Fördjupning (länkar)

Fördjupning (länkar) Länk 1: Användningsområden för prognoser samt genomgång av ett urval av tillgängliga prognosmodeller Källa: Utdrag från Collentine, D. (2004), Implementation of the WFD in Sweden: Computer models for decision support 1, Naturvårdsverket Introduction This text begins with a short characterization of different types of decision support systems and database models including an analysis of the explicit and implicit requirements of models for computer support associated with implementation of the WFD. The next section looks at how the DPSIR model developed by the European Environmental Agency (EEA) can be used to analyze the need for different types of computer programs and tools for identifying, analyzing and storing information. The report concludes with a short description of generalized watershed models as well as agricultural sector models. Computer support for decision-making There are many types of computer support for decision-making. The two that are addressed in this report are a database model for storing information and a DSS (Decision Support System) for working with data. In an idealized decision environment these types of program are compatible and complementary. An object oriented database that is appropriate for information storage, for example in a GIS format, may also be used for the construction of scenarios based on the information stored in the database. However, the structural requirements of the two types may differ. An information database does not have to be user friendly. It does need to be well defined so that information can be stored, retrieved and analyzed. A DSS may be developed which retrieves information from the database and use these pieces of information to estimate trends and develop prognoses or scenarios. This DSS does need to be user friendly and task oriented if it is to serve as a basis for local adaptation of information. A fundamental difference inherent in the WFD as compared with formal response to other environmental issues is that in this case the resource (water) itself is assigned primacy. The assumption is that all human activities which utilize the resource or infringe on the quality of the resource should be identified and assigned costs associated with their impact on the resource. What this implies is that there is a normal state of the resource and that all deviations from this state are to be 1 Report prepared for the Swedish Environmental Protection Agency. All the views expressed in the report are those of the author and do not represent the agency 3

classified as impacts and in turn assigned economic value (cost recovery). However, the indicator values which define this normal state have not yet all been determined. For example, while hydrological balance may be a key indicator for defining the status of water in a river basin, a normal state as indicated by the level of the water table is not defined. There seems to be an underlying belief that the relevant values for describing this state will be made clearer through the characterization of watersheds which includes current status of the resource. Therefore there is a clear need for a database system that stores information, a set of resource indicators, that may be used to describe the status of the resource at the river basin level. There is also the need for characterization of the socio-economic forces which have an impact on the river basin as well as development of forecasting models which may include the use of scenarios for policy evaluation. Within the terminology of the WFD the concept of a baseline is also used sometimes to describe a business as usual scenario that may be used to evaluate other scenarios. The use of scenarios is perceived as a method for the development of river basin management plans. There needs to be a common starting point for development of the scenarios, the values of the indicators in the information database. In addition there is a need for DSS which may be used to characterize changes in activities which in turn generate new scenarios. Since this means that the DSS are expected to be used in the development of management alternatives (the scenarios) then perhaps the appropriate place to start is with a description of the scenario development process. Shoemaker (1995) describes the objective of scenario modeling as to see the future broadly in terms of fundamental trends and uncertainties. He goes on to recommend a 10-step process for developing scenarios (Table 1). There are two facts which are noteworthy in Shoemakers s 10-step process; the process is iterative and that quantitative evaluation is the last step before the actual scenarios are produced. The scenarios evolve through a conceptual process combined with information gathering to search for trends and identify uncertainties. DSS are based on trends and used to evaluate uncertainties. 4

Table 1 Shoemakers 10-step process for scenario development 1. Define the scope 2. Identify the major stakeholders 3. Identify basic trends 4. Identify key uncertainties 5. Construct initial scenario themes 6. Check for consistency and plausibility 7. Develop learning scenarios 8. Identify research needs 9. Develop quantitative methods 10. Evolve toward decision scenarios In conclusion it is perhaps useful to try to keep separate the need for an information storage system, the type of GIS model that will be used to characterize the watersheds, and the need for DSS which may be used to develop scenarios for management purposes. Keeping these two needs separate allows for parallel adoption and development and decreases modelling complexity. The expectation that a meta-model can be developed that will both serve as a database for river basin characterization and may be used to generate management scenarios places unrealistic demands on their realization and will slow down both processes. Characterization of Watersheds and DPSIR model Table 2 DPSIR Driving forces of environmental change (e.g. industrial production) Pressures on the environment (e.g. discharges of waste water) State of the environment (e.g. water quality in rivers and lakes) Impacts on population, economy, ecosystems (e.g. water unsuitable for drinking) Response of the society (e.g. watershed protection) The purpose of the DPSIR model is to structure the study and analysis of environmental problems. As noted above the WFD places the resource first and impacts after. However, the DPSIR structure can be adapted to follow the WFD implementation process rearranging the sequence of steps by starting with the state of the environment, following this up by looking at the pressures and the forces driving the process, evaluating the (economic) impacts and finally alternative responses that in turn affect the state of the environment and the start of a new analysis cycle. The first step is a combination of bio-physical (hydrological, hydro-morphological and biological) characterization and identification of the economic (i.e. anthropogenic) activities in each river basin. This corresponds to the characterization of the basin in, for example, a GIS format as an object oriented database. This should include not only the identification of the bio-physical status 5

but also the activities in the river basin that have an impact on or are impacted by that status. The economic analysis of water uses explicitly calls for the valuation of activities (in the words of the WFD this includes water services, water uses and activities). However, the activities also can be categorized as falling under three different sectors; household, industry and agriculture. The total sum of these activities then represent the impact human activities place on water resources. In a previous report prepared for the Swedish EPA (Integrated appraisal for river basin management plans in Sweden, 2002-07-25), Marianne Löwgren identified data sources for use in watersheds (see Table 2 in the report) by category, sector, water use, indicator and source of information. As noted above, there is an informational storage need for indicators that represent each sector and category. For most of these combinations statistical information by sector is available in Sweden from SCB (see Löwgren, 2002-07-25) but needs to be adapted to river basin (sub-basin) boundaries. This may be possible using the raps program currently under development (SCB/NUTEK). However, there is also a need to identify the resolution or scale that should be used for characterization purposes. This in turn will be determined not only by the bio-physical indicators chosen but also the socio-economic indicators. In addition, the use of DSS and scenario development place additional demands on information storage in the database. An object oriented database that could be presented in a GIS format would seem to fill all these purposes. As long as the information stored isn t proprietary, the choice of platform or host for this purpose would not appear to be problematic with respect to limiting the choices for DSS to work with management planning. This is not true for the choice of DSS. Complementary and competitive DSS It may be helpful to think of two types of DSS. Those models which can be integrated (using some notion of common platform or data) where the modelled result provides a wide, non-conflicting output that may be evaluated and those models where the output is not consistent with output of other models. If the models are of the first type then several task-specific models can be used at the same time, in the same river basin and data can be exchanged between these independent (taskspecific) models. The second type of model can also be used at the same time independently of each other but at some point in time a choice will need to be made over which model(s) will be used and which model(s) rejected. Models which are competitive will in all likelihood develop rapidly because there is a strong incentive to demonstrate that the particular model is superior to its competitors and that it deserves to be the one chosen for a longer period of application. Therefore it may be advantageous to support the use of competitive models in different watersheds to encourage model development. This is particularly 6

true when development of task-specific DSS are still not widely used. The water authorities in each district could compare the results of these competitive models and after a period of testing and evaluation (3-5 years?) recommend one of the models for nationwide use. Task-specific DSS for sectoral categories Each of the sectors identified (households, industry and agriculture) is associated with a set of alternative management decisions. The availability of current models for computer support for decision-making needs to be evaluated for each of the sector categories. As described above there are two basic types of models for each of these categories; database models for information storage and decision support systems. Löwgren (2002-07-25) identifies data sources which in turn may supply a GIS based system with information for models of the first type. The second type of model is more problematic because the specific decisions need to be modelled. For example, two economic models already exist for evaluating structural changes in the Swedish agricultural sector (CAPRI and SASM) in addition there are also farm level models available for evaluating changes in farm income on Scandinavian farms (LENNART, FASSET and ECECMOD). However, the limiting factor is the number of decision alternatives that may be evaluated using these models compared to the total number of decision alternatives that are of interest. For example, management alternatives to reduce the flows of phosphorus entering water from agricultural practices. A provisional list of management options for reducing phosphorus loss from agriculture has been compiled in preparation for the 4 th International Phosphorus Workshop (Wageningen, August 2004). The options are grouped under six headings: A. reducing agricultural phosphorus input or increasing output B. reducing soluble forms of phosphorus (leaching) C. reducing mobilization of particulate forms (erosion) D. reducing phosphorus transport within field E. reducing phosphorus transport in surface water F. abating ecological consequences of eutrophication in surface water Under heading A there are 10 individual management options described, under B. 19 options, under C. 23 options, under D. 13 options, under E. 10 options and finally under F. 6 options. This is a total of 81 options that need to be individually evaluated as management alternatives in a decision support system. The number of options is further complicated because these are just the measures themselves, methods (policies) for the implementation of these options need to be evaluated as well. These options are often combined in one or more policies and in addition, the implementation of a policy or management alternative will affect the outcome of other policies and management alternatives. 7

The farm decision support systems described above are considerably more limited in the number of nitrogen management alternatives which they may be used to evaluate (LENNART one policy option, FASSET three policy options and ECECMOD five policy options). Decision support models are not black boxes, they are constructed to evaluate a particular decision/policy or set of decisions/policies and to compare results. What this means is that they may only be used to evaluate questions that they are programmed to work with and each time a new question (management option/policy) is studied the model must be programmed to work with this question. These types of models are based on the questions they are designed to work with. The partial list of individual models below represents both types of models, information data storage and decision support. The easiest way to differentiate between these types of model is whether or not the outputs are designed to be comparative or informational. It is difficult to identify which of the models are complementary and which are competitive. In part due to the fact that they may be partially complementary currently or may be made complementary with additional effort. Several of the models treated below were suggestions from the Swedish Environmental Protection Agency while the author included others. Any models which readers believe should have been listed below, were not omitted as a result of not being applicable but only as an oversight. The list is not construed to be comprehensive but rather is illustrative of the characteristics of some models that are currently in various stages of development. Aspects addressed in the description of the models without regard to particular order are: model inputs, outputs, assumptions, shortcomings, principles, scale and type. [Ytterligare modeller finns beskrivna i rapporten Översyn av metoder för kartläggning av kustvatten och stränder samt beslutsstöd för vattenvård (2003) som har finansierats av Regionplane- och trafikkontoret (RTK) inom Stockholms läns landsting. Läs mer på http://www.rtk.sll.se/blastruktur/index.htm ] Generalized watershed models WEAP (Water Evaluation and Planning System: GIS-based information storage system, water balance accounting, may be used as a platform for model building. This model can be linked to DSS through spreadsheets or through incorporation of assumptions, variables and relationships into the database. The output is presented in a GIS format or as graphs and tables. What the model offers is a generic format for working with management options at any scale (sub-watershed to watershed). Because all the relationships must be defined and entered in the model or linked to the model, both natural science and economic variables may be incorporated. The model is available through licensing from the Stockholm Environmental Institute. More information at http://www.sei.se 8

Watshman (Watershed Management System) 2 : Database with some algorthims and data incorporated for calculating the effect of management options in Swedish watersheds. The program is designed for the management of nitrogen and phosphorus loading to surface water from point and diffuse sources. Economic variables are not included but may be combined with model outputs. The results may be imported to other watershed information systems, GIS-format for the model is under development. For more information see http://www.ivl.se/affar/miljo_it TRK (Transport Retention Källfördelning) 1 : Data-base describing Swedish land use (diffuse source) and point sources for nitrogen and phosphorus loading to surface water. The model was developed for reporting purposes and incorporates several process based natural science sub-models for calculating water balance and leaching coefficients. The model does not include economic variables but these may be combined with model outputs. The model uses submodels as inputs (HBV, HBV-N, SOILNDB, and coefficients for calculating phosphorus losses from agricultural production and nitrogen and phosphorus losses from forest and other land uses). For more information see http://www-nrciws.slu.se/trk/index.html HBV-NP 1 : Developed for calculating nitrogen and phosphorus transport in a watershed. The model may be used for the development and analysis of scenarios and evaluation of recovery programs. The economic evaluation is based on cost estimates. The costs are not spatially site-specific generated but averages applied to a particular practice. However, it would be possible to import other types of socio-economic variables. The model is already based on a GIS platform which may be imported to other databases or serve as a host for other databases. For more information see http://www.smhi.se/sgn0106/if/hydrologi/hbv_np.htm Fyrisåmodellen 1 : Model developed for calculating nitrogen and phosphorus loading in Swedish watersheds. Individual watershed data must be entered (land use etc) for each area. The model does not include economic variables but these may be combined with model outputs. The model uses soil type and crop types, indexes for calculating leaching, lake area, atmospheric deposition of N, point source releases of N and P, individual septic leaching for N, time series for N concentration and transport in streams and hydrological flows. For more informa- 2 For a comparison and evaluation of these models see the report Påverkansbedömning för ytvatten enligt EG s Ramdirektiv för vatten tillgängliga metoder, verktyg och modeller samt utvecklingsmöjligheter för SMED&SLU Slutrapport 2004-02-24. In Swedish. Author contact: Jessica Zakrisson (IVL), jessica.zakrisson@ivl.se 1 Läs mer! For a comparison and evaluation of these models see the report Påverkansbedömning för ytvatten enligt EG s Ramdirektiv för vatten tillgängliga metoder, verktyg och modeller samt utvecklingsmöjligheter för SMED & SLU Slutrapport 2004-02-24. In Swedish. Author contact: Jessica Zakrisson (IVL), jessica.zakrisson@ivl.se 9

tion contact: Mats Wallin, SLU, Institute for Environmental Analysis, mats.wallin@ma.slu.se. raps: Developed by Statistics Sweden (SCB) and the Swedish Business Development Agency (NUTEK) to work with Statistics Sweden database on a regional level (city, county or region). The model currently under development is designed to be used as a forecasting tool for regional development issues. The presentation of the statistical material (socio-economic variables) at a regional level makes this program interesting for use at a watershed level for tracking socio-economic statistics and including these in the development of management scenarios. The current program is a database that may be accessed for use with Excel software. There has been discussion of resenting the statistical information in a GIS format as well. While the model currently works with politically defined regions it could be adapted to a region defined as a water district. Access to the data held by Statistics Sweden makes this a strong model for use as a database model for water districts. However, the information in the database is disaggregated form national and regional statistics and therefore is difficult to adapt to a very high spatial scale i.e. a site-specific geographical location in the watershed. Since the information is both historical and currently updated it Is of great use for working with scenario development. In addition, the material in the database would be easy to export to other models. For more information see http://www.scb.se/templates/standard 24442.asp IWR-PLAN: Developed by the US Army Corps of Engineers to assist with the formulation and management of alternative watershed plans. Specifically designed for construction and evaluation of management scenarios. For more information see http://www.pmcl.com/iwrplan/ Agricultural sector models SASM (Swedish Agricultural Sector Model): A multi-regional, spatial equilibrium sector model designed to simulate the impacts on the agricultural sector of changes in markets, technology and policy. The output of the model is estimates of prices and quantities of inputs, farm products and processed products. The model uses a linear programming method to estimate the impact on the farm sector in general and on representative farm types in particular through the use of generalized farm production functions. The model does not include environmental variables but changes in natural science variables may be combined with the output of the model to evaluate the cost of management changes. For more information contact Lars Jonasson, LRF Konsult (model developer) lars.jonasson@lantek-lj.k.se. CAPRI (Common Agricultural Policy Regionalised Impact Analysis): An economic simulation system developed by a network of European research institutes. Consists of a disaggregated regional database and an economic simulation model. Inputs to the model are primarily statistics from Eurostat that are assigned to agri- 10

cultural production sectors in each region. The economic simulation combines expert input with the database to develop outcomes based on market adjustment to prices and regulation. The purpose of the model is to study how the agricultural sector adapts to new information, in particular adjustments to the CAP (Common Agricultural Policy) of the EU. The model has been used in several Swedish studies by the Swedish Institute for Food and Agricultural Economics (SLI). For more information see the following report from SLI which describes the model in more detail: http://www.sli.lu.se/pdf/sli_publikation20000401.pdf LENNART: A dynamic DSS for evaluating the cost of implementing specific best management practices on individual fields/farms. The model combines economic and natural science variables using input entered by the user. The user enters site specific characteristics and subjective evaluation of costs to calculate the income effect of participating in BMP programs. At this time a prototype model is available for estimating the cost and nitrogen leaching reduction of growing catch crops. The model currently only includes data for specific soil types and crop rotations in an area of southern Sweden. For more information contact Dennis Collentine, University of Gävle (one of the model developers) at dce@hig.se or see the prototype at http://neptunus.md.slu.se/vastra/bak/index.html. FASSET: Developed by a group of researchers from three Danish institutes. The model uses linear programming to analyze the impact on farm income and the environment to new agricultural policies. The model has been used to assess the development on four case farms of three policy scenarios. The outputs are changes in farm income and changes in N-leaching. An article describing an application of the model may be seen at http://www.sjfi.dk/publikationer/andreartikler/agrsystems.pdf ECECMOD: a Norwegian interdisciplinary research team developed this model to analyze environmental problems related to mineral emissions from agriculture. The scale of the model is the sub-watershed. The analyses are driven by a set of input data defining farm structures, soil and weather conditions in the actual watershed. The economic model uses linear programming to optimize the adjustment to new policies at the farm level. Type farms are developed to represent the farms in the watershed and a process model (SOIL-NO) is used to estimate the effect of policies on nitrogen leaching from the watershed. For more information contact Per Kristian Rorstad, Agricultural University of Norway (one of the model developers) at per.rorstad@ios.nlh.no. PRedICT (Pollution Reduction Impact Comparison Tool): This is a software program for the evaluation of alternative agricultural and non-agricultural pollution reduction strategies at the watershed level. The tool was designed as a DSS to be used with the AVGWLF watershed modeling system (http://www.avgwlf.psu.edu/overview.htm). The AVGWLF is an information storage system 11

in a GIS format developed by a group at Pennsylvania State University with support from the Pennsylvania Department of Environmental Protection to simulate runoff, sediment, and nutrient (N and P) loadings from a watershed given variable-size source areas (e.g., agricultural, forested, and developed land). It also has algorithms for calculating septic system loads, and allows for the inclusion of point source discharge data. It is a continuous simulation model which uses daily time steps for weather data and water balance calculations. The PRedICT model allows the user to create management scenarios. Inputs may be compiled manually but if associated with the AVGWLF system can be imported directly. It is possible to compare six agricultural management systems with the model where practices and costs are assigned to land use in the watershed. In addition it is possible to include three urban management alternatives. The model is based on average loading and cost coefficients. The outputs of the model are estimated load reductions and costs for the reductions. For more information see http://www.avgwlf.psu.edu/predict.htm or contact Barry Evans, Pennsylvania State University, (one of the model developers) at bme1@psu.edu. Conclusions Implementation of the WFD with respect to economic analysis is composed of two parts; characterization of the watershed including current recovery costs and evaluation the cost efficiency of alternative management plans. Computer support for the first part should be in the form of information storage (a database). An appropriate platform for this purpose is a GIS format as this allows for access to the database for input from different sources of information as well as provides input for task specific DSS, the second part of the implementation program. There are numerous advantages to agreeing on a standard information storage model that can be used in all five water districts in Sweden. Since the hydrological and other natural science relationships are more complex and site specific than the socioeconomic parameters the choice for this standard is best left up to consultation with institutes and experts within this area. With respect to the socio-economic information the system being developed by SCB and NUTEK (raps) seems to have advantages as an information storage system. The model is built on statistics already gathered by SCB. The model regionalizes these statistics. Adjusting the regions to correspond to the boundaries of the water districts and organizing the information in a GIS format for incorporation into a comprehensive watershed characterization program are areas that still need to be developed. The second type of model, task specific DSS, are due to their function highly individualized. There are not black box types of models. The decision support needs to be a part of model development. Each specific decision being evaluated must be programmed into the model. This is true for scenario development as 12

well. These types of models can only process the information that they are programmed to work with. The proposed change in management practice is the starting point for valuation of the change. The management practice needs to be quantifiably related to water quality/quantity and in turn these changes need to be quantifiable related to water services provided before analysis of economic efficiency [ ] is possible. Since models of this type are designed to work with specific questions/decisions the development of these types of models is possible only after the management alternatives have been formulated at the watershed district level. [Dock kan och bör grundscenarier tas fram se rapporteringen i mars 2005 som utgångspunkt för olika scenarioutvärderingar. 4 ] One of the principles of the WFD is that local management of water resources will result in different priorities in the individual districts. Consequently, it is important that DSS are developed/adapted to local management issues. DSS model development and support is appropriate at the water district level. If all five of the water districts in Sweden follow this approach and develop independent management strategies that rely on task specific DSS this will act as a catalyst and spur model development. Sharing information between districts will in the long run establish certain DSS as standard applications. Conversely, choosing national standards for DSS at an early stage will diminish the development of DSS and management plans adapted to local priorities. References Collentine, D., Larsson, M. and Hannerz N. (2003). Exploiting decision heuristics and IT in the design of a DSS for voluntary agri-environmental programs (LENNART) in Policies and tools for catchment management of water resources: Field management, tradable permits and stakeholder participation, PhD dissertation, Acta Unviversitatis Agriculturae Sueciae, Agragria 433. Jacobsen, Brian H., Petersen, Björn M., Berntsen, J., Boye, C., Sörensen, C. G., Sögaard, H. T. and Hansen J. P. (1998). An Integrated and Environmental Farm Simulation Model (FASSET), Rapport 102, Danish Institute of Agricultural and Fisheries Economics. Jansson, Torbjörn (working paper). Studying the abolition of dairy quotas using NLP model (CAPRI). Swedish Institute for Food and Agricultural Economics. Johansson, P-O, Djurberg, H., Gunnemyr, L., Söderqvist, T. and Collentine, D. (2002). Värdering av grundvattenresurser: Metoder och tillvägagångssätt (Valuation of Groundwater Resources: Methods and Practice), Rapport 5142, Naturvårdsverket Förlag, Stockholm. 4 Naturvårdsverkets anmärkning 13

Jonasson, Lars (1996). Mathematical programming for sector analysis some applications, evaluations and methodological proposals, (SASM). Dissertation 18, Department of Economics, Swedish University of Agricultural Sciences. Löwgren, Marianne (2002). Integrated appraisal for river basin management plans in Sweden, Report to The Swedish Environmental Agency (2002-07-25). Shoemaker, Paul J. H. (1995). Scenario Planning: A Tool for Strategic Thinking, Sloan Management Review, Winter 1995. pp 25-40 Vatn, A., L. R. Bakken, M. A. Bleken, P. Botterweg, H. Lundeby, E. Romstad, P. K. Rorstad and A. Vold. (1996). Policies for Reduced Nutrient Losses and Erosion from Norwegian Agriculture (ECECMOD). Norwegian Journal of Agricultural Sciences Supplement No. 23. Wallin, M., Olsson, H. and Zakrisson J. (2004). Påverkansbedömning för ytvatten enligt EG s Ramdirektiv för vatten tillgängliga metoder, verktyg och modeller samt utvecklingsmöjligheter för SMED&SLU Slutrapport 2004-02-24. In Swedish. Author contact: Jessica Zakrisson (IVL), jessica.zakrisson@ivl.se WATECO, 2003. Economics and the Environment: The Implementation of the Water Framework Directive A Guidance Document, available at http://www.kaderrichtlijnwater.nl/import/2.6%20wateco%20policy%20summary%20circa%2024-09- 02.pdf 14

Länk 2: Genomgång av kostnadsslag samt definitioner För att underlätta genomförandet av nämnda ekonomiska analyser är det viktigt att definiera betydelsen av de olika kostnadsslagen. I det följande ges en kort förklaring samt definition av finansiella kostnader såväl som miljö- och resurskostnader: Finansiella kostnader kan likställas med de kostnader som aktörer måste betala på en marknad eller till staten, d.v.s. faktiska transaktioner. Miljökostnader definieras enligt WATECO (2002) som kostnaderna av de skador på miljön och ekosystem, samt på dem som använder miljön, som uppstår till följd av mänskliga aktiviteter. Förändringar i utbudet (kvantiteten) eller kvaliteten av de varuflöden och tjänsteflöden som miljön och ekosystem producerar påverkar individers välbefinnande. Huruvida sådana förändringar definieras som miljökostnader eller miljönyttor beror på den referenspunkt som används för att värdera förändringarna. Strikt definierat utgör varje negativ miljöförändring en kostnad medan en positiv förändring är en miljönytta. Dessa förändringar återspeglas sällan i finansiella kostnader, d.v.s. de är externa (se nedan box). Vissa negativa miljöförändringar hejdas genom att marknadsaktörer genomför miljö förbättrande eller skyddande åtgärder, vilka medför en finansiell kostnad. Denna motsvarar då en del av den internaliserade miljökostnaden (se nedan box). Interna och externa kostnader Vid produktion eller konsumtion av en vara eller tjänst kan externa effekter uppstå, d.v.s. positiva eller negativa effekter som påverkar en annan aktörs produktion eller konsumtion men för vilka kostnaden endast delvis eller inte alls bärs av den som genererar effekten. Om exempelvis utsläpp från en fabrik leder till att skadliga ämnen sprids i en vattenförekomst och därmed försämrar vattenstatusen är detta en negativ externalitet som uppstår vid produktion. Denna kostnad kan yttra sig genom skador på fisk (och även indirekt genom hälsorisker vid konsumtion av fisk) eller genom att vattnet kräver ytterligare behandling innan det kan användas som dricksvatten (som påverkar leverantören av dricksvatten). Ett exempel på en negativ externalitet som uppstår vid konsumtionen av en vara är de utsläpp som användning av motordrivna fritidsbåtar medför. De externa effekterna kan internaliseras genom att den som genererar de externa effekterna själv direkt eller indirekt bär kostnaderna för dessa genom att de aktörer som påverkas negativt av produktionen kompenseras monetärt eller genom att producenten vidtar miljöförbättrande/skyddande åtgärder. Resurskostnader eller alternativkostnader [eller alternativvärden] har att göra med resursernas värde genom att de omfattar det värde som hade uppstått om resurserna använts på något annat sätt. Detta gäller också framtida användningar, även om sådana användningar naturligtvis ofta är svåra att förutse i praktiken. (Löwgren (2003), s.16) Detta innebär att man definierar en resurs värde uttryckt i en alternativ användning. Exempelvis är alternativvärdet av att anlägga en våtmark nettovärdet av den skörd som åkermarken kunde ha genererat, liksom alter- 15

nativvärdet av att odla åkermarken är den nettonytta som våtmarken kunde ha genererat. Ett alternativvärde uppstår endast när en användning på något sätt utesluter en annan användning. Det består av alternativa användningars individuella nettovärden, d.v.s. inte av summan av dessas värden såvida inte flera alternativa användningar (som samtliga utesluts av den nuvarande användningen) kan kombineras. Alternativvärdet är ingen fristående eller enskild kostnadspost utan ett resultat av alla de nyttor och kostnader (finansiella och miljörelaterade, internaliserade och externa) som genereras av alternativa användningar av en resurs. Nettonyttan av en användning beräknas genom att den finansiella kostnaden och miljökostnaden samt eventuella andra kostnader (internaliserade och externa) subtraheras från användningens totala nytta (N). Både och användar- och ickeanvändarvärden ingår i den totala nyttan. Alternativvärdet signalerar ineffektiv resursanvändning i de fall då en användning (i) med det högsta nettovärdet utesluts till förmån för en användning med ett lägre nettovärde (j), vilket kan uttryckas som: N i F i E i > N j F j E j ineffektivt resursutnyttjande om j utesluter i, se nedan exempel I WATECO:s (2002) handbok definieras resurskostnader som kostnaden av de förlorade alternativ till vattenanvändning som uppstår genom att en resurs utnyttjas utöver sin assimilativa kapacitet och/eller tillrinningskapacitet. Detta - tolkas här som att man i direktivets sammanhang bör mäta alternativkostnaden med utgångspunkt i vattenresursen. Exempel Ett företag bedriver en viss aktivitet (i) vid en vattenförekomst. Denna aktivitet medför finansiella kostnader (F i ) men har också en negativ miljöpåverkan vilket medför miljökostnader (M i ). Anledningen till att företaget bedriver aktivitet i är naturligtvis att denna genererar en inkomst. Dessutom har samhället nytta av aktiviteten i form av bl.a. den färdiga produkten och sysselsättning. Företagets inkomst och samhällets nytta betecknas gemensamt som N i. Nettonyttan (X) av företagets aktiviteter fås genom att de bägge kostnaderna subtraheras från den totala nyttan. Nu planerar ett annat företag att påbörja en aktivitet j i samma vattenförekomst. Kostnaderna och den totala nyttan av aktivitet j betecknas motsvarande kostnaderna och nyttan av aktivitet i. Nettonyttan betecknas Y. Aktiviteterna går inte att kombinera. Endast aktivitet i eller j kan bedriva verksamhet i vattenförekomsten. 1. Finns det något alternativvärde? Ja, alltid när en användning utesluter annan användning (eller icke-användning!) och en eller flera individer ser ett värde i denna. Om aktivitet i tillåts verka vid vattenförekomsten är alternativvärdet Y, d.v.s. aktivitet j s nettonytta. På motsvarande sätt är alternativvärdet av att aktivitet j får verka X. 2. Innebär detta ett ineffektivt utnyttjande av resursen? Det beror på vilken aktivitet som ges rätten att verka i vattenförekomsten och vilken nettonytta aktiviteten genererar. Om aktivitet i tillåts verka vid vattenförekomsten uppstår en alternativkostnad om Y är högre än X, men inte om X > Y. Motsatsen gäller om aktivitet j ges rätten att verka i vattenförekomsten. 16

Sammanfattningsvis föreslås för direktivets genomförande följande generella - definitioner av miljö- och resurskostnader: Ord Finansiell kostnad Förslag till definition Värdet av faktiska transaktioner som äger rum på en marknad eller till staten Miljökostnad Värdet av mänskliga aktiviteters negativa påverkan på ekosystem och miljön samt de som påverkas av miljön Resurskostnad Alternativkostnad, d.v.s. nettovärdet av alternativ användning av en resurs Definitionerna gäller oavsett i vilket syfte de används. Däremot finns det skäl att anpassa ambitionsnivån vid värderingen av de bägge kostnadsslagen med hänsyn till det sammanhang som kostnaderna används i (se det sista avsnittet). 17

Länk 3: Metoder för beräkning av miljövärden Källa: Den del som behandlar värderingsmetoder generellt baserar sig till stor del på Söderqvists (2003) presentation av olika värderingsmetoder på Naturvårdsverket. Ytterligare källor är Freeman (2003) och Johansson et al (2002). Den del som behandlar lämpligheten av olika värderingsmetoder i vattendirektivet härrör från Naturvårdsverket. Vad innebär miljökostnader och miljönyttor? Miljöförändringars påverkan på välbefinnandet i samhället tar sig uttryck i förändringar av utbudet eller kvaliteten på miljövaror (och miljötjänster, ekosystemvaror och ekosystemtjänster). Huruvida sådana förändringar ska definieras som miljökostnader eller miljönyttor beror på den referenspunkt som används för att värdera förändringarna. En miljökostnad uppstår vid en negativ förändring av ett miljövärde ( Z<0) och en miljönytta uppstår följaktligen vid en positiv förändring av miljön ( Z>0). Viss påverkan internaliseras genom att tjänster eller varor handlas på marknaden, och värdet av sådan påverkan kan alltså mätas direkt av marknadspriser. (Sådan påverkan behandlas inte i detta sammanhang.) När det gäller miljövaror är det dock vanligt att marknader saknas. Man måste därför mäta värdet av miljöförändringar på annat vis. Med vilka metoder kan man mäta sådana kostnader och nyttor? Påverkan på välbefinnande mäts enligt ekonomisk välfärdsteori som förändringar i konsumentöverskottet (KÖ), kompenserande variation, ekvivalent variation (dessa mäts genom WTP/WTA) samt förändringar i producentöverskottet (PÖ). För att mäta miljöförändringars påverkan på välbefinnandet ( Z) kan olika värderingsmetoder användas: Direkta metoder (stated preference methods), exempelvis contingent valuation method (CVM), choice experiment (CE), experimentmarknader; Indirekta metoder (revealed preference methods), exempelvis produktionsfunktions-metoden, resekostnadsmetoden, fastighetsvärdesmetoden, skydds utgiftsmetoden; och Metoder utan strikt förankring i välfärdsteori, exempelvis ersättningskostnadsmetoden, andra metoder för värdering från kostnadssidan samt politisk WTP, humankapitalmetoden I det följande diskuteras valet av värderingsmetoder med dessa tre huvudgrupper som utgångspunkt. Syftet med denna text är alltså inte att ge en detaljerad beskrivning av de olika individuella metoderna. DIREKTA OCH INDIREKTA METODER 5 Förändringar i miljön påverkar välbefinnandet på olika sätt och kräver därför olika typer av värderingsmetoder. 5 En metod definieras här (enligt Mitchell and Carson (1989) i Freeman (1993)) som direkt om den genererar ett uttalat monetärt värde och som indirekt om värdet måste härledas från en individs beteende eller val. 18

1. Miljön har indirekt påverkan på individers välbefinnande genom att den är en produktionsfaktor När miljön används som en input i produktionen av marknadsvaror (miljö är en variabel i produktionsfunktionen) påverkas producentoch konsumentöverskotten ( Z PÖ och KÖ). För att värdera sådana förändringar kan metoder med utgångspunkt i produktionsfaktorer användas. 2. Miljön har direkt påverkan på individers välbefinnande I en sådan situation är miljön en variabel i individens nyttofunktion. Man måste dock skilja på två fall: a. Strikt separerbarhet: detta innebär att miljön inte påverkar efterfrågan på privata varor. För att värdera sådana förändringar kan direkta metoder användas. b. Icke-separerbarhet: detta innebär att miljön påverkar efterfrågan på privata varor. För att värdera sådana förändringar kan indirekta och/eller direkta metoder användas. För att värdera icke-separerbara miljövaror finns två huvudvägar: Svag komplementaritet mellan en miljövara och en privat vara innebär att en förändring i miljön inte påverkar en individs välbefinnande om dennas efterfrågade kvantitet av den privata varan är noll. Svag komplementaritet mellan en miljövara och en privat vara utesluter att individen hyser ickeanvändarvärden för varan och dessa därför inte värderas. I sådana fall kan resekostnadsmetoden och fastighetsvärdesmetoden användas. Ett exempel på när den förra metoden är lämplig är om individer inte bryr sig om bättre vattenkvalitet i skärgården om dessa inte besöker skärgården, och ett exempel på när fastighetsvärdesmetoden kan vara lämplig är när individer inte bryr sig om bättre luftkvalitet i Stockholm om dessa inte bor i Stockholm. När perfekt substituerbarhet råder mellan miljön och någon privat vara kan miljön värderas genom förändringen i den efterfrågade kvantiteten på den privata varan, exempelvis vattenfilter som ett substitut för god dricksvattenkvalitet. I sådana fall är skyddsutgiftsmetoden lämplig. Dock ska påpekas att sådan perfekt substituerbarhet är ovanlig, och metoden kan därför endast förväntas värdera delar av det totala miljövärdet. En sammanfattning av hur olika faktorer påverkar valet av indirekta och direkta värderingsmetoder presenteras i Figur 1. 19

Figur 1 Hur väljer man metoder för att värdera miljökostnader och miljönyttor? Finns negativ miljöpåverkan? Ja Nej Påverkas produktion eller individers välbefinnande direkt? Värdering av miljö- och resurskostnader kan ej göras Individers välbefinnande Vilken grad av separerbarhet har miljövaran? Produktion Använd produktionsbaserade metoder, exempelvis produktionsfunktionsmetoden Icke separerbarhet Är miljövaran perfekt substitut eller starkt/svagt komplement? Strikt separerbarhet Använd direkta metoder, exempelvis CVM eller CE Perfekt komplement Använd indirekta metoder, exempelvis komplementets marknad, och/eller direkta metoder Svagt komplement Använd indirekta metoder, exempelvis fastighets- eller resekostnadsmetoderna, och/eller direkta metoder Perfekt substitut Använd indirekta metoder, exempelvis skyddsutgiftsmetoden, och/eller direkta metoder Det finns alltså ett antal möjligheter att mäta miljökostnaden eller nyttan av en given miljöförändring, men det ska understrykas att resultatet av alla metoder inte blir detsamma; miljövaror har en mängd olika värden som relaterar till användning såväl som icke-användning och olika metoder fångar olika typer eller olika mycket av dessa värden. Tabell 1 beskriver olika värden som är associerade med vatten och ger exempel på metoder som kan vara lämpliga för värdering av dessa. De indirekta metoderna baserar sig på faktiskt marknadsbeteende och fångar in användarvärden, dock inte eventuella icke-användarvärden. Indirekta metoder kan sägas ge en undre gräns för det totala ekonomiska värdet och kan kompletteras med direkta metoder för att mäta icke-användarvärden. Direkta metoder kan användas för att definiera både användar- och ickeanvändarvärden. 20

Tabell 1 Vattens olika värden och metoder för att mäta dessa Typ av värden (1) Tjänste- och användningsflöden Typ av värden (2) Möjliga värderingsmetoder Hushåll (GV, YV) Utvinningsvärden Användarvärden Ersättningskostnad Skyddsutgift Direkta metoder Industri (GV, YV) Produktionsfunktion Ersättningskostnad Jordbruk (GV, YV) Produktionsfunktion Ersättningskostnad Vattenkraftsutvinning (YV) Produktionsfunktion Ersättningskostnad In situ-värden Bidrag till ytvattenflöde (GV) Direkta metoder Motverkan av sättningar (GV) Produktionskostnad Direkta metoder Motverkan av saltvatteninträngning (GV) Ersättningskostnad Direkta metoder Buffert (GV, YV) Direkta metoder Ekologiska värden (GV, YV) Direkta metoder Kulturmiljö (GV, YV) Direkta metoder Forskning (GV, YV) Direkta metoder Rekreation (GV, YV) Direkta metoder Resekostnad Recipientkapacitet (GV, YV) Direkta metoder Ersättningskostnad Klimatreglering (YV) Direkta metoder Optionsvärden, vilka även kan vara framtida användarvärden (GV, YV) Arvsvärden (GV, YV) Existensvärden (GV, YV) Not: GV = Grundvatten och YV = Ytvatten Ickeanvändarvärden Direkta metoder Direkta metoder Direkta metoder Metoder utan strikt förankring i välfärdsteorin Till kategorin av metoder utan strikt förankring i välfärdsteorin hör mätmetoder av politisk betalningsvilja, exempelvis återställandekostnader, undvikandekostnader och skatte- eller avgiftsnivåer. Dessa metoder har vissa möjliga användningsområden, men är begränsade genom att de bara konstaterar att samhället är berett att betala en viss del x av det totala värdet Z, d.v.s. metoderna härleder inte det totala värdet. I praktiken kan x vara mindre eller större än Z. Dock kan ersättningskostnadsmetoden vara ett giltigt mått på det ekonomiska värdet om tre kriterier är uppfyllda (Freeman, 2003): 21

om den vara eller tjänst som ersätter miljövaran eller miljötjänsten tillhandahåller samma kvalitet och kvantitet som miljövaran eller miljötjänsten; om sättet att ersätta miljövaran eller miljötjänsten sker på ett kostnadseffektivt sätt; samt om det finns en betalningsvilja för ersättningsvaran eller ersättningstjänsten hos individerna i samhället. Skatte- och avgiftsnivåer är giltiga som ett mått på det ekonomiska värdet endast om de baserar sig på direkta och/eller indirekta metoder. Om man med hjälp av skatte- och avgiftsnivåer avser bedöma det totala ekonomiska värdet av en miljöförändring bör samma frågor ställas som för ersättningskostnadsmetoden. BENEFIT TRANSFER Benefit transfer innebär att man använder värden från tidigare studier istället för att utföra en ny studie, d.v.s. schablonvärden. Om man använder sig av benefit transfer måste valet av värden basera sig på samma grunder som valet av metoder enligt ovan: endast värden framtagna med hjälp av direkta metoder eller en kombination av direkta och indirekta metoder kan användas som referensram för det totala ekonomiska värdet av en miljöförändring. När man använder dem bör man ta hänsyn till den kunskap som finns om hur man bör göra en benefit transfer (se litteraturtips på ExternE:s webbplats http://externe.jrc.es) Vad innebär detta för valet av värderingsmetoder vid genomförandet av Vattendirektivet? Det framgår av ovan resonemang att ingen enskild metod kan rekommenderas för en viss typ av analys; valet av metod beror istället på typen av påverkan, typen av miljövara eller miljötjänst, samt vilken ambitionsnivå som väljs. Dessutom kommer tillämpningsgraden av värdering av miljökostnader att variera mellan de olika typerna av analyser som direktivet kräver. Men något kan ändå sägas: KOSTNADSTÄCKNING Innebörden av miljö- och resurskostnader är mycket beroende av utgångspunkten för bedömningen. Vi vet att en positiv miljöförändring är en miljönytta och att en negativ förändring utgör en miljökostnad, men från vilken utgångspunkt ska förändringen mätas? Å ena sidan vore det från ett visst perspektiv önskvärt att inte ha några negativa miljöförändringar överhuvudtaget. Å andra sidan är vi beroende av vissa varor och tjänster vars produktion eller konsumtion ofrånkomligen har en viss effekt på miljön. Samhället är alltså berett att acceptera en viss grad av miljöpåverkan. Denna regleras genom bl.a. lagar, förordningar, föreskrifter, allmänna råd och miljötillstånd. Med detta som utgångspunkt är det rimligt att hävda att ett scenario där marknadsaktörer uppfyller de normer som samhället har beslutat om (se Krav 2004 i Figur 2) innebär att åtgärder som går utöver dessa inte behöver vidtas (den totala reduktionen av miljökostnader eller positiva påverkan på - välbefinnande/välfärd motsvaras av ytan C i Figur 2), medan ett scenario där 22