöavgift på utsläpp av kväveoxider vid energiproduktion trädde i kraft år Till lagen finns även en förordning (1991:339) samt föreskrifter från Naturvårdsverket men Nox-lagstiftningen har omarbetats i olika omgångar sedan den infördes. Vid införande av ett avgiftssystem för utsläpp av kväve och fosfor ligger det nära till hands att i hög grad utgå från den svenska Noxlagstiftningen och erfarenheterna från denna. Utgångspunkten är att ett styrmedel (lag/förordning/föreskrifter) som ASAR behöver innehålla en definition av vilka anläggningar som omfattas och ett krav på registrering av anläggningen hos myndighet (anläggningsregister). Vidare bör regleringen innehålla en definition av de ämnen som omfattas (t.ex. totalkväve och totalfosfor) och en fastställd avgiftsnivå. För beräkning av avgiften bör finnas krav på mätutrustning och deklaration/rapportering. Nox-lagen innehåller särskilda förfaranderegler och en hänvisning till skatteförfarandelagen, vilket även bör ingå i ett avgiftssystem för kväve och fosfor. Vidare bör förutsättningar vid mät- och/eller rapporteringsbortfall anges. I likhet med Nox-lagstiftningen anser utredningen att det bör finnas en beslutande myndighet och allmänt ombud som för det allmännas talan hos allmän förvaltningsdomstol vid överklaganden. 101 När avgiftsbetalning ska ske, hur och till vem bör också regleras. Eftersom avgiftssystemet bygger på återföring behöver det finnas en fastställd återföringsnyckel för återföring av avgiftsmedel. I Nox-lagen regleras återbetalning, undantag eller befrielse från avgift vilket även bör finnas i avgiftssystemet för kväve och fosfor. Likaså bör det finnas en reglering kring påföljder vid överträdelser i form av förelägganden, vitesförelägganden, skönsmässiga beslut om avgifter, företrädaransvar, indrivning och straffansvar, vilket i Nox-lagen görs genom en hänvisning till skatteförfarandelagen. Samma sak gäller regler om överklagande och bestämmelser om sekretess, m.m. I den mån det bedöms lämpligt bör finnas bemyndiganden, d.v.s. om reglering av avgiftssystemet för kväve och fosfor sker i lagform kan överlåtas åt regeringen eller den myndighet regeringen beslutar (företrädesvis Naturvårdsverket) att meddela föreskrifter om exempelvis särskilda krav för mätutrustning. 101 Ett exempel på överklagande när det gäller Nox-lagstiftningen är Kammarrättens i Stockholms avgörande i mål nr Ängelholms Energi hade överklagat Naturvårdsverkets beslut om kväveoxidavgift och hos Länsrätten i Stockholm yrkat att avgiften skulle fastställas till ett lägre belopp samt att bolaget skulle tillerkännas ersättning för de kostnader som ärendet förorsakat bolaget. Länsrätten avslog bolagets överklagande samt ersättningsyrkandet. Bolaget överklagade länsrättens dom till kammarrätten, som i likhet med länsrätten avslog överklagandet och yrkandet om ersättning. 262

264 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B2.15 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Kan vara samhällsekonomiskt effektivare jämfört med en skatt på en huvudman som har monopol Svagheter Osäkert genomförande av betinget och inte minst när det uppfylls och därmed osäker kostnadseffektivitet. Jämfört med skatt % mindre felallokering på grund av osystematiskt fel i retentionen Kan sannolikt driva processoptimeringar med högre takt jämfört med en skatt under den första perioden innan majoriteten av verksamheter har genomfört processoptimeringar Ökad marginal mellan utsläppsnivå och utsläppsvilkor ger förbättrad efterlevnad Effekten på större investeringar och därmed uppfyllelsen av kvävrbetinget är tveksam Genomförandetakten för processoptimeringar kan komma att avta ju fler verksamheter som genomför processoptimeringar Vid de avgiftsnivåer som krävs för att nå kvävebetinget kommer stora betalströmmar i systemet att leda till betydande fördelningseffekter mellan olika verksamheter beroende på om det gjort åtgärder eller inte då systemet införs Beroende på vilken återföringsvariabel som väljs kommer det att bli olika vinnare och förlorare i systemet Uppfyller inte stark princip om förorenaren betalar på verksamhetsnivå vilket är en avvägning mellan samhällsekonomisk effektiv reglering av monopol (B 1.4.4) B Avgiftssystem enligt IVL (2012) IVL (2012) har i ett uppdrag presenterat ett alternativ till avgiftssystem med full återföring. ASAR skiljer sig från detta genom att neutralisera retentionen fullt ut så att retentionen i sig inte kan avgöra om en verksamhet kan bli nettobetalare. Anpassningen till retention i ASAR sker genom att återföringsnyckelns andel normaliseras till kustandelar enligt ekvation (37) i avsnitt B IVL (2012) normaliserar endast täljaren i återföringsnyckeln till retention enligt beräkningsalgoritm på s. 32. Därmed uppfylls det ena randvillkoret att en verksam- 263

265 het med retentionen 1 och som således inte betalar någon avgift (eftersom belastningen från verket är noll) inte heller får någon återföring. Det skulle vara en ineffektiv allokering att transferera pengar finansierade av aktörer vars utsläpp leder till belastning till aktörer som inte genererar någon belastning. IVL normaliserar dock inte nämnaren i återföringstermen vilket gör att återföringen inte blir full och en restsumma från inbetalda avgifter uppkommer. För att få fullåterföring återför man denna återstående restsumma genom en korrektionsfaktor som delar restsumman lika över alla verksamheter oavsett deras retention, dvs. en verksamhet som har t.ex. 80 % i retention får lika stor andel av restsumman som en verksamhet med 0 % retention. Därmed skapar man ett system som transfererar monetära resurser (restsumman) från verksamheter med lägre retention till verksamheter högre retention och som inte har med hur verksamheterna presterar relativt varandra utan beror på retentionen (verksamhetens lokalisering). Jämfört med ekvation (37) som har retentionsneutrala incitament påverkar detta incitamenten genom att verksamheter med hög retention får större incitament att genomföra åtgärder och verksamheter som ligger nedströms får mindre incitament. Dessa incitament i IVL (2012) kan fås genom att derivera IVL:s ekvation på s. 32 med avseende på inkommande och utgående mängd. B Samhällsekonomisk konsekvensanalys Införandet av ett avgiftssystem med återföring påverkar ett flertal aktörer i samhället. I detta avsnitt analyseras kommunala avloppsreningsverk, hushåll och industrier, statliga myndigheter samt kommuner och länsstyrelser. I figur B2.4 illustreras hur dessa aktörer interagerar i systemet och vilka transaktioner eller aktiviteter införandet av systemet för med sig (markerade med rött för statliga myndigheter, länsstyrelser/kommuner samt domstolar och blått för verksamhetsutövare). Framför varje aktivitet står ett plustecken eller minustecken som illustrerar om det innebär en ökad eller minskad kostnad. 264

266 Länsstyrelser/ kommuner +/- Tillståndsprövning +/- Tillsyn Inrapportering av utsläpp till Svenskt Vatten + Stöd +Information Återbetalning Naturvårdsverket Avloppsreningsverk + Administration + Förvaltning av avgift + Information + Inbetalning / Utbetalning + Registerhantering + Framtagande av lag och förordning Inbetalning av avgift + Information + Ackrediterad mätning +/- Rapportering - Tillståndsprövning Domstolar + Överklagningsärenden Figur B2.4 Aktörer i avgiftssystem Verksamhetsutövare För att minska belastningen med ton kväve från 2006 års nivåer är den faktiska belastningsreduktionen som återstår ton. De totala åtgärdskostnaderna i ett avgiftssystem har beräknats till ca 138 miljoner kronor per år. Hur kostnaden fördelar sig mellan olika storleksklasser av verksamheter redovisas i tabell B2.19. Kostnaderna har beräknats genom optimering med GAMS med återstående beting för att nå ton till kustvatten jämfört år 2006 och baserat på kostnadsdata från IVL (2011). Resultaten visade att de flesta av de 231 verksamheterna genomför åtgärder. Med en åtgärd avses också en processoptimering. Tabell B2.16 Fördelning av totala åtgärdskostnader för att nå kvävebetinget vid optimering med GAMS Mål från 2006-års nivå Redan genomförd reduktion (ton N) Kvar att reducera (ton N) Mk (Kr/kg N) Tk (Mkr) Tk ARV pe (Mkr) Tk ARV pe (Mkr) Tk ARV > pe (Mkr)

267 Administration För att beräkna verksamhetsutövarnas transaktionskostnader i avgiftssystemet används Tillväxtverkets årliga uppskattningar. Dessa bygger på hur mycket tid företag årligen lägger ner i administration för deltagande i avgiftssystemet för NOx. De totala administrativa kostnaderna som beräknats i Tillväxtverkets databas ligger på ca kronor per företag och år (2009). Det finns ingen uppdelning på mindre eller större företag. Administrationen består huvudsakligen av följande moment: Tabell B2.17 Verksamhetsutövares årliga administrativa kostnader för deltagande i NOx systemet Aktivitet Ansökan om tillgodoföring Beräkning av avgift Redovisning Total kostnad Ungefärligt antal dagar Kostnad (kronor per år och företag) Det är framförallt beräkning av avgift som är den aktivitet som kräver mycket tid. Enligt Tillväxtverket avser det främst tid för kontroll och sammanställning. I avgiftssystemet (ASAR) behöver verksamhetsutövarna inte utföra löpande mätning på samma sätt som i NOx systemet. Verksamhetsutövarna i ASAR ska också årligen rapportera in sina utsläpp men t.ex. nettobelastning ska kunna räknas ut automatiskt när man matar in utsläppen på webben. På det sättet kan administrationen för posten beräkning av avgift bli lägre. Vi har antagit en total kostnad på ca per verksamhetsutövare. Information I den administrativa kostnad som beräknats för NOx företagen i tabell B2.17 ingår inte den tid som företag lägger ner för att t.ex. bevaka vad andra företag gör i branschen. Andra företags strategier påverkar hur stor andel som företagen får i återföring och kan därför vara intressant för företagen att bevaka. Den tid som företagen lägger ner för att hålla sig uppdaterade med vad som händer med avgiften, om t.ex. en höjning är aktuell är inte heller inkluderad. I intervjuer med NOx-företag framkom att de lägger ner i genomsnitt 2-3 dagar (ca kronor) för inle- 102 Tillväxtverket tillämpar olika timkostnad på olika aktiviteter, den varierar mellan ca kr per timme. Därav olika kostnader per dag. 266

268 dande information och årlig uppdatering, vilket får anses vara ett rimligt antagande även för verksamhetsutövarna. Totalt för samtliga verksamhetsutövare inom BSAP området uppgår därmed kostnaden till ca 1,6 2,8 miljoner kronor per år. Rapportering av utsläpp Rapportering av utsläpp i ett avgiftssystem kan skapa incitament till att rapportera in lägre utsläpp och högre inkommande mängd för att få en större återföring. För att säkerställa förtroende och transparens förutsätts ackrediterad mätning alternativt en utökning av befintlig ackreditering. Avgiften för utökad ackreditering uppgår till ca kr per verksamhetsutövare. Därtill kommer en årlig avgift till Swedac på omkring kr och en rörlig kostnad för teknisk bedömning som brukar uppgå till ca kr/ år (Sweco, 2012). Om samtliga verksamhetsutövare inom BSAP området inför ackreditering innebär det en total inledande kostnad på mellan 0,6 1,4 miljoner kronor och årliga kostnader på 8,8 miljoner kronor. Tillståndsprövning Ett avgiftssystem har fördelen att det i egenskap av ekonomiskt styrmedel kan driva processoptimeringar hos verksamheter som inte behöver genomgå ombyggnationer (B 2.6.8). Eftersom samtliga 230 verksamheter omfattas fås störst täckning för att realisera potentialer till processoptimeringar. Enligt enkäten som Naturvårdsverket skickade ut under hösten 2011 fick verksamhetsutövarna uppskatta potentialer för processoptimering (B 1.4.2). Detta beräknade tillskott gör att antalet ombyggnationer och därmed prövningar av nya tillstånd sjunker men enligt beräkningarna kommer det fortfarande att krävas att ca verksamheter som genomför ombyggnationer som kan väntas kräva tillståndsprövningar av nya tillstånd. Prövningskostnaden för de verken beräknas uppgå till totalt ca miljoner kronor. Om verksamheter genomför åtgärder som kräver prövning innebär det att övriga verksamheter processoptimerar vilket kräver att de gör en anmälan till länsstyrelsen. En anmälan kostar B-anläggningar i genomsnitt ca kronor per verksamhet enligt Tillväxtverkets beräkningar. Den totala kostnaden för verksamhetsutövarnas anmälningar uppgår därmed till ca 7-8 miljoner kronor. Hushåll och Industrier Införande av ett avgiftssystem kommer att innebära ökade kostnader för de flesta verksamhetsutövare. För att finansiera de ökade kostnaderna finns flera möjligheter men troligast är att de kompenseras via ökade VA-taxor, vilket innebär ökade kostnader för hushållen. Antal anslutna personer i BSAP-området var enligt SCB 2010 ca 6,9 miljoner. I NV (6345) uppskattades att ca procent av det inkommande vattnet till ett reningsverk kommer från andra källor än hushåll. Det innebär att 267

269 ungefär 5,7 miljoner personer är anslutna. Om vi antar att samtliga dessa hushåll 103 delar lika på verksamhetsutövarnas ökade kostnader innebär det att varje hushåll i BSAP-området får en ökad kostnad på ca 48 kronor per år. Till skillnad mot referensalternativet där det kan bli en koncentration på åtgärder och kostnader i tätbefolkade områden är det troligt att kostnaderna fördelas jämnare över BSAP-området eftersom åtgärder kommer att genomföras på såväl mindre som större verksamhetsutövare. De industrier som är anslutna kommer också att få ökade VA-taxor. En ökad VAtaxa för industrierna kan medföra att industrier i stället väljer att rena vattnet själva. Statsfinansiella kostnader Juridiska aspekter Avgiftssystemet regleras i en särskild lag. Det finns inga schabloner för vad det kostar att ta fram en lag och det finns få uppskattningar där man beräknat de administrativa kostnaderna av att ta fram en ny lag, en lagändring eller förordning. I NV 6345 gjordes en grov beräkning för kostnaden med att ta fram den nya lagen för handelssystemet av utsläppsrätter för koldioxid vilken uppskattades uppgå till ca 10 miljoner. Delar av avgiftslagen för ASAR kan baseras på lagtexten som arbetats fram för NOx systemet vilket gör att en hel del arbete kan besparas. Arbetet med lagen och förordningen för avgiftssystemet kräver mindre tid än för handelssystemet och uppskattas kosta mellan 2-3 miljoner. Eventuellt kan det bli nödvändigt att meddela föreskrifter om krav på mätning av utgående mängd vilket innebär en kostnad för Naturvårdsverket. Arbetet med att ta fram en föreskrift beräknas på Naturvårdsverket ta mellan 7 24 månader, vilket innebär en kostnad på ca 0,5 1,9 miljoner. Administration Att få igång avgiftssystemet kräver en del inledande arbete där olika typer av underlag behöver tas fram: Underlag för uppdatering av vilka verksamheter som omfattas av avgiftssystemet (0,5 årsarbetskrafter) Underlag för fastställelse av metod för beräkning av retentionsfaktorer (ca 1,8 miljoner kronor i konsultkostnader) 104 Möjlighet att i avgiftssystemet pröva sig fram till rätt avgiftsnivå (0,5 årsarbetskrafter) 103 Ett hushåll beräknas inkludera två personer. 104 Uppskattade kostnader per verk ca 8000 kronor * 230 verk = 1,8 miljoner kronor 268

270 Underlag för framtagande av alternativ regel för fördelning av återföring (0,5 årsarbetskrafter) Sammanlagt uppskattas det inledande arbetet uppgå till ca 3 miljoner. Ett register som håller reda på inbetalningar, utsläppsdata, retention och återföring ska byggas upp innan avgiftssystemet kan inledas. Registret ska kunna kopplas ihop med utsläppsdata som rapporteras in till SMP. I NV 6346 uppskattades att uppbyggandet av ett register kan kosta mellan 0,5 3 mkr vilket även här kan ses som en rimlig uppskattning. Information I det förberedande arbetet med avgiftssystemet krävs också att det tas fram en vägledning till tillsynsmyndigheter om såväl avgiftssystemet som om tillsyn i relation till avgiftssystemet. Naturvårdsverket ska också informera verksamhetsutövare om det nya systemet. I NV 6346 beräknades tidigare informationsinsatser kosta mellan 0,5 2 miljoner kronor. Löpande kostnader Den administration som är nödvändig i avgiftssystemet har stora likheter med Naturvårdsverkets administration av NOx-systemet. Antalet verksamhetsutövare är ungefär lika till antalet (NOx 270 och ASAR 231). Administrationen för NOxsystemet kostar årligen ca 3 miljoner kronor uppdelat enligt följande: Tabell B2.18 Kostnader avgiftssystem för NOx Tid / personveckor Kostnad Deklarationsgranskningar NOx revisioner Administration, vägledning etc Totalt Det som skiljer mot avgiftssystemet är att Naturvårdsverket i NOx-systemet gör årliga platsbesök (NOx revisioner) på ett antal utvalda företag. I ASAR kan tillsynen fortsättningsvis ligga på länsstyrelserna och kommunerna varför den administrativa kostnaden kan vara något lägre. Å andra sidan kan administrationen för avgiftssystemet bli mer omfattande än NOx-systemet eftersom det kräver uppdateringar av retention. Ett rimligt antagande är därför att administrationen kan kosta mellan 2-3 miljoner per år. 269

271 B2.19 ÖVERSIKT KOSTNADER AVGIFTSSYSTEM Åtgärdskostnader Kostnad per VU Totala kostnader 105 Inledande (tkr) Löpande (tkr) Inledande (mkr) Löpande (mkr) Verksamhetsutövare 138 Transaktionskostnader Verksamhetsutövare Centrala myndigheter / stat Kommuner / Länsstyrelser Administration ,9 Information ,6 2,8 1,6 2,8 Rapportering ,7 1,4 8,8 Prövning Anmälan 40 7,5 8,5 Ta fram lag 2-3 Föreskrifter 0,5 1,9 Administration Register 0, ,5 Information 0, Prövning ,6 4 Anmälan ,5 Information Ev. ökade Ev. ökade insatser insatser Tillsyn Totalt Med totala kostnader avses den totala kostnaden för samtliga 230 verksamheter inom BSAP området. 106 Ungefärlig kostnad baserad på Tillväxtverkets siffror för företagens administration i NOx avgiftssystem. 107 Ungefärlig kostnad för information baserad på intervjuade företag i NOx avgiftssystemet 108 Ungefärlig kostnad för ackreditering (Sweco 2012) 109 Uppskattad årlig kostnad för ev. utökad ackreditering och teknisk bedömning (Sweco 2012) 110 Uppskattad kostnad för tillståndsprövning per VU (se avsnitt B )) 111 Ca 1,5 årsarbetskrafter för att ta fram underlag till systemet samt ca 2 miljoner för att ta fram retentionssiffror. 112 Kostnader baserade på NVs kostnader för administration av NOx systemet 113 Ungefärlig kostnad för upprättande av register (NV 6346) 114 Ungefärlig kostnad för att informera om nya styrmedel (NV 6346) 270

272 Om de inledande kostnaderna diskonteras och målen nås efter 20 år uppgår den totala årliga kostnaden till ca miljoner kronor. Länsstyrelser och Kommuner Inledande kostnader De verksamheter som väljer att genomföra större åtgärder eller investeringar kommer att behöva ansöka om prövning. För de verksamheter som kommer att behöva ansöka om prövning kommer det innebära en administrativ kostnad på ca 0,6 4 miljoner kronor. Därtill kommer den tid som läggs ner för att handlägga anmälningar för de verksamhetsutövare som genomfört processoptimeringar som beräknas uppgå till mellan 2 4,5 miljoner kronor. Det är dock möjligt att kostnaden per prövning kan bli lägre än i referensalternativet eftersom det är verksamhetsutövarna som själva ansöker om prövning och länsstyrelserna därmed besparas arbetet med att förbereda prövningen. Det kan vara nödvändigt med inledande information från länsstyrelserna till kommuner som har tillsynsansvar, vilket innebär en inledande kostnad för länsstyrelserna. Löpande kostnader Det kan innebära vissa ökade arbetsinsatser för kommuner och länsstyrelser att kontrollera att verksamhetsutövarna rapporterar in rätt utsläppsmängder. 271

273 B 2.7 Certifikatssystem (CEASAR) 115 Ett certifikat är ett intyg om en fullgjord del i en gemensam skyldighet att genomföra belastningsreduktioner till kustvatten. När ett reningsverk genomför en åtgärd för att reducera kväve genereras ett kvävecertifikat för varje kg kvävereduktion som sker till kustvatten. Ett certifikat är därmed motsatsen till en utsläppsrätt genom att vara ett intyg på att en enhet reduktion har genomförts snarare än en rättighet att få släppa ut ytterligare en enhet. B Utförande Systemet illustreras här som ett beting till alla tre bassänger. CEASAR fungerar då som följer: 1. Betinget på ton bestämmer det minsta antal certifikat, dvs. golvet för hur många kg minskning till kust som avloppsreningsverken med utlopp till de tre bassängerna tillsammans ska uppnå till ett visst år jämfört Golvet börjar på den nivå som branschen står vid systemets startår och fortsätter sedan med en golvhöjning som slutar med ton minskning vid det år då betingen ska vara uppnått (B ). 2. De årliga betingen som följer av golvhöjningen fördelas ut på verksamhetsutövare som individuella reningskvoter (andel minskning av det totala betinget i branschen). Reningskvoten bestäms av hur verksamhetens reningsgrad förhåller sig till golvet dvs. den lägsta reningsgrad som sektorn ska klara i genomsnitt. (B 2.7.7) 3. På en bestämd avstämningsdag varje år måste varje verksamhetsutövare till sitt certifikatskonto vid Naturvårdsverket lämna in det antal certifikat som krävs för att visa att man uppfyllt sin reningskvot under föregående år. Det finns två sätt för en verksamhetsutövare att skaffa sig de kvävecertifikat som krävs för att uppfylla sin reningskvot enligt CEASAR. iii. iv. Att verksamhetsutövaren har genomfört utsläppsminskningar vid det egna reningsverket vilket automatiskt genererar det antal certifikat som motsvarar reduktionen i kg till kust. Dessa certifikat sätts in på verksamhetens konto vid den årliga rapporteringen. Att köpa certifikat senast på den årliga avstämningsdagen. Certifikat kan överföras direkt mellan verksamheter som drivs av samma verk- 115 Certifikatssystem för Effektiv Allokering av Skyldigheter Anpassade till Retention (CEASAR). 272

274 samhetsutövare eller direkt mellan olika verksamhetsutövare eller via Naturvårdsverket eller mäklare på certifikatsmarknaden. Den väsentliga skillnaden mellan ett avgiftssystem ASAR och CEASAR är att det totala antalet certifikat anger ett golv (lägsta nivå) och en bana för reduktionen till BSAP-områdets kustvatten fram till ett år då betinget ska vara uppnått. Myndigheten kan därmed kontrollera den totala belastningen till kustvattnen genom att styra golvet. B BSAP CEASAR startas med ett golv som motsvarar det antal certifikat som sektorn vid startåret själv genererat. Handeln startar därmed på samma nivå som branschens egna förutsättningar vid startåret. En procentuell golvhöjning per år av den reduktionsgrad som krävs av varje verksamhetsutövare inleds och säkerställer att betinget nås till ett visst slutår. Golvhöjningen bör tas fram efter samverkan med branschen eftersom den bygger på en avvägning mellan det slutår då betinget ska uppnås och branschens fysiska förutsättningar att generera utsläppsminskningarna fram till dess. Den procentuella golvhöjningen per år ger en signal om de utsläppsreduktioner som i genomsnitt kommer att krävas fram till året då betinget ska nås. Det blir därmed en central vägledning för verksamhetsutövarnas långsiktiga planering av åtgärdsinvesteringar. Handeln ger utöver detta en flexibilitet för verksamheterna att själva planera in när åtgärder är lämpligast att göra. Figur B2.5 Golvhöjning för utsläppsreduktioner till bassänger inom BSAP baserad på reduktionsgrad Eftersom sektorn är förhållandevis opåverkade av konjunkturcykler, variationer i lagerhållning, internationella marknader, råvarumarknader och internationell spe- 273

275 kulation samt att det handlar om investeringar och äganden som i regel är mer långsiktiga än privata aktörers kan man vänta sig en förhållandevis stabil marknad för certifikat jämfört med handel med utsläppsrätter inom t.ex. EU ETS. Den i förväg fastställda golvhöjningen per år fram till slutåret kan bidra ytterligare till förutsägbarheten (Shortle och Horan, 2008; Burtraw, D., och Szambelan, 2009). ETT BETING FÖR TRE BASSÄNGER ELLER ETT BETING PER BASSÄNG Tabell B2.20 visar hur en fördelning av utsläppsreduktioner skulle bli med ett ekonomiskt styrmedel såsom CEASAR (B ). Siffrorna anger hur stora reduktionerna och marginalkostnaderna (marknadspriserna med ett handelssystem) skulle bli per bassäng med ett system per bassäng. Den utmärkande observationen är att betinget i Öresund skulle begränsas av vad som är tekniskt möjligt (med de åtgärder som ingår i åtgärdskostnadsdata i IVL (2011) och ett marknadspris på kr). Inom parentes visas siffrorna med ett system för alla tre bassänger. Fördelningen av utsläppsreduktioner skiljer sig inte nämnvärt från de bassängbeting som följer Sveriges åtagande. Marginalkostnaderna (marknadspriset med ett handelssystem) skulle hamna på 111 kr/kg i alla bassänger. Med utgångspunkt från åtgärdskostnaderna i IVL (2011) finns alltså i nuläget inget direkt skäl att ha ett system per bassäng. Tabell B2.20 Fördelning av utsläppsreduktioner mellan bassänger med ett ekonomiskt styrmedel Tre system (ett system) Mål (ton) Förändring sedan 2006 (ton) Kvar (ton) MC (kr/kg) Eg. Östersjön (1 113) 94 (111) Kattegatt (1 514) 112 (111) Öresund (87) (111) Totalt (2 708) Fördelningen av utsläppsreduktioner från simuleringen med CEASAR blir således förhållandevis likt fördelningen över bassänger enligt Sveriges preliminära bassängfördelning i BSAP i figur B2.20. Med gemensamt golv för hela BSAPområdet skulle CEASAR enligt simuleringen rena 67 ton för mycket i Egentliga Östersjön och 21 samt 41 ton för lite i Kattegatt respektive Öresund jämfört en fördelning som är proportionell till Sveriges preliminära bassängfördelning. 274

276 Om sektorns kvävebeting ska fördelas i proportion till Sveriges preliminära bassängfördelning mellan Egentliga Östersjön (1 046 ton), Öresund (133 ton) och Kattegatt (1 535 ton) införs lämpligen två separata certifikatssystem eftersom Öresund innehåller förhållandevis få verksamheter (B ). CEASAR Egentliga Östersjön för 126 verksamheter med golv för Egentliga Östersjön CEASAR Kattegatt och Öresund med 105 verksamheter med ett golv för Kattegatt och Öresund Ett alternativ är ett certifikatssystem per havsområde, Östersjön respektive Nordsjön, enligt havsförvaltningen. I det fallet hamnar Öresund i systemet för Östersjön (se vidare B 1.2.1). B MKN för kustvatten (kväve) Om ett certifikatssystem ska styra för såväl BSAP som MKN för kustvattenförekomster i större avrinningsområden (vilka kan innehålla kommunala avloppsreningsverk) behöver ett särskilt golv definieras för varje avrinningsområde. För att säkerställa att betingen per avrinningsområde uppfylls är handel inte möjlig mellan avrinningsområden. Golv för avrinningsområden skulle kunna tillämpas för de allra största huvudavrinningsområden, med många kommunala reningsverk, och som kräver stora minskningar för att följa MKN i kustvattenförekomster. (Se vidare bilaga 4 om styrmedel för MKN.) B Retention Retention normaliseras genom att definiera ett certifikat som en enhet belastningsminskning till kust (B 1.3). Om ei ( 1 ri ) är belastningen till kustvatten (kg) och ( 1 G )qi är den belastning till kustvatten som ska verksamhetsutövaren klara till följd av den fastställda golvreduktionsgraden G i en viss period så är reningskvoten uttryckt i belastningsreduktion till kustvatten: e ( 1 r ) (1 G ) q (45) i i r i Av samma anledning som i ASAR kommer systematiska fel i retentionsfaktorerna inte att påverka fördelningen mellan verksamheter. Likaså, följdeffekterna från osystematiska fel i retentionen kommer att bli mindre jämfört med en skatt (se avsnitt B samt B 1.3). 275

277 B Tilldelningsregler för reningskvoter Reningskvoten är det antal kg som en verksamhetsutövare måste minska belastningen med (vid eget eller andra verksamheter) under en period i systemet. Om konkurrensen på certifikatsmarknaden fungerar väl står det därför i princip fritt att fördela reningskvoterna enligt en tilldelningsregel som upplevs rättvis inom sektorn så länge som följande randvillkor är uppfyllda: Randvillkor 1: Summan av reningskvoter ska uppnå sektorns beting i respektive period. Randvillkor 2: En reningskvot ska inte innebära att utsläppsreduktionen vid en verksamhet överstiger inkommande mängd (reningsgraden kan inte överstiga 100 %). Detta skulle innebära verksamhetsutövaren får ett större ansvar än vad som är fysiskt möjlig att genomföra. Randvillkor 3: En reningskvot bör inte överstiga nuvarande utgående mängd. Om randvillkor 3 är uppfyllt så är också randvillkor 2 uppfyllt. B Tilldelningsregel baserad på inkommande mängd En möjlighet är att reningskvoten utgår från nuvarande utsläppsnivå och fördelas efter verksamheternas andel av total inkommande mängd inom BSAP-området. Detta innebär att tilldelningen närmast liknar grandfathering vilket inte gynnar historiska åtgärder gjorda före systemet startar (Sterner och Coria, 2012). Två verksamhetsutövare med två lika stora verksamheter, där den ena just har genomfört utsläppsreducerande åtgärder och den andra inte har gjort det, skulle alltså få lika stora reningskvoter i ton vilket skulle kunna anses vara orättvist. En annan nackdel med denna regel är att den inte ger incitament till verksamhetsutövare att reducera utsläppen under perioden från det att systemet beslutats införas och fram till det startar. Tvärtom så skulle verksamheter som saknar villkor för kväve (de ca 130 verksamheter under anslutna personekvivalenter) och de som ligger under sina kravnivåer kunna öka sina kväveutsläpp tillfälligt för att därmed hamna i ett bättre läge vid systemets start. B Tilldelningsregel baserad på historisk reduktionsgrad En annan variant är att tilldela kvoter baserat på reningsgrad eller reduktionsgrad (Fischer, 2001, 2003). Ett problem med reningsgrad som tilldelningsnyckel är att betinget gäller belastning till kust och reningsgrader omfattar endast utsläpp vid 276

278 källan. Därmed kommer retentionen att komma emellan utsläppskällan och belastningen till kustvatten. För att genomföra betinget vid kustvatten förutsätter detta att man i förväg vet vid vilka verksamheter som reduktionerna i framtiden kommer att ske, vilket inte är fallet. Ett alternativ kunde vara att beräkna en medelretention för respektive bassäng. Detta innebär dock försämrad precision av betingsuppfyllelsen eftersom medelretentionen inte behöver svara bra mot den retention som blir gällande vid de verksamheter där åtgärder faktiskt kommer att ske i framtiden. Skillnader mellan medelretention och faktisk retention skulle dessutom slå olika mot enskilda verksamheter. Vidare så innebär den varierande retentionen mellan utsläppskällorna att det inte finns någon gemensam nivå för golvreningsgrad som gäller för alla verksamheter i branschen. Nivån för golvreningsgraden (som avgör när en verksamhet blir säljare eller köpare av certifikat) kommer då genom retentionen att bli unik för varje verksamhet. Ett alternativ som undkommer problemen ovan är att räkna med reduktionsgraden dvs. även lägga till retentionen till reningsgraden. Denna typ av mått för reduktion till kustvatten finns redan som begränsningsvärde i generella föreskrifter SNFS 1994:7 och avloppsdirektivet 2000/60/EG. Enligt EG-domstolens dom i mål nr C- 438/07 får retentionen räknas in i denna procentuella reduktion till kust inom det känsliga området. Reduktionsgraden för verksamheten i är då: ni q i ei ( 1 ri ) ei (1 ri ) 1 q q i i (47) där r i är retentionen för verksamhet i. (Förteckning över variabler återfinns i avsnitt B 6.1.) Den genomsnittliga reduktionsgraden i sektorn bestäms på motsvarade sätt enligt ekvation (47) av förhållandet mellan sektorns summa av belastningar till kust och summa av inkommande mängder dvs.: n ei q i ei (1 ri ) (1 ri ) 1 q q i i (48) Under 2010 var genomsnittlig reduktionsgrad netto till kust 73 % för verksamheter med fler än anslutna personekvivalenter. För att uppnå betinget ton behöver reduktionsgraden i branschen i genomsnitt nå golvet 82 % bland verksamheter med fler än anslutna baserat på 2010 års data. Eftersom retentionen är inkluderad i 82 % blir denna siffra generell och gäller för alla verksamheter som den nivå man ska uppnå för att ligga på plus-minus noll i CEASAR. Golvreduktionsgraden för att nå t.ex ton reduktion till kust beräknas enligt: 277

279 ei (1 ri ) G 1 0,82 q i (49) När branschen har nått betinget G 0, 82 i genomsnitt kommer en verksamhet som ligger under denna att få köpa certifikat (vilket innebär att verket valt att betala för att reningen görs på en annan verksamhet t.ex. eftersom det är billigare än vid det egna verket) och en verksamhet som ligger över denna nivå kommer att få sälja certifikat. En enskild verksamhets reningskvot (kg reduktion till kust) under en period beräknas enligt: K e G ) q (50) i 0i (1 i där q i är verkets inkommande mängd och e 0 i är utgående mängd som når kust under föregående period. Under 2010 var genomsnittlig reduktionsgrad till kust 73 % för verksamheter över 2000 pe. Det finns idag 103 verksamheter som ligger över 73 % reduktionsgrad och 128 verksamheter som ligger under 73 % (tabell B 2.21). Om CEASAR startas från G 73% som golv första perioden skulle dessa 103 verksamheter kunna sälja ca certifikat genererade av historiska utsläppsminskningar gjorda före systemets start till de 128 verksamheter som ligger under 73 %. Sektorn skulle därmed klara första periodens golvreduktionsgrad utan några åtgärder. Systemet mjukstartar således från rådande förutsättningar i sektorn. När golvhöjningen sedan påbörjas i nästkommande period kommer G att successivt öka från 73 % upp till 82 % till slutåret och CEASAR kommer att börja kräva allt större åtgärder av verken för att uppnå golvet. Golvreduktionsgrad (kolumn 1) G är systemets kravnivå riktad till verksamhetsutövare och som fastställs genom att sätta in den reduktion till kust (i kg) som enligt golvhöjningen mot betinget ska uppnås av sektorn i respektive period i ekvation (49). G avgör sedan varje enskilt verksamhetsutövares reningskvot via ekvation (50). 278

280 Tabell B2.21 Golvhöjning i CEASAR med G som tilldelningsregel 116 Golvreduktionsgrad netto G Reduktion vid kust nya certifikat Antal verksamheter som Historiskt genererade certifikat Antal verksamheter som idag Certifikatsgolv (tusental kg) (%) (tusentals kg) idag ligger över G (tusental kg) ligger under G Antal verksamheter som idag ligger över G (kolumn 3) Dessa verksamheter har genererat certifikat genom historiska åtgärder, gjorda före systemet startar, och som går längre än sektorns genomsnitt vid tidpunkten då systemet startar. Dessa verksamheter kan sälja dessa certifikat till andra verksamhetsutövare och inte göra utsläppsreduceringar under perioden (så långt som certifikaten räcker) eller generera ytterligare certifikat genom nya utsläppsreduceringar under perioden för att generera fler certifikat inför nästkommande perioders högre golvnivå. Historiskt genererade certifikat (kolumn 4) Är certifikat som genererats före systemet startat av verksamheter som ligger över G i varje period. Dessa certifikat är av samma slag som de certifikat som genereras av nya utsläppsreduceringar under innestående period. Ju högre G desto mindre blir antalet historiskt genererade certifikat som återstår att använda tack vare skärpningen hos golvet. Antal verksamheter som idag ligger under G (kolumn 5) Efter att golvhöjningen inletts behöver dessa verksamheter antingen göra utsläppsreduceringar för att uppnå G (och därmed sin reningskvot) eller köpa certifikat 116 Baserat på 2010 års utsläppsdata 279

281 från en annan verksamhet som genererat certifikat genom åtgärder gjorda antingen under tidigare period i systemet eller före systemet startade. Certifikatsgolvet (kolumn 6) Är det antal certifikat som ska lämnas in till myndigheten i varje period vid rapporteringen. Certifikatsgolvet bestäms av summan av den reduktion som ska ha skett enligt G under innestående och tidigare perioder (kolumn 2) + de historiska belastningsreduktioner som har skett innan systemet startade (kolumn 4). På så sätt uppfylls randvillkor 1 (B 2.7.5) att golvet åstadkommer den ytterligare reduktion som ska ske i varje period utöver historiskt gjorda utsläppsminskningar. Exempel: När t.ex. golvet når 74 % blir certifikatsgolvet kg som är summan av den reduktion på kg som ska ske under innestående period enligt G + de historiskt genererade certifikaten på kg från historiska utsläppsminskningar före systemet startade. B Efterlevnad och sanktionssystem Den verksamhetsutövare som inte har sett till att det antal certifikat som motsvarar reningskvoten finns på certifikatskontot senast den 30 april ska betala en sanktionsavgift. Sanktionsavgiften uppgår till en viss procentsats (>100 %) över det genomsnittliga certifikatspriset under föregående år (typ I), alternativt en fast sanktionsavgift (typ II) som är väsentligt högre än certifikatspriset. 117 Beslutande myyndighet (Naturvårdsverket) beslutar om sanktionsavgift och efterköp av certifikat för att täcka tidigare periods underskott och meddelar beslut senast 6 månader efter annulleringsdagen. Naturvårdsverkets beslut ska kunna överklagas. Vid sanktionssystem typ I bör de två första åren ha en fast sanktionsavgift för att stabilisera utbud och efterfrågan och ge prisutvecklingen på certifikat en stabil start. I övrigt följer sedvanliga sanktionsavgifter vid försenad deklaration, och i övrigt uppgivande av oriktiga och vilseledande uppgifter etc. Beslutande myndighet (Naturvårdsverket) prövar även frågor om dessa sanktionsavgifter. 117 Vilket system, typ I eller II, liksom procentsats respektive sanktionsavgift bör beslutas i samband med att den slutliga golvhöjningen tas fram baserad på uppdaterad data vid systemets start. 280

282 B Kompabilitet med befintlig rätt Inom CEASAR handlar verksamhetsutövarna med gemensamma skyldigheter att uppnå reningskvoter istället för individuella rättigheter till utsläpp som i fallet med utsläppsrätter. Detta får följden att certifikat lättare kan kombineras med begränsningsvärden i tillståndsbeslut utan att dubbelstyrning uppstår. CEASAR och begränsningsvärden kan ha rättskraft samtidigt utan att komma i konflikt med varandra. För att se detta beskriver vi två situationer som kan uppstå: 1. Reningskvoten i CEASAR går längre än utsläppsvillkoret i tillståndet Reningskvoten i CEASAR är den minsta utsläppsminskning som verksamhetsutövaren ska uppnå i den egna verksamheten eller vid annan verksamhet genom att köpa certifikat senast på avstämningsdagen. Om reningskvoten går längre än det nuvarande utsläppsvillkoret har verksamhetsutövaren alltså två möjligheter. Antingen genererar man certifikat själv genom att göra åtgärder i den egna verksamheten för att uppfylla sin reningskvot. Alternativt uppfyller man minst utsläppsvillkoret i tillståndet och köper senast avstämningsdagen (30 april) de certifikat som återstår för att också uppfylla reningskvoten. 2. Utsläppsvillkoret i tillståndet går längre än reningskvoten i CEASAR Reningskvoten i CEASAR är den minsta reducering som verksamhetsutövaren ska uppnå under perioden. När åtgärden för att uppfylla utsläppsvillkoret i tillståndsbeslutet är genomförd kan verksamhetsutövaren på avstämningsdagen få extra certifikat över som man genererat genom att ha gått längre än sin reningskvot. En skillnad mellan utsläppsrätter (B 2.5) och certifikat är att i det förra fallet kan enskilda verksamhetsutövare med tiden öka sina utsläpp genom att köpa flera utsläppsrätter. Detta kan strida mot icke-försämringskravet med avseende på MKN (B B 2.5.7). I CEASAR är möjligheterna att öka utsläppen begränsade (såvida inte nytt tillstånd ges i tillståndsbeslut vid t.ex. utbyggnad) vilket är mer förenligt med icke-försämringskravet. Därmed motverkar certifikatssystem det problem som kan uppkomma när handel med utsläppsrätter kombineras med utsläppsvillkor, dvs. att strängare utsläppsvillkor på vissa verksamhetsutövare i ett handelssystem (vars tak är begränsande) blir ett administrativt nollsummespel med oförändrad miljöeffekt eftersom utsläppen ökar på ett annat ställe (B B 2.5.7). Certifikatsystem och tillståndsprövningssystemet kan fungera tillsammans och dra nytta av varandra. Det finns dock två fall där försiktighet bör iakttas. Det första fallet är en större insats av omprövningar med direkt syfte att skärpa kvävevillkor för att bidra till betinget för BSAP och som innebär att totala utsläppsnivåer under en period sänks i nära samma takt som golvhöjningen i certifikatsystemet. Det 281

283 leder till att en stor mängd certifikat genereras av de verksamhetsutövare som fått skärpta villkor. När dessa certifikat kommer ut på marknaden blir det möjligt för de verksamheter som inte fått skärpta villkor i prövningar, inte minst de många små verksamheter i anslutna personekvivalenter som inte har utsläppsvillkor för kväve, att köpa dessa certifikat och således skjuta åtgärder på framtiden. Det innebär att man i omprövningssystemet har begränsade möjligheter att påskynda uppfyllandet av BSAP genom större omprövningsinsatser av många verksamheter i syfte att skärpa utsläppsvillkoren för kväve. Man bör här betänka att syftet med att införa ett system som CEASAR är att se till att kvävebetinget för BSAP uppnås. Då finns det ingen poäng att samtidigt lägga resurser på omprövningar med samma primära syfte i omprövningssystemet. Det andra fallet är då verksamhetsutövare inom certifikatssystemet initierar prövningar för att genomföra åtgärder till följd av allt strängare kravnivåer i CEASAR. Om tillståndsmyndigheterna som regel beslutar om ännu strängare utsläppsvillkor än vad som motsvarar verksamhetsutövarnas åtgärder i ansökningarna, kan samma effekt som ovan fås. Fler certifikat kommer ut på marknaden som möjliggör för andra verksamheter att skjuta åtgärder på framtiden. Certifikatssystemet har individuella kravnivåer (till verksamhetsutövare) som går längre än de generella föreskrifterna 1994:7 (de motsvarar i genomsnitt ca utgående halter på 6-7 mg/l jämfört föreskrifternas 10 respektive 15 mg/l). En möjlighet är därför att tillsyns- och tillståndsmyndigheter vid prövningar ser på certifikatssystemet som flera tillståndsmyndigheter redan gjort med de generella föreskrifterna SNFS 1994:7. Dvs. att inte fastställa utsläppsvillkor för kväve vid prövningar eftersom man anser det redan vara reglerat (se B 1.8.3). Tillståndsprövningssystemet och certifikatssystemet bör istället komplettera varandra för en större miljöeffekt och tidigare uppfyllande av målet. För det första har enstaka omprövningar som skärper villkoren inga märkbara effekter på reduktionstakten i CEASAR. Omprövningar kan med fördel göras på vissa verksamheter som man antar skulle ha väntat länge med att göra åtgärder i CEASAR. Det kan t.ex. vara verksamheter som har relativt höga transaktionskostnader för att genomföra åtgärder eller saknar information om att det finns effektiva tekniker med lägre kostnader (vilket t.ex. i vissa fall kan vara verksamhetsutövare i mindre kommuner). En skärpning av villkor i sådana fall kan bidra till informationsspridning och goda exempel på effektiva tekniklösningar som sedan sprids med CEASAR:s informativa styrmedel och sedan anammas av flera andra verksamheter med liknande förutsättningar när dessa ansöker om prövningar. B Fördelningseffekter CEASAR innebär att intäkter från försäljning och köp av certifikat stannar inom sektorn. Det är ut fördelningssynpunkt snarlikt ett avgiftssystem med återföring 282

284 samt handelssystem med gratis tilldelning. En verksamhetsutövare betalar bara en avgift (köper certifikat) för de utsläpp som överstiger golvreduktionsgraden (vilken normalt också är sektorns genomsnittliga reduktionsgrad) och får betalning (säljer certifikat) för de utsläppsminskningar som går längre än denna. Eftersom det generella kravet, uttryckt som lägsta golvreduktionsgrad, gäller verksamhetsutövaren och inte verksamheten möter alla verksamhetsutövare (kommuner) lika ansvar att klara sektorns beting till kustvatten. Verksamhetsutövare med verksamheter som har de högsta kostnaderna vinner eftersom det är billigare att genomföra reduktionen vid en annan verksamhet än vid den egna. Verksamhetsutövare med verksamheter med de lägsta kostnaderna vinner genom att det är billigare att göra längre gående åtgärder vid den egna verksamheten jämfört med att köpa certifikat. Ingen verksamhetsutövare behöver därmed betala mer (kr per kg reduktion) än vad andra verksamhetsutövare betalar, nämligen priset på certifikat, för att uppfylla sin del i branschens beting. Om fördelningen av inkommande mängder mellan verksamheter inom BSAPområdet förändras (t.ex. utflyttning från kommun A till kommun B, bägge inom området) kan betingsuppfyllelsen och fördelningen mellan kommuner påverkas. För det första, inflyttning till en kommun vars verksamheter har högre reduktionsgrad än utflyttningskommunen ger en ökad genomsnittlig reduktionsgrad för branschen som helhet och tvärtom. Dessa nettoeffekter bedöms bli marginella på genomförandet av betinget. Inflyttning sker oftast till större kommuner vid kustområdena vars verksamheter ofta har högre reningsgrader men ofta lägre retention vilket gör nettoeffekten mindre. För det andra blir det en omfördelningsfråga mellan kommuner. Den kommun som får inflyttning behöver skärpa sin rening (för att behålla reningsgraden) om man inte vill tappa sin nettointäkt/öka sin nettobetalning. B Effekter på uppströmsarbetet Eftersom certifikatssystemets konsekvenser är närmast likt ett avgiftssystem med återföring med en begränsad s.k. output effekt får det i princip samma effekter på som uppströmsarbetet som ett avgiftssystem med återföring (se ekvation (52) i avsnitt B ). Därmed liknar nettoeffekten hos CEASAR ett tvådelat instrument vilket har en neutral påverkan på uppströmsarbetet jämfört dagens system se B samt Fischer (2001, 2003). B Kostnadseffektivitet CEASAR har en certifikatsmarknad för överlåtelser av gemensamma skyldigheter för att uppfylla branschens bassängbeting. Under samma konkurrensförhållanden som på en utsläppsmarknad kommer priset på ett certifikat att motsvara marginal- 283

285 kostnaden för att reducera belastningen med ett kg till kusten (se ekvation (53) i avsnitt B ). Det innebär att en certifikatsmarknad med god konkurrens och många små aktörer utan marknadsmakt har samma förutsättningar att leda till samma kostnadseffektiva allokering av åtgärder som handel med utsläppsrätter eller en skatt. B Dynamisk kostnadseffektivitet och teknikutveckling Även om CEASAR har samma marginalvillkor som ett handelssystem med utsläppsrätter så är det ur fördelningssynpunkt likvärdigt med ett handelssystem med gratis tilldelning. En verksamhetsutövare betalar bara en avgift (köper certifikat) för de utsläpp som överstiger den genomsnittliga reningskvoten och får betalning (säljer certifikat) för de utsläppsminskningar som går längre än den genomsnittliga reningskvoten vilket motsvarar en gratis tilldelning baserad på historiska utsläpp. Ett handelssystem med gratis tilldelning kan ge en lägre spridningstakt av teknik (diffusionstakt) än ett system med auktionerade utsläppsrätter om marknadsstrukturen har monopolistiska drag (Milliman och Prince, 1989; Jung et al, 1989). Förklaringen är att gratis tilldelning ger incitament till ett företag att skjuta fram investeringar i teknik för att undvika ett större värdefall på sina tilldelade utsläppsrätter till följd av prisfallet. Detta incitament kan således uppkomma på marknader med stora verksamheter vars beslut kan påverka priset på certifikatsmarknaden (Montero, 2002). Certifikatsystemet bör därför omfatta många aktörer för att få en konkurrensmässig marknad utan monopolistisk struktur. B Teknisk specifikation och analys Ett certifikatssystem kommer att ha snarlika konsekvenser som ett avgiftssystem (B 2.6). I bägge typer av system stannar intäkter och kostnader inom sektorn. Skillnaden är att golvet i certifikatssystemet ger en förutsägbarhet om vilka kravnivåer som kommer att krävas av verksamhetsutövare. Förteckning över variabler återfinns i avsnitt B 6.1. Ett certifikatsystem med fast avgift vid inlämning och utlämning av certifikat har följande Lagrangeekvation: e e ( q, a ) ( a a L i c i ( qi, ai ) i (1 ri ) i i i i 2i i i ) Kostnad Utsläppskrav Teknikkrav p c ei ( q i, ai )(1 r i ) (1 G r ) q i (51) CEASAR Certifikatssystemet kommer in som den fjärde termen i det högra ledet. Uttrycket inom parentes bestämmer att en verksamhetsutövare vars reduktion ligger över den reduktion till kustvatten vars reduktionsgrad motsvarar golvet G kommer att genererar fler certifikat som vart och ett har priset p (kr/kg). En verksamhetsutövare c 284

286 vars reduktion ligger under den reduktion vars reduktionsgrad motsvarar golvet G kommer att generera färre certifikat och således få köpa certifikat till set p (kr/kg). c Första ordningen villkor fås genom att derivera ekvation (51) med avseende på inkommande mängd och utgående mängd: c q i c a i i ei e 1 Gr 1i (1 ri ) pc (1 ri ) 0 (52) qi qi 1 ri ei ei 1i ( 1 ri ) 2i pc (1 ri ) 0 (53) a a i i e e ( q, a ) 0 (54) i i i i a a 0 (55) i i Från ekvation (53) framgår att första ordningens villkor är identiska med första ordningens villkor för skatt om p c T0 i ekvation (20) i avsnitt B I ekvation (52) finns en positiv outputeffekt i den sista termen av samma slag som i ett avgiftssystem med återföring i ekvation (39) i B och som ger likartad neutraliserande effekt på uppströmsarbetet som ett avgiftssystem (B 2.6.6). För att certifikatssystemet ska vara drivande och generera en effektiv allokering av belastningsreduktioner ska 1 Gr ei qi 1 r i i (56) dvs reningskvoten i certifikatssystemet ska innebära en utsläppsnivå som är strängare än utsläppsvillkoret e i. Eftersom betinget omvandlas från ton reduktion till en golvreduktionssgrad blir betingsuppfyllelsens beroende av total inkommande mängd inom området. Om total inkommande mängd ökar behöver G justeras till trenden för att betinget på ton minskning jämfört 2006 års utsläpp alltjämt ska nås. T.ex. en 10 % ökning i inkommande mängd till BSAP-området skulle (allt annat lika) öka G från 82 % till drygt 83,5 %. Förhållandet mellan G och inkommande mängd för trendsättningen ges av ekvation (49). Randvillkorens uppfyllande vid allokering enligt historisk reduktionsgrad 285

287 Randvillkor 1: Summan av reningskvoter Ki in ekvation (50) ska uppnå branschens beting till kust till slutåret. Är uppfyllt av ekvation (48) - (50) givet att G i ekvation (49) justeras till förändring i total inkommande mängd till området. Randvillkor 2: En reningskvot Ki i ekvation (50) ska inte innebära att reduktionen ska överstiga inkommande mängd (reningsgraden kan inte överstiga 100 %). Är uppfyllt genom att G i ekvation (50) alltid är mindre än 1. Randvillkor 2 är uppfyllt om randvillkor 3 är uppfyllt. Randvillkor 3: En reningskvot Ki i ekvation (50) ska inte överstiga nuvarande utgående mängd. Är uppfyllt genom att G i ekvation (50) alltid är mindre än 1. B Lagteknisk konstruktion En lag om certifikatssystem för utsläpp av kväve och fosfor från kommunala avloppsreningsverk behöver innehålla en definition av vilka anläggningar som omfattas samt krav på registrering av anläggningen hos myndighet (anläggningsregister). Vidare bör regleringen innehålla en definition av de ämnen som omfattas (t.ex. totalkväve och totalfosfor) samt en definition av kväve- och fosforcertifikat. I regleringen bör finnas ett bemyndigande åt myndighet att besluta om tilldelning av reningskvoter samt bemyndigande att föra certifikatsregister. En nyckel för tilldelning av reningskvoter anges i lagen, liksom krav på mätutrustning (särskilda krav på mätutrustningen kan överlåtas åt myndighet att meddela föreskrifter om). Bestämmelser om deklaration/rapportering av utsläppen och avstämning inför utlämning eller inlämning av certifikat hos myndighet bör finnas. De förfaranderegler som bedöms nödvändiga bör anges. Slutligen bör det finnas bestämmelser om påföljder vid överträdelser och regler om överklagande. Ett certifikatsystem har likheter med utsläppsrätter enligt lagen (2004:1199) om handel med utsläppsrätter och elcertifikat enligt lagen (2011:1200) om elcertifikat. Utsläppsrätter och elcertifikat betraktas som finansiella instrument. Därigenom blir vissa offentligrättsliga regler tillämpliga, såsom lagen (1991:980) om handel med finansiella instrument och lagen (2007:528) om värdepappersmarknaden. Utsläppsrätter, elcertifikat och liknande rättigheter utgör även sådana omsättningar som är skattepliktiga enligt 3 kap. 1 mervärdesskattelagen (1994:200). En lag respektive föreskrifter om certifikatssystem för utsläpp av kväve och fosfor från kommunala avloppsreningsverk behöver i korthet ha bland annat följande komponenter: Retentionsfaktorer Definition av vilka anläggningar som omfattas Krav på registrering av anläggningar hos myndighet (anläggningsregister) 286

288 Definition av de ämnen som omfattas (t.ex. totalkväve och totalfosfor) Definition av certifikat i termer av genomförd utsläppsminskningsenhet Bemyndiganden att utfärda/certifiera utsläppsminskningsenheter tilldelningsregel av reningskvoter Krav på mätutrustning Deklaration/rapportering och avstämning för utlämning och inlämning av certifikat hos myndighet Myndighetens förande av certifikatsregister Förfaranderegler (särskilda förfaranderegler och dels en hänvisning till skatteförfarandelagen) Förutsättningar vid mät- och/eller rapporteringsbortfall Beslutande myndighet och allmänt ombud Undantag/befrielse från inlämnande av certifikat Påföljder vid överträdelser: förelägganden, vitesförelägganden, skönsmässiga beslut om avgifter, företrädaransvar, indrivning, straffansvar Regler om överklagande Bestämmelser om sekretess Bemyndiganden 287

289 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B2.22 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Säkrare genomförande av beting genom reglering av golv för belastning till kustvatten Kompatibelt med utsläppsvillkor i tillståndsbeslut. Handel kan ske mellan avrinningsområden och utan konflikt med individuella utsläppsvillkor Kan vara samhällsekonomiskt effektivare jämfört med handel med utsläpprätter på en huvudman som har monopol Svagheter Valet av tilldelningsnyckel kommer (liksom av återföringsnyckel vid avgiftssystem) att ge vinnare och förlorare beroende på enskilda omständigheter Större administrativa kostnader än avgiftssystem med återföring för centrala myndigheter än t.ex. skatt Större administrativa kostnader än avgiftssystem med återföring för verksamhetsutövare än t.ex. skatt Om certifikatshandel mellan olika sektorer skulle införas kommer varje sektor endast att ansvara för och betala för sitt tilldelade BSAP-beting vilket kan öka acceptansen. Förutsägbarhet. Den procentuella golvhöjningen per år ger vägledning till verksamhetsutövarnas långsiktiga planering av investeringar fram till slutåret Fokus på skyldigheter att minska utsläpp istället för rättigheter att släppa ut är förenligt med ickeförsämringsvillkoret i MKN Ökad marginal mellan utsläppsnivå och utsläppsvilkor ger förbättrad efterlevnad Reningskvoter baserade på reningsgrad blir beroende av inkommande mängd som baseline och behöver justeras till en trend. Regel som motverkar ackumulering av certifikat kan behövas. 288

290 B Samhällsekonomisk konsekvensanalys På liknande sätt som i avgiftssystemet innebär ett införande av ett certifikatsystem att ett flertal aktörer kommer att påverkas på olika sätt i samhället. De aktörer som påverkas är framförallt verksamhetsutövare, statliga myndigheter, kommuner och länsstyrelser samt de hushåll och industrier som är anslutna till reningsverken. I figur B2.8 illustreras hur olika aktörer interagerar i systemet och vilka aktiviteter införandet av certifikatsystemet kan föra med sig (markerade med rött för statliga myndigheter, länsstyrelser/ kommuner och domstolar och blått för branschen och verksamhetsutövare). Framför varje aktivitet står ett plus- eller minustecken för att illustrera en ökad eller minskad kostnad. Länsstyrelser/ kommuner +/- Tillståndsprövning +/- Tillsyn Avloppsreningsverk A Svenskt Vatten + Stöd + Information Naturvårdsverket Kontoföringssystem Överlåtelser av certifikat Ev. Mäklare + Underlag för framtagande av lag, förordning och före- Överlåtelser av certifikat Avloppsreningsverk B skrift + Fastställande av golv + Tilldelning av reningskvoter +Information + Köper/ säljer certifikat + Registerhantering + Löpande administration Domstolar + Överklagningsärenden + Information + Ackrediterad mätning + Ev. ansökan om dispens + Handel med certifikat mellan avloppreningsverk Figur B2.8 Aktörer i certifikatsystemet. Aktiviteter i rött (stat och länsstyrelser) och blått (verksamhetsutövare och sektor) Verksamhetsutövare Åtgärdskostnaderna skiljer sig inte från de kostnader som redovisades för avgiftssystemet. Skillnaden ligger i att det finns ett golv som ska nås och det kommer 289

291 därför inte finnas samma frihetsgrad för verksamhetsutövare att välja avgift i stället för åtgärder. De belastningsreduktioner som behöver göras, dvs ton kommer med större säkerhet att uppnås och kan då resultera i kostnaderna som redovisas i tabell B2.23. Kostnaderna har beräknats utifrån antagandet att samtliga 231 verksamheter genomför någon typ av åtgärd. Med en åtgärd avses också en processoptimering. Kostnaden för att uppnå en minskning med ton uppgår till en kostnad på ca 138 miljoner per år i åtgärdskostnader. Tabell B2.23 Åtgärdskostnader för att nå betinget på ton Mål från 2006-års nivå Redan genomförd reduktion (ton N) Kvar att reducera (ton N) Mk (Kr/kg N) Tk (Mkr) Tk ARV pe (Mkr) Tk ARV pe (Mkr) Tk ARV > pe (Mkr) Administration Systemet med certifikat är uppbyggt på liknande sätt som avgiftssystemet varför kostnader för administration för olika aktörer kommer att se relativt lika ut. En skillnad mot avgiftssystemet är att verksamhetsutövare kan köpa och sälja certifikat direkt mellan verksamhetsutövarna. Det kräver att verksamhetsutövaren är väl insatt i kostnader vilket innebär ökade kostnader för att ta in information, finna lämplig partner och för förhandlingar. Rapportering av utsläpp Liksom i avgiftssystemet tillkommer ackrediterad kontroll av inkommande och utgående mängd. Avgiften för utökad ackreditering uppgår till ca kr. Därtill kommer en årlig avgift till Swedac på omkring kr och en rörlig kostnad för teknisk bedömning som brukar uppgå till ca kr/ år (SWECO, 2012). Prövning och anmälan Ett certifikatssystem kan driva processoptimeringar hos verksamheter som inte genomgår ombyggnationer (B 2.6.8). Eftersom samtliga 230 verksamheter omfattas fås störst täckning för att realisera potentialer till processoptimeringar. Enligt enkäten som Naturvårdsverket skickade ut under hösten 2011 fick verksamhetsutövarna uppskatta potentialer för processoptimering (B 1.4.2). Detta beräknade tillskott gör att antalet ombyggnationer och därmed prövningar av nya tillstånd sjunker men enligt beräkningarna kommer det fortfarande att krävas att ca verksamheter som genomför ombyggnationer som kan väntas kräva tillståndsprövningar av nya tillstånd. Prövningskostnaden för de verksamhetsutövarna beräknas uppgå till mellan miljoner kronor. Om dessa verksamhetsutövare genomför åtgärder som kräver prövning innebär det att övriga verksamhetsutövare, ca gör en processoptimering vilket kräver en anmälan till länsstyrelsen. En anmälan kostar 290

292 B-anläggningar i genomsnitt ca kronor per anläggning enligt Tillväxtverkets beräkningar. Den totala kostnaden för verksamhetsutövarnas anmälningar uppgår till ca 7-8 miljoner kronor. Hushåll och Industrier Ökade kostnader för köp av certifikat eller införande av åtgärder överförs på hushållen / industrier genom ökade VA-taxor. Kostnaderna blir ungefär lika stora i avgiftssystemet som i certifikatsystemet, dvs. hushållen får en ökad kostnad på ca 48 kronor per år. Till skillnad mot referensalternativet där det kan bli en koncentration på åtgärder och kostnader i tätbefolkade områden är det troligt att kostnaderna fördelas jämnare över BSAP-området eftersom åtgärder kommer att genomföras på såväl mindre som större verksamhetsutövare. Även anslutna industrier kommer att få ökade kostnader (se avgiftssystem). Privata aktörer I certifikatsystemet finns det möjlighet för verksamhetsutövare att förhandla direkt med en annan verksamhetsutövare och t.ex. köpa det antal certifikat de behöver. Detta görs via kontoföringssystemet vars administrativa kostnader finansieras genom avgifterna från anslutna verksamhetsutövare. Statsfinansiella kostnader Juridiska aspekter Certifikatsystemet regleras i en lag. Som nämndes i avsnittet om avgiftssystem finns inga färdiga schabloner för vad det kostar att ta fram en lag. Arbetet med att ta fram underlag och färdigställa lagen beräknas kosta något mer än i avgiftssystemet, ca 3-4 miljoner. Eventuellt kan det bli nödvändigt att meddela föreskrifter om krav på mätning av utgående mängd vilket innebär en kostnad för Naturvårdsverket. Arbetet med att ta fram generella föreskrifter beräknas på Naturvårdsverket ta ca 7 24 månader, vilket med en årskostnad på ca innebär en kostnad på mellan 0,5 1,9 miljoner. Administration Certifikatsystemets lag kommer kräva ett omfattande förberedelsearbete: Underlag för uppdatering av vilka verksamheter som omfattas av certifikatsystemet (0,5 årsarbetskrafter) 291

293 Underlag för framtagande av golv och slutår med en golvhöjning som görs per automatik varje år. Ska göras i samarbete med branschen (2 årsarbetskrafter) Fastställelse av metod för beräkning av retentionsfaktorer (ca 1,8 miljoner kronor) 118 Underlag för framtagande av alternativ regel för tilldelning av reningskvoter (1 årsarbetskraft) Underlag för framtagande av regel för handel mellan VA-bolag (1 årsarbetskraft) Totalt beräknas det inledande arbetet med certifikatsystemet uppgå till ca 5,3 miljoner kronor. Ett register behöver byggas upp innan certifikatsystemet kan införas. Registret ska kunna kopplas ihop med utsläppsdata som rapporteras in till SMP. Registret liknar det som krävs för avgiftssystemet men ska också innehålla konton som anger antal kg certifikat för varje verksamhet och bassäng varför det beräknas ta mer tid i anspråk än i avgiftssystemet, ca 1 4 miljoner kronor. Information I god tid innan systemet införs ska information gå ut till samtliga berörda verksamhetsutövare och de som kan komma att beröras av det nya styrmedlet. Det är viktigt att ha som ambition att införandet av systemet ska präglas av transparens och att det är väl förankrat. Det är också viktigt att det finns en förutsägbarhet, dvs. de aktörer som berörs får kännedom om förändringar aviseras i god tid. Tidigare informationssatsningar, t.ex. Klimp, Handelssystemet för koldioxid beräknades kosta mellan 0,5 2 miljoner kronor, vilket antas vara en rimlig uppskattning även här. I figur B2.9 illustreras processen för införandet av ett certifikatsystem. Införandet av systemet kräver mycket arbete i ett inledningsskede men de löpande aktiviteterna minskar med tiden. 118 Ungefärlig kostnad att ta fram retentionssiffror per verk; 8000 kronor * 230 verk. 292

294 År 1-2 (förberedelser) År 3 och framåt (systemet är infört) BSAP är genomfört Myndigheter Myndigheter Myndigheter >Lag och föreskrifter tas fram >Golv och procentuell golvhöjning beslutas >NV fördelar reningskvot enligt tilldelningsregel >Kontoföringssystem byggs upp >Information till VU och berörda aktörer Verksamhetsutövare Hanterar information om system och golvhöjning Förbereder och planerar om/när åtgärder bör ske >Systemet införs >Branschsnitt 73 % >Golvhöjning >Certifikat köps och säljs Verksamhetsutövare Analyserar olika åtgärdsalternativ Förankrar hos kommunen Inleder prövning alt. gör anmälan Genomför åtgärder >BSAP genomfört >Branschsnitt 82 % >Golvhöjning avstannat >Certifikat köps och säljs Verksamhetsutövare Analyserar olika åtgärdsalternativ Förankrar hos kommunen Inleder prövning alt. gör anmälan Genomför åtgärder Figur B2.9 Process för införande av certifikatsystem Löpande kostnader Administration för hantering av certifikatsystemet liknar det system som krävs för avgiftssystemet. Dock tillkommer vissa moment då verksamhetsutövare ska kunna köpa och sälja certifikat direkt dem emellan. För att det ska ske i ökad grad kan Naturvårdsverket eller annan privat aktör komma in och agera som mäklare för att minska reningsverkens transaktionskostnader. En rimlig tid är ca 1-2 årsarbetskrafter. I figur B2.10 illustreras de årliga momenten för löpande administration av certifikatsystemet. 293

295 NV Uppdaterar vilka verksamhetsutövare som 30 april Certifikat motsvarande re- Publicering av statistik om sektor Senast 31 mars VU rapporterar inkommande och Figur B2.10 Ett år i certifikatsystemet Administrationskostnaderna uppskattas vara ca 3,5-4,5 miljoner SEK. Den baseras på kostnaden för NOx systemet plus tillägg för att det krävs insatser för att fungera som mäklare vid köp och försäljning av certifikat samt uppdateringar i registret av golv. Kommuner och länsstyrelser Inledande kostnader De verksamhetsutövare som väljer att genomföra större åtgärder eller investeringar kommer att behöva ansöka om prövning. För de verksamheter som ansöker om prövning innebär det en administrativ kostnad på ca 0,6 4 miljoner kronor för länsstyrelserna. Kostnaden per prövning kan dock vara något lägre än i referensalternativet eftersom det är verksamhetsutövarna som själva ansöker om prövning och initiativet inte kommer från länsstyrelserna. Kostnaderna för att administrera anmälningarna för processoptimeringar beräknas uppgå till ca 2 4,5 miljoner kronor. Det kan vara nödvändigt med inledande information från länsstyrelserna till kommuner som har tillsynsansvar, vilket innebär en inledande kostnad för länsstyrelserna Löpande kostnader Det kan innebära vissa ökade arbetsinsatser för kommuner och länsstyrelser om de blir ansvariga för att kontrollera att verken rapporterar in rätt utsläppsmängder. 294

296 Tabell B2.24 Översikt kostnader för certifikatssystem Åtgärdskostnader Kostnad per VU Totala kostnader 119 Inledande (tkr) Löpande (tkr) Inledande (mkr) Löpande (mkr) Verksamhetsutövare 138 Transaktionskostnader Administration ,6 Myndigheter / Verksamhetsutövare stat Kommuner / Länsstyrelser Information ,6 2,8 1,6 2,8 Rapportering 122, ,7 1,4 8,8 Tillståndsprövning Anmälan 40 7,5 8,5 Ta fram lag 3 4 Föreskrifter 0,5 1,9 Administration 5, ,5 4,5 126 Register ,5 Information 128 0,5 2 Prövning ,6 4 Anmälan ,5 Information Ev. ökade Ev. ökade kostnader kostnader Tillsyn Totalt Totala kostnader för verksamhetsutövare (VU)har baserats på de 231 verksamheter som ingår i BSAP 120 Ungefärlig kostnad baserad på Tillväxtverkets siffror för företagens administration i NOx avgiftssystem. 121 Ungefärlig kostnad för information baserad på intervjuade företag i NOx avgiftssystemet 122 Ungefärlig kostnad för ackreditering (Sweco 2012) 123 Uppskattad årlig kostnad för ev. utökad ackreditering och teknisk bedömning (Sweco 2012) 124 Uppskattad kostnad för tillståndsprövning per VU. 125 Ca 4,5 årsarbetskrafter för att bygga upp systemet samt ca 2 miljoner för att ta fram retentionsdata. 126 Kostnader baserade på NVs kostnader för administration av NOx systemet 127 Ungefärlig kostnad för upprättande av register (NV 6346) 128 Ungefärlig kostnad för att informera om nya styrmedel (NV 6346) 295

297 B 2.8 Kompletterande informativa styrmedel Syftet med ett kompletterande informativt styrmedel är främst att stärka och förtydliga de incitament som det huvudsakliga styrmedlet ska generera och på så sätt stärka dess mål- och kostnadseffektivitet genom en ökad medvetenhet vid beslutsfattande. Det finns en mängd olika typer av informativa styrmedel (Amacher et al 2004, Bowman et al, 2009). Inte minst då det huvudsakliga styrmedlet är ett ekonomiskt styrmedel kan ett alternativ till att skärpa incitamenten i ett ekonomiskt styrmedel vara att istället skärpa de informativa styrmedlen (Stern, 1999). Ett informativt styrmedel bör då vara genomtänkt i sin samordning och komplettering av det huvudsakliga styrmedlet. Informativa styrmedel kan anta många olika former såsom miljömärkning och klassning, ranking eller miljöcertifiering. Även miljöcertifiering såsom ISO14000 eller EMAS räknas som informativa styrmedel. Dessa standardiserande certifieringar av ledning och administrativa rutiner inom organisationer har inte precisionen att riktas till just BSAP eller MKN varför de inte kommer ifråga i detta uppdrag. Istället tas de typer av informativa styrmedel upp som skulle kunna utformas så att de direkt riktas mot BSAP eller MKN. Det är inte informationen i sig som påverkar aktörers drivkrafter utan användandet av informationen i aktörens beslutsfattande liksom dennes förväntningar om hur informationen kommer att användas av andra aktörer (Sinclair-Desgagné och Gabel, 1997). Tillgången på information blir särskilt viktig då det föreligger asymmetrisk information mellan två aktörer som ingår ett avtal eller en myndighet och en verksamhetsutövare. Den centrala myndighetens roll generellt vid framtagande av informativa styrmedel är framförallt att i samverkan med branschorganisationer, miljöorganisationer och eventuellt verksamhetsutövare ta fram och eventuellt stödja struktur och kanaler för den information som hanteras av det informativa styrmedlet (Amacher, 1996). B Märkning och miljöklassning Märkning och miljöklassning brukar i litteraturen delas in i tre kategorier beroende på förekomsten av utvärderingskriterier för märkningen (Sterner och Coria, 2012). I Sverige är märkning vanligast för att påverka konsumenters beslut. I vissa andra länder förekommer även märkning som riktar sig mot företag. Typ 1 märkning innebär att myndigheter och/eller oberoende miljöorganisationer tar fram informativa miljökriterier om produkter, tjänster, organisationer eller företag. Det är sedan frivilligt för privata aktörer att ansöka om att få certifiering i enlighet med märkningen. Exempel på typ 1 märkning i Sverige är Svanenmärkt och Bra Miljöval. 296

298 Vanligen handlar certifieringen om en vara eller tjänst men även organisationer och företag kan märkas eller klassas. Typ 2 märkning har samma struktur som typ 1 men skiljer sig från typ 1 genom att kriterierna tas fram av aktörer själva och/eller branschorganisationer istället för av myndigheter och/eller oberoende organisationer. Typ 3 märkning är spridning av selektiv information men utan koppling till några värderande kriterier. Spridandet av en viss typ av information kan vara såväl obligatorisk (vid t.ex. marknadsföring av produkten), som frivillig oavsett vilket är det aktörerna själva som svarar för att informationen är korrekt vid typ 3. Syftet med ett informativt styrmedel i fallet med BSAP skulle vara att stärka incitamenten hos verksamhetsutövare att besluta om att genomföra åtgärder och att genomföra dem tidigare. Detta skiljer sig från det beslut som en konsument står inför när hon väljer att köpa en miljömärkt vara eller inte vid en viss tidpunkt. Det handlar istället om en långsiktig process under år där några hundratal verksamhetsutövare beslutar om och när åtgärder ska genomföras. Det incitament som eftersöks sträcker sig över lång tid och kan innefatta flera beslut om successiva investeringar i utsläppsreduceringar under denna tid. En märkning är något som aktören får när hon uppfyllt visa kriterier, t.ex. har genomfört en åtgärd. När konsumenten har köpt sin miljömärkta vara är märkningen förbrukad genom att den har fyllt sitt syfte att (eventuellt) ha påverkat beslutet. För att komma ännu längre behövs i så fall en ny märkning baserad på strängare kriterier. Till detta tillkommer att det är svårt att klassificera och jämföra kriterier hos åtgärder på olika avloppsreningsverk. Märkning är därför inte det första valet av informativt styrmedel för avloppsreningsverk varför detta inte föreslås i detta uppdrag. B Ranking Ranking innebär att myndigheten i samverkan med branschorganisation skapar en klassning baserat på kriterier om företagets beteende t.ex. i form av nivåer för koncentrationsnivåer hos utsläpp. Med utgångspunkt från rapporteringen publicerar myndigheten årligen en lista med företagsnamn och deras klasstillhörighet. Syftet är att öka medvetenheten i branschen i och med att verksamheter kan jämföra sin egen prestation med andras eller genomsnitt av olika slag och få incitament att förbättra sig. Listan kan även vara anonym och bara ange utsläppsvärden, antal företag per klass genomsnittliga värden. Ranking kan sägas vara de informativa styrmedlens motsvarighet till ett avgiftssystem med återföring (jämför t.ex. ASAR i avsnitt B 2.6 eller NOx-systemet) där bättre prestationer belönas på bekostnad av sämre prestationer. Ett uppmärksammat exempel på ett framgångsrikt rankingsystem är PROPER för BOD-utsläpp som infördes i Indonesien på 1990-talet. Systemet hade fem utsläppsklasser för BOD (mg/l) nivåer: guld, grön, blå, röd och svart. Före programmet infördes fanns ett begränsningsvärde (motsvarande riktvärden) på 150 mg/l och 65 % av inspekterade företag överskred detta begränsningsvärde. 297

299 Åtskilliga av inspekterade företag översteg begränsningsvärdet (riktvärden) i storleksordningen med det dubbla (Garcia et al, 2009). Informativa styrmedel används ibland för att trycka på moraliska hänsynstaganden och förekomsten av sociala normer. Men utformningen hos (i synnerhet informativa) styrmedel behöver förstås anpassas till kultur och normer. Tidigare forskning visar bl.a. att hushållens miljöbeteende kan påverkas av vad andra hushåll gör. I Indonesien fann forskning att de mest drivande faktorerna bland företagen var oro för negativ uppmärksamhet i media, påverkan hos konsumenter, anställda och investerare samt samhället i övrigt (Garcia et al 2009). Med andra ord kan man säga att drivkraften inte var att vilja ses som bättre än andra utan snarare oron att betraktas som sämre än andra. Det ska påminnas att det här rörde sig om företag på konkurrensutsatta marknader. I enkäten ställdes frågan till avloppsreningsverken om det faktum att andra avloppsreningsverk i andra kommuner genomför längre gående åtgärder skulle påverka drivkraften att även göra längre gående åtgärder i det egna avloppsreningsverket (B 5.1). De uppgav att i dagsläget är detta inte en drivkraft. Det kan ses i kontexten att utsläppskrav i tillstånd och föreskrifter är och har varit den dominerande drivkraften sedan begynnelsen. Det anses inte finnas något annat relevant än villkoren att mäta sig med. En annan förklaring är att informationen om hur bra en verksamhet är jämfört t.ex. branschens genomsnitt inte varit direkt åtkomlig och därför aldrig blivit en drivkraft. När det gäller avloppsreningsverk skulle ett rankingsystem snarast kunna få effekt genom att det ökar medvetenheten och fokus och erfarenhetsutbyte kring goda exempel som återfinns i de höga klasserna. Ett rankingsystem för avloppsreningsverk skulle rimligen ha utsläppsklasser som började vid minimikraven i avloppsdirektivet och slutade med den högsta klassen vid en uppskattning om vad som är bästa möjliga teknik. Åskådliggörandet av metoder och resultat kan troligen förbättras, även om VAbranschen redan idag präglas av en god dialog och samverkan. Troligtvis kommer störst positiv respons uppnås genom att lyfta positiva erfarenheter, snarare än att hänga ut enskilda verksamheter som har sämre rening än andra. Det är fördelaktigt om verksamhetsutövare kan samverka för att tillsammans utbyta erfarenheter om genomförda åtgärder och förutsättningar för genomförande 298

300 Bilaga 3: Komparativ styrmedelsanalys Inledning I detta kapitel jämförs resultaten från de styrmedel som dimensionerats och analyserats i den designorienterade analysen i bilaga 2. Resultaten från en jämförande samhällskonomisk konsekvensanalys av förslaget certifikatssystem jämfört med avgiftssystem och tillståndsprövning och referensalternativet presenteras. B 3.1 Behovsspecifikation Den behovsorienterade analysen resulterade i 30 punkter som är väsentliga för att ett styrmedel ska ha kraft och effektivitet att nå målet så snart det är möjligt. Dessa punkter var sedan vägledande i den designorienterade styrmedelsanalysen (bilaga 2) där styrmedlen utvecklades och dimensionerades. Måluppfyllelse för beting för utsläpps- eller belastningssumma (B B 1.3) #1 Kontroll av utsläpps- och belastningssumma #2 Precision hos kontrollen av utsläpps- eller belastningssumma #3 Omfattning #4 Hög takt hos rättskraftens inträdande #5 Hög takt hos genomförande av åtgärder #6 Synergi med MKN kväve #7 Måleffektiv anpassning av åtgärder till retention #8 Kostnadseffektiv anpassning av åtgärder till retention #9 Minimera snedvridande effekter från eventuell osäkerhet i retentionsfaktorer Genomförande av åtgärder för utsläppsreduktioner (B 1.4 B 1.5) #10 Tydliga signaler om kommande krav till verksamhetsutövare #11 Beakta flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen #12 Ekonomiska incitament som drivkraft för genomförande av åtgärder #13 Realisera potential hos processoptimeringar #14 Neutrala uppströmsincitament #15 Kostnadseffektiv allokering av åtgärder 299

301 Resurser, kostnader och kostnadseffektivitet (B 1.6) #16 Administrativ börda och kostnader för centrala myndigheter #17 Administrativ börda och kostnader för regionala myndigheter #18 Administrativ börda och kostnader för verksamhetsutövare #19 Kostnadseffektivitet Komplettera styrning i miljöbalkens regelverk (B 1.7 B 1.8) #20 Drivkrafter att initiera prövningar #21 Tydliga längre gående krav i den närmaste framtiden #22 Teknikutveckling och bakåtblickande villkorssättning #23 PPP på sektorsnivå #24 PPP på verksamhetsnivå #25 Kompabilitet med utsläppsvillkor vid tillståndsprövning Information och tillsynsvägledning (B 1.9) #26 Information och tillsynsvägledning #27 Information för att stärka och förtydliga incitament #28 Kompletterade informativa styrmedel Övervakning och rapportering (B 1.10) #29 Databehov för övervakning och rapporteringssystem #30 Kontroll av utsläpp Efter att de styrmedel som inte befanns lämpliga sållats bort återstod 7 typer av styrmedel som har analyserats djupare i uppdraget och där nuvarande tillståndsprövning enligt befintlig rätt är ett referensalternativ. 300

302 Tabell B3.1 Analyserade styrmedel för kvävebeting enligt BSAP och MKN Styrmedel Lagteknisk konstruktion Verksam reglering Styrning 1. Tillståndsprövning med utsläppsvillkor för kväve och fosfor 2. Skärpta krav i generella föreskrifter 3. Handel med utsläppsrätter 4. Handel med certifikat 5. Skatt 6. Riktutsläppsvärden med avgift och subvention 7. Avgiftssystem med återföring Miljöbalkens regelverk Kvantitetsreglering Kvantitetsstyrning Ny lag Prisreglering Prisstyrning Två av styrmedlen (1-2) innebär ett införande inom miljöbalkens nuvarande regelverk. Resterande styrmedel (3-8) förutsätter en ny lag. De fem första styrmedlen (1-5) har kvantitetsreglering dvs. de reglerar den utsläpps- och/eller belastning till kustvatten som varje enskild verksamhet eller verksamhetsutövare ska se till att inte överskrida vilket innebär en säkrare måluppfyllelse jämfört styrmedel med prisreglering (6-8) i form av t.ex. en skatt eller avgift Kontroll av utsläpps- och belastningssumma #1 Kontroll av utsläpps- och belastningssumma Ett handelssystem med certifikat bygger på en reglering av utsläpps- och belastningssumman från berörda verksamheter vilket ger goda förutsättningar att kontrollera belastningssumman till kustvatten. Generella föreskrifter innebär indirekt en reglering av utsläppssumman eller belastningssumman. Skatt, riktutsläppsvärden med avgift och subvention liksom avgiftssystem innebär också en indirekt reglering av utsläppssumman via prisreglering men saknar direkt reglering av utsläppsnivåerna. Den individuella prövningen enligt miljöbalken omfattar enbart reglering av individuella verksamheters utsläpp utan samordning mellan prövningar. Utsläppsliksom belastningssumman från gruppen av verksamheter är således oreglerad och 129 Styrmedel med kvantitetsreglering har annorlunda egenskaper än de som bygger på prisreglering under t ex osäkerhet eller takt för teknikutveckling (Weitzman, 1974). 301

303 beroende av vilken rättspraxis som utvecklas. Prövning bedöms därmed ha de minsta möjligheterna att nå upp till de nivåer som krävs för att kontrollera utsläppsoch belastningssumman. #2 Precision hos kontrollen av utsläpps- och belastningssumma Handel med certifikat har en lagstiftad reglering av belastningsreduktionen till kustvatten via individuella reningskvoter samtidigt som det omfattar samtliga 230 verksamheter inom BSAP-området vilket ger en hög precision på såväl total utsläppssumma som belastning till kustvatten. Den för BSAP nödvändiga kravnivån i generella föreskrifter är ett utsläppskrav på lägst 83 % reduktionsgrad till kustvatten alternativt högst 7 mg/l hos utgående avloppsvatten. För vissa enskilda verksamheter kan detta vara svårt eller orimligt att nå i tid och således en något försämrad kontroll av utsläpps- och belastningssumman inför och efter det datum då kravet träder i kraft. Det kan dels bero på att kraven är förhållandevis stränga för individuella omständigheter och/eller flaskhalsar till följd av samtidig utbyggnad. (B 1.4.3, B 2.2) Sämst precision har ekonomiska styrmedel baserade på prisreglering till följd av osäkerheten hos verksamheternas åtgärds- och transaktionskostnader för att genomföra åtgärder liksom osäkerhet kring antagandet att kostnadsminimering faktiskt sker fullt ut vid verksamheterna. (B 2.3.2) Precisionen hos tillståndsprövning är låg eftersom det svårt att förutsäga utfallet av många oberoende individuella prövningar liksom vilken rättspraxis som kommer att utvecklas och när och var omprövningar kommer att ske. (B 2.1.2) #3 Omfattning Ekonomiska styrmedel kräver i jämförelse med tillståndsprövning och generella föreskrifter förhållandevis små resurser av myndigheter för att inkludera fler verksamheter. De kan därför omfatta alla verksamheter till jämförelsevis låga kostnader. Handel med certifikat föreslås omfatta samtliga ca 230 verksamheter med fler än 2000 anslutna personekvivalenter inom BSAP-området. Generella föreskrifter förväntas inte nå samma precision eftersom ca 130 verksamheter av totalt 230 verksamheter under anslutna inte omfattas och deras utsläpp således inte regleras i systemet. Att inkludera dessa generella föreskrifter skulle leda till ett ohanterligt antal samtida prövningsförfaranden (>200) under perioden inför det datum då kravet träder i kraft. (B 1.1) Även vid tillståndsprövning kommer de stora transaktionskostnaderna att kraftigt reducera det antal verksamheter som rimligen kan få omprövning vilket innebär att strängare villkor krävs för att klara betinget. 302

304 #4 Hög takt hos rättskraftens ikraftträdande Medan tillståndsprövning bedöms ha det långsammaste ikraftträdandet (15-30 år) fram till att man med skärpta villkor når kvävebetinget inträder rättskraften hos generella föreskrifter vid ett särskilt datum som anges i föreskriften. Därmed ligger det på verksamhetsutövaren att vidta nödvändiga åtgärder för att uppfylla kraven i föreskrifterna. En generell föreskrift är sannolikt det som (efter bemyndigande till Naturvårdsverket från regeringen om bemyndigandet i 47 FMH inte bedöms tillräckligt) skulle kunna vara utformas fortast av alla analyserade styrmedelsalternativ. Detta skulle vara en styrka om det rörde sig om en mindre skärpning av kravnivåerna. I detta fall handlar det dock om att 1/3 av de totala utsläppen ska elimineras och % av den totala reduktionen beräknas omfatta större ombyggnationer som kommer att ta 1-10 år med ett medelvärde kring 5 år. För att ge verksamhetsutövarna tid att nå kravnivåerna kan dessa rimligen inte träda ikraft förrän verksamhetsutövarna hunnit genomföra åtgärderna. (B 1.4.2) Det innebär att kraven kan träda ikraft 5-15 år efter att de generella föreskrifterna meddelas beroende på eventuella tilläggsbestämmelser om vad som är godtagbara skäl för dispens om kravnivån i enskilda fall inte kan uppfyllas till detta datum och vilka åtgärder som ska vidtas för att klara kravet senare. Till följd av det stora betinget och de generella föreskrifterna brist på flexibilitet kan knappast införandet av rättskraft gå så fort i praktiken. Framtagandet av tilläggsbestämmelser som kraven skulle förenas med skulle kräva extra arbetsbörda vid central myndighet. Hanteringen av eventuella dispensbestämmelser kommer sedan att kräva resurser vid tillsyns- och tillståndsmyndigheter fram till det datum då kravet träder i kraft liksom uppföljning efter detta datum. Att utarbeta en lag för ett handelssystem kommer att ta något längre tid jämfört med generella föreskrifter liksom skatt eller avgiftssystem. Rättskraften hos de individuella kraven (reningskvoter) i handel med certifikat inträder dock redan under första året och sedan med successiva kravskärpningar fram till slutåret. Kraven anges i lagen om handelssystem och har liksom kraven i generella föreskrifter företräde framför villkor i nuvarande tillstånd. Det ligger således på verksamhetsutövaren att vidta åtgärder. Ett handelssystem bedöms kunna vara infört och börja verka till Det bör föregås av ett informativt styrmedel som införs 2014 och utannonserar den kommande golvhöjningsbanan. En tilldelningsnyckel baserad på historisk reduktionsgrad kommer att ge incitament till verksamhetsutövare att börja förbereda och planera åtgärder redan innan systemet genomförts för att komma in med en högre reningsgrad tidigare i systemet (B 2.7.7). 303

305 Generella föreskrifter med tilläggsbestämmelser skulle kunna meddelas redan till 2015 och med krav som träder ikraft någon gång under perioden till beroende på hur tilläggsbestämmelser formuleras. #5 Hög takt hos genomförande av åtgärder För att verksamheterna ska hinna genomföra åtgärderna, kan alltså inte generella föreskrifter träda i kraft förrän 5-15 år (beroende på hur stor flexibilitet som tilläggsbestämmelserna tillåter) efter att föreskrifterna meddelats för att ge verksamheterna tid att uppfylla kravnivåerna och tillåta en flexibilitet för flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen. Den nödvändiga kravnivån för BSAP i en generell föreskrift är ett utsläppskrav på lägst 83 % reduktionsgrad till kustvatten alternativt högst 7 mg/l hos utgående avloppsvatten. För vissa enskilda verksamheter kan detta vara svårt att nå i tid med dispensansökningar som följd vilket ger ett något långsammare genomförande. (B 2.2) Till skillnad från generella föreskrifter inträder regleringen i ett handelssystem redan första året 2016 och åtgärder måste börja göras redan då. Kravnivån skärps sedan varje år fram till slutåret. Flexibiliteten gör att genomförande av åtgärder sprids ut under perioden så att verksamhetsutövare kan parera för andra åtgärder i VA-planeringen liksom flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen som annars kunde fördröja genomförandet. De reduktioner som eventuellt inte kan göras på vissa verksamheter ett visst år kommer att göras på en eller flera andra verksamheter vilket gör att takten hos utsläppsreduceringen inte påverkas negativt av den andel som eventuellt inte gör/hinner göra åtgärder i tid. Med generella föreskrifter kommer beviljade dispenser om förlängning att få genomförandet att tappa fart eftersom ingen motsvarande utsläppsreduktion sker vid andra verksamheter. Generella föreskrifter beräknas kräva kravskärpningar vid verksamheter (beroende på kravnivå) jämfört verksamheter för ett handelssystem (genom processoptimeringar vid en omfattning av alla 230 verksamheter med fler än 2000 anslutna personekvivalenter). (B 2.2) 304

306 Reglerad kravnivå Mål för kravnivå Handelssystem Nuvarande kravnivå Generell föreskrift Målår tid Figur B3.1 Jämförelse av utveckling av kravnivåer i handelssystem kontra generella föreskrifter Ekonomiska styrmedel som är baserade på prisreglering (skatt och avgiftssystem) drabbas av osäkerheten i åtgärds- och transaktionskostnader vilket leder till osäkerhet kring vilken skatte- eller avgiftsnivå som behöver sättas för att betinget ska nås. När åtgärdskostnader är osäkra leder den politiska processen ofta till att en låg skatt införs till en början (i syfte att inte orsaka för stora kostnader för aktörerna) som efter ett antal år revideras upp sedan man följt upp aktörernas respons på skatten. Ett sådant anpassat införande ger prisreglering en långsammare måluppfyllelse än s.k. kvantitetsreglering, dvs. utsläppskrav i generella föreskrifter eller handelssystem (B 2.3). Att tillämpa prövning enligt miljöbalken förutsätter att myndigheten initierar prövningen och att hänsynsreglerna i 2 kap. 3-5 MB tillämpas. Eftersom det saknas tydliga kravnivåer för kväve behöver normalt fler underlag tas fram och hanteras i prövningsprocessen vilket normalt gör att prövningsförfarandet drar ut längre på tiden. En omprövning tar i genomsnitt 1-2 år att genomföra (B 1.8.4). Beräkningar visar att omprövningar, beroende på vilken rättspraxis om utsläppsvillkor som uppkommer, behöver ske. Generella föreskrifter liksom handelssystem innebär att explicita utsläppskrav införs (lägst 83 % reduktionsgrad) som blir en tydlig signal om vilka lägsta utsläppskrav som ska gälla för att kvävebetinget enligt BSAP ska uppnås vilket kan göra att man kommer igenom prövningsförfarandet fortare. Med ekonomiska styrmedel kommer omprövningar att behöva göras av villkor och tillstånd men inkludering av alla ca 230 verksamheter med fler än 2000 pe anslutna och med realisering av processoptimeringar (som i större grad kan klara sig med 305

307 anmälan eller ändringtillstånd) beräknas de kunna bli något färre och därmed frigöra resurser som kan användas mer effektivt. Beräkningar tyder på att antalet av prövningar.. #6 Synergi med MKN kväve Beting för MKN kan hanteras säkrast av styrmedel med kvantitetsreglering (kravnivåer enligt miljöbalken eller handelssystem). Vi bedömer dock att utsläppskrav i generella föreskrifter på grund av kravet på generell giltighet inte kan differentieras till högre upplösning än vattendistrikts- eller bassängnivå. (B 4.3.2) Ekonomiska styrmedel med prisreglering såsom skatt och avgiftssystem förutsätter differentierade priser på utsläpp (t.ex. skattenivåer) anpassade till de beting för MKN vilket skulle kräva information om enskilda verksamheters åtgärds- och transaktionskostnader. Dessa styrmedel har sämst förmåga att styra differentierat till olika kustområden. (B 2.3) Tillämpning av prövning enligt miljöbalken ger en möjlighet att anpassa utsläppsvillkor hos verksamheter där vattensystemen är känsligare men möjlighet saknas att samordna prövningsförfaranden för att säkerställa att utsläppen från flera verksamheter som tillsammans påverkar ett nedströms vattensystem regleras. Den långsamma processen skulle vara en utmaning för att nå betingen i tid. (B 2.1, B samt B 4.1.6) #7 Effektiv anpassning av åtgärder till retention Samtliga styrmedel kan åstadkomma en måleffektiv fördelning av utsläppsreduktioner till retention. Styrmedel med kvantitetsreglering kan uttrycka kravnivåer som högsta belastning eller lägsta reduktionsgrad till kustvatten. Styrmedel med prisreglering baseras på skatt- eller avgifter för belastning till kustvatten (B 1.3). # 8 Kostnadseffektiv anpassning av åtgärder till retention För aggregerade beting som BSAP och MKN vilka omfattar summan av flera verksamheters utsläpp är generellt ekonomiska styrmedel mer kostnadseffektiva om åtgärdskostnaderna skiljer sig mellan verksamheterna. (B B 1.6.5). Retentionen hanteras vid ekonomiska styrmedel genom att definiera ett certifikat som 1 kg belastningsreduktion till kustvatten medan skatt och avgift beräknas per kg belastning till kust. Kostnadseffektiv allokering hos ASAR är mer osäker på grund av outputeffekten och att nettomarginalkostnaden kommer att skilja ca 10 % mellan största och minsta verksamhet (B ). Utsläppskrav i tillstånd eller generella föreskrifter kan inte ge en kostnadseffektiv allokering av utsläppsreduktioner om åtgärdskostnader skiljer mellan verksamhet- 306

308 er. Det kan i sin tur leda till att ett genomförande av utsläppsreduktioner tar längre tid i anspråk. # 9 Minimera snedvridande effekter från eventuell osäkerhet i retention Avgiftssystem med återföring samt certifikatssystem är de styrmedel som ger minst snedvridande effekt vid ett fel i retentionsfaktorerna (B B 2.7.4). Skatt och auktionerade utsläppsrätter ger de största snedvridande effekterna eftersom de har full kostnadstäckning. Tabell B3.2 Komparativ matris Måluppfyllelse för beting för utsläpps- och belastningssumma till kustvatten Tillståndsprövning Generella föreskrifter Handel med certifikat Handel med utsläppsrätter Skatt på utsläpp Riktutsläppsvärden (RAS) Avgiftssystem (ASAR) #1 Kontroll utsläpps- och belastningssumma #2 Precision hos kontrollen av utsläpps- eller belastningssumma #3 Omfattning #4 Hög takt hos rättskraftens inträdande #5 Hög takt hos genomförande av åtgärder #6 Reglering med synergi för MKN kväve #7 Effektiv anpassning av åtgärder till retention #8 Kostnadseffektiv anpassning av åtgärder till re- tention #9 Minimera snedvridande effekter från eventuell osäkerhet i retention Förklaring: + litet bidrag +++ stort bidrag 307

309 B Genomförande av åtgärder för utsläppsreduktioner #10 Tydliga kvantitativa signaler om kommande krav för långsiktiga investeringsbeslut I enkätundersökningen om drivkrafter och hinder för genomförande av åtgärder framkom att tydliga signaler om framtida utsläppskrav kan påskynda förberedelser, planering och genomförande av åtgärder genom att kraven klargörs och ett stabilare investeringsklimat skapas (B 1.8.4). En lag om handel med certifikat med en reglerad förutbestämd bana av skärpta krav under kommande år fram till slutåret med ett handelssystem ger en tydlig (kvantitativ) signal om vilken kravhöjd som verksamheten ska ta sikte på vid planeringen av åtgärder. Även generella föreskrifter som anger datum när ett framtida skärpt krav träder i kraft kan delvis fylla samma funktion. Nackdelen med att ange kommande krav är att de kan komma att behöva justeras längs vägen om tillståndet i miljön förändras eller har missbedömts. Med ett handelssystem kan dock banan justeras för utsläppsreduktionerna vid en viss tidpunkt i framtiden så att den blir mer eller mindre brant. Generella föreskrifter kräver mer arbete för att göra en ny justering uppåt av kravnivån och den nya ändringen får större konsekvenser för verksamheterna eftersom alla verksamheter plötsligt måste nå en högre nivå än man kanske redan har tagit sikte på med de åtgärder som nyligen genomförts. Tillståndsprövning enligt miljöbalken ger endast information om nuvarande villkorsnivå i tillståndet. Med ett tillstånd utan tidsgräns ges inte heller information om när nya krav kan komma att införas. Detta ger incitament att vänta med att genomföra åtgärder tills myndigheterna agerar med nya signaler (B 1.6.8). Ekonomiska styrmedel med prisreglering ger på kort sikt begränsade signaler om framtida krav. #11 Beakta flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen Generella föreskrifter skulle vara ett kraftfullt instrument om det rörde sig om en mindre skärpning av kravnivåerna. I detta fall handlar det dock om att 1/3 av de totala utsläppen ska elimineras och % av den totala reduktionen beräknas innefatta större ombyggnationer som kommer att ta 1-10 år med ett medelvärde kring 5 år. Med ett samtida datum för utbyggnad i sektorn riskeras att det uppstår flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen (B 1.4.3). #12 Ekonomiska incitament Flera verksamhetsutövare uttryckte enkäten att det krävs incitament för snabbare komma igenom den kommunala förankrings- och beslutsprocessen vilket uppfylls 308

310 av ekonomiska styrmedel (B 1.5). De styrmedel som har prisstyrning i tabell B3.1 ger också ekonomiska incitament. #13 Realisera potentialen hos processoptimeringar För att realisera processoptimeringar förutsätts styrmedel som ger ekonomiska incitament. Om ett sådant styrmedel omfattar de ca 230 verksamheter med fler än 2000 anslutna personekvivalenter ges maximal potential att utnyttja processoptimeringar inom branschen. Beräkningar på svar från enkätundersökningen anger att processoptimeringar kan ta upp till % av betinget vilket i sin tur kan minska antalet prövningar till (B 1.4.2). Avgiftssystem med återföring innebär en lägre nettomarginalkostnad (B ) vilket kan ha en något mindre effekt på processoptimeringar som kräver större investeringar. Utsläppskrav i referensalternativet tillståndsprövning och generella föreskrifter har ingen möjlighet att realisera processoptimeringar vid de verksamheter som inte omfattas. Det är den huvudsakliga förklaringen till att dessa styrmedel kräver något fler prövningar. Beräkningarna för tillståndsprövning och generella föreskrifter utgår dock från att processoptimeringar på i genomsnitt upp till 2,5 procentenheters förbättring av reningsgraden är möjlig för de verksamheter som idag ligger strax ovanför de kravnivåer som krävs för att nå betinget för BSAP (B samt B 2.2.2). #14 Neutrala incitament uppströms De styrmedel som ger störst påverkan på incitament kring uppströmsarbetet är de styrmedel som ger full kostnadstäckning dvs. skatt eller auktionerade utsläppsrätter (B 1.4.4). Förändringen i dödviktsförlust blir dock mindre tack vare självkostnadsregleringen i 30 LAV. Avgiftssystem med återföring och handel med certifikat är de styrmedel som i större grad tenderar att neutralisera effekter (Gersbach och Requate, 2005; Fischer, 2001, 2003). #15 Kostnadseffektiv allokering av åtgärder Olika styrmedel har olika förutsättningar att generera en kostnadseffektiv fördelning av utsläppsreduktioner. Ekonomiska styrmedel har bäst förutsättningar att generera en kostnadseffektiv fördelning av åtgärder när kostnadseffektivitet kräver att marginalkostnader ska vara lika. Detta uppstår framförallt när betinget, som i detta fall, gäller en utsläppssumma från flera verksamheter istället för individuella utsläppskrav (t.ex. härledda från lokala MKN) på verksamhetsnivå. Potentialen för kostnadseffektivitet ökar också om verksamheterna har olika stora åtgärdskostnader. Det finns en tendens att större verksamheter har lägre åtgärdskostnader (kr/kg) även om det finns en del undantag i kostnadsdata. McKinseydiagrammet för åtgärder i kvävereduktioner i figur B1.19 i avsnitt B anger att det finns en viss heterogenitet men den är inte då stor som för fosfor. Skillnaden i total åtgärdskost- 309

311 nad mellan tillståndsprövning baserat på störst antal anslutna personekvivalenter och den kostnadseffektiva fördelningen som optimerats i GAMS är 164 miljoner kronor jämfört med 138 miljoner kronor (B 3.1.6). Ekonomiska styrmedel har en effektivare allokering av åtgärder men skillnaden är inte så stor. Tabell B3.3 Komparativ matris Genomförande av åtgärder för utsläppsreduktioner Tillståndsprövning Generella föreskrifter Handel med certifikat Handel med utsläppsrätter Skatt på utsläpp Riktutsläppsvärden (RAS) Avgiftssystem (ASAR) #10 Tydliga signaler om kommande krav till verksamhetsutövare #11 Beakta flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen #12 Ekonomiska incitament #13 Realisera potential hos processoptimeringar #14 Neutrala uppströmsincitament #15 Kostnadseffektiv allokering av åtgärder Förklaring: + litet bidrag +++ stort bidrag B Resurser, kostnader och kostnadseffektivitet #16 Arbetsbörda och kostnader för statliga myndigheter De centralt administrerade styrmedlen utanför miljöbalken, dvs. skatt, riktutsläppsvärden med avgift och subvention, avgiftssystem med återföring, handel med utsläppsrätter eller certifikat innebär dels en administrativ kostnad på central nivå för framtagande av ny lag samt transaktionskostnader för den övervakning av genomförandet som sedan bör ske på centrala myndigheter. För styrmedel inom miljöbalkens regelverk, dvs. prövningsförfaranden eller generella föreskrifter, infaller mindre kostnader på centrala myndigheter. De kostnader som tillkommer rör framförallt samordnande tillsynsvägledning (tillståndsprövning) framtagande av föreskrifter samt eventuellt utökat bemyndigande till Naturvårdsverket 310

312 #17 Arbetsbörda och kostnader för regionala myndigheter Flera åtgärder kommer att kräva större ombyggnationer och ändringar för att nå de utsläppsreduktioner som behövs. Detta kommer att ge ökade kostnader för tillsynsoch tillståndsmyndigheter oavsett val av styrmedel, dock i olika omfattning. För styrmedel med kvantitativ reglering (generella föreskrifter eller handelsystem) räknar vi med en mindre ökad arbetsbörda för regionala myndigheter eftersom prövningsförfaranden och framtagande av underlag till dessa blir enklare när det finns (för BSAP tillräckligt stränga) satta krav i generella föreskrifter eller lag om handelssystem och som går förbi villkoren i nuvarande tillståndsbeslut (B 1.8.4). Det åligger då verksamhetsutövarna att vidta åtgärder för att uppfylla de individuella kravnivåer som ställs. De ekonomiska styrmedlen kan via realiserade processoptimeringar (i större grad fall med anmälan och ändringstillstånd) sänka antalet nödvändiga prövningar vilket också bidrar till att minska tillsyns- och tillståndmyndigheternas börda (B 1.4.2). Genom att handelsystem för certifikat ställer 1) krav på verksamheter att vidta åtgärder, 2) har tydliga kvantitativa signaler om vilka krav som krävs och 3) realiserar potentialen för processoptimeringar bland de 230 verksamheterna BSAPområdet beräknas detta system leda till den minsta ökningen i arbetsbörda per genomförd enhet utsläppsreduktion på regionala myndigheter. Näst efter handelssystem följer generella föreskrifter och prisreglerande ekonomiska styrmedel. Prövning enligt miljöbalken ger den allra största arbetsbördan och kostnaderna. (B 3.1.6) #18 Arbetsbörda och kostnader för verksamhetsutövare Transaktionskostnader hos verksamhetsutövare är väsentliga att kartlägga eftersom de, om de är tillräckligt stora, kan fördröja genomförandet av åtgärder eller vid ett ekonomiskt styrmedel även förskjuta utfallet från den kostnadseffektiva fördelningen av åtgärder. Detta kan dels påverka måluppfyllelsen och dels kostnadseffektivitet. Ekonomiska styrmedel med prisreglering, dvs. skatt och avgiftssystem ger lägst transaktionskostnader för verksamhetsutövare men bland den största osäkerheten i genomförande. Avgiftssystem har en något större kostnad än skatt på grund av administrationen kring återföringen. Handelssystem har den högsta transaktionskostnaden bland ekonomiska styrmedel till följd av hantering av utsläppsrätter eller certifikat. Den kostnaden får vägas mot fördelen av att ha en säkert genomförande med ökande kravbana fram till att betinget nås och som kan minska behovet av underlag till och korta prövningsförfarandena (B 1.8.4). #19 Kostnadseffektivitet Se jämförande samhällsekonomisk konsekvensanalys i B

313 Tabell B3.4 Komparativ matris Resurser, kostnader och kostnadseffektivitet Tillståndsprövning Generella föreskrifter Handel med certifikat Handel med utsläppsrätter Skatt på utsläpp Riktutsläppsvärden (RAS) Avgiftssystem (ASAR) #16 Liten arbetsbörda och låga kostnader för centrala myndigheter #17 Liten arbetsbörda och låga kostnader för regionala myndigheter #18 Liten arbetsbörda och låga kostnader för verksamhetsutövare #19 Kostnadseffektivitet Förklaring: + litet bidrag +++ stort bidrag B Komplettera styrning i miljöbalkens regelverk #20 Drivkrafter att initiera omprövning De individuella kraven i generella föreskrifter samt lag om handel med certifikat går före villkoren i tillståndsbesluten och ställer längre gående krav på verksamhetsutövarna att vidta åtgärder. Handelsystem (samt andra ekonomiska styrmedel) ger utöver detta ekonomiska incitament till verksamhetsutövarna att initiera och komma igenom prövningar med de strängare villkor som ska uppnås (B 1.6.8). #21 Tydliga längre gående krav Generella föreskrifter och lag om handelsystem innehåller reglering om kvantitativa utsläppskrav respektive reningskvoter som motvikt till de nuvarande kravnivåerna i SNFS 1994:7 vilket kan påskynda prövningsförfarandet (B 1.8.4). #22 Teknikutveckling och bakåtblickande villkorssättning De ekonomiska incitamenten hos ekonomiska styrmedlen ger incitament till teknikutveckling. Generellt kan en skatt ha en något större kontinuerlig effekt än handelssystem om inte taket/golvet inte justeras till teknikutveckling. Den effekt som återföringen i avgiftssystemet har på teknikutveckling är ännu inte utredd inom forskningen. 312

314 #23 PPP på sektorsnivå Vid täckning på sektorsnivå uppfyller samtliga styrmedel i tabell B3.1 PPP på sektorsnivå. (B 1.7.1) #24 PPP på verksamhetsnivå Vid täckning på verksamhetsnivå är ASAR och CEASAR inte förenliga med PPP. I det förstnämnda innebär återföringen att den enskilda verksamhetsutövarens inte står för miljökostnader eller resurskostnader. I de fall återföringen är större än avgiftsbetalningen täcks inte heller åtgärdskostnaderna till fullo, dvs. netto så subventioneras verksamheten. I CEASAR sker ingen täckning av miljö- och resurskostnader för utsläppsnivåer under golvnivån. När golvnivån når upp till en sådan reduktionsnivå att dessa kostnader är låga ges dock en förhållandevis god täckning. (B 1.7.1). Tabell B3.5 Komparativ matris Komplettera styrning i miljöbalkens regelverk Tillståndsprövning Generella föreskrifter Handel med certifikat Handel med utsläppsrätter Skatt på utsläpp Riktutsläppsvärden (RAS) Avgiftssystem (ASAR) #20 Drivkrafter att initiera prövningar #21 Tydliga signaler om kommande krav #22 Teknikutveckling och komplettera bakåtblickande villkorssättning #23 PPP på sektorsnivå #24 PPP på verksamhetsnivå #25 Kompabilitet med utsläppsvillkor vid till- ståndsprövning Förklaring: + litet bidrag +++ stort bidrag #25 Kompabilitet med utsläppsvillkor vid tillståndsprövning Handel med utsläppsrätter har sämst kompabilitet med utsläppsvillkor eftersom de båda verkar på samma variabel (B B 2.5.6). Strängare utsläppsvillkor motverkar effektiviteten hos handelssystemet och handelssystemet motverkar miljöeffekten av strängare utsläppsvillkor. Handel med utsläppsrätter är inte heller förenligt med icke-försämringskravet hos MKN. Ett certifikatssystem har en bättre kompabilitet genom att det reglerar utsläppsreduktioner istället för utsläppsnivåer 313

315 (B 2.7.9). Övriga ekonomiska styrmedel med prisreglering har en bättre kompabilitet med utsläppsvillkor genom att de reglerar pris istället för utgående kväve. B Slutsatser från komparativ styrmedelsanalys Det styrmedel som har bäst förutsättningar att uppfylla flest kriterier och i 30- punktslistan från den behovsorienterade analysen är handel med certifikat. Det är det styrmedel som har kraftfullast reglering av utsläpps- och belastningssumma, säkrast måluppfyllelse samtidigt som det tillhör de styrmedel som har bäst förutsättningar för en kostnadseffektiv allokering. Det sänder tydligast signaler till verksamhetsutövare om de åtgärder som ska göras och när de ska göras samtidigt som certifikatshandeln ger den flexibilitet fram till slutåret som är nödvändig för att under en och samma period genomföra de åtgärder och ombyggnationer som en så stor reduktion som 30 % kräver. Detta får vägas mot det faktum att handel med certifikat är det styrmedel som har högst transaktionskostnader för verksamhetsutövarna i och med hanteringen av certifikat. Å andra sidan är handel med certifikat det styrmedel som väntas ha lägst arbetsbörda per enhet utsläppsreduktion för tillsyns- och tillståndsmyndigheterna vilket är en väsentlig fördel jämfört referensalternativet med tanke på de resursbegränsningar som finns hos dessa myndigheter. Handel med utsläppsrätter har i stort sett lika goda förutsättningar som handel med certifikat men denna verkar sämre tillsammans med utsläppsvillkor i tillstånd och icke-försämringskravet enligt MKN genom att utsläppsökningar tillåts vid köp av utsläppsrätter. (B B 2.6.6) Ekonomiska styrmedel med prisreglering (skatt, avgiftssystem och riktutsläppsvärden med avgift och subvention) lider av osäker måluppfyllelse. Givet de osäkerheter som finns har en skattenivå under simuleringar inte kunnat fastställas närmare än intervallet kr/kg kväve (B 2.3.2). Även om ekonomiska styrmedel med prisreglering skulle kunna generera tillräckliga incitament för att slutligen nå betinget, är de förenande med stor osäkerhet främst när betinget nås. De kan leda till ett långsammare genomförande än nödvändigt eftersom en politisk process ofta tenderar att resultera i att en låg skatt eller avgift införs till en början för att sedan justeras upp efter att man sett responsen bland verksamhetsutövarna (B 2.3). Ett ytterligare skäl som talar mot skatt är risken för en ökad samhällsekonomisk dödviktsförlust samt att efterfrågan på anslutning till kommunalt VA-nät är nära helt inelastisk till följd av det reglerade naturliga monopol som ett avloppsreningsverk med ledningsnät är. Ett avgiftssystem med återföring eller certifikatssystem kan då under vissa förutsättningar vara mer samhällsekonomiskt effektiva lösningar (B samt B 2.3.7). Det är ännu inte visat i teorin om det kan driva de stora 314

316 långsiktiga investeringar som behövs i VA-sektorn liksom om det kan generera teknikutveckling i samma utsträckning som skatt eller handelssystem. Inom miljöbalkens regelverk skulle generella föreskrifter med kravnivå på 7 mg/l hos utgående avloppsvatten eller lägsta reduktionsgrad på ca 85 % till kustvatten som omfattar verksamheter över anslutna personekvivalenter kräva respektive prövningar. Bristen på flexibilitet hos kraven i en generell föreskrift riskerar dock att resultera i en sämre måluppfyllelse på grund av de flaskhalsar som uppkommer i konsult- och entreprenadbranschen vid en samtidig utbyggnad i branschen. (B 2.2.2) Bristen på ekonomiska incitament gör att generella föreskrifter inte heller kan utnyttja processoptimeringar vid de ca 130 verksamheter som har färre än anslutna och som inte kan omfattas av generella föreskrifter på grund av att antalet prövningar skulle bli ohanterligt. Att inkludera alla ca 230 verksamheter med fler än 2000 anslutna skulle innebära upp till 200 ansökningar om prövningar till det datum som kravet träder i kraft (B 2.2.2). Att endast inkludera verksamheter över anslutna håller nere antalet prövningar till vid en kravnivå på 7 mg/l och vid en reduktionsgrad på 85 %. En reduktionsgrad på 82 % är inte tillräcklig för att klara betinget med enbart verksamheter över anslutna. Tabell B3.6 Översikt över dimensionering av analyserade styrmedel Beräknad tidsåtgång för genomförande Tillståndsprövning Generella föreskrifter Handel med utsläppsrätter CEASAR Skatt RAS ASAR Reglering Utsläppsvillkor Reduktionsgrad Utsläppskrav Reduktionsgrad Taksänkning för belastningssumma Golvhöjning för reduktionsgrad Skatt på belastning till kustvatten Avgift/subvention på belastning till kustvatten Avgift på belastning till kustvatten Dimensionering av reglernivåer för att nå kvävebetinget 6-7 mg/l 85 % 7 mg/l 85 % Beräknat antal prövningsförfaranden år år ton år 73 % 82 % år kr/kg år kr/kg år kr/kg år 315

317 Det ska noteras att antalet prövningsförfaranden i alternativet med tillståndsprövning rör sig om omprövningar initierade av tillsynsmyndigheter. För övriga alternativ, och i synnerhet generella föreskrifter och handelssystem, är det verksamhetsutövaren som initierar prövningarna till följd av de individuella krav som ställs vilket är en av förklaringarna varför dessa system har ett beräknat snabbare genomförande. Det lägre antal prövningsförfaranden för ekonomiska styrmedel förklaras av att samtliga 230 verksamheter med fler än 2000 anslutna omfattas av systemet vilket ger en maximal potential för att realisera processoptimeringar (B 1.4.2). De längre genomförandetiderna för skatt, RAS och ASAR förklaras av osäkerheten i åtgärdskostnader och antagandet om en successiv höjning av skatte- respektive avgiftsnivå vid ett införande samt att dessa saknar kvantitativa signaler om framtida kravnivåer om som vägledning för investeringar i åtgärder (B 2.3.2). B Jämförande samhällsekonomisk konsekvensanalys I tabell B3.7 nedan jämförs åtgärds- och transaktionskostnader för de tre styrmedelsalternativ som föreslås. Dessa är tillståndsprövning, som utgör referensalternativ, avgiftssystem (ASAR) samt handel med certifikat (CEASAR). Transaktionskostnaderna delas upp i kostnader som uppkommer för verksamhetsutövare, statliga myndigheter och länsstyrelser, miljöprövningsdelegationer och kommuner. Med inledande kostnader avses alla de kostnader som innebär en engångskostnad för aktörerna. För verksamhetsutövarna är det framförallt kostnader för tillståndsprövning, anmälan och utökad ackreditering. För statliga myndigheter innebär det kostnader som avser framtagande av lagar, föreskrifter och information. En stor kostnad är också att ta fram underlag som är nödvändiga för att styrmedlet ska kunna introduceras. Länsstyrelsernas inledande kostnader är framförallt handläggning för prövning och anmälningar avseende mindre ändringar. Med löpande kostnader avses kostnader som uppstår årligen. Åtgärdskostnaderna hamnar här men också verksamhetsutövarnas kostnader för rapportering och administration samt statliga myndigheters löpande administration. De stora intervallen förklaras av att beräkningarna baseras på osäkerhetsintervall från Monte Carlo simuleringar samt osäkerhetsintervall för processoptimeringar och antal prövningar. 316

318 Tabell B3.7 Jämförelse av kostnader avgiftssystem och certifikatssystem Tillståndsprövning (referensalternativ) Avgiftssystem Certifikat Inledande (tkr) Löpande (mkr) Inledande (tkr) Löpande (mkr) Inledande (tkr) Löpande (mkr) Åtgärdskostnader Verksamhetsutövare Transaktions Kostnader Verksamhetsutövare Myndigheter / stat ,5 3, Kommuner/ Länsstyrelser Totalt Årliga totala kostnader Såväl åtgärdsprogrammen som BSAP ska vara genomförda 2021 vilket innebär att det finns stora möjligheter till samordning av prövningen mellan kväve och fosfor. Hittills har kostnaderna för prövning av kväve och fosfor separat beräknas. Det är dock troligt att prövningen av kväve och fosfor i flera fall kan komma att ske samtidigt. I tabell B 3.8 anges kostnaden för prövning för BSAP om 25, 50 eller 75 procent av prövningarna för kväve- och fosforåtgärder skulle ske samordnat. 130 Beräknat på 30 år för referensalternativet, 20 år för avgiftssystem och 15 år för certifikat. 317

319 Tabell B3.8 Verksamhetsutövarnas minskade kostnader för prövning i styrmedlen för BSAP för reningsverken om prövning sker samordnat för kväve och fosfor 75 % 50 % 25 % Referensalternativ Avgiftssystem / certifikat Om t.ex. 50 % av alla prövningsärenden samordnades skulle det innebära att den totala inledande kostnaden för certifikatsystem skulle uppgå till miljoner kronor att jämföra med intervallet miljoner kronor. 318

320 Bilaga 4: Styrmedel för att genomföra MKN Inledning I detta kapitel analyseras styrmedel för kväve- och fosforbetingen enligt MKN. I uppdraget anges att de miljökvalitetsnormer (MKN) som krävs enligt vattenförvaltningen ska beaktas. På grund av synergieffekterna vid att genomföra BSAP och MKN kommer detta uppdrag även att analysera styrmedel för såväl BSAP som MKN för fosfor och kväve. I vattenmyndigheternas åtgärdsprogram står även följande (åtgärd 2): Naturvårdsverket behöver, i samråd med Havs- och vattenmyndigheten och efter samråd med länsstyrelserna, ta fram underlag för, och utveckla föreskrifter och/eller andra styrmedel så att utsläppen av kväve och fosfor från avloppsreningsverk reduceras till de ytvattenförekomster som inte uppnår, eller riskerar att inte uppnå, god ekologisk status på grund av övergödning. I detta uppdrag kommer Naturvårdsverket att ta fram underlag och utreda föreskrifter och andra styrmedel för MKN. Resultaten presenteras i denna bilaga. B 4.1 Kompletterande behovsorienterad styrmedelsanalys för MKN Den behovsorienterade analysen i bilaga 1 gäller även för styrmedel för MKN med de förändringar och tillägg som framkommer i detta avsnitt. B Miljökvalitetsrelaterad styrning (MRS) Det förekommer i stort sett två grundläggande tillvägagångssätt för att kontrollera utsläpp från avloppsreningsverk i olika länder. Sedan styrmedel för avloppsreningsverk började införas under och 70-talen har detta i de flesta länder skett med teknikrelaterad styrning (TRS). Kortfattat innebär det att utsläppskrav fastställs med referens till tekniknivå enligt en definition av t.ex. bästa tillgängliga teknik (Best Available Technology, BAT). I Sverige sätts i tillståndsprövningen utsläppsvillkor enligt hänsynsreglerna 2 kap. 2-5 MB som bl.a. innefattar bästa 319

321 möjliga teknik (BMT). Detta innebär därmed att kraven sätts främst utifrån ett verksamhetsperspektiv. (B 4.1.1) Miljökvalitetsrelaterade normer (Environmental Quality Standards, EQS) innebär att utsläppskrav istället sätts med referens till miljökvalitetsmål, (Environmental Quality Objective EQO) som t.ex. kan vara kvalitativa mål kopplade till t.ex. biologisk mångfald eller skydd av dricksvatten. Miljökvalitetsrelaterade normer som härleds från EQO är kvantitativa normer som t.ex. kan vara en högsta tillåtna koncentrationshalt av ett ämne i en vattenförekomst. Det väsentliga är varje vattenförekomst har egna normer beroende på lokala omständigheter (Haans et al., 1998). Miljökvalitetsrelaterade normer (EQS) motsvarar det som har införts som miljökvalitetsnormer (MKN) i Sverige. (B 4.1.1) Miljökvalitetsrelaterade normer, och därifrån härledda krav, tillämpas för avloppsreningsverk i olika utsträckning och utformning sedan 1990-talet i t.ex. USA, vissa delar av Kanada, Australien, Nya Zeeland och numer också i EU i och med ramdirektivet för vatten (2000/60/EG). B Förenklad illustration av miljökvalitetsrelaterad styrning för vatten Figur B4.1 illustrerar ett Y-format hydrologiskt nätverk i form av ett huvudavrinningsområde med fem avloppsreningsverk i fem kommuner 1, 2, 3, 4 och 5. Det finns inga andra utsläppskällor i området. Avloppsreningsverk 1 och 2 är lokaliserade i Grönlän och tillhör ansvarsområdet för Grönläns tillståndsmyndighet. Avloppsreningsverk 3-5 är lokaliserade i Rödlän och tillhör ansvarsområdet för Rödläns tillståndsmyndighet. Uppdelningar som dessa förekommer i flera avrinningsområden i Sverige. I t.ex. Göta Älvs huvudavrinningsområde hör de avloppsreningsverken (20 st.) som ligger uppströms i Örebro och Värmlands län till miljöprövningsdelegationen (MPD) i Örebro län medan de avloppsreningsverk (27 st.) som ligger nedströms i Västra Götalands län hör till MPD i Västra Götalands län. 131 För enkelhetens skull antar vi att det bara finns två vattenförekomster Övervattnet och Nervattnet. 132 Varje vattenförekomst har en MKN som leder till ett beting för 131 Inom Västerhavets distrikt har man inte tagit fram beting på vattenförekomstsnivå. Istället har man delat in distriktet med en upplösning för beting på huvudavrinningsområden. Det största huvudavrinningsområdet, Göta Älv, är dock uppdelat med beting på mindre avrinningsområden. Beting på nivån avrinningsområden innebär att de avloppsreningsverk som har utsläppspunkter inom varje avrinningsområde delar på betinget vilket i princip motsvarar upplösningen i den förenklade modellen i figur B4.1 med beting för enbart Övervattnet och Nervattnet. 132 Fler vattenförekomster mellan avloppsreningsverkens utsläppspunkter komplicerar bilden men tillför inget som förändrar den principiella strukturen. 320

322 de avloppsreningsverk som påverkar vattenförekomsten. Övervattnet påverkas av avloppsreningsverken 1,2 och 3. Från miljökvalitetsnormerna för Övervattnet kan härledas ett aggregerat beting för att följa MKN Ö som faller på avloppsreningsverk 1, 2 och Grönlän Övervattnet 3 MKN Ö Rödlän 4 Nervattnet 5 MKN N Figur B4.1 Illustration av miljökvalitetsbaserad styrning för vatten Nervattnet påverkas av samtliga fem avloppsreningsverk i avrinningsområdet och på dessa faller därför ett aggregerat beting att följa MKN N. Det aggregerade betinget för Nervattnet förutsätter att den reduktion som ska göras enligt betinget för Övervattnet verkligen görs. Med andra ord, om inte betinget för MKN Ö nås, så riskeras att betinget för att följa MKN N inte heller nås (kedjeeffekten). Syftet med miljökvalitetsrelaterad styrning är att skydda och säkerställa vattenkvaliteten i ett vattensystem. Detta skulle man i princip kunna göra med teknikrelaterad styrning genom att t.ex. genomdriva bästa möjliga teknik vid alla utsläppskällor i kombination med en stoppregel som i enskilda fall förbjuder verksamheten då inte ens bästa möjliga teknik är tillräcklig (Jirka et al, 2004). Miljökvalitetsrelaterad styrning, å andra sidan, innebär att hänsyn tas till de varierande behov av åtgärder som finns i ett vattensystem. Resurser (i form av administration vid myndigheter samt administration och åtgärder vid verksamheter) styrs dit där de har störst verkan för att därmed tidigare nå god vattenstatus. Om resurserna sattes in lika med lika prioritering över alla verksamheter (såsom vid en skärpning av kraven i generella föreskrifter) skulle det kunna ta betydligt längre tid att nå god vattenkvalitet om verksamheterna i sektorn är många. Detta eftersom resurserna (i form av administration vid myndigheter samt administration och åtgärder vid verksamheter) sprids ut över alla verksamheter istället för att fokuseras där de har störst 321

323 verkan för att nå god vattenkvalitet i vattensystemet (Ragas, et al, 1997; Jirka et al, 2004). Miljökvalitetsrelaterad styrning är således effektivare när: 1) Det återstår stora åtgärder att genomföra för att nå god vattenkvalitet dvs. det är en stor skillnad mellan verksamheternas nuvarande utsläppsnivåer och de kravnivåer som är förenliga med god vattenstatus 2) Det finns en stor geografisk variation var åtgärderna behöver sättas in för att nå god vattenstatus De flesta styrmedelsanalyser inom styrmedelsforskningen utgår från ett hydrologiskt nätverk för vattensystemet och tar fasta på att miljökvalitetsrelaterade krav (MKN) har fastställts per vattenförekomst i detta nätverk. Uppgiften består sedan i att utforma styrmedel som kan gå från MKN till åtgärder (t.ex. Shortle och Horan, 2008). B Styrmedel för miljökvalitetsrelaterade mål I snart 40 år har styrmedelsforskningen analyserat hur styrmedel kan utvecklas för att kunna styra för lokala miljökvalitetsrelaterade krav härledda från s.k. miljökvalitetsmål (Environmental Quality Objective, EQO) för luft och vatten. Forskningen har ofta fokuserat på att skapa den helhetlighet som förutsätts för att nå målen (EQO) tidigare och mer effektivt. Under senare år har forskningen om styrmedel för miljökvalitetskrav för vatten fokuserats på styrning av såväl punktkällor som diffusa källor (se t.ex. Poe et al, 2004; Horan och Shortle, 2011; Xepapadeas, 2011) liksom kombinationer av dessa. I detta uppdrag avgränsar vi oss dock till styrmedel för punktkällor. De flesta analyser i styrmedelsforskningen om miljökvalitetsrelaterade mål utgår från att den naturvetenskapliga grunden, nämligen att ett hydrologiskt nätverk för vattenförekomsterna inom varje avrinningsområde finns med fastställda reduktionsbehov/beting per vattenförekomst. Uppgiften är sedan att utforma styrmedel som kan genomföra dessa beting per vattenförekomst, dvs. att gå från MKN till åtgärder på ett effektivt sätt. Montgomery (1972) analyserar ett system kallat APS (Ambient Permit System) som bygger på att s.k. områdesrätter utformas för varje vattenförekomst med en recipient från verksamhet. En områdesrätt är (till skillnad från en utsläppsrätt) definierad i termer av ett ämnes koncentrationshalt i en vattenförekomst. En områdesrätt ger rätt att öka ett ämnes koncentrationshalt i en vattenförekomst med en viss andel. Eftersom det finns ett tak per vattenförekomst för områdesrätterna kan koncentrationshalten i varje vattenförekomst kontrolleras så att miljökvalitetsrelaterade normer följs. I praktiken är APS opraktiskt eftersom man för varje verksamhetsutövare behöver känna till miljöeffekterna från utsläppen i samtliga berörda vattenföre- 322

324 komster nedströms. Varje verksamhetsutövare behöver sedan införskaffa en portfölj av områdesrätter beroende på vilka effekter utsläppen har på nedströms vattenförekomster. Även om APS på grund av sin komplexitet inte genomförts i praktiken har de matematiska villkor som Montgomery stipulerade för ett sådant system blivit vägledande för den fortsatta forskningen som handlat om att hitta enklare system men som ändå uppfyller effektivitetsvillkoren (se t.ex. Krupnick et al, 1983; Hahn, 1988; McGartland och Oates, 1985). Krupnick et al (1983) designade ett system för kompensatoriska åtgärder POS (pollution offset system) som också är det system som (i förenklad tappning) tilllämpats på flera områden med kompensatoriska åtgärder i vattenkvalitetssystem i USA. I POS måste en verksamhet införskaffa kompensationsrätter från andra verksamheter om utsläppen skulle ha lett till att en miljökvalitetsnorm överskrids vid någon vattenförekomst nedströms. Kompensationsrätterna har ett bytesförhållande som bestäms av sambandet mellan effekter på vattenkvaliteten som råder mellan två verksamheters utsläppspunkter. Det innebär att bytesförhållandet kommer att variera beroende på vilka utsläppspunkter som är involverade vilket i praktiken kräver ett elektroniskt styrt system som bygger på en vattenkvalitetsmodell för avrinningsområdet (se även Atkinson och Tietenberg, 1982). Ett embryo till denna princip finns för övrigt för gränsvärdesnormer i 2 kap. 7 tredje stycket miljöbalken. En modifierad version av POS har testats på flera system med bilateral vattenkvalitetshandel i USA under de senaste 20 åren (Letson, 1992; Shortle och Horan, 2008). Resultaten har visat på betydande transaktionskostnader eftersom varje transaktion av kompensatoriska åtgärder måste föregås av förhandlingar mellan verksamheter, omfattande beräkningar och modellering av de effekter som följer av transaktionen innan myndigheten kan godkänna transaktionen för de verksamheter som ansökt om transaktionen (USEPA, 2011). Systemen ovan var tänkta för att kontrollera utsläpp till såväl luft som vatten. På senare tid har nya enklare system utvecklats särskilt för vattenområdet som är enklare att reglera än luft eftersom vattnet rinner i en riktning. Hung och Shaw (2005) illustrerar ett förenklat system för uppströms kompensatoriska åtgärder kallat TRS (trading-ratio system) som är designat för beting som följer av lokala vattenkvalitetsnormer. I TRS tilldelar myndigheten varje verksamhet ett beting för MKN som varje verksamhet ska uppfylla enligt en beräkning i vattenkvalitetsmodell räknat uppströms till nedströms. Myndigheten tar inte hänsyn till åtgärdskostnader utan tilldelning sker enligt de beting som god vattenstatus kräver i respektive vattenförekomst. Varje verksamhet i systemet får sedan endast införskaffa kompensatoriska rätter från uppströms verksamheter. Det gör att en verksamhet kan öka sina utsläpp (alltså i princip medverka till att MKN inte följs) om och endast om ökningen kan kompenseras av motsvarande utsläppsminskning hos en eller flera verksamheter uppströms. Uppströms 323

325 kompensatoriska åtgärder vars belastningsändring som justerats för retention gör att MKN följs i vattenförekomsterna trots flexibiliteten i kompensatoriska åtgärder. Fördelen är att myndigheter inte behöver godkänna eller ge dispens för kompensatoriska åtgärder för att tillse att MKN följs eftersom denna mekanism redan ligger i systemet. Farrow et al, (2005) lanserar ett annat system också det särskilt designat för att kunna kontrollera vattenkvalitet. Liksom TRS i Hung och Shaw (2005) inrättas inom varje avrinningsområde bestämda fasta bytesförhållanden mellan utsläppspunkter (se även Konishi, 2012). Dessa är nu istället bestämda av kvoten mellan de marginella effekterna på kvalitetsfaktorerna i respektive vattenförekomst orsakade av utsläppen från verksamheterna. Eftersom styrmedlet inte utnyttjar vattenflödets enkelriktade egenskap är förgreningar i avrinningsområdet inte något problem. Däremot klarar systemet inte att styra när utsläppens effekter på miljökvalitetsfaktorerna är icke-linjära. Detta kan t.ex. uppkomma till följd av icke-linjära samband mellan biologiska faktorer och halter i vattnet (se t.ex. Anderson et al., 2002). Detta system passar alltså bäst när man utgår från en förenklad styrning baserad på en beräkningsmodell för vattenkvalitet som bygger på linjära samband mellan effekter i vattensystemet. En sammanfattning av styrmedelsforskningen kring miljökvalitetsrelaterade mål pekar ut 4 kriterier som är väsentliga för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål (se B , se t.ex. även Horan och Shortle, 2011) 1. Aggregeringskriteriet: Miljörelaterade mål innebär att utsläppskrav sätts med hänvisning till vattenkvaliteten. När denna påverkas av flera verksamheter samtidigt kan ett utsläppskrav härledas till den grupp av verksamheter vars utsläpp når vattenförekomsten istället för enskilda verksamheter. Det innebär att i princip att utsläppssumman från verksamheterna behöver kontrolleras. 2. Koordinationskriteriet och mängdkriteriet: För ett kontrollerat genomförande behöver verksamheternas utsläppskrav fastställas samordnat, dvs. ett utsläppskrav för en verksamhet kan generellt inte fastställas oberoende av utsläppskraven för andra verksamheter. 3. Variationskriteriet: Utsläppskraven behöver kunna ta hänsyn till de varierande behov av krav, geografiskt och över tid, som finns i ett vattensystem för att nå god vattenstatus. 4. Substituerbarhetskriteriet: Att tidigare nå god vattenkvalitet genom att allokera om resurser (i form av administration vid myndigheter samt administration och åtgärder vid verksamheter) dit där de har störst verkan. Detta kräver mer än bara variationskriteriet bl.a. får effektivitet och kostnadseffektivitet ytterligare en dimension eftersom de nu kan bidra till ett tidigare 324

326 genomförande då tillgängliga resurser sätts in där de gör större verkan för att nå MKN. En given resursinsats kan följaktligen tidigare nå god status. Några embryon till kriterierna ovan förekommer i miljöbalken i sammanhanget miljökvalitetsnormer. Enligt 16 kap. 8 MB kan två eller flera verksamhetsutövare som kommer överens om det få gemensamma villkor om det ökar möjligheterna att följa miljökvalitetsnormer. Villkoren får avgöras genom gemensamt beslut om tillstånd som innehåller villkor för verksamheterna eller genom skilda beslut med gemensamma villkor (vilket innebär ett närmande mot aggregerings- och koordinationskriteriet). (B 4.1.6) För miljökvalitetsnormer som är gränsvärdesnormer sägs i 2 kap. 7 tredje stycket MB att kompensatoriska åtgärder får genomföras som kompensation för en ökning i utsläpp om det kan antas ge ökade förutsättningar att följa normen på längre sikt eller i ett större geografiskt område. Detta är i viss utsträckning en tillämpning av substituerbarhetskriteriet. (B 4.1.6) Införandet av miljökvalitetsnormer inom miljöbalkens regelverk tycks dock i övrigt inte ha haft så mycket att göra med styrmedelsforskningen om miljökvalitetsrelaterad styrning. Frågan har dock berörts på senare tid av t.ex. Gipperth (1999, 2003). B Kombinerat tillvägagångssätt Inom styrmedelsforskningen har det sedan 1990-talet lyfts att verksamhetsspecifik teknikrelaterad styrning (TRS) och miljökvalitetsrelaterad styrning (MRS) kan komma i konflikt med varandra om de tillämpas samtidigt (Jirka och Summer, 1992 och Kraemer, 1996). Den faktiska bördefördelning inom ett avrinningsområde som följer av att tillämpa krav på bästa tillgängliga teknik (med en sänkning av kraven i de fall kostnaderna bedöms orimliga) behöver inte vara den bördefördelning som följer av ett åtgärdsprogram för att följa miljökvalitetsfaktorer. Det beror på att teknikrelaterade krav bara tar hänsyn till omständigheter hos den enskilda verksamheten och inte till att flera verksamheter tillsammans påverkar följandet av miljökvalitetsrelaterade målet i nedströms vattenförekomster. Med andra ord aggregerings- och koordinationskriteriet är inte uppfyllda för TRS (B 4.1.3). Om TRS för enskilda verksamheter uppströms t.ex. leder till en sänkning av kraven till följd av rimlighetsbedömningar kan detta orsaka överträdelser av MKN i vattenförekomster nedströms vilket i sin tur bör påverka besluten i eventuella rimlighetsbedömningar för verksamheter nedströms om MKN alltjämt ska följas. Med andra ord kan inte ett beslut i ett ärende generellt ske oberoende av beslut i andra ärenden inom ett avrinningsområde (substituerbarhetskriteriet). En annan konflikt som noterats i forskningslitteraturen kan uppstå om kravnivåerna i ett TRS styrmedel är jämförelsevis stränga, likt de är i Sverige (där det kan note- 325

327 ras att det svenska BMT begreppet generellt är strängare än vad som ofta avses med BAT i andra länder). Det kan då bli vanligt att TRS i enskilda fall kan kräva längre gående krav än vad som följer av MRS. Man har i sådana fall infört en kostsam administration för att styra för MRS men den styr inte utan TRS styr istället. Under 1990-talet sågs TRS och MRS som två alternativa sätt att reglera (t.ex. Kraemer, 1996) inte minst för att de kunde komma in konflikt med varandra enligt ovan. Den nuvarande synen är att snarare kombinera dem för att dra fördel av respektive typ av styrning (Jirka et al, 2004). I ett kombinerat tillvägagångssätt får TRS och MRS olika funktioner: 1. Teknikrelaterade krav utgör minimikrav enligt BAT (med åminnelsen att bästa tillgängliga teknik i detta sammanhang normalt inte definieras som den tekniskt bästa tillgängliga tekniken utan ett villkor som redan innehåller flera rimlighetsavvägningar, bl. a ekonomiska, och vilka inte väger in nyttorna av att följa MKN). 2. Till dessa minimikrav tillkommer den miljörelaterade skärpning av krav för att MKN ska följas i de fall då inte god miljökvalitet är uppnådd. I de fall flera verksamheter påverkar samma vattenförekomster bör skärpningen av kraven styras till verksamheter så att MKN följs i alla områden så effektivt (tidigt) som möjligt. Därmed följer varför kostnadseffektivitet blir en central del i det kombinerade tillvägagångssättet. I det kombinerade tillvägagångssättet undviks konflikt genom att de teknikrelaterade kravnivåerna normalt utgör minimikrav vilket gör att de i undantagsfall blir styrande. Figur B4.2 illustrerar ett kombinerat tillvägagångssätt för 10 verksamheter i ett avrinningsområde. De gröna staplarna anger de högsta koncentrationshalter hos utgående avloppsvatten som följer av betingen för miljörelaterade normer. Kraven varierar beroende på var deras utsläppspunkter befinner sig och vad deras nuvarande utsläppsnivåer är. Samtidigt regleras verksamheterna med en sträng teknikrelaterad kravnivå (TK) vilket gör att det teknikrelaterade kravet blir styrande för alla verksamheter utom 1 och 2 där de miljörelaterade kraven skulle kräva ännu längre krav. Figur B4.3 illustrerar samma fall där teknikrelaterade krav (TK) utgör minimikrav. De miljörelaterade normerna blir styrande så att resurserna för att uppfylla betingen används där de får störst verkan. Verksamhet 1 t.o.m. 7 får strängare krav medan resurser för att reglera resterande verksamheter sparas eftersom god vattenstatus redan är uppnådd. Detta kan därför bli en effektivare allokering som har större möjlighet att tidigare nå de miljörelaterade målen eftersom åtgärderna sätts in vid verksamheterna 1 t.o.m. 7 där de gör störst verkan på status istället för att varje verksamhet måste nå samma kravnivå. I detta fall blir det teknikrelaterade kravet 326

328 styrande som ett minimikrav endast för verksamhet 8 t.o.m.10. Således blir ett kombinerat tillvägagångssätt som mest effektivast då det återstår stora åtgärder att genomföra för att nå god vattenkvalitet dvs. det är en stor skillnad mellan verksamheternas nuvarande utsläppsnivåer och de kravnivåer som är förenliga med god vattenkvalitet. En översikt över styrkor och svagheter i jämförelsen mellan TRS och MRS framgår av tabell B4.1. mg/l TK Figur B4.2 TK överlag strängare än miljörelaterade krav mg/l TK Figur B4.3 Kombinerat tillvägagångssätt med TK som minimikrav 327

329 Tabell B4.1 Jämförelse mellan TRS, MRS och kombinerat tillvägagångssätt Teknikrelaterade krav (TRS) Ingen garanti att uppfylla miljökvalitetsnormer i enskilda vattenförekomster Ej fokus på kostnadseffektiv allokering av åtgärder kan innebära lång tid att nå god status VU kan inte göras ansvarig för MKN. Inte kostnadseffektiv allokering inom avrinningsområden, åtgärdskostnader kan bli höga i enskilda fall Svårare att motivera ur miljösynpunkt Miljökvalitetsrelaterade krav (MRS) Kombinerat tillvägagångssätt (TRS och MRS) Styrkor Enklare att föreskriva och övervaka (utgående vatten) jämfört med att mäta i vattenförekomster Utsläpp som kan undvikas med en teknik som motsvarar minimikrav kommer att undvikas Lägre krav på teknisk och administrativ kapacitet och således lägre kostnad för administration för att fastställa villkor Likabehandling av verksamheter Krav och åtgärder i det enskilda fallet inte strängare än nödvändigt ur miljösynpunkt vilket begränsar ekonomiska och tekniska krav på verksamheter Kostnadseffektiv allokering m.a.p. MKN ger bättre förutsättning att snabbare nå miljökvalitet. Direkt koppling av krav till kvalitetsfaktorer ger lättare att motivera ur miljöperspektiv. Kostnadseffektiv allokering m.a.p. MKN ger bättre förutsättning att snabbare nå miljökvalitet. Uppfyller miljökvalitetsnormer samtidigt som utsläpp som kan undvikas kommer att undvikas Krav och åtgärder i det enskilda fallet inte strängare än nödvändigt vilket begränsar ekonomiska och tekniska krav på verksamheter Begränsar delvis den tekniska och komplexa administration miljökvalitetsbaserad styrning Kan undvika stora utsläpp även vid låg känslighet hos recipienten. Svagheter Teknisk och komplex administration innebär högre administrativa kostnader än TRS. Olikabehandlig av verksamheter Kan kanske inte undvika stora utsläpp i fall då låg känslighet hos recipienten föreligger. Teknisk och komplex administration innebär högre administrativa kostnader. Olikabehandlig av verksamheter 328

330 B Sveriges införlivande av ramdirektivet 2000/60/EG Det sätt som EU valt för ramdirektivet bygger mer eller mindre på den styrmedelsforskning för miljökvalitetsrelaterad styrning (MRS) som pågått under de senaste 40 åren (t.ex. Jirka et al 2004; Kraemer, 1996). Ramdirektivet för vatten (Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG och två av dess dotterdirektiv) är exempel på tillämpning av ett så kallat kombinerat tillvägagångssätt. Det innefattar t.ex. vattenförvaltningar kring avrinningsområden, det kombinerade tillvägagångssättet för kontroll av utsläpp med miljökvalitetskrav som begränsningsvärden för koncentrationer av ämnen i vattenförekomster (Environmental Quality Standards, EQS) och begränsningsvärden (Emissions Limit Values, ELV) som härleds från bästa tillgängliga teknik (Best Available Technology, BAT) eller om de innebär strängare krav, miljökvalitetsmål (EQO). I artikel 10 i EU:s ramdirektiv fastställs att TRS (som för kommunala avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter återfinns i avloppsdirektivet 2000/60/EG) och MRS ska kombineras. 133 I ramdirektivets bilaga III anges vidare att en ekonomisk analys ska möjliggöra bedömningar av den mest kostnadseffektiva kombination av åtgärder när det gäller vattenanvändningen som ska ingå i det åtgärdsprogram som avses i artikel 11. Genom detta sätts givna resurser in där de ger störst verkan och ökar möjligheterna att tidigare nå MKN (jämför figur B4.3). Direktivet lämnar dock en förhållandevis stor frihet åt varje medlemsland för hur genomförande ska gå till och vilka styrmedel som ska tillämpas för att genomföra ramdirektivet. I svensk rätt genomförs ramdirektivet för vatten och två av dess dotterdirektiv i huvudsak med förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön (vattenförvaltningsförordningen), 5 kap. MB samt förvaltning (2002:864) med länsstyrelseinstruktion. 134 Sverige har med detta valt att införliva begreppet EQS med juridiskt bindande MKN vilka liksom EQS ska ange vad som från vetenskaplig synpunkt kan anses vara godtagbar miljökvalitet. MKN anger således ett tillstånd i miljön, en grad av påverkan eller högsta eller lägsta nivåer av ämnen som ska klaras eller eftersträvas. 133 MKN enligt Miljöbalken och vattenförvaltningsförordningen (VFF). Jämför 6 kap 5 förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön, VFF, som refererar till artikel 11.3 som i sin tur refererar till artikel 10 med avloppsdirektivet som minimivillkor. 134 De två dotterdirektiven är Europaparlamentets och rådets direktiv 2006/118/EG av den 12 december 2006 om skydd för grundvatten mot föroreningar och försämring (EUT L 372, , s. 19, Celex 32006L0118) och Europaparlamentets och rådets direktiv 2008/105/EG av den 16 december 2008 om miljökvalitetsnormer inom vattenpolitikens område och ändring och senare upphävande av rådets direktiv 82/176/EEG, 83/513/EEG, 84/156/ EEG, 84/491/EEG och 86/280/EEG, samt om ändring av Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG (EUT L 348, , s. 84, Celex 32008L0105). 329

331 Sverige är indelat i fem vattendistrikt som följer gränser mellan vattendelare och huvudavrinningsområden. Vattendistrikten är Bottenvikens, Bottenhavets, Norra Östersjöns, Södra Östersjöns och Västerhavets vattendistrikt. En länsstyrelse i varje vattendistrikt har utsetts till vattenmyndighet med ansvar för förvaltningen av vattenkvaliteten inom distriktet och samordnar vattenförvaltningen mellan de länsstyrelser och andra myndigheter som berörs inom distriktet. Vattenmyndigheten delar in ytvatten inom distriktet i vattenförekomster (efter förslag från berörda länsstyrelser) och ansvarar för att ta fram förvaltningsplan och åtgärdsprogram. I 5 kap. 3 MB anges att myndigheter och kommuner ska ansvara för att MKN följs. Normerna ska alltså inte ses som direkta påbud riktade mot enskilda verksamheter. MKN i sig ger alltså inga handlingsregler, utan utgör ett övergripande planeringsinstrument genom de så kallade åtgärdsprogrammen (se 5 kap. 4 8 MB). Ett åtgärdsprogram ska ge uttryck för ett helhetsperspektiv som omfattar de åtgärder som myndigheter och kommuner behöver vidta och som besvarar ett antal frågor om källorna till påverkan och anger de olika styrmedel som behöver tillämpas för att minska påverkan från källorna samt hur bördan för att minska denna påverkan ska fördelas på ett kostnadseffektivt sätt mellan olika källor och styrmedel. 135 Det är dock ännu oklart hur vattenmyndigheterna kommer att utforma åtgärdsprogrammen. Enligt 5 kap 6 MB ska dock åtgärdsprogrammen innehålla uppgifter om hur krav på förbättringar ska fördelas mellan olika typer av källor som påverkar möjligheterna att följa miljökvalitetsnormerna och mellan olika åtgärder. Vattenförvaltningsförordningen ger möjlighet till avvikelser och undantag. Om åtgärderna för att nå god status av tekniska skäl eller inte utan orimliga kostnader kan genomföras till 2015 får vattenmyndigheten besluta om tidsfrist. Det innebär att kraven ska vara uppfyllda vid ett senare tillfälle, dock senast den 22 december Det finns således en lagstadgad bortre tidsgräns för uppnåendet. Om det är omöjligt att uppnå kraven på grund av naturliga förhållanden eller om det är ekonomiskt orimligt så får vattenmyndigheten besluta om lägre kvalitetskrav. Enligt vattenförvaltningsförordningen är de övergripande MKN ett generellt krav om att tillståndet inte får försämras och att ytvatten ska uppnå god ytvattenstatus, att konstgjorda och kraftigt modifierade ytvattenförekomster ska uppnå god ekologisk potential och god kemisk ytvattenstatus samt att grundvatten ska uppnå god grundvattenstatus, allt senast år Vattenmyndigheterna får, under vissa förutsättningar, besluta att kvalitetskraven, d.v.s. miljökvalitetsnormerna, ska vara uppfyllda vid en senare tidpunkt än 2015 eller vara mindre stränga. Detta gäller dock inte försämringsförbudet, som alltid ska gälla (se prop. 2009/10:184 s. 42). 135 Se 5 kap. 4 8 miljöbalken och prop. 2009/10:184 s

332 God ytvattenstatus uppnås när både ekologisk status och kemisk status är åtminstone god. 136 Naturvårdsverket har gett ut föreskrifter om hur kvalitetskraven ska fastställas 137 samt en handbok om fastställande av status, potential och kvalitetskrav för ytvatten 138. I Naturvårdsverkets föreskrifter och allmänna råd (NFS 2008:1) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten anges bedömningsgrunder 139 för fysikalisk-kemiska kvalitetsfaktorer i sjöar och vattendrag. Näringsämnena fosfor och kväve utgör ingående parametrar som kvalitetsfaktorer. Enligt 3 kap. 1 tredje punkten förordning (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön ska varje vattenmyndighet se till att det görs en ekonomisk analys av vattenanvändningen enligt artikel 5 och bilaga III till direktiv 2000/60/EG. Kortfattat ska analysen innehålla beräkningar för att i enlighet med artikel 9 i samma direktiv 1) beakta principen om kostnadstäckning för vattentjänster fördelat på sektor (åtminstone hushåll, industri och jordbruk) samt 2) bedömning av den mest kostnadseffektiva kombination av åtgärder baserat på uppskattningar av åtgärdskostnader. Den ekonomiska analysen ska alltså ske på distriktsnivå men analyserna kan i vissa fall behöva med högre geografisk upplösning (se vidare kapitel 6 i Naturvårdsverkets handbok 2007:3 Kartläggning och analys samt Handbok 2008:6 om åtgärdsprogram inom vattenförvaltning enligt förordning (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön. B Sveriges genomförande av MKN Sverige har alltså valt att införliva miljökvalitetsrelaterade normer (EQS) med juridiskt bindande miljökvalitetsnormer (MKN) inom miljöbalkens regelverk. 140 Man har vidare infört skillnaden mellan gränsvärdesnormer, målsättningsnormer och andra normer. När det gäller kväve och fosfor för att uppfylla god ekologisk status, som behandlas i detta uppdrag, så faller dessa inom begreppet andra normer i 5 kap. 2 första stycket 4 miljöbalken. Till skillnad från gränsvärdesnormer (5 kap. 2 första stycket 1) anses det tillräckligt att vid en individuell prövning tillämpa de grundläggande hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken (prop. 2009/10:184 s. 48). Detta innebär att 2 kap. 7 första stycket (men inte andra och 136 Enligt definitionen i artikel 2.18 i ramdirektivet. 137 NFS 2008:1 och allmänna råd om klassificering och miljökvalitetsnormer 138 Naturvårdsverket rapport 2007:4. Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon. 139 Med bedömningsgrund avses i föreskrifterna naturvetenskapliga kriterier för att klassificera den ekologiska strukturen och funktionen hos akvatiska ekosystem. En bedömningsgrund innehåller referensvärden och klassgränser för en kvalitetsfaktor. 140 I svensk rätt genomförs ramdirektivet för vatten och två av dess dotterdirektiv i huvudsak med förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön (vattenförvaltningsförordningen), 5 kap. miljöbalken samt förvaltning (2002:864) med länsstyrelseinstruktion. 331

333 tredje stycket om bl.a. kompensatoriska åtgärder som endast gäller gränsvärdesnormer) är tillämpligt. 141 I 5 kap. 3 MB anges att myndigheter och kommuner ska ansvara för att miljökvalitetsnormer följs. Miljökontor, länsstyrelser och miljöprövningsdelegationer ska således i sin tillståndsprövning och i sin tillsyn ta hänsyn till miljökvalitetsnormerna. Myndigheterna måste enligt förvaltningslagen (1986:223) motivera sina beslut. Normerna för ekologisk status gäller direkt för myndigheter och kommuner i samband med: prövning av verksamheter utövande av tillsyn eller meddelande av föreskrifter Åtgärdsprogram är övergripande dokument, som binder myndigheter och kommuner. De utgör således förvaltningsbeslut utan inslag av myndighetsutövning mot enskilda. I propositionen (2009/10:184 s. 54) nämns att utgångspunkten är att åtgärdsprogram inte ska innehålla förvaltningsbeslut som rör enskildas skyldigheter och rättigheter på ett sådant sätt att besluten behöver vara överklagbara. 142 Genomförande av MKN via tillståndsprövning Att sätta utsläppsvillkor med referens till miljökvalitetsrelaterade mål är i princip möjligt sedan tidigare inom tillståndsprövning i Sverige i och med att den enskilda verksamhetens påverkan på t.ex. vattenkvalitet kan vägas in via hänsynsreglerna i 2 kap. 2-5 MB (när det gäller kväve inom VA-sektorn saknas dock rättpraxis i tillräcklig omfattning och denna kommer sannolikt att ta tid att utveckla). Tillståndsprövningssystemet uppfyller inte aggregeringskriteriet dvs. när flera verksamheter tillsammans påverkar vattenkvaliteten behöver i princip utsläppssumman kunna kontrolleras. När den individuella tillståndsprövningen och hänsynsreglerna utformades i miljöbalken var den främsta huvudtanken att sätta utsläppskrav utifrån bästa möjliga teknik (BMT) och göra sänkningar från dessa då verksamhetsutövarens kostnader för att uppnå dessa krav bedöms vara orimliga (2 kap 7 MB). För dessa till stor del teknikrelaterade krav behövs sällan ett hänsynstagande till krav som ställts och kommer att ställas på andra verksamheter, dvs. prövningsförfarandena kan i princip avgöras oberoende av varandra. Det svenska 141 För att följa de miljökvalitetsnormer som inte är gränsvärdesnormer bör det räcka med att vid individuella prövningar kunna tillämpa de grundläggande hänsynskraven i 2 kap. miljöbalken. Även om det inte regleras särskilt, har åtgärdsprogrammen en viktig roll även i dessa sammanhang när det gäller behov av åtgärder, bördefördelning och kostnader (prop 2009/10:184 s. 48). 142 Det har t ex därför inte införts några bestämmelser i miljöbalken som särskilt reglerar frågan om överklagande av beslut i åtgärdsprogram. 332

334 individuella prövningsförfarandet är således inte anpassat till den helhetssyn inom avrinningsområden som en styrning för MKN förutsätter. Beträffande koordinationskriteriet råder inom nuvarande tillståndsprövningssystem mycket begränsade möjligheter för en tillståndsmyndighet att i ett enskilt prövningsärende anta en helhetssyn och t.ex. jämföra behovet av åtgärder vid en verksamhet med vad som kan uppnås med åtgärder vid andra verksamheter uppströms eller nedströms för att säkerställa att MKN följs i vattensystemet (jämför dock 16 kap. 8 ). Prövningen är individuell och en tillståndsmyndighet kan inte väga in beslut från andra prövningsförfaranden. Detta gör att koordination i princip inte är möjlig och därmed inte ett kontrollerat genomförande av MKN. En annan aspekt är den långsamma processen i tillståndsprövning som innebär att mängdkriteriet inte blir uppfyllt i praktiken när verksamheterna är många inom ett huvudavrinningsområde. I 2 kap. 7 andra och tredje stycket beskrivs ett sätt att tillämpa kompensatoriska åtgärder som i princip följer substituerbarhetskriteriet. Detta gäller dock bara gränsvärdesnormer och inte MKN för kväve och fosfor. För dessa är det tillräckligt att vid individuella prövningar tillämpa de grundläggande hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken (prop. 2009/10:184 s. 48). Därmed uppfylls inte substituerbarhetskriteriet med ökad risk för ett genomförandeunderskott. Genomförande av MKN via generella föreskrifter Föreskrifter, å andra sidan, är den beteckning som används i 8 kap. regeringsformen (RF) för rättsregler, dvs. för regler som bestämmer enskildas och myndigheters handlande. Generella föreskrifter är bindande och generellt gällande. Därmed kan kravnivåer i generella föreskrifter uppfylla både aggregerings- och koordinationskriteriet. Kravnivåer gäller för samtliga verksamheter som omfattas av föreskrifterna och kravnivåerna bestäms samtidigt i och med ikraftträdandet och därmed kan en kravnivå fastsällas som gör att utsläppssumman kan kontrolleras. Å andra sidan kan föreskrifter till följd av kravet på generell giltighet inte tillåta den variation i lokala behov som MKN kan kräva i ett vattensystem vilket strider mot variationskriteriet. Av samma anledning uppfylls inte substituerbarhetskriteriet. 333

335 Tabell B4.2 Kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Tillståndsprövning Generella föreskrifter Aggregeringskriteriet Nej 1 Ja Koordinationskriteriet Nej 1 Ja Mängdkriteriet Nej Ja Variationskriteriet Ja Nej Substituerbarhetskriteriet Nej 2 Nej 1 Se dock 16 kap. 8 miljöbalken om gemensamma villkor. 2 Se dock 2 kap. 7 tredje stycket om kompensatoriska åtgärder vid gränsvärdesnormer. Det kan vara tillräckligt att ett kriterium i tabell B4.2 inte är uppfyllt för att styrmedlets möjligheter att genomföra miljökvalitetsrelaterade mål ska vara väsentligt försämrade. Exempelvis, uppfyller kravnivåer i generella föreskrifter i princip alla kriterier utom variations- och substituerbarhetskriteriet och har just därför mycket begränsade möjligheter att styra för lokala miljökvalitetsrelaterade mål inte minst i de fall då verksamheterna är många till antalet. Ett annat exempel är 16 kap. 8 MB som ger möjligheten till gemensamma villkor. Detta skulle i princip kunna innebära att alla kriterier utom mängdkriteriet kan uppfyllas. Men det kan knappast genomföras i praktiken i ett huvudavrinningsområde som Göta Älv som har 47 avloppsreningsverk inom ett gemensamt hydrologiskt nätverk som i varierande grad påverkas av samma miljökvalitetsnormer. Det skulle med nuvarande regler inom tillståndsprövningen inte vara administrativt möjligt att tillämpa 16 kap. 8 MB med så många verksamhetsutövare och därmed uppfylls i praktiken inte mängdkriteriet (B samt B 4.1.6). Ett genomförande som lutar sig på 16 kap. 8 har därför begränsade möjligheter. Det är således väsentligt att ett styrmedel generellt sett kan uppfylla samtliga kriterier i tabell B4.2 för att åstadkomma ett kontrollerat genomförande av MKN. Bortfallet av bara ett kriterium, eller ett svagt uppfyllande av ett sådant, kan i flera fall ge avsevärt försämrade möjligheter till genomförande och genomdrivande. ILLUSTRATION AV OMPRÖVNING AV VERKSAMHETER För att illustrera ovan återknyts till den förenklade modellen med fem verksamheter i figur B4.1 i avsnitt B Den översta liggande stapeln i figur B4.4 visar dels de totala utsläppen (belastningen till respektive vattenförekomsts mynning) från de fem verksamheterna före åtgärder och dels hur stora andelar av de totala utsläppen som kommer från respektive avloppsreningsverk 1 till och med 5. Gröna segment anger utsläppen från avloppsreningsverk 1 och 2 som tillhör Grönläns tillståndsmyndighet och röda segment anger utsläppen från avloppsreningsverk 3 till 5 som tillhör Rödläns tillståndsmyndighet. Den vertikala linjen MKN Ö anger den utsläppssumma som verksamheterna 1-3 tillsammans ska komma ned till. Den vertikala linjen MKN N anger den utsläppssumma som verksamheterna 1-5 ska komma 334

336 ner till. Bägge beting ska alltså nås för att följa MKN och nå god status i avrinningsområdet. MKN Ö MKN N Före genomförande Geniomförandeöverskott Genomförandeunderskott Frånvaro av samordnade beslut Samordnade beslut Utsläpp Figur B4.4 Omprövning av verksamheter för att följa MKN I de flesta fall är tillsynsansvaret i praktiken delegerat till kommunen. Enligt 26 kap. 2 MB har tillsynsmyndigheterna 1 till och med 5 en skyldighet att ansöka om omprövning av en verksamhets tillstånd eller villkor i detta om verksamheten medverkar till att MKN inte följs (förutsättningarna i 24 kap. 5 första stycket 2 föreligger). Enligt 5 kap. 8 MB ska myndigheter och kommuner inom sina ansvarsområden vidta de åtgärder som behövs enligt ett åtgärdsprogram som fastställts. De fem tillsynsmyndigheterna behöver var och en besluta om verksamheten i sin kommun bör omprövas eller inte. Vilken av de fem tillsynsmyndigheterna i figur B4.4 är ansvariga för att MKN följs? Närmare bestämt till vilken grad är var och en av tillsynsmyndigheterna ansvariga? Inget sägs om tillsynsmyndigheternas ansvarsfördelning i 26 kap. 2 MB. Förvisso sägs i 26 kap. 6 att tillsynsmyndigheter ska samarbeta med varandra men så länge ingen ansvarsfördelning finns förutsätter detta en initial administrativ börda för att få till stånd något sådant. För det andra, vilka kravnivåer ska tillsynsmyndigheten åberopa för verksamheten i sin kommun? Man kan konstatera att verksamhet 1 till 3 tillsammans kommer att medverka till att MKN Ö inte följs för Övervattnet men att det inte är klart till vilken grad som var och en av verksamheterna medverkar. För det andra, kan man konstatera att alla fem verksamheter tillsammans kommer att medverka till att MKN N inte följs för Nervattnet men att det inte är klart till vilken grad som var och en av verksamheterna medverkar. För ett genomförande som ska nå god status så gäller således att beslutet för en 335

337 verksamhet inte kan fattas före de andra besluten. För ett kontrollerat genomförande av MKN behöver besluten fattas samordnat eller gemensamt (koordinationskriteriet) på ett sätt så att summan av utsläppen inte överskrider någon MKN (aggregeringskriteriet). Om inte besluten vid omprövningar på ett systematiskt sätt kan samordnas enligt en regel så är risken överhängande att genomförandet blir godtyckligt och utan kontroll. I figur B4.4 åskådliggörs några av de typiska fallen vid godtyckligt genomförande. Fall 1: Genomförandeunderskott En rättspraxis som likt dagens rättspraxis för fosfor anger likartade villkorsnivåer kan i allmänhet, liksom generella föreskrifter (se avsnitt B 4.4.3), ha begränsade möjligheter att följa MKN pga. behovet av lokal variation. Den andra liggande stapeln ovanifrån i figur B4.4 visar ett fall där en rättspraxis utvecklats och som innebär att alla verksamheter ska klara ett visst begränsningsvärde (mg/l) men det är inte tillräckligt i just detta avrinningsområde. Följden av detta, tillsammans med kedjeeffekten, gör att varken Övervattnet eller Nervattnet når god status. Verksamheterna 1, 2 och 3 överskrider tillsammans MKN för Övervattnet samtidigt som verksamheterna 1, 2, 3, 4 och 5 tillsammans överskrider MKN för Nervattnet. Fall 2: Långsammare genomförande vid genomförandeöverskott Den tredje liggande stapeln ovanifrån i figur B4.4. visar samma situation men här går villkorsnivån från rättspraxis längre än vad MKN kräver. MKN följs således efter att samtliga verksamheter omprövats och fått dessa nya villkorsnivåer. Ett problem med detta typexempel är att det föreligger risk för ett långsammare genomförande eftersom administrativa resurser (dvs. tid) läggs även på ställen som medverkar mindre till god vattenkvalitet. Man skulle kanske ha kunnat nå god status tidigare om man hade anpassat urvalet av verksamheter och kravnivåer till en optimal ordning av omprövningar som innebär att MKN följs med minst möjliga åtgärder. I större avrinningsområden med 40 till 50 avloppsreningsverk som i varierande grad påverkar följandet av flera gemensamma MKN kan en sådan optimering göra stor skillnad på totala effekter och hur fort man kan gå från ett genomförandeunderskott till ett fullt genomförande av MKN (se fallstudien i avsnitt B 4.4). Fall 3; Bristande samordning Den fjärde liggande stapeln ovanifrån i figur B4.4 är ett exempel på frånvaro av samordning. Här har Rödläns tillståndsmyndighet fokuserat på strängare villkor för den största verksamheten 4 inom sitt område med följden att MKN för Nervattnet nästan nås men MKN överskrids i Övervattnet. Eftersom Rödläns myndighet inte kan fatta gemensamma beslut med Grönläns myndighet beträffande bördefördelningar råder begränsade möjligheter för ett tidigt genomförande av MKN för Över- 336

338 vattnet och Nervattnet. Dels kan det bero på att gemensamma beslut om villkorsnivåer för verksamheter inte är möjliga inom en tillståndsmyndighets ansvarsområde eller för verksamheter inom olika tillståndsmyndigheters ansvarsområden. Samordnad tillsyn och prövning Den femte liggande stapeln ovanifrån i figur B4.4 illustrerar hur en regel om samordning av tillsynsverksamhet och tillståndsbeslut skulle kunna gjort det möjligt att följa MKN tidigare och effektivare i både Övervattnet och Nervattnet. Rödläns och Grönläns tillsynsmyndigheter och tillståndsmyndigheter har gjort upp en gemensam handlingsplan för samtliga avloppsreningsverk i avrinningsområdet och fattat samordnade beslut om villkor. Man har därvid klarat att nå betingen och följa MKN i både Övervattnet och Nervattnet (se pilar) genom att Grönlän omprövat verksamhet 2 och Rödlän har omprövat verksamhet 3 (som påverkar både Övervattnet och Nervattnet) samt verksamhet 4. Man har dessutom nått betingen tidigare genom att ompröva bara tre av fem verksamheter istället för ett godtyckligt genomförande som sprider ut resurser på alla fem verksamheter utan samordning. Samordnade beslut är dock inte möjliga inom det befintliga prövningssystemet med undantaget för 16 kap. 8 MB. Detta är i praktiken inte är möjligt att genomföra med det antal verksamheter som påverkar samma miljökvalitetsnormer i de större avrinningsområdena. Regler för substituerbarhetskriteriet För att MKN ska följas i Övervattnet och Nervattnet i figur B4.1 kan inte vilka bördefördelningar som helst tillämpas. Det finns två typer av bördefördelningar. Den ena gäller hur utsläppsreduktioner ska genomdrivas och fördelas inom en grupp av verksamheter som ligger inom områden med ett beting för MKN (t.ex. bördefördelningen mellan verksamheterna 1, 2 och 3 i figur B4.1). Denna typ av bördefördelningar kan vi kalla inbördes fördelningar eftersom de gäller bördefördelningar för utsläppspunkter inom samma betingsområde. Den andra typen gäller hur utsläppsreduktioner ska genomdrivas och fördelas mellan verksamheter som ligger uppströms och nedströms (t.ex. bördefördelningen mellan gruppen 1-3 och gruppen 4-5 i figur B4.1). Denna typ av bördefördelning kan vi kalla utbördes fördelningar eftersom de gäller bördefördelningar mellan utsläppspunkter i olika betingsområden. Den retention som finns mellan utsläppspunkterna räknas in. Om MKN för Övervattnet leder till att summan av utsläppen från 1, 2 och 3 får vara högst 10 ton och högst 20 ton för Nervattnet så kan åtgärder flyttas mellan 1 och 2 och 3 utan att genomförandet av MKN påverkas. Däremot kan inte åtgärder flyttas från 3 till 4 eftersom MKN för Övervattnet då kan överskridas. Å andra sidan går det att flytta åtgärder uppströms från 4 till 3 (förutsatt att retentionen räknas in) utan att genomförande av MKN påverkas. Det är en generell regel att åtgärder kan flyttas uppströms men inte nedströms inom ett avrinningsområde (Hung och Shaw, 2005). Regelmatrisen i tabell B4.5 visar de riktningar som börda 337

339 kan flyttas i avrinningsområdet i figur B4.1 utan att genomförandet av MKN påverkas. Tabell B4.3 Regelmatris för bördefördelningar för genomförande av MKN i avrinningsområdet i figur B4.1 Till 1 Till 2 Till 3 Till 4 Till 5 Från 1 Ja Ja Nej Nej Från 2 Ja Ja Nej Nej Från 3 Ja Ja Nej Nej Från 4 Ja Ja Ja Ja Från 5 Ja Ja Ja Ja Börda kan alltså flyttas uppströms (vilket anges av alla ja i tabellens vänstra nedre hörn) men inte nedströms (vilket anges av alla nej i tabellens övre högra hörn). Vidare kan börda flyttas inom varje vattenförekomst i bägge riktingar vilket anges av de ja som finns i den övre högra delen av tabellen. I fallstudien för Västerhavet i avsnitt B4.4 visas regelmatriser för de kommunala avloppsreningsverken (113 st.) i Västerhavets distrikt. B Sammanfattning genomförande av MKN med tillståndsprövning Miljöbalkens regelverk saknar regler för att genomföra mål för summan av utsläpp från flera verksamheter vilket blir aktuellt för miljörelaterade mål och nationella miljömål (aggregeringskriteriet). Situationen för de kommunala avloppsreningsverken är särskilt akut då denna kommer att kräva hundratalet omprövningar av avloppsreningsverk. I de största avrinningsområden finns 40 till 50 avloppsreningsverk. Om dessa omprövningar inte kan koordineras på ett systematiskt sätt blir möjligheterna att genomföra betingen för MKN begränsade. (B 4.4.2) Avsaknaden av regler leder till ett obestämbart genomförande (koordinationskriteriet) med oändligt många sätt att fördela kravnivåerna mellan verksamheter. Hanteringen av denna oändlighet (som inte sällan överskrider myndigheternas geografiska ansvarsområden) innebär en stor administrativ börda som hamnar på tillsynsmyndigheterna. Risken är genomförandeunderskott eller långsammare genomförande vid genomförandeöverskott. På kort sikt innebär bägge ett genomförandeunderskott. Ett annat problem är ökad risk för genomförandeunderskott tillföljd av att kompensatoriska åtgärder inte är tillämpliga för miljökvalitetsnormer med avseende på kväve och fosfor. För dessa är det tillräckligt vid individuella prövningar att tilllämpa de grundläggande hänsynsreglerna i 2 kap. miljöbalken (prop. 2009/10:

340 s. 48). Rimlighetsavvägningar i omprövningar av flera verksamheter uppströms kan göra att flera MKN nedströms drabbas av genomförandeunderskott. Den överliggande orsaken till detta genomförandeunderskott behöver inte vara orimliga kostnader vid dessa verksamheter utan avsaknaden av koordination inom miljöbalkens regelverk. Den reduktion som var orimlig att genomföra vid vissa verksamheter kan ha varit rimlig vid andra verksamheter om de rimlighetsavvägda besluten hade varit kända när andra beslut togs inom avrinningsområdet, och därmed behövde (och borde) inte MKN överskridas (substituerbarhetskriteriet). Vaga indikatorer i underlagen vid prövningar När prövningsprocessen saknar indikationer om kvantitativa kravnivåer (t.ex. kravnivåer i generella föreskrifter) att falla tillbaka på behöver i praktiken ett större underlag tas fram och hanteras i varje enskilt prövningsärende. Det ökar tidsåtgången för själva prövningsprocesserna och riskerar att motverka tillsynsmyndigheternas möjligheter att initiera omprövningar p.g.a. resursbrister (se B 1.8.4). Det finns flera förklaringar till varför vaga kvantitativa indikatorer förekommer och kan komma att förekomma i högre grad då en eller flera MKN är involverade i prövningsförfaranden: Lokala omständigheter kommer att innehålla skilda förutsättningar från område till område vilket gör det svårare för en rättspraxis om villkorsnivåer att utvecklas. Miljökvalitetsnormerna för kväve och fosfor inte är gränsvärdesnormer utan andra normer vars genomförande ska bedömas i tillståndsprövning med rimlighetsbedömning i 2 kap. 7 miljöbalken. Åtgärdsprogrammen innehåller inte förvaltningsbeslut som rör enskildas skyldigheter och rättigheter vilket innebär att även fördelningen av kravnivåer mellan verksamheter blir ytterligare en osäkerhetsfaktor som komplicerar vilka individuella kravnivåer som ska fastställas i enskilda prövoärenden. Enkätundersökningen (B 5.1) antyder att vaga indikatorer kan riskera att öka tidsåtgången och den administrativa bördan vid enskilda prövningsförfaranden. Sammanfattningsvis bedömer vi att såväl omprövningar i det befintliga tillståndsprövningssystemet som generella föreskrifter i sammanhanget har mycket begränsade möjligheter att genomföra de kommunala avloppsreningsverkens beting för MKN för vatten inom en överskådlig framtid. 339

341 B De kommunala avloppsreningsverkens beting för MKN i åtgärdsprogrammen På grund av bristfälliga data har Vattenmyndigheterna endast kunna göra grova uppskattningar av de reduktioner av kväve och fosfor som behövs för att nå god status i åtgärdsprogrammen för Det gäller i synnerhet kväve där det är svårare att fastställa beting på grund av osäkerheter kring in- och utflöden i kustoch övergångsvatten. Betingen för VA-sektorn i åtgärdsprogrammen för inom BSAP-området är i samtliga fall utom ett endast angivna som beting på distriktsnivå. Man konstaterar dock att i regionala och lokala åtgärdsplaner behöver mer specificerade åtgärdsbehov tas fram. Tabell B4.4 Översikt över de kommunala avloppsreningsverkens beting i Vattenmyndigheternas åtgärdsprogram Distrikt Kväve Fosfor Reduktion (ton) netto till hav Geografisk upplösning Reduktion (kg) till mynning Norra Östersjön Distrikt ( ) Geografisk upplösning Distrikt Södra Östersjön Distrikt Västerhavet HARO Bottenviken Bottenhavet Distrikt Betingen ska i de flesta fall vara uppfyllda redan till 2021 vilket är svårt att uppfylla oavsett styrmedel (B 4.1.5). Ett lämpligt styrmedel bör då på effektivaste sätt kunna utnyttja den fulla potentialen till utsläppsreduktioner för att nå målet så snart möjligt därefter. Åtgärdsprogrammen kommer också att revideras i varje 6-årscykel vilket kan innebära att även betingen och deras fördelning kan komma att uppdateras när nya kunskaper framkommer. Detta förutsätter ett styrmedel vars reglering kan anpassas till uppdateringar i betingen inför varje 6-årscykel. Norra Östersjön Endast beting på distriktsnivå finns angivna. I åtgärdsprogrammet finns dock en tabell som anger totala uppskattade fosfor- och kvävebeting i procent av tillförseln per avrinningsområde. Det totala reduktionsbehovet av kväve uppskattas % som innebär en reduktion av totalt ton i nettobelastning för distriktet. Man uppskattar att från kommunala avloppsreningsverk behöver kväveutsläppen minska med %, vilket motsvarar ett reduktionsbehov på upp till ton för distriktet Norra Östersjön. 340

342 Det totala reduktionsbehovet för fosfor inom distriktet är 15 % av tillförseln vilket motsvarar 100 ton reduktion till mynning. För avloppsreningsverken bedömer man att reduktionsbehovet är % vilket motsvarar en reduktion av ton fosfor. Man påpekar dock att mer detaljerade åtgärdsprogram för delavrinningsområden kommer att behöva tas fram som även beaktar skillnader i biotillgänglighet och känslighet i recipienten vilket kan ge variationer i reduktionsbehovet för enskilda avloppsreningsverk. Södra Östersjön Södra Östersjön redovisar enbart beräkningar för distriktets reduktionsbehov av kväve och betonar att resultaten av beräkningarna är mycket osäkra och baseras på osäkra data, expertbedömningar och uppskattningar. Det uppskattade totala kvävebetinget för hela distriktet är ton (3 500 ton inte inkluderat Skånes västra kust som ansluter till Öresund). Den största andelen av reduktionsbehovet återfinns i Skåne och i distriktets norra del. Siffrorna utgår från att ländernas (inkl Sveriges) åtaganden i BSAP uppfylls helt. Inga kvävebeting och inga åtgärder för kvävereduktion finns angivna för någon sektor, inklusive kommunala avloppsreningsverk, till följd av de osäkra uppskattningarna. Det totala reduktionsbehovet av fosfor uppskattas till kg/år för hela distriktet. Utsläppsreduktioner specificeras per sektor endast på distriktsnivå. För de kommunala avloppsreningsverken kommer man fram till ett reduktionsbehov på kg/år. Detta motsvarar koncentrationshalter på igenomsitt 0,1 mg/l, motsvarande det längst gående åtgärdsalternativet i IVL (2009), vilket i jämförelsen med andra sektorers kostnader, anses vara en kostnadseffektiv åtgärd. 143 Man betonar dock att 0,1 mg/l ska ses som ett jämförelsetal och inte som ett styrande för utsläppskrav. Västerhavet Västerhavet har inte uppskattat vare sig beting eller åtgärder för kvävereduktioner inom distriktet på grund av osäkerheten i balansen mellan in- och utflöden i kustvatten. Dock räknar man med att de åtgärder som behöver genomföras för fosfor även kommer att leda till en kvävereduktion på ton och att denna reduktion är ett rimligt beting tills dess att kunskapsläget kring kväve förbättrats. Man påpekar också att 12 avloppsreningsverk inom distriktet inte uppfyllde kraven i avloppsdirektivet genom att inte ha byggts ut för kväverening vid denna tidpunkt. I åtgärdsprogrammet noteras att Sveriges åtagande enligt BSAP innebär att distriktet ska minska kvävetillförseln till kustvatten med ton. Betinget kommer 143 Reduktionsmöjligheter liksom kostnader för kommunala avloppsreningsverk bygger på IVL (2009) som avsåg Egentliga Östersjön men fördelningen antas vara den samma för Södra Östersjön. 341

343 att innebära att nya metoder för jordbruk måste tas fram eller att jordbruk på kustnära jordar helt eller delvis upphör. Den senare frågan skulle få så pass stora ekonomiska och sociala konsekvenser att beslut om detta bör fattas på en högre politisk nivå enligt åtgärdsprogrammet. Beträffande fosfor redovisar Västerhavet fosforbeting per sektor för huvudavrinningsområde vilket är den högsta geografiska upplösningen bland de tre åtgärdsprogrammen. Det totala reduktionsbehovet för distriktet uppskattas till kg/år fosfor. Av detta är avloppsreningsverkens totala beting för distriktet kg/år som fördelas på 13 huvudavrinningsområden och två kustområden. Det största huvudavrinningsområdet, Göta Älv 108, har dessutom delats upp i mindre områden, där 14 har fosforbeting för de kommunala avloppsreningsverken. VAsektorns beting i varje område avgörs av sektorns andel av den totala belastningen i varje område. Man hänvisar även till det mål i miljömålet Ingen övergödning på 95 % fosforrening eller en utgående fosforhalt som inte överstiger 0,3 mg/l. Bottenviken I åtgärdsprogrammet anges att övergödningsproblemets omfattning är relativt begränsad inom distriktet och kopplar till överskott av fosfor. De kommunala avloppsreningsverken bedöms vara de största utsläppskällorna tillsammans med enskilda avlopp, industrier samt jord- och skogsbruk. Västerbottens län har kartlagt utsläppskällor med näringsämnen vilket utgjort underlag för framtagande av åtgärdsprogram. Norrbottens län kommer att se över kvävebelastningen från bland annat de kommunala avloppsreningsverken. För de områden som verifieras vara övergödda kommer källfördelningsanalyser att genomföras varför inga beting för reduktion av kväve- och fosforutsläpp ännu redovisas i åtgärdsprogrammet. Man nämner dock att utökad tillsyn omprövning av tillstånd kan komma att krävas för att tillgodose krav gällande fosfor. Bottenhavet I åtgärdsprogrammet lyfts att de kommunala avloppsreningsverken tillhör de viktigaste källorna för övergödning med fokus på överskott av fosfor som är av relativt begränsad omfattning. Man påpekar också att avloppsreningsverkens utsläpp är beroende av befolkningsutveckling och att SCB förutspår en minskning med drygt personer vilket sammantaget bedöms innebära en oförändrad utveckling. Källfördelningsanalys på vattenförekomstnivå har utförts i begränsad omfattning och inga redovisningar av beting för fosfor eller kväve finns dock anges kostnader för styrmedelsåtgärder (främst utökad tillsyn och prövning) samt åtgärder för fosforminskning, dock inte fördelade mellan sektorer. En källfördelningsanalys för överskridandet av fosfortillförseln (104 ton) i förhållande till klassgränsen mellan god och måttlig status har genomförts (baserad på IVL:s genomgång av åtgärdskostnader) vilket resulterade i ett reduktionsbehov på 9 ton för reningsverk. 342

344 Box 4.1 Sammanfattning av kriterier för styrmedelsutformning Kriterier hos styrmedels egenskaper för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål. 1. Aggregeringskriteriet: Miljörelaterade mål innebär att utsläppskrav sätts med hänvisning till vattenkvaliteten. När denna påverkas av flera verksamheter samtidigt kan ett utsläppskrav härledas till den grupp av verksamheter vars utsläpp når vattenförekomsten istället för enskilda verksamheter. Det innebär i princip att utsläppssumman från verksamheterna behöver kontrolleras. 2. Koordinationskriteriet och mängdkriteriet: För ett kontrollerat genomförande behöver verksamheternas utsläppskrav fastställas samordnat, dvs. ett utsläppskrav för en verksamhet kan generellt inte fastställas oberoende av utsläppskraven för andra verksamheter. 3. Variationskriteriet: Utsläppskraven behöver kunna ta hänsyn till de varierande behov av krav, geografiskt och över tid, som finns i ett vattensystem för att nå god vattenstatus. 4. Substituerbarhetskriteriet: Att tidigare nå god vattenkvalitet genom att allokera om resurser (i form av administration vid myndigheter samt administration och åtgärder vid verksamheter) dit där de har störst verkan. Detta kräver mer än bara variationskriteriet bl.a. får effektivitet och kostnadseffektivitet ytterligare en dimension eftersom de nu kan bidra till ett tidigare genomförande då tillgängliga resurser sätts in där de gör större verkan för att nå MKN. En given resursinsats kan följaktligen tidigare nå god status. 5. Betingen ska i de flesta fall vara uppfyllda redan till 2021 vilket är svårt att uppfylla oavsett styrmedel. Ett lämpligt styrmedel bör då på effektivaste sätt kunna utnyttja den fulla potentialen till utsläppsreduktioner för att nå målet så snart möjligt därefter. 6. Åtgärdsprogrammen kommer att revideras i varje 6-årscykel vilket kan innebära att betingen kan komma att uppdateras. Det förutsätter ett styrmedel vars reglering kan anpassas till uppdateringar i betingen inför varje 6- årscykel. 7. Enligt icke-försämringskravet får tillståndet i vattenförekomsterna inte försämras vilket i princip innebär att utsläpp inte kan ökas. 343

345 B 4.2 Styrmedel för MKN kväve MKN med avseende på kväve är endast definierade för kustvattenförekomster (och inte för sjöar och vattendrag i inlandet), vilket för med sig att utsläppskällorna, som grupp i varje huvudavrinningsområde, kan hänföras till ett gemensamt belastningsbeting till de kustvattenförekomster som huvudavrinningsområdet har mynning till. Betingen för MKN har därmed strukturella likheter med beting för BSAP, genom att de är aggregerade beting - definierade på den summa av belastning till kusten som gruppen av avloppsreningsverk inom ett huvudavrinningsområde eller kustområde tillsammans orsakar. 144 De tre södra vattendistrikten för vattenförvaltningen omfattar också i stora drag geografiskt de tre bassängerna i BSAP, Västerhavet (omfattar Kattegatt och Skagerack), Norra Östersjön (delar av Egentliga Östersjön) och Södra Östersjön (delar av Egentliga Östersjön och Öresund). Betingen för MKN ska i de flesta fall uppnås till 2021, samma år som betingen för BSAP. Genom dessa synergier kan ett styrmedel för kvävebetinget i BSAP ha goda förutsättningar att även inbegripa en kostnadseffektiv styrning för MKN, med avseende på kväve inom de tre distrikten. Norra Östersjön är den enda av Vattenmyndigheterna som har angivet ett kvävebeting för kommunala avloppsreningsverk. Det uppgår till ton och kan jämföras med kvävebetinget för BSAP på ton, varav ton för bassängen Egentliga Östersjön (en del av distriktet Norra Östersjön) om det fördelas i enlighet med bassängfördelningen i Sveriges preliminära åtagande. Vid den jämförelsen skulle alltså betinget för MKN bli större än betinget för BSAP. Betingen för MKN för kustvatten kan komma att få högre upplösning än BSAP, eftersom flera kustvattenförekomster ingår i varje bassäng. Kommande åtgärdsprogram kan komma att innebära att styrningen av åtgärder kan behöva differentieras mellan huvudavrinningsområden och/eller kustområden, beroende på varierande status i mottagande kustvattenförekomster. Naturvårdsverket bedömer att ett certifikatssystem för kvävebetinget i BSAP har goda förutsättningar att även klara sektorns kvävebeting för MKN genom synergieffekterna mellan de båda typerna av betingen. Om vissa kustvattenförekomster har sämre status än andra inom bassängen kan det dock krävas att certifikatssystemet differentieras mellan olika havsområden, bassänger, distrikt eller kustområden. Detta kan uppnås genom att fastställa ett särskilt golv för den bassäng, det distrikt 144 Liksom eventuella utsläppsminskningar till följd av det marina direktivet. 344

346 eller delområden där betingen för MKN begränsar relativt mer. 145 Det finns därmed inte skäl till att i nuläget analysera och utveckla ytterligare ett sektorsspecifikt styrmedel för MKN med avseende kväve. B 4.3 Styrmedel för MKN fosfor MKN med avseende på fosfor är definierade för såväl inlands- som kustvatten vilket innebär att belastningar och lokala beting för vattenförekomsterna blir en funktion av bl.a. vattnets flödesvägar och retention mellan utsläppspunkterna inom ett avrinningsområde (se den förenklade illustrationen med 5 verksamheter i avsnitt B 4.1.2). Sammanfattningsvis kan man konstatera att den geografiska upplösningen för fosforbeting i nuvarande åtgärdsprogram varierar från beting på distriktsnivå till beting på huvudavrinningsområde och delar av huvudavrinningsområde (Göta Älv i Västerhavet). De åtgärdsprogram som har beting enbart på distriktsnivå konstaterar dock att i kommande regionala och lokala åtgärdsplaner behöver mer specificerade åtgärdsbehov tas fram. Eftersom det inte är klart vilka geografiska upplösningar hydrologiska nätverk och åtgärder och beting i åtgärdsprogrammen kommer att hamna på hos Vattenmyndigheterna i de olika distrikten (vilka i princip inte behöver använda samma upplösningsnivåer) kan inte ett lämpligt styrmedel utses för närvarande. Istället har en fallstudie på Västerhavets distrikt genomförts där fem olika styrmedel utformas, dimensioneras till betingen i åtgärdsprogrammet för B Designorienterad styrmedelsanalys Med utgångspunkt från den behovsorienterade analysen i bilaga 1 med kompletteringar för miljökvalitetsrelaterad styrning i avsnitt B 4.1 analyseras fem styrmedel för MKN fosfor, inklusive tillståndsprövning och generella föreskrifter i egenskap av referensalternativ, inom miljöbalkens befintliga regelverk. Kriterierna på 30-punktslistan har varit grundläggande riktlinjer för utformning och dimensionering med tillägg för de faktorer som lyfts i B 4.1. Eftersom styrmedel med prisreglering (skatt, avgiftssystem etc.) inte kan nå den precision som krävs när betingen är lokalt differentierade mellan enskilda verksamheter har endast styrmedel med kvantitetsreglering (dvs. som anger kravnivåer för en eller flera 145 I sådana fall bör en avvägning göras mellan de ökade resurser och administration som en differentiering mellan olika områden ger och den förbättrade miljöeffekt som det kan ge. En sådan avvägning kan exempelvis ge; att det optimala är att inte differentiera styrmedlet, utan istället skärpa styrmedlet för hela området (jämför t.ex. Atkinson och Tietenberg, 1982). 345

347 verksamhetsutövare) gått vidare i analysen. De analyserade styrmedlen för MKN fosfor sammanfattas i tabell B4.5 Tabell B4.5 Analyserade styrmedel för MKN fosfor Styrmedel Verksam reglering Lagteknisk konstruktion Geografisk upplösning Styrning 1. Tillståndsprövning med utsläppsvillkor för fosfor 2. Skärpta krav i generella föreskrifter 3. Generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) Kvantitets- Reglering Miljöbalkens regelverk med eventuell ny förordning Vattenförekomst Distrikt Vattenförekomst Kvantitetsstyrning 4. Handel med certifikat Distrikt 5. Vattenkvalitetshandel med certifikat eller utsläppsrätter (CEASAR-E) Ny lag Vattenförekomst Prisstyrning Alternativ 2-5 är avsedda att verka parallellt med nuvarande tillståndsprövning, med syftet att komplettera för en helhetssyn inom avrinningsområdena som saknas i nuvarande befintlig rätt. Alternativ 2 och 4 har distriktet som geografisk upplösning och är därmed otillräckliga för att nå betingen inom de olika avrinningsområdena. Dessa alternativ ska ses som en teoretisk jämförelse till styrmedlen med högre geografisk styrning. I nästkommande avsnitt beskrivs två typer av styrmedel bilateral vattenkvalitetshandel i form av generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) och vattenkvalitetshandel med certifikat (CEASAR-E). B Generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) Tillståndspliktiga avloppsreningsverk har ett rättsligt skydd genom de enskilda tillståndens rättskraft. De frågor som prövats i domen eller beslutet gäller mot alla, men ingripande kan ske genom t.ex. generella föreskrifter enligt 9 kap. 5 MB så att tillståndet förenas med ändrade eller nya villkor (se 24 kap. 1 MB). 346

348 För styrmedlen generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) och handelsystem med certifikat baserat på individuella reningskvoter (CEASAR-E) behöver krav/reningskvoter införas som begränsar de enskilda tillståndens rättskraft. Ett sätt att införa utsläppskrav för ett distrikt vore att meddela generella föreskrifter med stöd av 9 kap. 5 MB. Regeringen har enligt 9 kap. 5 MB bemyndigande att meddela föreskrifter om försiktighetsmått för att skydda människors hälsa eller miljön. Föreskrifter är den beteckning som används i 8 kap. regeringsformen (RF) för rättsregler, dvs. för regler som bestämmer enskildas och myndigheters handlande. Kännetecknande för generella föreskrifter är att de är bindande och generellt gällande. Kravet på att föreskrifter är generellt gällande är uppfyllt om de avser situationer av ett visst slag eller vissa typer av handlingssätt eller om de riktar sig till eller på annat sätt berör en i allmänna termer bestämd krets av personer. För att i viss utsträckning kunna ta hänsyn till MKN hos enskilda ytvattenförekomster skulle en möjlig lösning vara att utifrån MKN fosfor (god ekologisk status ur övergödningssynpunkt) i föreskrifter fastställa generella utsläppskrav för avloppsreningsverk inom geografiskt avgränsade områden, främst vattendistriktsnivå. På så vis skulle föreskrifterna uppfylla kravet på generell giltighet samtidigt som utsläppskraven i någon mån anpassas utifrån lokala miljökvalitetsperspektiv. Ett sätt att åstadkomma flexibilitet och ändå ha tillräckligt stränga kravnivåer för att följa MKN (motsvarande en rimlighetsavvägd BAT-slutsats för avloppsreningsverk) är att tillåta möjlighet till enskilda undantag (dispens) från utsläppskraven. Syftet skulle vara att söka uppfylla variationskriteriet och substituerbarhetskriteriet. Tre tänkbara skäl för undantag/dispens (hierarkisk ordning): 1) Miljökvaliteten i berörda vattenförekomster medger högre utsläppsnivåer än vad utsläppskravet i föreskrifterna anger efter avräkning för retention enligt metod som anges i särskilda föreskrifter (variationskriteriet). 2) Kompensatoriska åtgärder vidtas vid andra verksamheter uppströms varvid utsläppskravet får överskridas. Detta förutsätter att den sammanlagda påverkan från reningsverken på berörda vattenförekomster ändå innebär att MKN följs (substituerbarhetskriteriet). 3) Utsläppskravet medför orimliga kostnader och det saknas möjligheter till kompensatoriska åtgärder. Enligt 16 kap. 2 MB får en dispens enligt föreskrifter meddelade med stöd av balken förenas med villkor. Av 16 kap. 8 MB framgår att om två eller flera verksamhetsutövare kommer överens om att vidta åtgärder för att förebygga eller motverka olägenheter för människors hälsa och miljön, får sådana dispensvillkor som 347

349 avses i 16 kap. 2 omfatta två eller flera verksamheter. Som förutsättning för detta gäller att möjligheterna att följa MKN ökar, eller att fördelar från hälso- och miljösynpunkt uppnås på något annat sätt. B Utförande GFDA är ett komplement till befintlig tillståndsprövning som regleras i nya generella föreskrifter. Syftet är att komplettera med de kriterier som saknas vid enskilda prövningsförfaranden men som förutsätts för ett kontrollerat genomförande av MKN för fosfor (B 4.1.3). Tabell B4.6 Beskrivning av generella föreskrifter med dispens efter avtal (GFDA) Steg 1 Generella utsläppskrav T (mg/l) för avloppsreningsverk > pe fastställs per vattendistrikt. Utsläppskraven ska följas senast år 20XX. 2 Undantag/dispens från utsläppskravet T (mg/l) får sökas hos MPD/tillsynsmyndighet. En sådan ansökan ska ha kommit in till myndigheten senast 20XX (innan utsläppskravet träder i kraft). Ett beslut om undantag/dispens får inte leda till mildare utsläppskrav än vad som anges i verksamhetens nuvarande tillstånd enligt 9 kap. MB. 3 Avloppsreningsverk A ingår ett civilrättsligt avtal med avloppsreningsverk B om att B, mot viss ersättning från A, ska klara ett utsläppskrav T-K (mg/l) som kompenserar mängden för A:s dispens (retention mellan utsläppspunkter inräknat). 4 MPD/tillsynsmyndigheten prövar dispensansökan. Myndigheten beslutar med stöd av punkten 2) att medge A undantag/dispens från utsläppskravet. Dispensbeslutet förenas med villkor enligt 16 kap. 2 och 8 MB. Undantag/dispens får lämnas om (hierarkisk ordning): a) Miljökvaliteten i berörda vattenförekomster medger högre utsläppsnivåer än vad utsläppskravet T (mg/l) i föreskrifterna anger (efter avräkning för retention enligt metod som anges i särskilda föreskrifter). b) Kompensatoriska åtgärder uppströms vidtas vid andra verksamheter uppströms varvid utsläppskravet T (mg/l) får överskridas (efter avräkning för retention mellan utsläppspunkter enligt metod som anges i särskilda föreskrifter). Detta förutsätter att den sammanlagda 348

350 påverkan från reningsverken på berörda vattenförekomster ändå innebär att MKN följs i varje vattenförekomst. c) Utsläppskravet T medför orimliga kostnader och det saknas möjligheter till kompensatoriska åtgärder. A ska enligt beslutet även fortsättningsvis klara minst villkorsnivån i nuvarande tillstånd medan B till A och tillsynsmyndigheten löpande ska redovisa att verket klarar att innehålla utsläppsnivån T-K (mg/l). Dispensen gäller under förutsättning att B klarar att innehålla T-K (mg/l). Om det visar sig att B inte klarar detta, har A en skyldighet enligt föreskrifterna att klara T (mg/l). Tillsynsmyndigheten kan därvid förelägga A, med eller utan vite, att innehålla T (mg/l). Ur civilrättslig synpunkt har B brutit mot avtalet med A att klara T-K (mg/l). Avtalsbrottet kan vara skadeståndsgrundande. En tänkbar lösning för att genomföra GFDA är att regeringen i förordningsform meddelar föreskrifter med dispens efter avtal inklusive förutsättningar för undantag/dispens från kraven. Metod för beräkning av retention kan anges i föreskrifter som Naturvårdsverket meddelar. Naturvårdsverket behöver eventuellt ett nytt bemyndigande att utfärda sådana föreskrifter om bemyndigandet i 47 FMH inte bedöms tillräckligt. B Tidpunkter och geografisk omfattning för dispens och genomförande För att det ska vara möjligt att uppfylla betinget till ett visst slutår måste föreskrifternas utsläppskrav träda i kraft senast ett visst datum. Fallstudien i avsnitt B4.4 visar att det då kan aktualiseras ett mycket stort antal dispensärenden. För att den myndighet som ska pröva dispensansökan ska ha en rimlig chans att pröva dispensansökningarna i tid måste möjligheten att söka dispens vara begränsad till en viss tid innan utsläppskraven träder i kraft. Inom denna tid bör även överinstanserna mark- och miljödomstolen och Mark- och miljööverdomstolen, vid eventuella överklaganden, ha hunnit ta ställning i frågan. Dessutom kan de åtgärder som en verksamhet tvingas genomföra för att klara utsläppskravet eller den dispensgivna utsläppsnivån, i sig vara tillståndspliktiga ändringar av verksamheten. Detta är också något som behöver beaktas när man bestämmer en tid för när en dispensansökan senast ska vara inlämnad. En skälig tid för att senast kunna söka dispens kan vara tre till fem år innan utsläppskraven träder i kraft. 349

351 En annan fråga som kan aktualiseras är fallet att avloppsreningsverk A befinner sig inom ett län och avloppsreningsverk B i ett annat. Dispensvillkor som inbegriper kompensatoriska åtgärder med stöd av 16 kap. 2 och 8 MB enligt typexemplet ovan kräver ett gemensamt beslut med villkor som omfattar båda avloppsreningsverken. Enligt 6 b FMH får en länsstyrelse under vissa förutsättningar överlämna ett tillståndsärende till en annan länsstyrelse. Eftersom det i detta fall inte är fråga om ett regelrätt tillståndsärende utan ett ärende som avser undantag/dispens från krav i generella föreskrifter är det tveksamt om paragrafen enligt sin nuvarande lydelse är tillämplig. För att GFDA ska kunna fungera som avsett kan det krävas en ändring av lydelsen 6 b FMH så att bestämmelsen omfattar även andra ärenden än tillståndsärenden. B Rättstryggheten hos bilaterala civilrättsliga avtal Ett civilrättsligt avtal om kompensatoriska åtgärder tillsammans med en dispens från utsläppskravet för en verksamhet kan tolkas som ett undantag från kravet på att använda BMT. Om en verksamhet en kort tid efter en dispens får skärpta villkor utifrån BMT vid en omprövning kan verksamhetsutövaren tvingas bekosta dels kompensatoriska åtgärder och dels åtgärder vid det egna verket. Vetskapen om detta kan göra att verksamhetsutövare drar sig för ingå avtal med andra verksamhetsutövare om kompensatoriska åtgärder (se B 4.3.6). Om MPD är den instans som tar ställning till dispensansökan förefaller det dock osannolikt att samma MPD i ett omprövningsärende i närtid, skulle ändra den bedömning man nyligen gjort i dispensärendet och ställa strängare krav på avloppsreningsverket som fått dispens. Avloppsreningsverket skulle i ett sådant omprövningsärende ha goda argument för varför strängare krav inte behövs eftersom kompensatoriska åtgärder vidtas hos ett annat avloppsreningsverk så att både MKN och kraven i GFDA följs. Bevisbördan skulle i ett fall som detta vila tungt på myndigheterna beträffande varför strängare krav än vad som beslutats i dispensärendet ska fastställas vid omprövningen av tillståndet för verksamheten. Jämför även bestämmelsen i 2 kap. 7 tredje stycket 2 MB som anger att vid prövning av tillåtlighet, tillstånd, godkännande eller dispens för en verksamhet eller åtgärd som ger en ökad förorening eller störning och kan antas på ett inte obetydligt sätt bidra till att en gränsvärdesnorm inte följs, får verksamheten eller åtgärden vid en avvägning enligt 2 kap. 7 första eller andra styckena tillåtas om den förenas med villkor om kompensatoriska åtgärder som på ett inte obetydligt sätt ökar möjligheterna att följa normen. Å andra sidan kan en verksamhetsutövare inte förvänta sig att för all framtid vara fredad från skärpta miljökrav. Om det t.ex. skulle visa sig att de kompensatoriska åtgärder som avloppsreningsverket B vidtagit inte är tillräckliga för att MKN ska följas finns det inte skäl till att avloppsreningsverk A ska vara skyddat mot nya 350

352 krav. Desto längre tid som går sedan dispensbeslutet fattades, ju mer rimligt kan det också vara att nya och strängare krav ställs. B Erfarenheter från styrmedelsforskning och andra system med bilaterala avtal Förebilden till GFDA kommer från USA där bilateral vattenkvalitetshandel baserad på civilrättsliga avtal har förekommit. En utmaning som observerats hos dessa system är att det i praktiken har skett ytterst få överenskommelser (i vissa system bara någon enstaka efter flera år). De studier som gjorts pekar ut administrativ börda och osäkerhet hos utfallet till följd av den sekventiella gången i punkt 1 och 2 nedan som huvudförklaringar (Tietenberg, et al, 1999; USEPA, 2011). 1. Förhandla om kompensatoriska åtgärder: Att förhandla och ta fram tekniska underlag och upprätta bindande avtal med en eller flera andra verksamheter är ett risktagande eftersom man inte vet om myndigheten kommer att bevilja dispens. 2. Ansökningsförfarandet: Att ansöka om dispens kan inte göras innan man tagit fram tekniska underlag för en överenskommelse med eller flera andra verksamheter eftersom det i dispensansökan behöver ingå vilka andra som avser göra kompensatoriska åtgärder och hur stora. Avtalet förutsätter alltså dispensen och dispensen förutsätter åtminstone framtagande av underlag för kompensatoriska åtgärder och en vilja till överenskommelse (t.ex. letter of intent) mellan verksamhetsutövare. Eftersom förhandling, överenskommelse och dispens inte sker samtidigt utan sekventiellt måste verksamhetsutövaren ta risken att förhandla, ta fram tekniska underlag och upprätta (villkorade) avtal före dispensbeslutet blir känt vilket skapar en otrygghet. Till detta kan tilläggas att kostnader och tidsåtgång för att förhandla och upprätta avtal med varandra kan vara stora. Att anlita konsulter och ta fram tekniska underlag för en dispensansökan kan ta ett år eller mer och innebär extra kostnader framförallt för den verksamheten som ska göra kompensatoriska åtgärder. Detta behöver ske innan parterna har full vetskap om den ena parten kommer att beviljas dispens eller inte. Sammanfattningsvis, visar erfarenheterna att få avtal kommer till stånd system där kompensatoriska åtgärder vilar på avtal som är beroende av framtida dispens eller godkännande (King och Kuch, 2003; Morgan och Wolverton, 2005, Woodward och Kaiser, 2003) Man bör komma ihåg att ett huvudsyfte med kompensatoriska åtgärder är substituerbarhetskriteriet (B 1.4.3), dvs. att förbättra genomförandet genom att kunna sätta strängare krav tack vare att enskilda verksamheter (med orimliga kostnader) kan få en nedsättning av kraven utan att den totala reduktionstakten inom sektorn avtar 351

353 och försämrar genomförandet. Om de kompensatoriska åtgärderna inte äger rum riskerar rimlighetsavvägningarna i fall c) i tabell B4.6 att bli fler och försämra genomförandet. Om inte heller koordinationskriteriet är uppfyllt kommer rimlighetsbedömningar att ske oberoende av varandra vilket försämrar kontrollen hos genomförandet. En jämförelse med civilrättsliga avtal är en utsläppsrätt som är en juridisk äganderättskonstruktion som löser problemet genom att i princip föra samman de två punkterna ovan, förhandlingen och beviljandet av dispensen, till ett beslut vid tidpunkten när en utsläppsrätt köps eller säljs. Detta i kombination med att en köpt utsläppsrätt är en äganderätt som kan säljas eller köpas igen ökar rättstryggheten och minskar administrationen (Tietenberg, et al, 1999). Man bör därför i ett system som GFDA se efter varje möjlighet som kan föra de två händelserna närmare varandra t.ex. öka säkerheten att en dispens kan ges med förhandsbesked etc. Samtidigt är det problematiskt att fatta isolerade beslut om dispenser (oavsett skäl) som beskrevs i tidigare avsnitt på grund koordinationskriteriet för genomförande (B 1.4.3). Om inte besluten sker koordinerat så försämras kontrollen av genomförandet. Situationen kompliceras även av att dispenser för olika verksamhetsutövare som ingår i olika avtal mellan olika grupper av verksamhetsutövare också behöver koordineras för att säkerställa ett genomförande. Inte minst i stora avrinningsområden med verksamheter som har gemensamma beting för MKN i samma avrinningsområden. Ju större antalet verksamheter är desto större blir osäkerheten i genomförandet av MKN. B Administration GFDA innebär en större administrativ process jämfört med ett certifikatssystem eftersom verksamhetsutövare ska hålla förhandlingar, upprätta avtal och komma in med ansökningar om dispens för handläggning samtidigt senast till ett visst datum. Eftersom det ligger på verksamhetsutövaren att initiera åtgärder och eventuellt ansöka om prövning blir dock den administrativa bördan mindre för myndigheterna. En möjlighet skulle kunna vara att införa en privat handelsplats för fosforcertifikat som inom ramen för GFDA administreras av branschorganisationen. Syftet är att standardisera förhandlingsprocesserna mellan verksamheter genom att skapa en handelsvara för kompensatoriska åtgärder så att verksamheter slipper delar av momenten i förhandlingen. Avtalen bygger då på certifikaten. Å andra sidan, kvarstår problemet med samtidig utbyggnad med GFDA. Med ett datum för dispens och ett slutdatum då utsläppskravet träder i kraft erbjuds mindre flexibilitet för verksamhetsutövarna att planera när det är lämpligt att göra åtgärder. Det kan leda till flaskhalsar i konsult- och entreprenadbranschen när verk- 352

354 samheter inom ett distrikt behöver genomföra större eller mindre åtgärder till samma datum. Om åtgärder ska genomföras eller inte och i så fall var de ska genomföras blir klart först efter att alla dispensansökningar hanterats. B Kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Vid införande av generella föreskrifter med utsläppskrav kommer två situationer att uppstå. För vissa avrinningsområden kommer miljökvaliteten att medge högre utsläpp än vad utsläppskravet i föreskrifterna anger. Det kommer att stjäla administrativa resurser och använda dem på fel ställe som kan fördröja ett genomförande av MKN. I fallstudien på Västerhavet inträffar detta i 21 områden och berör totalt ca 75 % av de 110 verksamheterna inom distriktet (avsnitt B 4.4). För att undvika detta kan verksamheter i dessa områden komma in med en dispensansökan i GFDA. För andra avrinningsområden kommer utsläppskravet i föreskrifterna inte att vara tillräckligt för att följa MKN. Om MKN ska följas i dessa områden (och nedströms områden) behöver omprövningar ske i dessa områden. Detta inträffar i fallstudien i 5 områden och berör totalt 33 verksamheter. Nedan diskuteras bägge dessa fall. Områden med genomförandeöverskott - dispensförfaranden I figur B4.5 illustreras fallet i den enkla modellen av ett avrinningsområde med 5 verksamheter i figur B4.1 i avsnitt B Den övre liggande stapeln anger nuvarande utsläppssumma för alla fem verksamheter. Summan av utsläppen från verksamheterna 1-3 överskrider de beting MKN Ö som faller på dessa. Summan av utsläppen från verksamheterna 1-5 överskrider de beting MKN N som faller på dessa. Åtgärder behöver alltså genomföras för att följa såväl MKN Ö för Övervattnet som MKN N för Nervattnet. Den nedre liggande stapeln ovanifrån i figur B4.5 anger vad utsläppen skulle bli efter att kravnivån i föreskrifterna träder i kraft. Miljökvaliteten för bägge vattenförekomster Övervattnet och Nervattnet medger alltså högre utsläpp än vad föreskriften anger och därmed får dispens beviljas enligt punkt a) i GFDA (se avsnitt B 4.3.3) Man får därmed vänta sig att alla fem verksamheter kan komma in med varsin dispensansökan. Verksamheterna 1 och 2 kommer att lämna sina dispensansökningar till Grönläns myndighet och 3 till och med 5 kommer att lämna sina till Rödläns myndighet. 353

355 MKN Ö MKN N Generell föreskrift Nuvarande Utsläpp Figur B4.5 Generella föreskrifter med dispens efter avtal - fallet med dispensansökningar För att tillse att MKN följs i Övervattnet och Nervattnet kan inte Rödläns myndigheten (pga. koordinationskriteriet för genomförande) bevilja dispens till någon enskild verksamhet, 3, 4 eller 5, innan det är klarlagt vilka kravnivåer som de andra två verksamheterna inom länet får i sina dispenser. Av samma orsak kan man inte heller gå vidare innan man vet om Grönläns tillståndsmyndighet kommer att meddela dispens eller inte, och i så fall vilka kravnivåer, för verksamheterna 1 och 2 som ligger uppströms. Samma sak gäller Grönläns myndighet, man kan inte gå vidare innan man vet hur Rödläns myndighet kommer att besluta. För ett kontrollerat genomförande av MKN kan alltså inte något beslut fattas före ett annat beslut. Med andra ord behöver besluten rörande dispenser koordineras och egentligen fattas gemensamt för ett kontrollerat genomförande av MKN. Det principiella koordinationsproblemet kan förtydligas och ställas på sin spets genom en förenkling med bara två verksamheter i tabell B4.7. Om både verksamhet A och B ges dispens så är resultatet ett genomförandeunderskott. Om en av verksamheterna ges dispens blir det ett genomförande. Om ingen av verksamheterna ges dispens blir det ett genomförandeöverskott som kan leda till en långsammare genomförande i fall då verksamheterna är många. Tabell B4.7 Koordinationsproblemet vid genomförande B ges dispens B ges inte dispens A ges dispens Genomförandeunderskott Genomförande A ges inte dispens Genomförande Genomförandeöverskott (men risk för långsammare genomförande då verksamheter är många) Den förenklade matrisen belyser kärnan i koordinationsproblemet. Det finns dessutom en mängd möjliga beslutskombinationer som består av alla de fall där bägge 354

356 ges dispens med större eller mindre kravnedsättningar enligt olika bördefördelningar. Den förenklade illustrationen i figur B4.5 och tabell B4.7 omfattar bara 5 respektive 2 verksamheter. I fallstudien i B4.4. över Västerhavet innehåller Göta Älvs huvudavrinningsområde 47 verksamheter som i varierande grad påverkas av samma miljökvalitetsnormer på samma principiella sätt som i illustrationerna i figur B4.5 och tabell B4.7. För en sådan mängd verksamheter är en koordination av myndighetsbesluten en förutsättning för att inte genomförandet av MKN ska bli godtyckligt. Områden med genomförandeunderskott Den andra situationen som uppkommer med GFDA är att vid vissa avrinningsområden kommer utsläppskravet i föreskrifterna inte att vara tillräckliga för att följa MKN. Om MKN ska följas i dessa områden (och nedströms områden) behöver alltså omprövningar ske i dessa områden. Vid kravnivån 0,1 mg/l inträffar detta i fallstudien i avsnitt B4.4 i 8 avrinningsområden och berör totalt 33 verksamheter. Denna situation är identisk med den som diskuteras i avsnitt B och figur B4.4 och diskuteras därför inte här igen. Sammanfattningsvis uppfyller GFDA variationskriteriet genom hanteringen av individuella dispenser och eventuella omprövningar. Men i varje individuellt dispensärende behöver beslut fattas hur stor nedsättning (från kravnivån i föreskrifterna) som ska göras. Tabell B4.8 Kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Tillståndsprövning Generella föreskrifter Aggregeringskriteriet Nej 1 Ja Ja Koordinationskriteriet Nej 1 Ja Nej Mängdkriteriet Nej Ja Nej Variationskriteriet Ja Nej Ja Substituerbarhetskriteriet Nej 2 Nej Nej Generella föreskrifter med dispens efter avtal 1 Se dock 16 kap. 8 miljöbalken. 2 Se dock 2 kap. 7 tredje stycket om kompensatoriska åtgärder vid gränsvärdesnormer. Om inte dessa beslut (i fallstudien totalt 80 verksamheter) kan göras koordinerat så uppfyller inte GFDA koordinationskriteriet för ett kontrollerat genomförande. Införandet av dispenser i generella föreskrifter med GFDA kan således göra att variationskriteriet uppfylls men på bekostnad av att koordinations- och mängdkriteriet inte uppfylls. 355

357 Huruvida substituerbarhetskriteriet uppfylls beror på hur väl överenskommelser kommer till stånd. De praktiska erfarenheterna från bilaterala avtal har begränsat positiva erfarenheter vad det gäller effekt och effektivitet (B 4.3.6). I teorin förklaras observationerna med de höga transaktionskostnaderna för genomförande och osäkerheten i utfall som begränsar rättstryggheten. B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B4.9 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Aggregerings- och variationskriteriet uppfyllda Mindre administrativ börda för myndigheter eftersom det ligger på verksamhetsutövare att initiera prövningsprocessen och visa hur man ska klara kravet i föreskrifterna. Eventuellt större acceptans bland tillsyns- och tillståndsmyndigheter Ökad kostnadseffektivitet tack vare kompensatoriska åtgärder (under förutsättning att dessa kommer till stånd i tillräcklig omfattning). Svagheter Koordinationskriteriet och substituerbarhetskriteriet inte uppfyllda Administrativt tungt för verksamhetsutövare med förhandlingar, upprättande av avtal och beviljande av dispens Handel med bilaterala avtal och ansökningsförfarande för godkännande/dispens hos myndigheter har överlag dåliga praktiska erfarenheter när det gäller effektivitet och miljöeffekter. Risk för kapacitetsbrist i konsult- och entreprenadbranschen vid samtidig utbyggnad av avloppsreningsverk till visst datum. Om revideringar i nästa 6-årscykel innebär att kraven behöver skärpas på bred front kan en ny process (skärpta kravnivåer - nya dispensansökningar - nya civilrättsliga avtal) behöva genomgås. Tveksam rättstrygghet: En verksamhetsutövare kan få omprövning med skärpta villkor eller få skärpta villkor vid ansökan om prövning även efter att ha ingått civilrättsligt avtal om kompensatoriska åtgärder. 356

358 B Vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat (CEASAR-E) Vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat fungerar på samma sätt som kvävecertifikat (B 2.7). Systemet som används här är utvecklat av Hung och Shaw (2005) särskilt för vattenkvalitetsnormer. Systemet bedöms idag vara det mest lovande systemet för att uppfylla vattenkvalitetsnormer enligt flera forskare (Boisvert et al, 2007). Fördelarna är att systemets enkelhet gör att det krävs en förhållandevis liten administrativ börda för myndigheten att övervaka att betingen för MKN följs i alla området. Det finns inget behov av att myndigheten behöver godkänna eller ge dispens för kompensatoriska åtgärder i varje enskilt fall vilket även minskar den administrativa bördan för verksamhetsutövare. Detta beror på att dessa restriktioner redan ligger i systemet. Systemet fungerar på samma sätt som systemet CEASAR för kvävecertifikat men med två mindre men väsentliga skillnader. 1) En verksamhetsutövares inloggningssida i kontoföringssystemet är anpassad till det betingsområde som verksamheten lokaliserad i. När en verksamhetsutövare loggar in på sitt konto kan denne bara köpa från uppströms verksamheter och sälja till nedströms verksamheter (se avsnitt B hur konton skulle se ut för Västerhavet). 2) Tilldelningen av reningskvoter bestäms av sektorns beting för MKN i varje betingsområde i ett huvudavrinningsområde. Därmed flödar certifikaten nedströms (och flyttar kostnadseffektiva kompensatoriska åtgärder uppströms) utan att MKN överskrids i något betingsområde. För verksamhetsutövarna är kontosystemet lika enkelt att hantera som i certifikatssystemet CEASAR för kväve. Utförande Systemets storlek bestäms av de naturliga gränserna hos ett vattensystem i form av längden på ett kustavrinningsområde och alla de huvudavrinningsområden som bildar ett hydrologiskt nätverk med detta kustområde. Såsom kustområdena är definierade för Västerhavet i åtgärdsprogrammet (se figur B4.6) skapas ett system för delområde Norr med 77 avloppsreningsverk och ett system för delområde Syd med 36 avloppsreningsverk. Det innebär att flera huvudavrinningsområden ingår i samma handelsområde. 1. Betingen för MKN i varje område inom ett huvudavrinningsområde bestämmer det minsta antal certifikat, dvs. golvet för hur många kg reduktion som avloppsreningsverken inom området tillsammans ska uppnå. Golvet börjar på den nivå som verksamheterna står på idag och höjs stegvis tills betingen är uppfyllda. 2. Sektorns beting för respektive område fördelas ut via individuella reningskvoter på verksamheterna enligt en tilldelningsnyckel som baseras på historisk reningsgrad. Beslut om tilldelning i varje enskilt fall fattas av beslu- 357

359 tande myndighet (Naturvårdsverket) efter att ha tillämpat den tilldelningsnyckel som anges i en lag om fosforcertifikat samt en rimlighetsavvägning i det enskilda fallet. Besluten kan överklagas till Mark- och miljödomstolen. 3. Senast på avstämningsdagen varje år måste varje verksamhet till sitt konto vid Naturvårdsverket lämna in det antal certifikat som krävs för att visa att man uppfyllt sin reningskvot under föregående år. Det finns två sätt för en verksamhetsutövare att skaffa sig de fosforcertifikat som krävs för att uppfylla sin reningskvot i CEASAR-E. Ha genomfört utsläppsminskningar vid det egna verket vilket automatiskt genererar det antal certifikat som motsvarar minskningen i kg till områdets mynning. Dessa certifikat sätts in på verksamhetens konto vid den årliga rapporteringen. Köpa certifikat senast på den årliga avstämningsdagen. Dessa certifikat kommer från en annan uppströms verksamhet som genererat dem genom att genomföra åtgärder och lämna in dem till myndigheten på rapporteringsdagen. Skillnaden mellan CEASAR för kväve i avsnitt B 2.7 och CEASAR-E är att i det sistnämnda finns ett golv per betingsområde inom ett huvudavrinningsområde. Kompensatoriska åtgärder kan ske inom detta betingsområde samt i vattenförekomster som ligger uppströms (dvs. certifikat kan köpas från verksamheter med utsläppspunkter uppströms) utan att betingen för MKN överskrids i något område. 146 Genom denna substitutionsregel för enkelriktad handel så kan samtliga betingsområden regleras under förutsättning att reningskvoterna tilldelas i enlighet med betinget i varje område inom huvudavrinningsområdet. B Hantera revideringar i vattenförvaltningens 6-årscykler En fördel med certifikatsystem är möjligheten att systemet kan justeras till förändringar i betingen som följer av revideringarna i 6-årscyklerna. Kraven per område kan finjusteras under drift i ett eller flera områden medan systemet fortskrider som vanligt. Om t.ex. betinget för Vänern skärps i nästkommande 6-årscykel så kan golvhöjningstakten justeras för Vänern. Reningskvoterna för de 12 verksamheterna i Vänern skärps successivt. Dessa 12 verksamhetsutövare kan även ta hjälp av kompensatoriska åtgärder från ytterligare 29 verksamheter som ligger upp- 146 Om retentionen mellan två verksamheter är 10 % kan en nedströms verksamhet köpa certifikat motsvarande 9 ton belastning av en verksamhet uppströms som därmed genomför en åtgärd som minskar utsläppen med 10 ton vid utsläppskällan. 358

360 ströms i Värmlands, Örebro och Västra Götalands län (substituerbarhetskriteriet). Med sammantaget 42 verksamheter som kan bidra till skärpningen i Vänern ökar möjligheterna att tidigare nå det skärpta betinget för Vänern jämfört med om bara de 12 verksamheter i Vänern skulle fått skärpta kravnivåer i omprövningar. (De senare har tenderat att få en geografisk avgränsning vid tillämpningen av hänsynsregler enligt Dalhammar (2008) s. 47). Handeln innebär således att skärpningen kan fördelas på fler verksamheter även utanför betingsområdet Vänern vilket i större grad kan utnyttja processoptimeringar. 147 B Kriterier för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Den vattenkvalitetshandel som CEASAR-E bygger på är framtagen inom styrmedelsforskningen för att kunna uppfylla samtliga MRS kriterier för genomförande (Hung och Shaw, 2005, Konishi, 2012). Aggregeringskriteriet är uppfyllt eftersom utsläppssumman per betingsområde regleras i lag med golv (på samma sätt som golvet i kvävecertifikatssystemet). I en lag om fosforcertifikat anges en tilldelningsnyckel som beslutande myndighet (Naturvårdsverket) följer när man beslutar om individuella reningskvoter. Dessa beslut blir därmed fattade för alla verksamheter (koordinationskriteriet är uppfyllt). Variationskriteriet är uppfyllt genom att tilldelningsnyckeln följer områdesbetingen för MKN (med undantag för rimlighetsavvägningar men dessa skulle då kunna väga in substituerbarhetskriteriet). Eftersom lagen omfattar samtliga verksamheter vid ikraftträdandet är även mängdkriteriet uppfyllt. Substituerbarhetskriteriet blir därefter uppfyllt genom att varje certifikat som köps av en verksamhet redan är en extra reduktion som redan har gjorts av en annan verksamhet. 147 Om betingen i ett eller flera områden skulle komma att mildras vid en revidering, och verksamheterna i området redan har genomfört åtgärder som når det tidigare strängare betinget, kommer dessa verksamheter automatiskt att få fler certifikat som kan säljas till nedströms verksamheter. Systemet tar hänsyn till att dessa skärpningar inte är bortkastade (ur miljösynpunkt) och de verksamheter som uppfyllt dem får en kompensation eftersom åtgärderna haft positiv effekt nedströms. 359

361 Tabell B4.10 Kriterier för styrmedel för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Tillståndsprövning Generella föreskrifter Generella föreskrifter med dispens efter avtal Aggregeringskriteriet Nej 1 Ja Ja Ja Koordinationskriteriet Nej 1 Ja Nej Ja Mängdkriteriet Nej Ja Ja Ja Variationskriteriet Ja Nej Ja Ja Substituerbarhetskriteriet Nej 2 Nej Nej Ja CEASAR-E 1 Se dock 16 kap. 8 miljöbalken om gemensamma villkor. 2 Se dock 2 kap. 7 andra och tredje stycket om kompensatoriska åtgärder vid gränsvärdesnormer. Vattenkvalitetshandel kan bli ineffektiv för delområden som är små och därmed innehåller ett fåtal verksamheter (se mer om marknadsdominans i avsnitt B 4.4.7). Detta var inte fallet i Västerhavets distrikt med bara två delområden innehållande ett stort antal verksamheter (77 respektive 36). I sådana fall uppfyller vattenkvalitetshandel samtliga fem kriterier för genomförande. Så länge den geografiska upplösningen hos VA-sektorns beting inte är klar i de övriga vattendistrikten bör man dock avvakta med att föreslå vattenkvalitetshandel med fosforcertifikat. B Lagteknisk konstruktion kring tilldelningsnyckel Om ett åtgärdsprogram anger beting för sektorn inom varje betingsområde behöver man åstadkomma en tilldelning av individuella reningskvoter inom sektorn. Det sker i CEASAR-E genom en särskild lag om fosforcertifikat på samma sätt som kvävecertifikat (B 2.7). Detta tillvägagångssätt valdes f.ö. vid införlivandet av handelsdirektivet. Handel med utsläppsrätter regleras i svensk rätt i en lag, en förordning samt föreskrifter från Naturvårdsverket. Enligt 3 kap. 3 lag om handel med utsläppsrätter (2004:1199) ska tillsynsmyndigheten besluta om det antal utsläppsrätter som ska tilldelas varje anläggning. Enligt 6 får regeringen meddela ytterligare föreskrifter om tilldelningen av utsläppsrätter. Beslutet får överklagas till Mark- och miljödomstolen enligt 9 kap 1. Följande förförande för vattenkvalitetshandel i CEASAR skulle därmed bli: 1) I en särskild lag om handel med certifikat anges en tilldelningsnyckel som utgår från reningsgrader. Tilldelningsnyckeln beaktar betingen för MKN i åtgärdsprogrammet vid fördelning av de individuella reningskvoterna inom respektive betingsområde i varje huvudavrinningsområde. 360

362 2) Tilldelningsnyckel följs av Naturvårdsverket (i egenskap av beslutande myndighet för certifikatssystemet) när man fattar beslut om tilldelningen efter en rimlighetsavvägning i varje enskilt fall. Av 24 kap. 5 femte stycket MB framgår t.ex. att en tillståndsmyndighet idag inte får meddela så ingripande krav att verksamheten inte längre kan bedrivas eller att den avsevärt försvåras. Det finns skäl att likartade regler bör finnas för tilldelningen i ett fosforcertifikatsystem. 3) Besluten i 2) kan överklagas till Mark- och miljödomstolen. Tabell B4.11 Utförande CEASAR-E Steg 1 I en särskild lag om handel med fosforcertifikat anges en tilldelningsnyckel som fördelar områdesbetingen i åtgärdsprogrammet efter historisk reningsgrad mellan verksamheter inom området. Naturvårdsverket fattar i enlighet med tilldelningsregeln beslut om tilldelningen för varje enskild verksamhet efter en rimlighetsavvägning. Beslutet kan överklagas till mark- och miljödomstolen. 2 På en bestämd avstämningsdag varje år måste varje verksamhetsutövare till sitt konto vid Naturvårdsverket sända in det antal fosforcertifikat som krävs för att visa att man uppfyllt sin reningskvot under föregående år. Det finns två sätt för en verksamhetsutövare att skaffa sig de fosforcertifikat som krävs för att uppfylla sin reningskvot i CEASAR. 1. Ha genomfört utsläppsminskningar vid det egna verket vilket automatiskt genererar det antal fosforcertifikat som motsvarar minskningen i kg. Dessa certifikat sätts in på verksamhetens konto per automatik vid den årliga rapporteringen. 2. Köpa fosforcertifikat senast på den årliga avstämningsdagen. Dessa certifikat kommer från ett annat uppströms avloppsreningsverk inom huvudavrinningsområdet som genererat dem genom att genomföra åtgärder och lämna in dem till myndigheten på rapporteringsdagen. 361

363 B Sammanställning av styrkor och svagheter Tabell B4.12 Sammanställning av styrkor och svagheter Styrkor Uppfyller kriterierna för genomförande av miljökvalitetsrelaterade mål Mindre administrativ börda för tillsynsoch tillståndsmyndigheter då lagen går förbi villkor i nuvarande tillstånd. Reduktionsbehoven i varje betingsområde fördelas ut på flera verksamheter (jämfört med omprövningssystemet) genom kompensatoriska åtgärder. Detta minskar bördan per verksamhet och ger större potential för processoptimeringar. Den procentuella golvhöjningen per år ger vägledning till reningsverkens planering av investeringar. Kan justeras vid revideringar av åtgärdsprogrammen i 6-årscykeln. Inga dispensprövningar behövs för kompensatoriska åtgärder. MKN följs automatiskt genom kontoföringssystemets konstruktion. Skapar ett kilopris på fosforutsläpp till recipienten vilket ökar kontrollen av utsläppen Svagheter Ineffektiv i små delområden med enstaka aktörer i kustavrinningsområden och tillhörande huvudavrinningsområden Större administrativ börda för central myndighet vid införande Reningskvoter baserade på reningsgrad blir beroende av inkommande mängd som baseline och behöver justeras till en trend. Regel som motverkar ackumulering av certifikat kan behövas. 362

364 B 4.4 Fallstudie för dimensionering av styrmedel på Västerhavets beting För att illustrera och jämföra de fem styrmedlen i tabell B4.5 har en fallstudie genomförts där styrmedlen analyseras och dimensioneras till betingen i åtgärdsprogrammet för Västerhavet. Vattenmyndigheten i Västerhavet redovisar fosforbeting per sektor för huvudavrinningsområde. Inom distriktet finns 113 avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter (inkluderar även Skagerack). Det totala reduktionsbehovet för avloppsreningsverken i distriktet är kg/år som fördelas på 13 huvudavrinningsområden och två kustområden. Det största huvudavrinningsområdet, Göta Älv 108, har dessutom delats upp i mindre områden, där 14 områden har fosforbeting för de kommunala avloppsreningsverken. Sektorns beting i varje område avgörs av sektorns andel av den totala belastningen i varje område. 148 Västerhavets distrikt är uppdelad i två delområden baserade på delningen mellan Kust Syd och Kust Norr. Inom området Kust Syd och dess kopplade huvudavrinningsområden finns 36 avloppsreningsverk och inom området Kust Norr finns 77 avloppsreningsverk med fler än anslutna personekvivalenter. En ruta i figur B4.6 motsvarar ett kustavrinningsområde, ett huvudavrinningsområde eller en del av ett huvudavrinningsområde. Den översta siffran i varje ruta anger områdets ID-nummer. Den första siffran på tredje raden anger det utsläppskrav (kg) som råder för kommunala avloppsreningsverk i området enligt MKN. Den andra siffran på samma rad anger sektorns beting (kg) för att nå ned till detta tak. På nedersta raden anges totalt antal kommunala avloppsreningsverk som finns inom området. Siffran i parentes är hur många av dessa som har färre än anslutna personekvivalenter. B Betingen för MKN fosfor i Västerhavets distrikt De totala fosforutsläppen till distriktet från VA-sektorn var under 2010 ca 85 ton och betinget för distriktet är 15,4 ton vilket är ca 18 % av de totala utsläppen. Idag ligger den genomsnittliga utgående koncentrationshalten för fosfor på 0,24 mg/l inom distriktet. För att klara betingen för MKN i varje område inom distriktet behöver den genomsnittliga utgående koncentrationsgraden nå 0,17 mg/l vilket motsvarar en genomsnittlig sänkning på 0,07 mg/l. Tabell B4.13 anger antal verksamheter i varje område samt genomsnittliga utgående koncentrationshalter per område 148 Man hänvisar även till det mål i miljömålet Ingen övergödning på 95 % fosforrening eller en utgående fosforhalt som inte överstiger 0,3 mg/l. 363

365 för 2010 samt de genomsnittliga koncentrationshalter som skulle råda efter att betingen för MKN genomförts. I vissa områden behövs inga åtgärder. ARO Kust norr / Strömsån 390 / 10 1 (0) 110 Örekilsälven 82 / (2) Upperudsälven 389 / 0 2 (0) Byälven 537 / 56 1(0) Norsälven 754 / 113 5(4) 108 Vänern 5345 / (5) Klarälven 904 / 0 5(5) Visman 277 / 0 1 (1) 110 Bäveån 1510 / (0) Dalbergså o. Holmsån 0 / (2) Gullspångsälven 801 / (3) 108 Göta Älv 1330 / (2) Lidan 922 / (2) Friaån 220 / (0) 107 Kungsbackaån 220 / (1) 108 Säveån 1780 / 13 4 (2) Nossan 207 / (1) Tidan 628 / (3) ARO Kust syd 5192 / Rolfsån 71 / 10 1 (1) 104 Himleån 2080 / 20 2 (1) 105 Viskan 3830 / (3) 103 Ätran 530 / 0 3 (3) 101 Nissan 991 / 0 4 (4) 95 Vege Å 530 / (3) 98 Lagan 1508 / (3) 96 Rönne Å 317 / (5) Figur B4.6 Nätverksschema kommunala avloppsreningsverk Västerhavet 364

366 Tabell B4.13 Genomsnittliga koncentrationshalter (mg/l) hos utgående avloppsvatten Område Antal verksamheter mg/l 2010 mg/l MKN KUST NORR 21 0,41 0, ROLFSÅN 1 0,12 0, KUNGSBACKAÅN 2 0,34 0, GÖTA ÄLV 3 0,20 0, SÄVEÅN 4 0,20 0, VÄNERN 12 0,23 0, DALBERGSÅ OCH HOLMSÅN 2 0,15 0, UPPERUDSÄLVEN 2 0,08 0, BYÄLVEN 1 0,12 0, NORSÄLVEN 5 0,29 0, KLARÄLVEN 5 0,23 0, VISMAN 1 0,18 0, GULLSPÅNGSÄLVEN 4 0,21 0, FRIAÅN 1 0,38 0, TIDAN 4 0,23 0, LIDAN 4 0,16 0, NOSSAN 1 0,66 0, BÄVEÅN 1 0,23 0, ÖREKILSÄLVEN 2 0,21 0, STRÖMSÅN 1 0,29 0,28 KUST SYD 5 0,22 0,20 95 VEGE Å 4 0,27 0,15 96 RÖNNE Å 6 0,18 0,02 98 LAGAN 7 0,23 0, NISSAN 4 0,19 0, ÄTRAN 3 0,16 0, HIMLEÅN 2 0,35 0, VISKAN 5 0,24 0,21 Summa 113 Medelvärde 4,0 0,24 0, I Dalbergså och Holmsån är betinget lika stort som nuvarande utsläppsnivå. Det kan möjligen bero på att åtgärder har genomförts mellan de tidpunkter då data som Vattenmyndigheten har använt samlades in och Av 24 kap. 5 femte stycket MB framgår f.ö. att tillståndsmyndigheten inte får meddela så ingripande krav att verksamheten inte längre kan bedrivas eller att den avsevärt försvåras. 365

367 I figur B4.7a är de 113 verksamheterna i Västerhavets distrikt rangordnade längs x- axeln efter koncentrationshalt (mg/l) fosfor hos utgående avloppsvatten. Den övre randen av den gråa ytan markerar utgående koncentrationshalter som de var 2010 för de 113 verksamheterna inom distriktet. Figur B4.7a Utgående koncentrationshalter mg/l fosfor 2010 I figur B4.7b har de utgående utsläppskrav (mg/l) lagts in som skulle krävas för att uppfylla betingen för MKN enligt åtgärdsprogrammet. 150 Den mörkgråa ytan motsvarar alltså de utsläpp som ska tas bort för att betingen för MKN ska följas inom distriktet. Variationen hos den mörkgråa ytan (reduktionsbehovet) visar hur kravnivåerna skulle variera beroende på betingen för lokala MKN. För enstaka verksamheter skulle kraven gå ner mot mycket stränga utsläppsnivåer. Vissa av dessa verksamheter är lokaliserade i distriktets södra del kring Laholmsbukten med större övergödningsproblem. I vissa fall skulle dessa kravnivåer kanske komma att anses som orimliga i en rimlighetsbedömning enligt 2 kap. 7 miljöbalken. 151 Å andra sidan, fanns det år 2010 redan 14 verksamheter (12 %) inom distriktet vilka redan hade utsläppsvärden under 0,1 mg/l. 150 Under antagandet att betingen för varje område fördelas proportionellt efter nuvarande utsläppsnivåer inom sektorn. 151 Av 24 kap. 5 femte stycket framgår dessutom att tillståndsmyndigheten inte med stöd av paragrafen får meddela så ingripande villkor eller andra bestämmelser, att verksamheten inte längre kan bedrivas eller att den avsevärt försvåras. 366

368 Figur B4.7b Utgående koncentrationshalter mg P/l 2010 och kravnivåer för att uppfylla betingen för MKN (ljusgrå yta) Den mörkgråa ytan i figur B4.7b motsvarar reduktionen på totalt kg fosfor som enligt åtgärdsprogrammet ska tas bort vilket utgör 18 % av sektorns totala utsläpp på 85 ton år Den största utmaningen för ett styrmedel är inte klara den totala reduktionen (en sänkning av det genomsnittliga utsläppsvärdet inom distriktet från 0,24 mg/l till 0,17 mg/l) i utan att få reduktioner genomförda på rätt ställen för att uppnå god vattenstatus. Generella föreskrifter med kravnivån 0.3 mg/l skulle skära i övre högra hörnet av diagrammet och skulle därmed bara nå ned till ett fåtal verksamheter. Generella föreskrifter med kravnivån 0,2 mg/l skulle sänka utsläppen för de 57 verksamheterna längst till höger i diagrammet men det finns fortfarande stora ljusgrå ytor under 0,2 linjen i diagrammets vänstra del som behöver regleras om betingen för MKN ska följas. Vid kravnivån 0,1 mg/l täcks det mesta av den ljusgråa ytan in men samtidigt täcks även en stor ljusgrå yta ovan 0,2-linjen. Detta är onödiga reduktioner som inte hade behövts för att nå god status. Med generella föreskrifter med en kravnivå på 0,1 mg/l skulle den totala reduktionen bli kg inom distriktet vilket är 227 % större än betinget ( kg) för distriktet i åtgärdsprogrammet och skulle kräva stora extra administrativa resurser och tid för såväl myndigheter som verksamhetsutövare att genomföra. Problemet med generella föreskrifter med en rimlig kravnivå för att klara MKN är således att de stjäl stora administrativa resurser från såväl myndigheter som verksamhetsutövare och i ca 80 % av fallen använder dem på fel ställen där de bidrar till god vattenstatus i mycket liten omfattning. Detta är ett exempel på långsamt genomförande med genomförandeöverskott (fall 2 i B 4.1.6) till följd av felaktig 367