Embed Size (px)
Citation preview
Miljøansvarsdirektivet:
Kursushåndbog og slides
til Europa-Kommissionen GD Miljø
Kontraktreferencenr. 070307/2012/621542/SER/A1
Februar 2013
eftec
STRATUS
CONSULTING
MILJØANSVARSDIREKTIVET
Håndbog – todages kursus
Version – februar 2013
TAKKEORD
Projektteamet vil gerne takke Hans Lopatta og Alexandra Vakrou, Europa-Kommissionen, GD for Miljø, for deres
vejledning og støtte under hele projektet. Vi ønsker ligeledes at takke alle deltagerne i testwebinarerne
og -workshopperne fra medlemsstaternes regeringer, industrien, forsikringsbranchen og den akademiske verden
samt alle, der har kommenteret de tidligere udkast til denne håndbog. Forfatterne påtager sig ansvaret for
eventuelle fejl.
ANSVARSFRASKRIVELSE
Dette kursusmateriale er blevet udarbejdet til Europa-Kommissionen. Det afspejler imidlertid kun forfatternes
holdninger, og Kommissionen er ikke ansvarlig for, hvordan oplysningerne deri anvendes. Projektgruppen påtager sig
intet ansvar for enhver direkte eller indirekte skade som følge af brugen af hele eller dele af denne kursuspakke
(håndbog og slides).
Ordene skrevet med fed skrift er ligeledes angivet i ordlisten sidst i dette dokument.
Ordene skrevet med fed, blå skrift er nøgleord og termer, som læseren bør kende.
eftec 73-75 Mortimer Street London W1W 7SQ tel: 44(0)2075805383 fax: 44(0)2075805385 [email protected] www.eftec.co.uk
1
0. INTRODUKTION TIL KURSUSMATERIALET
eftec og Stratas Consulting, Inc. har udarbejdet kursusmateriale til Europa-Kommissionen med det formål at
tilvejebringe let tilgængelige vejledende oplysninger om miljøansvarsdirektivet. Kursusmaterialet består af tre
særskilte pakker med PowerPointTM-slides og en håndbog til brug for følgende:
o Et halvdagskursus for en bredere personkreds eller for parter, der har brug for grundlæggende
oplysninger om miljøansvarsdirektivets anvendelsesområde og principper, men ikke for detaljerede
tekniske oplysninger:
o Filnavn: ELD training_half day_final_0213.ppt
o Filnavn: ELD training handbook_half day_final_0213.doc
o En endags workshop for aktører, der ønsker flere tekniske oplysninger om skadesvurderingsprocessen
under miljøansvarsdirektivet (omfatter teksten til halvdagskurset samt yderligere oplysninger om
proceduren for gennemførelse af miljøansvarsdirektivet og om grundprincipperne i
ækvivalensvurderingen):
o Filnavn: ELD training_one day_final_0213.ppt
o Filnavn: ELD training handbook_one day_final_0213.doc
o En todages workshop for aktører, der ønsker flere tekniske oplysninger om skadesvurderingsprocessen
under miljøansvarsdirektivet (omfatter yderligere tekniske oplysninger, casestudier og en praktisk
arbejdsgruppeøvelse ud over teksten til halvdagskurset og endags workshoppen):
o Filnavn: ELD training_two days_final_0213.ppt
o Filnavn: ELD training handbook_two days_final_0213.doc [DETTE DOKUMENT]
o Filnavn: ELD_2 Days Training example worksheet.xls
Det overlades til læserne/underviserne at vælge den kursuspakke, der er relevant i deres situation. Indledningsvis
skal alle deltagerne forstå miljøansvarsdirektivets grundprincipper, som der redegøres for i materialet til
halvdagskurset (det samme som det første afsnit i dette dokument). Det tekniske detailniveau i materialet til
todages workshoppen vil ikke nødvendigvis være påkrævet for alle deltagere, men det vil være nyttigt for deltagere,
der får til opgave at foretage vurderinger. I forbindelse med vurderinger skal man huske, at det passende
analyseindsatsniveau afhænger af sagens karakter. Hvis sagen er "enkel" (let at identificere ressource, skader og
gevinster ved afhjælpning), vil vurderingen således være enklere. Hvis sagen er mere kompleks, er der behov for en
mere kompleks vurdering og således for yderligere ekspertise, tid og ressourcer.
Det overordnede formål med kursusmaterialet er at fremme en bredere og bedre forståelse for
miljøansvarsdirektivet, således at det kan gennemføres mere bredt. Kursusmaterialet skal hjælpe læseren med at
besvare følgende centrale spørgsmål:
Hvad er miljøansvarsdirektivet? – miljøansvarsdirektivets mål og anvendelsesområde
2
Hvordan vurderes det, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en aktivitet? – de forskellige typer skader
på naturressourcer omfattet af miljøansvarsdirektivet, ansvarsordningen i henhold til miljøansvarsdirektivet,
forskellige aktiviteter og hændelser
Hvordan vurderes det, om en hændelse er omfattet af miljøansvarsdirektivet? – undtagelser og
ansvarsfrihedsgrunde
Hvem gør hvad? – de vigtigste interessenters forpligtelser, rettigheder og mulige roller
Hvilke former for afhjælpende foranstaltninger skal træffes i henhold til miljøansvarsdirektivet? – herunder,
hvordan denne afhjælpning hænger sammen med operatørens overordnede ansvar
Hvordan beslutter man, hvornår afhjælpningen er tilstrækkelig? – (ækvivalens)vurderinger af skader og
afhjælpning
Hvilke omkostninger kan søges dækket og hos hvem? – typer omkostninger, operatørernes forpligtelser og
rettigheder, finansiel sikkerhedsstillelse.
Der er anført en række eksempler og casestudier, der illustrerer proceduren for gennemførelse af
miljøansvarsdirektivet og vurderingsprocessen. Der er ligeledes en liste over akronymer/forkortelser, link til
relevante direktiver, link til medlemsstaternes vejledende dokumenter om miljøansvarsdirektivet, medlemsstaternes
lovgivning til gennemførelse af miljøansvarsdirektivet og en række andre udvalgte officielle dokumenter, juridiske
henvisninger relateret til miljøansvarsdirektivet og henvisninger relateret til finansiel sikkerhedsstillelse. Den todages
kursushåndbog indeholder også følgende bilag:
Ækvivalensvurderingsmetoder
Økonomisk værdisætning
Økosystemtjenester
Finansiel sikkerhedsstillelse
Vurdering af skader forvoldt af en vindmøllepark ved brug af ækvivalensvurderinger
Skadesvurdering – øvelse i arbejdsgruppe.
Dette kursusmateriale er rettet mod de vigtigste interessenter, der har brug for at forstå direktivet og opfylde deres
retlige forpligtelser i henhold til direktivet, eller hvis arbejde er direkte eller indirekte knyttet til direktivets
anvendelsesområde, herunder:
Kompetente myndigheder
Operatører
Leverandører af finansiel sikkerhed/virksomheder, som varetager administration af skadestilfælde
Eksperter: økologer, sektorspecialister, risikoanalytikere, økonomer, advokater (og andre relevante eksperter,
afhængigt af omstændighederne i den enkelte sag)
Ikke-statslige organisationer og offentligheden.
I materialet er der fokus på miljøansvarsdirektivet, og henvisningerne til national lovgivning og nationale
retningslinjer er blot eksempler. Der redegøres ikke i detaljer for den forskellige gennemførelse i national ret i de
enkelte medlemsstater (eller regioner). Læserne opfordres derfor til at kontakte de kompetente myndigheder i den
enkelte medlemsstat, hvis de i påkommende tilfælde ønsker yderligere oplysninger om gennemførelsen i national
ret af miljøansvarsdirektivet og andre love om ansvar/miljø.
3
Indholdsfortegnelse
0. INTRODUKTION TIL KURSUSMATERIALET ................................................................................................................. 1
1. HVAD ER MILJØANSVARSDIREKTIVET? ..................................................................................................................... 9
1.1 Indledning ......................................................................................................................................................... 9
1.2 Formål ............................................................................................................................................................... 9
1.3 Det forenklede miljøansvarsdirektiv: en illustration af afhjælpning .............................................................. 11
1.4 Hvordan vurderes det, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en aktivitet? ................................. 14
1.4.1 Ressourcer og udnyttelsesmuligheder omfattet af miljøansvarsdirektivet ............................................ 15
1.4.2 Aktiviteter omfattet af miljøansvarsdirektivet ....................................................................................... 18
1.5 Hvem gør hvad, inden der indtræffer en hændelse/overhængende fare? .................................................... 21
1.6 Hvordan vurderes det, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en sag? ......................................... 22
1.6.1 Tidsmæssige begrænsninger i miljøansvarsdirektivet ............................................................................ 22
1.6.2 Undtagelser og ansvarsfrihedsgrunde i miljøansvarsdirektivet.............................................................. 23
1.6.3 Betydelig skade ....................................................................................................................................... 25
1.7 Hvem gør hvad, når der er indtruffet en hændelse/overhængende fare? .................................................... 29
1.8 Omkostninger til afhjælpning ......................................................................................................................... 32
1.9 Finansiering af omkostninger til afhjælpning ................................................................................................. 33
1.10 Finansiel sikkerhedsstillelse ........................................................................................................................ 33
1.11 Vigtige datoer .............................................................................................................................................. 34
2. OVERBLIK OVER GENNEMFØRELSEN AF MILJØANSVARSDIREKTIVET: PLANLÆGNING AF AFHJÆLPENDE
FORANSTALTNINGER ...................................................................................................................................................... 35
3. GENNEMFØRELSE AF MILJØANSVARSDIREKTIVET – SKADESVURDERING: OVERBLIK OVER FORELØBIG
VURDERING, PRIMÆR AFHJÆLPNING OG ÆKVIVALENSVURDERING ............................................................................. 38
3.1 Beskrivelse af hændelsen ................................................................................................................................ 40
3.2 Foreløbig identifikation og beskrivelse af berørte lokaliteter, miljøer, naturtyper og arter .......................... 43
3.3 Foreløbig identifikation af art, omfang og rumlig og tidsmæssig udstrækning af indtrufne eller forventede
miljøskader .................................................................................................................................................................. 44
4
3.4 Foreløbig identifikation af sociale, økonomiske og grænseoverskridende aspekter ..................................... 46
3.5 Gevinster ved primære afhjælpende foranstaltninger ................................................................................... 47
De forventede gevinster ved alle primære afhjælpende foranstaltninger, der træffes, bør vurderes. Der kan
være en række forskellige gevinster ved primær afhjælpning, herunder: ............................................................. 48
3.6 Foreløbig planlægning af kompenserende og supplerende afhjælpning ....................................................... 48
3.7 Beslutning om en passende vurderingsindsats ............................................................................................... 57
4. VURDERING OG FASTLÆGGELSE AF SKADENS OMFANG ............................................................................................ 60
4.1 Identificér skadede ressourcer, naturtyper og udnyttelsesmuligheder ......................................................... 60
4.2 Beskrivelse af stressfaktorens karakter ................................................................................................................ 61
4.3 Vurdering af eksponering ...................................................................................................................................... 63
4.3.1 Karakter, tidspunkt, varighed og lokalitet ...................................................................................................... 63
4.3.2 Alvor ............................................................................................................................................................... 64
4.4 Vurdering af receptorer ........................................................................................................................................ 64
4.5 Vurdering af skade ................................................................................................................................................ 64
4.5.1 Overfladevand ................................................................................................................................................ 65
4.5.2 Grundvand ..................................................................................................................................................... 65
4.5.3 Sedimenter ..................................................................................................................................................... 66
4.5.4 Jord ................................................................................................................................................................. 66
4.5.5 Vegetation ...................................................................................................................................................... 67
4.5.6 Biota ............................................................................................................................................................... 67
4.5.7 Naturtyper ...................................................................................................................................................... 67
4.5.8 Menneskelige værdier ................................................................................................................................... 68
4.6 Vurdering af årsager til skade ........................................................................................................................ 68
4.7 Fastlæggelse af skadens omfang........................................................................................................................... 69
4.7.1 Kvantificeringsmetrikker ................................................................................................................................ 70
4.7.2 Bedømmelse af den hidtidige tilstand ........................................................................................................... 73
4.7.2.1 Anvendelse af oplysninger fra før eller efter hændelsen ........................................................................... 73
4.7.2.2 Anvendelse af referencelokaliteter ............................................................................................................ 73
5
4.7.2.3 Anvendelse af modeller .............................................................................................................................. 74
4.7.2.4 Informationskilder ...................................................................................................................................... 74
4.8 Beregning af midlertidige tab og samlet debet .................................................................................................... 78
4.8.1 Beregning af den samlede debet ................................................................................................................... 78
4.8.2 Indregning af gevinsterne ved primær afhjælpning ...................................................................................... 78
4.8.2 Beregning af retableringsrater ....................................................................................................................... 79
4.8.3 Indregning af yderligere skade ....................................................................................................................... 79
4.8.4 Beregning af debet over tid: diskontering ..................................................................................................... 79
4.9 Illustrativt eksempel på beregninger af debet ...................................................................................................... 80
4.9.1 Ækvivalensvurdering ...................................................................................................................................... 80
4.9.2 Værdiækvivalensvurdering ............................................................................................................................ 81
5. VURDERING AF GEVINSTERNE VED AFHJÆLPNING ................................................................................................ 83
5.1 Identifikation og vurdering af muligheder for supplerende eller kompenserende afhjælpning .................... 84
5.1.1 Retablering og genskabelse af naturtyper ..................................................................................................... 85
5.1.2 Fragmentering og isolation af naturtyper – artikel 10-foranstaltninger (habitatdirektivet) ......................... 86
5.1.3 Udpegning og beskyttelse af naturtyper ....................................................................................................... 86
5.1.4: Forskelle mellem kompensation for levesteder og arter ............................................................................. 86
5.1.5 Kompensation og afhjælpning for flere arter ................................................................................................ 89
5.2 Kriterier for vurdering af afhjælpende foranstaltninger ....................................................................................... 89
5.3 Beskrivelse af afhjælpningsprojekter .............................................................................................................. 93
5.4 Beregning af gevinsterne (kreditter) ved afhjælpende foranstaltninger ........................................................ 93
5.4.1 Vurdering af omfanget af forbedringer ......................................................................................................... 95
5.4.2 Fastlæggelse af retableringskurver ......................................................................................................... 95
5.5 Håndtering af usikkerhedsfaktorer og forskellige resultater af ækvivalensvurderingen ............................... 95
6.1 Beregning af gevinster pr. enhed (kreditter) ........................................................................................................ 98
6.1.1 Kreditter pr. enhed: Konceptuel tilgang ved brug af en ikke-økonomisk metrik .......................................... 98
6.1.2 Kreditter pr. enhed: Konceptuel tilgang ved brug af en økonomisk metrik ................................................ 100
6
6.2 Skalering af afhjælpning ................................................................................................................................ 100
6.3 Vurdering af omkostninger til afhjælpende foranstaltninger ....................................................................... 103
6.3.1 Afhjælpningsomkostningskomponenter ............................................................................................... 104
6.3.2 Vurdering af afhjælpningsomkostninger .............................................................................................. 105
6.3.3 Vurdering af uforholdsmæssigt store omkostninger ............................................................................ 106
7. OVERVÅGNING OG RAPPORTERING ..................................................................................................................... 108
7.1 Seks typer planer for overvågning af afhjælpende foranstaltninger ............................................................ 108
7.2 Tidsplanen for overvågningsforanstaltninger ..................................................................................................... 109
7.3 Rapportering ....................................................................................................................................................... 110
AKRONYMER / FORKORTELSER ..................................................................................................................................... 113
GLOSSAR........................................................................................................................................................................ 114
LINK TIL RELEVANTE DIREKTIVER OG ANDEN VEJLEDNING .......................................................................................... 116
LINK TIL MEDLEMSSTATERNES VEJLEDNING OM MILJØANSVARSDIREKTIVET ............................................................. 117
MEDLEMSSTATERNES NATIONALE LOVGIVNING TIL GENNEMFØRELSE AF MILJØANSVARSDIREKTIVET OG EN RÆKKE
ANDRE UDVALGTE OFFICIELLE DOKUMENTER ............................................................................................................. 119
JURIDISKE HENVISNINGER RELATERET TIL MILJØANSVARSDIREKTIVET ....................................................................... 126
National retspraksis .............................................................................................................................................. 129
HENVISNINGER RELATERET TIL FINANSIEL SIKKERHEDSSTILLELSE ............................................................................... 130
BILAG: ÆKVIVALENSMETODER – ET TEORETISK OVERBLIK .......................................................................................... 133
BILAG: ØKONOMISK VÆRDISÆTNING ........................................................................................................................... 137
BILAG: ØKOSYSTEMTJENESTER ..................................................................................................................................... 143
BILAG: FINANSIEL SIKKERHEDSSTILLELSE ...................................................................................................................... 146
BILAG: VURDERING AF SKADER FORVOLDT AF EN VINDMØLLEPARK VED BRUG AF ÆKVIVALENSVURDERING .......... 149
BILAG: SKADESVURDERINGSØVELSE ............................................................................................................................. 151
7
Tabeller
Tabel 1.1: Faktorer, der kan indgå i vurderingen af gunstig bevaringsstatus (Europa-Kommissionen, 2006)
Tabel 3.1: Eksempler på hændelser, der kan forvolde skade som defineret i miljøansvarsdirektivet
Tabel 3.2: Eksempler på ressourcekategorier og potentiel hidtidig tilstand eller skadede udnyttelsesmuligheder
Tabel 3.3: De vigtigste trin i skadesvurderingen og deres anvendelse i forbindelse med andre
ækvivalensmetoder
Tabel 4.1a: Informationskilder til brug for vurdering af den hidtidige tilstand
Tabel 4.1b: En række udvalgte informationskilder til brug for vurdering af den hidtidige tilstand i Republikken
Irland
Tabel 4.2: Illustrativt eksempel på beregninger af debet ved brug af en ikke-økonomisk metrik
Tabel 4.3: Illustrativt eksempel på beregninger af debet ved brug af en økonomisk metrik
Tabel 5.1: Eksempler på vurderingskriterier for valg af afhjælpende foranstaltninger
Tabel 6.1: Illustrativt eksempel på beregninger af kreditter pr. enhed ved brug af en ikke-økonomisk metrik
Tabel 6.2: Vigtige omkostningskomponenter, der kan indgå i vurderingen af afhjælpningsomkostninger
Tabel 6.3: Omkostningsoverslag for de britiske biodiversitetshandlingsplaner (GHK, 2006)
Figurer
Figur 1.1: "Afhjælpning" som defineret i miljøansvarsdirektivet i det illustrative eksempel
Figur 1.2: Skadesanatomi
Figur 1.3: Vurdering af, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en aktivitet
Figur 1.4: Ansvarsordningen i henhold til miljøansvarsdirektivet
Figur 1.5: Vurdering af, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en hændelse
Figur 2.1: Gennemførelsen af miljøansvarsdirektivet
Figur 2.2: Fastlæggelse af afhjælpende foranstaltninger
Figur 3.1: Trin i ækvivalensvurderingen
Figur 5.1: Kvantificering af forventede forbedringer som følge af kompenserende afhjælpning
Bokse
Boks 1.1: Skade på beskyttede arter og naturtyper
Boks 1.2: Skade på vandmiljøet
8
Boks 1.3: Skade på jord
Boks 1.4: Objektivt ansvar
Boks 2.1: EU-Domstolen, forenede sager C-379/08 og C-380/08
Boks 3.1: Overblik over hændelsen i casestudiet: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Boks 3.2: Foreløbig identifikation og beskrivelse af berørte lokaliteter, miljøer, naturtyper og arter: "Brud på
dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Boks 3.3: Foreløbig vurdering af udnyttelsesmuligheder: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K
Valley"
Boks 3.4: Sociale, økonomiske og grænseoverskridende aspekter: "Brud på dæmning til deponering af
mineaffald i K Valley"
Boks 3.5: Planlægning af afhjælpningsprojekt
Boks 3.6: Foretrukne ækvivalensvurderingsmetoder i rangorden, jf. bilag II til miljøansvarsdirektivet
Boks 3.7: Et enkelt eksempel, der illustrerer trinene i ækvivalensvurderingen
Boks 3.8: Foreløbig vurdering af afhjælpning: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Boks 3.9: Passende indsatsniveau: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Boks 3.10: Illustrativt eksempel, der viser trinene i ækvivalensvurderingen
Boks 4.1: Miljøansvarsdirektivet og genetisk modificerede organismer (GMO'er)
Boks 4.2: Definition af berørte populationer og organisationsniveauer
Boks 4.3: Vurdering af skader på naturressourcer: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Boks 4.4: Fastlæggelse af skadens omfang: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Boks 4.5: Casestudie fra Spanien, der illustrerer, hvordan den hidtidige tilstand bestemmes
Boks 5.1: Vurdering af afhjælpning: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Boks 5.2: Grænseoverskridende afhjælpning
Boks 5.3: Eksempel: Analyse af et rimeligt worst case-scenarie
Boks 6.1: Eksempel: Enkelt skaleringseksempel
Boks 6.2: Eksempel: Skalering af afhjælpning ved brug af en ikke-økonomisk metrik
Boks 6.3: Eksempel: Skalering af afhjælpning ved brug af en økonomisk metrik
Boks 7.1: Ramme for overvågning efter afhjælpning
9
Boks 7.2: Overvågning/rapportering: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
1. HVAD ER MILJØANSVARSDIREKTIVET?
1.1 Indledning
Miljøansvarsdirektivet blev offentliggjort i Den Europæiske Unions Tidende den 21. april 2004 med den juridiske
reference 2004/35/EF. Direktivets fulde titel er "Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2004/35/EF af 21. april
2004 om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader". Medlemsstaterne skulle
gennemføre direktivet i national lovgivning senest den 30. april 2007. Af forskellige årsager blev gennemførelsen i
hele EU først afsluttet i 20101.
Miljøansvarsdirektivet har ikke tilbagevirkende kraft. Det finder således ikke anvendelse på miljøskader forvoldt af
en emission, begivenhed eller hændelse, der fandt sted før den 30. april 2007, eller af en sådan emission,
begivenhed eller hændelse, der fandt sted efter denne dato, men opstod i forbindelse med en aktivitet, der blev
bragt til ophør inden den 30. april 2007. Miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på igangværende aktiviteter, der
blev påbegyndt før den 30. april 2007 og fortsatte efter denne dato, og som forårsagede miljøskaden efter den 30.
april 2007.
1.2 Formål
Formålet med dette direktiv er at opstille rammebestemmelser om miljøansvar, der bygger på princippet om, at
forureneren betaler, med henblik på at forebygge og afhjælpe miljøskader. Miljøansvarsdirektivet supplerer EU's
eksisterende naturbevaringsordninger under habitatdirektivet 92/43/EØS og direktivet om beskyttelse af vilde fugle
2009/147/EF samt EU's eksisterende ordning for vandbeskyttelse under vandrammedirektivet 2000/60/EF. Selv om
der i miljøansvarsdirektivet og således i denne håndbog primært er fokus på de foranstaltninger, der skal træffes, når
der opstår en hændelse eller overhængende fare, bør man ikke glemme direktivets bredere målsætning om
forebyggelse.
Operatører2, kompetente myndigheder3 og leverandører af finansiel sikkerhed bør samarbejde i de forberedende
faser af gennemførelsen af miljøansvarsdirektivet (f.eks. om identifikation af aktiviteter, ressourcer og lokaliteter i
højrisikogruppen), således at de er bedre forberedt og kan identificere den nødvendige finansielle sikkerhedsstillelse
og træffe de nødvendige foranstaltninger for at undgå, at skaden overhovedet indtræffer. Selv om der til dels stilles
krav om et sådan samarbejde i andre retsakter (f.eks. i Seveso-direktivet), er det ikke et lovkrav i
miljøansvarsdirektivet. Det anbefales for at sikre en mere effektiv gennemførelse, da det f.eks. ville spare tid og
ressourcer, hvis offentlige redskaber eller modeller blev stillet til rådighed for operatører til støtte for
risikovurderinger og vice versa.
1 Europa-Kommissionen udarbejdede den første rapport om omsætningen og gennemførelsen af miljøansvarsdirektivet i 2010. 2 En operatør af en aktivitet er en fysisk eller juridisk, privatretlig eller offentligretlig person, der driver eller kontrollerer aktiviteten, herunder indehaveren af en tilladelse til eller godkendelse af aktiviteten eller den person, der registrerer eller anmelder aktiviteten, såfremt medlemsstaten har fastlagt dette i den nationale lovgivning til gennemførelse af miljøansvarsdirektivet (artikel 2, stk. 6, i miljøansvarsdirektivet). 3 Myndigheden med ansvar for at opfylde forpligtelserne til gennemførelse i henhold til miljøansvarsdirektivet i en bestemt medlemsstat.
10
Miljøansvarsdirektivets overordnede mål er at sikre fuld afhjælpning af skadede naturressourcer og deres
udnyttelsesmuligheder4, således at de føres tilbage til den tilstand, de ville have befundet sig i, hvis skaden ikke var
indtruffet (den "hidtidige tilstand"5). Miljøansvarsdirektivet indeholder ligeledes bestemmelser om supplerende
afhjælpning, der skal kompensere miljøet og offentligheden for midlertidige tab, dvs. de skader, der indtræder, indtil
den hidtidige tilstand er retableret (eller varig skader, hvis det ikke er muligt at nå tilbage til den hidtidige tilstand).
Det skal understreges, at der i miljøansvarsdirektivet er fokus på kompenserende afhjælpning, dvs. genopretning af
miljøet, for at beskytte offentlighedens naturressourcer og deres udnyttelsesmuligheder mod negative virkninger.
Miljøansvarsdirektivet indeholder ikke bestemmelser om forhøjet erstatning6.
Direktivet er baseret på princippet om, at forureneren betaler7. Ifølge dette princip skal en operatør, der forvolder
miljøskade eller fremkalder overhængende fare for sådan skade, i princippet bære omkostningerne ved de
nødvendige forebyggende eller afhjælpende foranstaltninger. Hvis en kompetent myndighed enten selv eller
gennem en tredjemand træffer foranstaltninger, bør myndigheden sikre, at de omkostninger, den afholder i denne
forbindelse, dækkes af operatøren (miljøansvarsdirektivets artikel 8, stk. 2.). Operatørerne skal ligeledes bære
omkostningerne til vurdering af miljøskader og overvågning af de afhjælpende foranstaltninger.
Direktivet er et administrativt lovgivningsinstrument8. Det giver ikke enkeltpersoner mulighed for at stille krav om
erstatning for personskade, skade på privat ejendom eller økonomiske tab, idet der i disse sager skal anlægges et
civilt søgsmål. Sådanne søgsmål er ikke omfattet af miljøansvarsdirektivet. Derudover er der i miljøansvarsdirektivet
fokus på skade på naturressourcer og ikke på skader på enkeltpersoner, ejendom eller infrastruktur. En række
aspekter af folkesundheden er imidlertid omfattet, og der er indført en ordning, der gør det muligt for NGO'er, andre
grupper og enkeltpersoner at indgive bemærkninger til de kompetente myndigheder om miljøskader eller i nogle
medlemsstater om overhængende fare for miljøskader og kræve, at de kompetente myndigheder træffer passende
foranstaltninger.
I henhold til miljøansvarsdirektivet ligger hovedansvaret hos den kompetente myndighed (tilsyn og håndhævelse af
alle kravene i miljøansvarsdirektivet) og hos den eller de ansvarlige operatører (nødvendig og passende vurdering,
reaktion, afhjælpning og finansiering). Andre parter, herunder leverandører af finansiel sikkerhed, tekniske
eksperter, advokater og offentligheden, kan ligeledes bidrage. Det fastslås f.eks. i miljøansvarsdirektivet, at:
Fysiske eller juridiske personer:
4 En naturressources funktioner til gavn for en anden naturressource og/eller for offentligheden. 5 Kvaliteten og kvantiteten af ressource og/eller udnyttelsesmuligheder, hvis hændelsen ikke var indtruffet. I miljøansvarsdirektivets artikel 2, stk. 16, defineres den hidtidige tilstand som "den tilstand, naturressourcerne og disses udnyttelsesmuligheder ville have befundet sig i på det tidspunkt, hvor skaden indtræffer, hvis miljøskaden ikke var indtruffet; den hidtidige tilstand bedømmes på grundlag af de bedste foreliggende oplysninger". 6 Forhøjet erstatning er en erstatning, der skal ændre adfærden eller afholde sagsøgte og andre fra at udvise en adfærd som den, der dannede grundlag for retssagen. Det er ligeledes det vejledende miljøpolitiske princip forankret i artikel 191, stk. 2, i traktaten om Den Europæiske Unions funktionsmåde (TEUF). 7 Princippet om, at forureneren betaler, er et retligt og økonomisk princip, i medfør af hvilket den eller de parter, der er ansvarlige for forureningen, også skal betale for den skade, der er forvoldt på det naturlige miljø. 8 Dvs. det gennemføres af de offentlige myndigheder, der skal sikre, at miljøskader forebygges og afhjælpes (handle på vegne af miljøet).
11
som berøres eller kan forventes at blive berørt af en miljøskade (f.eks. beboere, fugleinteresserede, vandrere,
lystfiskere eller personer, hvis sundhed er truet af forurening, eller som er ansvarlige for børn eller ældre, hvis
sundhed kan være truet af forurening9), eller
som på anden måde har en interesse, eller
hvis rettigheder er blevet krænket i henhold til national ret
"har adgang til at meddele den kompetente myndighed bemærkninger vedrørende miljøskader eller overhængende
fare herfor, som de har kendskab til, og til at kræve, at den kompetente myndighed træffer foranstaltninger efter
dette direktiv".
Det præciseres ligeledes i direktivets artikel 12, stk. 1, at en hvilken som helst NGO, der arbejder for at fremme
miljøbeskyttelse, og som opfylder alle krav efter national ret, anses for at have en tilstrækkelig interesse og for at
have rettigheder, der kan krænkes.
1.3 Det forenklede miljøansvarsdirektiv: en illustration af afhjælpning
I dette afsnit redegøres for en række nøglebegreber vedrørende "afhjælpning" som defineret i miljøansvarsdirektivet
ved hjælp af et enkelt casestudie (med kursiv i hele teksten).
Forestil en situation, hvor der indtræffer en hændelse, der påvirker miljøet negativt, f.eks. en revnet tank med farlige
kemiske og forurenende stoffer, der flyder ud i et nærliggende vandløb.
Før gennemførelsen af miljøansvarsdirektivet ville operatøren, afhængigt af medlemsstatens nationale lovgivning,
have truffet foranstaltninger til at stoppe forureningen (f.eks. reparere den revnede tank). Operatøren ville muligvis
også have truffet foranstaltninger til at oprense forurenet jord eller forurenende sedimenter (f.eks. ved at tilføre
neutraliserende agenser, opgrave jord eller sediment).
Efter gennemførelsen af miljøansvarsdirektivet, og forudsat at hændelsen er omfattet af direktivet, er det ligeledes
nødvendigt at vurdere og kompensere for de miljømæssige virkninger af spildet (ved retablering og ikke økonomisk).
Lad os for enkelthedens skyld antage, at det berørte vandløb indeholdt fire sunde fisk i dets hidtidige tilstand. Efter
spildet var der kun en fisk tilbage.
Oprensningen sikrer, at en yderligere fisk vender tilbage til vandløbet, således at der er to fisk i alt. Der mangler
stadig to fisk i forhold til den hidtidige tilstand.
Oprensning er et led i primær afhjælpning, der er foranstaltninger, som fører skadede naturressourcer og/eller
udnyttelsesmuligheder tilbage til deres hidtidige tilstand. Primær afhjælpning kan omfatte:
Øjeblikkelige foranstaltninger med henblik på at stoppe hændelsen, mindske, indeslutte og forhindre yderligere
skader og foretage oprensning efter skaden. Disse kan også kaldes akutte afhjælpende foranstaltninger
(miljøansvarsdirektivets artikel 6, stk. 1, litra a)).
9 Disse eksempler er hentet fra vejledningen for England og Wales. Andre medlemsstater anvender muligvis andre kriterier.
12
Afhjælpende foranstaltninger på mellemlangt til langt sigt på skadeslokaliteten, som fører skadede ressourcer
og/eller udnyttelsesmuligheder tilbage til deres hidtidige tilstand (i tilfælde af skade på vandmiljøet eller
naturen).
Hvis primære afhjælpende foranstaltninger ikke fuldt ud tilbagefører skadede naturressourcer og/eller
udnyttelsesmuligheder til deres hidtidige tilstand på den skadede lokalitet, skal der iværksættes supplerende
afhjælpende foranstaltninger (ikke for skade på jord).
I dette eksempel skal der træffes yderligere foranstaltninger for at sikre, at flere fisk vender tilbage til vandløbet, for
at retablere den hidtidige tilstand med fire fisk.
Supplerende afhjælpning er supplerende afhjælpende foranstaltninger, der træffes på en anden lokalitet eller er
rettet mod ressourcer/udnyttelsesmuligheder, som afviger noget fra de specifikke skadede
ressourcer/udnyttelsesmuligheder, med det formål at føre den skadede ressource eller udnyttelsesmulighed tilbage
til dens hidtidige tilstand. Hvis den primære afhjælpning af et skadet fiskeri f.eks. kun kan genoprette 50 % af
fiskeriet på den skadede lokalitet, kan der iværksættes supplerende afhjælpning på en anden lokalitet (helst i
nærheden af skadeslokaliteten) for at opnå den resterende forbedring på 50 % af det skadede fiskeri, således at
fiskeriressourcerne på begge lokaliteter føres tilbage til den hidtidige tilstand.
I mange tilfælde er det ikke muligt at opnå fuld afhjælpning, således at en skadet ressource eller
udnyttelsesmulighed føres fuldt ud tilbage til den hidtidige tilstand, end ikke efter gennemførelse af primær og
supplerende afhjælpning, på grund af praktiske eller lokalitetsspecifikke begrænsninger. I disse tilfælde vil der fortsat
være en tilbageværende skade, der ikke kompenseres for. Naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder kan
ligeledes være skadet fra det tidpunkt, hvor skaden blev forvoldt, indtil de afhjælpende foranstaltninger slår fuldt ud
igennem. I disse tilfælde vil der være midlertidige tab af ressourcer eller udnyttelsesmuligheder. I praksis betegnes
både midlertidig og tilbageværende skade generelt som midlertidige tab.
I disse tilfælde kan det være nødvendigt at iværksætte kompenserende afhjælpning for at kompensere for
midlertidige tab (ikke for skade på jord). I nogle tilfælde kan den kompenserende afhjælpning iværksættes på en
anden lokalitet eller være rettet mod ressourcer/udnyttelsesmuligheder, som afviger noget fra de specifikke skadede
ressourcer/udnyttelsesmuligheder. I andre tilfælde kan de kompenserende afhjælpende foranstaltninger være
foranstaltninger truffet på lokaliteten, der bringer ressourcerne eller udnyttelsesmulighederne op på et højere
niveau i forhold til den hidtidige tilstand. Den kompenserende afhjælpning skaleres under alle omstændigheder for
at opveje de midlertidige tab. Skillelinjen mellem supplerende og kompenserende afhjælpning er rent faktisk meget
fin - formålet med begge former for foranstaltninger er at kompensere for de tab af ressourcer eller
udnyttelsesmuligheder, der ikke kompenseres fuldt ud for gennem primær afhjælpning. I praksis er supplerende og
kompenserende afhjælpende foranstaltninger derfor normalt kombineret for således at skalere afhjælpningen og
kompensere for midlertidige tab.
Figur 1.1 viser, hvordan den hidtidige tilstand, den oprindelige skade, midlertidige tab og afhjælpende
foranstaltninger kan illustreres grafisk på grundlag af parametrene i ovenstående enkle casestudie.
13
Figur 1.1: "Afhjælpning" i henhold til miljøansvarsdirektivet i det illustrative eksempel
I figur 1.2 er de samme skader, midlertidige tab og afhjælpende foranstaltninger præsenteret i en mere stiliseret
form.
Som i figur 1.1 vises tid også her langs den horisontale akse og tilstanden af en skadet ressource eller
udnyttelsesmulighed langs den vertikale akse.
Den pågældende ressources eller udnyttelsesmuligheds hidtidige tilstand vises som en varierende horisontal
sort/blåprikket linje. Det formodes ofte, at den hidtidige tilstand er konstant (som i figur 1.1), af
forenklingshensyn eller fordi der ikke foreligger afgørende oplysninger til støtte for en anden funktionel
form. Den hidtidige tilstand kan være forholdsvis konstant, den kan svinge jævnligt eller forudsigeligt eller
forbedres eller forringes. Den tidsmæssige justering af den hidtidige tilstand vil være lokalitets- og
ressourcespecifik.
Når den skadevoldende hændelse er indtrådt, vil ressourcens eller udnyttelsesmulighedens tilstand blive
forringet i forhold til den hidtidige tilstand, som illustreret ved den grønne kurve. Det understreges, at
kurverne i figuren kun er illustrative. Omfanget og graden af skade på ressourcer og retablering for
specifikke hændelser, ressourcer og afhjælpende foranstaltninger er afgørende for linjernes form.
Nogle ressourcer eller udnyttelsesmuligheder kan føres tilbage til deres hidtidige tilstand gennem naturlig
retablering, som illustreret ved den opadskrånende grønne kurve.
Da naturlig retablering kan være en meget langvarig proces eller muligvis ikke vil føre til en retablering af
den hidtidige tilstand, kan der imidlertid iværksættes primære og supplerende afhjælpende foranstaltninger
for at fremskynde eller øge sandsynligheden for retablering, som illustreret ved den opadskrånende røde
kurve.
Figuren illustrerer, at retableringen af ressourcen eller udnyttelsesmuligheden til den hidtidige tilstand tager
tid, og at der vil være tab af ressourcer og udnyttelsesmuligheder i denne periode. Det betegnes som sagt
som midlertidige tab. I figuren udgør det området under kurven for den hidtidige tilstand og over kurven for
14
primær/supplerende retablering. Hvis det ikke er teknisk muligt at føre ressourcen tilbage til dens hidtidige
tilstand, vil det midlertidige tab være varigt.
Den kompenserende afhjælpning skaleres for at tilvejebringe ressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder i et
omfang, der opvejer dette midlertidige tab.
Figur 1.2: Skadesanatomi
Direktivet indeholder ligeledes bestemmelser om overhængende fare10 for skade på naturressourcer (og ikke en
faktisk hændelse som illustreret i eksemplet og i figur 1.1 og 1.2). I tilfælde af sådanne hændelser skal operatøren
træffe forebyggende foranstaltninger. Hvis operatøren ikke kan identificeres, ikke kan pålægges af afholde
omkostningerne eller ikke opfylder forpligtelserne til at træffe forebyggende foranstaltninger, kan den kompetente
myndighed selv træffe disse foranstaltninger.
1.4 Hvordan vurderes det, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en aktivitet?
I rutediagrammet i figur 1.3 vises beslutningsprocessen, inden der indtræffer en hændelse (eller overhængende fare
for en hændelse). I resten af dette afsnit fremlægges en række oplysninger, der vil gøre det nemmere for læseren at
besvare spørgsmålene i figuren. De to centrale spørgsmål er:
om aktiviteten kan skade ressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder omfattet af miljøansvarsdirektivet –
hvilket er afgørende for, om direktivet finder anvendelse (afsnit 1.4.1)
om aktiviteten er opført i bilag III til miljøansvarsdirektivet – hvilket er afgørende for operatørens ansvar
(afsnit 1.4.2).
10 Overhængende fare betyder, at der er tilstrækkelig sandsynlighed for, at en miljøskade vil indtræde i nær fremtid (miljøansvarsdirektivets artikel 2, stk. 9). Vurderingen af "tilstrækkelig sandsynlighed" og "nær fremtid" afhænger af det enkelte tilfælde.
15
Nogle interessenter, navnlig operatører, vil måske lægge størst vægt på det andet spørgsmål. I miljøansvarsdirektivet
er der fokus på naturressourcer, og det respekteres her.
Figur 1.3: Vurdering af, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en aktivitet (operatører, som udøver
erhvervsmæssige aktiviteter, der ikke er opført i bilag II, kan kun drages til ansvar for skade på beskyttede naturtyper
og arter)
1.4.1 Ressourcer og udnyttelsesmuligheder omfattet af miljøansvarsdirektivet
Miljøansvarsdirektivet pålægger ansvar for i) skade på beskyttede arter og naturtyper, ii) skade på vandmiljøet, og iii)
skade på jord (artikel 2, stk. 1, litra a), b) og c), i miljøansvarsdirektivet). I boks 1.1 – 1.3 angives definitionerne af
disse ressourcekategorier som defineret i direktivet.
Med hensyn til de to første typer skade (på beskyttede arter, naturtyper og vandmiljøet) skal de skadede
naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder i henhold til miljøansvarsdirektivet føres tilbage til den tilstand, de
ville have befundet sig i, hvis skaden ikke var indtruffet (den hidtidige tilstand). Afhjælpningen af skade på jord er
underlagt andre krav.
16
Naturressourcer kan blive skadet som følge af skadelige hændelser, emissioner eller andre begivenheder såsom:
kemisk frigivelse, spild, udledning eller emission
fysisk påvirkning eller ødelæggelse som følge af brand, eksplosion eller byggeri
indførelse eller udsætning af en biologisk agens eller enhed (f.eks. en genmodificeret organisme eller en
invasiv ikke-hjemmehørende art)
en kombination af disse, eller
biprodukt, kaskadeeffekt eller synergieffekt af en hændelse, der forvolder kemisk eller fysisk skade.
En skadevoldende hændelse er omfattet af miljøansvarsdirektivet, hvis den påvirker de ressourcer og
udnyttelsesmuligheder, der er omfattet af direktivet, hvis relevante retlige undtagelser og ansvarsfrihedsgrunde ikke
finder anvendelse, og hvis den kompetente myndighed skønner, at skaden på naturressourcerne er betydelig (se
afsnit 1.6).
Boks 1.1 Skade på beskyttede arter og naturtyper (artikel 2, stk. 1, litra a), artikel 2, stk. 4, og bilag I og bilag II,
punkt 1, i miljøansvarsdirektivet)
Skader med en betydelig negativ påvirkning af indsatsen for at opnå eller opretholde en gunstig bevaringsstatus
for beskyttede naturtyper og arter som defineret i direktivet om beskyttelse af vilde fugle og habitatdirektivet og
som beskrevet nedenfor. Påvirkningens omfang vurderes i forhold til den hidtidige tilstand under hensyntagen til
kriterierne i miljøansvarsdirektivets bilag I. En række medlemsstater, nemlig Østrig, Belgien, Cypern, Tjekkiet,
Estland, Grækenland, Ungarn, Letland, Litauen, Polen, Portugal, Spanien, Sverige og Det Forenede Kongerige (ikke
Skotland) har besluttet at udvide denne definition til at omfatte arter og naturtyper, der er beskyttet i henhold til
nationale eller regionale love og bestemmelser, i en del af eller hele deres jurisdiktion.
En naturtypes bevaringsstatus anses for gunstig, når:
det naturlige udbredelsesområde og de arealer, det dækker, er stabile eller i udbredelse
den særlige struktur og de særlige funktioner, der er nødvendige for dets opretholdelse på lang sigt, er til stede og sandsynligvis fortsat vil være det i en overskuelig fremtid
bevaringsstatus for de arter, der er karakteristiske for den pågældende naturtype, er gunstig, som defineret
nedenfor.
Bevaringsstatus for en art anses for gunstig, når:
data vedrørende bestandsudvikling for den pågældende art viser, at den opretholder sig selv på langt sigt som
en levedygtig bestanddel af dens naturlige levesteder
artens naturlige udbredelsesområde hverken er i tilbagegang eller der er sandsynlighed for, at det vil blive
mindsket i en overskuelig fremtid
der er og sandsynligvis fortsat vil være tilstrækkeligt omfattende levesteder til, at bestanden kan bevares på
langt sigt.
Definitioner i habitatdirektivet og direktivet om beskyttelse af vilde fugle, der er relevante i forbindelse med miljøansvarsdirektivet
Fuglearter Fugledirektivet, 2009/147/EF (opført i bilag I til nævnte direktiv og omhandlet i artikel 4, stk. 2, i nævnte direktiv)
Dyre- og plantearter Habitatdirektivet, 92/43/EØF (opført i bilag II og bilag IV)
17
Levesteder for fugle Fugledirektivet, 2009/147/EF (opført i bilag I til nævnte direktiv og omhandlet i artikel 4, stk. 2, i nævnte direktiv)
Levesteder for planter og dyr Habitatdirektivet, 92/43/EØF (opført i bilag II til nævnte direktiv)
Naturtyper Habitatdirektivet, 92/43/EØF (opført i bilag I i nævnte direktiv)
Ynglepladser eller rastepladser
Habitatdirektivet, 92/43/EØF (opført i bilag IV)
Europa-Kommissionen anførte i en brev (uofficielt dokument) af 2. maj 2006 om fortolkning af
miljøansvarsdirektivets artikel 2, stk. 3, litra b), ("naturtyper for arter", "naturtyper" og "ynglepladser eller
rastepladser for de arter"), at termerne dækker alle naturtyper for arter, naturtyper og ynglepladser eller
rastepladser for de arter, der er opført i direktiverne, uanset deres lokalitet inden eller uden for et område
omfattet af Natura 2000-nettet.
Boks 1.2 Skade på vandmiljøet (artikel 2, stk. 1, litra b), og bilag II, punkt 1, i miljøansvarsdirektivet)
En skade, som medfører en betydelig negativ påvirkning af de pågældende vandressourcers økologiske, kemiske
eller kvantitative tilstand eller økologiske potentiale som defineret i vandrammedirektiv 2000/60/EF, med
undtagelse af negative virkninger, der er omfattet af artikel 4, stk. 7, i nævnte direktiv. Artikel 4, skt. 7, vedrører
"nye bæredygtige menneskelige udviklingsaktiviteter", der opfylder visse betingelser (alle praktisk gennemførlige
skridt for at mindske den skadelige indvirkning er taget, grundene er specifikt angivet i vandområdeplaner, krav
om væsentlige samfundsinteresser og proportionalitet).
De nationale definitioner på god økologisk tilstand/godt økologisk potentiale under VRD bør danne grundlag for
vurderingen af den hidtidige tilstand, og om skaden vil resultere i en ændring af denne tilstand/dette potentiale.
De kvantitative og kvalitative (kemiske og økologiske) definitioner af tilstand og indikatorer for denne tilstand er
opført i bilag V til VRD.
Definitioner i henhold til vandrammedirektivet (VRD)
Vandløb Indvand, som for størstedelens vedkommende løber på jordoverfladen, men som kan løbe under jorden i en del af sit løb
Sø Indvand bestående af stillestående overfladevand.
Overgangsvand Overfladevandområde i nærheden af flodmundinger, som er delvis saltholdigt som følge af, at det er i nærheden af kystvande, men som i væsentlig grad påvirkes af ferskvandsstrømme
Kystvand Overfladevand, der strækker sig op til én sømil fra kyststatens basislinje (normalt middellavvandsmærket). Dette er en forenklet definition, og der henvises til VRD for den fulde definition
Territorialfarvand Dette er ikke defineret i VRD, men i FN's havkonvention fra 1982, og dækker et bælte af kystvande, der strækker sig til en afstand af højst 12 sømil (22 km, 14 m) fra kyststatens basislinje (normalt middellavvandsmærket)
Kunstigt vandområde Forekomst af overfladevand skabt ved menneskelig aktivitet, f.eks. en kanal
Stærkt modificeret vandområde
Forekomst af overfladevand, der som et resultat af fysiske ændringer som følge af menneskelig aktivitet i væsentlig grad har ændret karakter, f.eks. et reservoir eller en dæmning
Grundvand Alle former for vand under jordoverfladen i mættede zoner og i direkte kontakt med jordoverfladen eller undergrunden
Boks 1.3 Skade på jord (artikel 2, stk. 1, litra b), og bilag II, punkt 2, i miljøansvarsdirektivet)
Forurening af jord (stoffer i eller under jorden), der medfører en betydelig risiko for, at menneskers sundhed
påvirkes negativt som følge af en direkte eller indirekte tilførsel af stoffer, præparater, organismer eller
18
mikroorganismer til jord eller undergrund.
Eksponering for luftbårne materialer fra andre kilder end jord er ikke omfattet. Miljøansvarsdirektivet dækker ikke
skader som følge af luftforurening, men finder anvendelse, hvis sådanne luftbårne forurenende stoffer kommer i
kontakt med jord, vandressourcer eller beskyttede naturtyper/arter, eller hvis forurenende stoffer på disse
lokaliteter skader folkesundheden eller miljøet, når de er blevet luftbårne.
Miljøskade forårsaget af genmodificerede organismer (GMO'er) kan være forårsaget af selve GMO'en (f.eks.
toksinproducerende dyrkede planter på beskyttede insekter) eller af indirekte virkninger (f.eks. udryddelse af et
skadeligt insekt på grund af toksin, der resulterer i udryddelse af en beskyttet art, der lever af skadegøreren).
Skaden kan være øjeblikkelig (f.eks. kan beskyttede insekter dø med det samme under dyrkningen af
insektresistente planter) eller forsinket (en genmodificeret plante eller hybrid heraf kan udvise en invasiv adfærd
efter flere generationer, der skader et beskyttet økosystem). GMO'er er direkte omfattet af miljøansvarsdirektivet,
men GMO-produkter (f.eks. til fremstilling af fødevarer og foder) er kun omfattet, i den udstrækning de er omfattet
af de relevante direktiver om indesluttet anvendelse og udsætning i miljøet, der henvises til i bilag III, punkt 10 og
11, i miljøansvarsdirektivet.
Miljøansvarsdirektivet dækker ikke kun særskilte hændelser, begivenheder eller emissioner (og der henvises derfor
kun til "hændelser" i denne håndbog). Hvis det er muligt at fastslå årsagssammenhængen mellem skaden og en
operatørs aktiviteter, kan miljøansvarsdirektivet ligeledes finde anvendelse på gradvis forurening eller forurening af
omfattende og diffus art (se artikel 4, stk. 5, i miljøansvarsdirektivet og EU-Domstolens dom af 9. marts 2010 i sag C-
378/08, præmis 58).
1.4.2 Aktiviteter omfattet af miljøansvarsdirektivet
I henhold til miljøansvarsdirektivet ligger ansvaret for skader hos operatøren, der i direktivets artikel 2, stk. 6,
defineres som:
"en fysisk eller juridisk, privatretlig eller offentligretlig person, der driver eller kontrollerer den erhvervsmæssige aktivitet, eller som, såfremt dette fremgår af national lovgivning, har fået overdraget afgørende økonomisk beslutningsmyndighed med hensyn til den tekniske drift af aktiviteten, herunder indehaveren af en tilladelse11 til eller godkendelse af en sådan aktivitet eller den person, der registrerer eller anmelder en sådan aktivitet."
Den skadevoldende aktivitet skal med andre ord være en "driftsaktivitet" (f.eks. ikke en aktivitet i et privat hjem), og
den kan udføres med eller uden økonomisk gevinst for øje. Medlemsstaterne kan vedtage eller opretholde strengere
regler end minimumskravene i miljøansvarsdirektivet (i henhold til direktivets artikel 16, stk. 1, med hjemmel i
artikel 193 i traktaten om Den Europæiske Unions funktionsmåde), og de kan ligeledes anvende en bredere
definition af operatør eller til at identificere yderligere ansvarlige parter i henhold til den nationale lovgivning til
gennemførelse af miljøansvarsdirektivet. I denne forbindelse er dommen af 9. marts 2010 i sag C-378/08 relevant,
idet det fastslås, at der under alle omstændigheder skal fastslås en årsagssammenhæng mellem aktiviteten og
skaden. Dette krav kan lempes gennem en formodning om årsagssammenhæng, hvis dette er muligt i henhold til
gældende national ret, og formodningen skal være baseret på troværdige beviser (f.eks. stoffer, afstand).
11 En tilladelse udstedt af lovgiveren til drift af en reguleret facilitet på visse betingelser.
19
Afhængigt af operatørens aktivitet er der fastlagt to forskellige former for ansvar12 i miljøansvarsdirektivet
(figur 1.4):
Objektivt ansvar: Aktiviteter, der reguleres som potentielt farlige aktiviteter i anden EU-miljølovgivning (opført i
direktivets bilag III). Det er ikke nødvendigt at fastslå, at operatøren har handlet forsætligt, for at operatøren skal
kunne drages til ansvar for de typer skader, der er omfattet af miljøansvarsdirektivet. Se boks 1.4.
Culpaansvar: Andre operatører, hvis aktiviteter ikke er reguleret af de love, der er anført i bilag III til
miljøansvarsdirektivet, kan kun drages til ansvar for skade på beskyttede arter og naturtyper og ikke for de andre
nævnte former for skade (naturligvis forudsat, at alle kravene i direktivet er opfyldt). Det skal fastslås, at operatøren
har handlet forsætligt eller uagtsomt, hvis operatøren skal kunne drages til ansvar.
Boks 1.4 Objektivt ansvar
I forbindelse med aktiviteter opført i bilag III til miljøansvarsdirektivet, herunder aktiviteter og/eller udledning, der
er omfattet af følgende direktiver (der henvises til den oprindelige tekst i bilag III med den mere specifikke liste og
ordlyd):
Drift af anlæg i medfør af IPPC-direktivet (integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening) 96/61/EF,
kodificeret i direktiv 2008/1/EF, erstattet af industriemissionsdirektivet (2010/75/EU)
Affaldshåndteringsoperationer i medfør af affaldsrammedirektivet (75/442/EØF), kodificeret i direktiv
2006/12/EF og omarbejdet i direktiv 2008/98/EF, direktivet om farligt affald (91/689/EØF), kodificeret i direktiv
2006/12/EF og omarbejdet i direktiv 2008/98/EF, deponeringsdirektivet (1999/31/EF),
affaldsforbrændingsdirektivet (2000/76/EF), integreret i industriemissionsdirektivet (2010/75/EU).
Affaldsrammedirektivet eller Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2008/98/EF af 19. november 2008 om
affald og om ophævelse af visse direktiver. Dette direktiv ophævede Europa-Parlamentets og Rådets direktiv
2006/12/EF af 5. april 2006 om affald (den kodificerede udgave af direktiv 75/442/EØF som ændret), direktivet
om farligt affald (91/689/EØF) og direktivet om olieaffald (75/439/EØF). Det udgør en generel ramme for krav
vedrørende affaldshåndtering og fastlægger de grundlæggende definitioner af affaldshåndtering i EU.
Enhver udledning i indre overfladevand i medfør af direktivet om farlige stoffer13 (76/464(EØF), kodificeret i
direktiv 2006/11/EF
Enhver udledning af stoffer i grundvand i medfør af direktivet om beskyttelse af grundvand mod forurening
forårsaget af visse farlige stoffer (80/68/EØF), erstattet af direktiv 2006/118/EF
Udledning eller injektion af forurenende stoffer i overfladevand eller grundvand i medfør af
vandrammedirektivet (2000/60/EF)
Fremstilling, anvendelse, oplagring, forarbejdning, deponering, udledning i miljøet og transport inden for
virksomheden af stoffer, præparater og lignende produkter som defineret i direktivet om farlige stoffer
(67/548/EØF), erstattet af CLP-forordning (EF) nr. 1272/2008, direktivet om farlige præparater (1999/45/EF),
direktivet om plantebeskyttelsesmidler (91/414/EØF) og biociddirektivet (98/8/EF), erstattet af biocidforordning
(EU) nr. 528/2012
Transport ad vej, jernbane, indre vandveje, hav eller luft af farligt gods eller forurenende gods som defineret i
direktivet om vejsikkerhed (94/55/EF) eller i medlemsstatens nationale lovgivning
Drift af anlæg i henhold til rammedirektivet om luft (96/62/EF), erstattet af direktiv 2008/50/EF
12 Medlemsstaternes praksis er forskellig, idet det i nogle medlemsstater ikke er nødvendigt at føre bevis for, at der er handlet forsætligt, i henhold til de fleste nationale og regionale love for oprensning, der pålægger operatører et objektivt ansvar for miljøskader (f.eks. forurenet jord, vandforurening, naturtyper og arter). 13 Giftige stoffer, der udgør den største trussel mod miljøet og menneskers sundhed.
20
Indesluttet anvendelse, herunder transport, udsætning i miljøet og markedsføring af genetisk modificerede
organismer som defineret i de GMO-relaterede direktiver (90/219/EØF og 2001/18/EF)
Grænseoverskridende overførsel af affald inden for, til og fra Den Europæiske Union (Rådets forordning (EØF)
nr. 259/93, erstattet af forordning (EF) nr. 1013/2006
Direktiv 2006/21/EF om håndtering af affald fra udvindingsindustrier
Direktiv 2009/31/EF om geologisk lagring af kuldioxid
Se hele listen i bilag III til miljøansvarsdirektivet.
Medlemsstaterne kan omfatte en større gruppe af aktiviteter af ordningen med objektivt ansvar i forbindelse med
den nationale gennemførelse.
Figur 1.4: Ansvarsordningen i henhold til miljøansvarsdirektivet (tilpasset fra Republikken Irlands vejledende
dokument om miljøansvarsdirektivet)
Hvis mere end én operatør er ansvarlig for skaden, kan medlemsstaterne vælge en ordning med solidarisk hæftelse
eller en ordning med forholdsmæssig fordeling af ansvaret.
Objektivt ansvar Culpaansvar
IPPC-tilladelse
Affaldslicens/affaldstilladelse
Udledning i vand
Farlige stoffer
Vandindvindinger (VRD)
GMO'er
Transport af affald
Mineaffald
Kulstofopsamling og -lagring
Erhvervsmæssige aktiviteter,
der ikke er opført i bilag III
Skade på
jord Skade på vandmiljøet
Skade på beskyttede arter og naturtyper
21
1.5 Hvem gør hvad, inden der indtræffer en hændelse/overhængende fare?
I nedenstående tabeller defineres de vigtigste interessenter, og deres forpligtelser og roller sammenfattes (herunder
dem, der ikke er omfattet af miljøansvarsdirektivet, men som kan pålægges) under normal drift (før en
skadevoldende hændelse/overhængende fare indtræffer).
Kompetent myndighed Offentligt organ udpeget af medlemsstaten til at gennemføre og håndhæve direktivet
FØR HÆNDELSE (under NORMAL DRIFT)
kan vælge at træffe eller opfordre operatører til at træffe foranstaltninger, som vil
mindske risikoen for overhængende fare og skader (hvis det ikke allerede er et krav
såsom for virksomheder eller anlæg omfattet af Seveso-direktivet)
kan fremme finansiel sikkerhedsstillelse, eller hvis det er et krav, kræve finansiel
sikkerhedsstillelse.
Operatører En fysisk eller juridisk, privatretlig eller offentligretlig person, der driver eller kontrollerer den erhvervsmæssige aktivitet, eller som, såfremt dette fremgår af national lovgivning, har fået overdraget afgørende økonomisk beslutningsmyndighed med hensyn til den tekniske drift af aktiviteten, herunder indehaveren af en tilladelse til eller godkendelse af en sådan aktivitet eller den person, der registrerer eller anmelder en sådan aktivitet.
Erhvervsmæssig aktivitet, ikke privat aktivitet
FØR HÆNDELSE (under NORMAL DRIFT)
kan vælge at træffe foranstaltninger til forebyggelse af skader
kan vælge at eller skal (hvis det er et krav) tilvejebringe finansiel sikkerhedsstillelse
som krævet af den kompetente myndighed eller på et passende niveau i forhold til
virksomheden.
Leverandører af
finansiel sikkerhed
(og lignende)
Forsikrings- og
genforsikringsselskaber
FØR HÆNDELSE (under NORMAL DRIFT) (ikke en pligt i henhold til miljøansvarsdirektivet,
men en mulig rolle)
kan imødekomme anmodninger om passende finansiel sikkerhedsstillelse
kan overveje at foretage vurderinger af potentielle risici og omkostninger med henblik på udformning af passende finansielle sikkerhedsinstrumenter og sikre sig, at disse er bæredygtige ved at opkræve den rigtige præmie.
22
Eksperter
Eksperter inden for økologi,
andre videnskaber,
risikovurdering, teknik,
udformning og
gennemførelse af
afhjælpende
foranstaltninger, økonomi og
jura eller andre eksperter,
der kan bistå med
gennemførelsen af
miljøansvarsdirektivet.
FØR HÆNDELSE (ikke en pligt i henhold til miljøansvarsdirektivet, men en mulig rolle)
kan yde tekniske bidrag til foranstaltninger, der mindsker risikoen for overhængende fare og skader.
Ud over ovenstående aktører er der berørte personer: Fysiske eller juridiske personer, som berøres eller kan
forventes at blive berørt af en miljøskade, eller som på anden måde har en tilstrækkelig interesse involveret i
beslutningsprocessen på miljøområdet (eller hævder, at en rettighed er krænket). Det formodes at være tilfældet for
miljø-NGO'er, som opfylder alle krav efter national ret.
1.6 Hvordan vurderes det, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en sag?
Figur 1.5 viser beslutningsgangen for den række af spørgsmål, der skal besvares for at vurdere, om
miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en sag (i dette tilfælde er der både tale om en faktisk hændelse og
overhængende fare for en hændelse):
Er der fare for skade på ressourcen eller udnyttelsesmuligheden omfattet af miljøansvarsdirektivet?
(ressourcer/udnyttelsesmuligheder er defineret i afsnit 1.4.1)
Er hændelsen indtruffet inden for tidsfristen i miljøansvarsdirektivet? (afsnit 1.6.1)
Finder nogen af ansvarsfrihedsgrundene og undtagelserne anvendelse? (afsnit 1.6.2)
Anses skaden for at være betydelig? (afsnit 1.6.3)
1.6.1 Tidsmæssige begrænsninger i miljøansvarsdirektivet
Der er tre former for tidsmæssige begrænsninger i miljøansvarsdirektivets artikel 17. Dette direktiv finder ikke
anvendelse på:
Tidsmæssige (absolutte) begrænsninger:
Skader forvoldt af emissioner, begivenheder eller hændelser, der fandt sted før den 30. april 2007, eller efter
denne dato, hvis skaderne opstod og den aktivitet, der forvoldte skaderne, blev udøvet inden denne dato.
Begivenheder eller hændelser, der fandt sted 30 år før konstateringen af skaderne.
Begrænsning vedrørende (forholdsmæssig) omkostningsdækning:
Hvis de forebyggende eller afhjælpende foranstaltninger blev afsluttet for over fem år siden, men den
kompetente myndighed eller forpligtede tredjepart eller den ansvarlige operatør eller tredjepart blev
23
identificeret, alt efter hvem der blev identificeret sidst (medlemsstaterne kan træffe strengere foranstaltninger
og således forlænge fristen på fem år i national ret).
1.6.2 Undtagelser og ansvarsfrihedsgrunde i miljøansvarsdirektivet
I dette afsnit opstilles de undtagelser og ansvarsfrihedsgrunde, der er relevante for gennemførelsen af
miljøansvarsdirektivet. Det understreges, at medlemsstaterne har mulighed for at gennemføre direktivet på
strengere betingelser end direktivets minimumskrav (artikel 16, stk.1).
Undtagelser fra miljøansvarsdirektivets anvendelsesområde
I miljøansvarsdirektivets artikel 4 anføres de situationer, hvor operatøren undtages for ansvar i henhold til
miljøansvarsdirektivet:
Væbnede konflikter, fjendtligheder, borgerkrig eller oprør
En naturbegivenhed af usædvanlig, uundgåelig og uafværgelig art
Aktiviteter, som hovedsagelig tjener det nationale forsvar eller den internationale sikkerhed, eller aktiviteter,
som udelukkende tjener til at beskytte mod naturkatastrofer
Aktiviteter omfattet af internationale konventioner vedrørende olieforurening til søs, søtransport af farlige
stoffer eller transport af farligt gods ad vej, jernbane og indre vandveje, hvis disse er gennemført i
medlemsstaten
Aktiviteter omfattet af Euratomtraktaten eller af internationale konventioner i den nukleare sektor.
24
Figur 1.5: Vurdering af, om miljøansvarsdirektivet finder anvendelse på en hændelse
Nej
Ja
Er der forvoldt skade på vandmiljøet/jord/naturtyper og arter som defineret i miljøansvarsdirektivet eller
er der fare herfor?
Finder nogen af
undtagelserne eller
ansvarsfrihedsgrundene
anvendelse?
Ja
Nej
Ja
Miljøansvarsdirektivet finder anvendelse. Parterne
har truffet alle nødvendige foranstaltninger
Nej
Ja
Nej
Er skaden/faren
betydelig?
Er skaden/faren
indtruffet inden for
tidsfristen i
miljøansvarsdirektivet?
Ikke omfattet af
miljøansvarsdirektivet,
men
eventuelt omfattet af
anden national eller
international ret
25
Diffus forurening og årsagssammenhæng: Det fastslås i EU-Domstolens afgørelse i sag C-378/08, (præmis 52-
58), at der, når det er muligt at fastslå en årsagssammenhæng, kan tages udgangspunkt i en "formodning om
skade", hvis medlemsstaten har indført en sådan lovgivning (det er ikke tilfældet for alle medlemsstaterne). De
medlemsstater, der tager udgangspunkt i en sådan betinget formodning som anvist af Domstolen, skal
imidlertid stadig overholde miljøansvarsdirektivet. Formodningen skal derfor være baseret på troværdige
beviser, f.eks. for, at de forurenende stoffer i den skadelige forurening er de samme som de stoffer, der
anvendes i operatørens produktionsproces, eller for, at operatørens anlægsområde ligger tilstrækkelig tæt på
den skadede lokalitet til at formode, at forureningen stammer fra operatørens anlægsområde.
Ansvarsfrihedsgrunde
Der er fastlagt følgende ansvarsfrihedsgrunde i miljøansvarsdirektivet:
Ansvarsfrihed på grundlag af tredjemands indgreb og overholdelse af påbud (artikel 8, stk. 3): En operatør er
ikke forpligtet til at bære omkostningerne ved forebyggende eller afhjælpende foranstaltninger, hvis a)
operatøren kan påvise, at skaden er forvoldt af tredjemand (forudsat, at der var truffet relevante
sikkerhedsforanstaltninger), eller b) hvis operatøren kan påvise, at skaden skyldes overholdelse af påbud eller
instrukser udstedt af en offentlig myndighed, medmindre påbuddet blev udstedt som følge af en emission eller
hændelse, der skyldes operatørens egne aktiviteter.
Ansvarsfrihed på grundlag af en tilladelse (artikel 8, stk. 4, litra a)): Hvis operatøren kan påvise, at han ikke har
handlet forsætligt eller uagtsomt, og at miljøskaden er forvoldt ved en emission eller begivenhed, der
udtrykkeligt var tilladt af den kompetente myndighed i medfør af og fuldt ud i overensstemmelse med
betingelserne i tilladelsen/godkendelsen, kan medlemsstaten beslutte at friholde operatøren fra omkostninger
til afhjælpning eller at reducere operatørens ansvar, hvis der er taget højde for muligheden for ansvarsfrihed i
medlemsstatens gennemførelse af direktivet.
Ansvarsfrihed på grundlag af udviklingsrisici eller den videnskabelige og tekniske viden på det pågældende
tidspunkt (artikel 8, stk. 4, litra b)): Medlemsstaterne kan ligeledes beslutte at indføre bestemmelser om
friholdelse af operatøren for omkostningerne til afhjælpning, hvis operatøren kan påvise, at han ikke har
handlet forsætligt eller uagtsomt, og at miljøskaden er forvoldt ved en emission eller hændelse, der ikke blev
anset for at ville forårsage miljøskader ifølge den videnskabelige og tekniske viden på det tidspunkt, hvor
emissionen eller aktiviteten fandt sted.
1.6.3 Betydelig skade
Miljøansvarsdirektivet finder anvendelse i tilfælde af "betydelig skade". I henhold til miljøansvarsdirektivet foretager
den kompetente myndighed den endelige vurdering af skadens omfang i den konkrete sag. Dette omfang kan
imidlertid generelt fortolkes forskelligt:
Regulatorisk betydning (en hændelse eller skade, der er udtrykkeligt eller implicit forbudt, f.eks. forurening, der
overskrider regulatoriske kriterier, standarder eller en tilladelse)
Social betydning (dvs. noget, der er af særlig betydning for samfundet eller for bestemte berørte parter)
Biologisk betydning (dette udtryk, der drøftes indgående inden for de biologiske videnskaber, anvendes
generelt til at henvise til en virkning, der har biologiske, fysiologiske eller økologiske konsekvenser, der
betragtes som negative)
26
Statistisk betydning (anvendes generelt til at henvise til konstaterede eller målte forhold, der anses for ikke
udelukkende at være opstået ved en tilfældighed)
En særlig "stor" skade.
I USA har de kompetente myndigheder i deres praksis for vurdering af skader på naturressourcer ofte forsøgt at løse
problemet med potentielle fortolkningsmæssige tvetydigheder ved at bruge termen "negative målelige" virkninger i
stedet for "betydelige" virkninger. Anvendelsen af denne tilgang betyder i praksis, at ansvaret vil være begrænset,
når skaden er målelig, men "begrænset", hvorimod der er større sandsynlighed for, at ansvaret bliver stort, når
skaden er målelig og "stor". Ved anvendelse af denne tilgang er det ikke nødvendigt at definere skadens "omfang" på
forhånd.
I henhold til definitionen af skade i miljøansvarsdirektivets artikel 2, stk. 2, skal der imidlertid være tale om "en
negativ målelig ændring". I bilag I til miljøansvarsdirektivet anbefales det at tage hensyn til følgende faktorer ved
vurderingen af skade på beskyttede naturtyper og arter, men det anføres ikke, hvordan disse faktorer bør vurderes i
praksis (i forbindelse med skade på jord anses risici for menneskers sundhed for at være betydelige):
Skader, der er mindre end de normale (naturlige) udsving for den pågældende art eller naturtype
Skader, der skyldes de naturlige udsving for de berørte ressourcer eller sædvanlig forvaltning af ressourcerne, og
som er fastlagt i protokoller eller måldokumenter for den pågældende naturtype, eller som hidtil har været
udført af ejere eller operatører
Skade på arter eller naturtyper, for hvilke det er påvist, at de hurtigt og uden indgriben vil retablere enten den
hidtidige tilstand eller en tilstand, der udelukkende i kraft af artens eller naturtypens egen dynamik skønnes at
svare til eller være bedre end den hidtidige tilstand.
Der er opstillet yderligere vurderingsfaktorer i medlemsstaternes vejledninger. Følgende eksempler kan nævnes:
I den nederlandske vejledning om miljøansvarsdirektivet fastslås følgende: "I lyset af definitionen af miljøskade
og ovennævnte kriterier kan der ikke på forhånd fastsættes værdier for vurderingen af, om der er indtruffet en
skade, eller for skadestærsklen, da dette afhænger af de særlige omstændigheder i den enkelte sag" (s. 45).
I den finske vejledning om miljøansvarsdirektivet opstilles følgende vurderingsfaktorer for beskyttede arter og
naturtyper:
o Antallet af individer inden for en art, hyppighed eller lokalitet
o De skadede individers eller det beskadigede areals betydning i forhold til artens eller naturtypens
bevaringsstatus under hensyntagen til artens levedygtighed eller naturtypens naturlige
udbredelsesområde og almindelige naturlige udsving
o Artens spredningsevne og naturtypens regenerationsevne
o Artens og naturtypens evne til naturlig regeneration, som minimum til den tilstand, de befandt sig i på
det tidspunkt, hvor skaden indtraf
o Påvirkning af menneskers sundhed.
I den irske vejledning om miljøansvarsdirektivet henvises til Europa-Kommissionen (2006) vedrørende faktorer, der
kan indgå i vurderingen af gunstig bevaringsstatus (tabel 1.1).
27
Tabel 1.1: Faktorer, der kan indgå i vurderingen af gunstig bevaringsstatus (Europa-Kommissionen, 2006) Aspekt Definition Vurderingskriterier
Artens eller natur-typens udbredel-sesområde
Udbredelsesområde, inden for hvilket alle betydelige økologiske udsving for naturtypen/arten er omfattet for et bestemt biogeografisk område, og som er tilstrækkelig omfattende til at sikre naturtypens/artens langsigtede levedygtighed.
Ved vurderingen af en arts eller naturtypes udbredelsesområde skal den sagkyndige lægge følgende kriterier til grund for vurderingen: • Vurdér artens/naturtypens nuværende udbredelsesområde • Vurdér artens/naturtypens potentielle udbredelsesområde under hensyntagen til fysiske og økologiske forhold (f.eks. klima, geologi, jord eller højde) • Vurdér artens/naturtypens historiske udbredelsesområde og årsager til ændring • Vurdér størrelsen af det område, der er nødvendigt for at sikre artens/naturtypens levedygtighed, herunder under hensyntagen til forbindelses- og migrationsaspekter. Hvis artens eller naturtypens udbredelsesområde ikke er tilstrækkelig dokumenteret, er der behov for en ekspertvurdering og nærmere oplysninger om den pågældende art eller naturtype.
Natur-typens udbredel-sesområde
Samlet overfladeareal i et bestemt biogeografisk område, der anses for at være det nødvendige minimum for at sikre naturtypens overlevelse på langt sigt. Det bør omfatte nødvendige områder til afhjælpning eller udvikling af disse naturtyper, hvor det nuværende område ikke er tilstrækkelig omfattende til at sikre levedygtigheden på langt sigt.
Ved vurderingen af naturtypens udbredelsesområde skal den sagkyndige lægge følgende kriterier til grund for vurderingen: • Historisk udbredelse og årsager til ændring • Potentiel naturlig vegetation • Faktisk udbredelse og faktiske udsving • Naturtypens dynamik • Naturlige udsving (undertyper, syntaxa, økologiske udsving osv.) • Udbredelsesmønstre bør give mulighed for udveksling/genflow i karakteristiske arter.
Arts-bestande
Bestand i et bestemt biogeografisk område, der anses for at være det nødvendige minimum for at sikre artens overlevelse på langt sigt.
Ved vurderingen af levestedets bestand skal den sagkyndige lægge følgende kriterier til grund for vurderingen: • Historisk udbredelsesområde og talrighed og årsager til ændring • Potentielt udbredelsesområde • Biologiske og økologiske forhold • Trækruter og spredningsveje • Genflow eller genetiske udsving, herunder glidende skalaer • Bestanden bør være tilstrækkelig omfattende til at imødegå naturlige udsving og sikre en sund bestandsstruktur.
Egnet naturtype for en art
Ingen definition En gunstig eller egnet naturtype, der sikrer en gunstig bevaringsstatus for en beskyttet art, bør sikre følgende: • Naturtypens eller naturtypernes udbredelsesområde skal være tilstrækkelig omfattende, stabilt og/eller i udbredelse • Naturtypens kvalitet skal være egnet til at sikre den pågældende arts langsigtede levedygtighed.
Naturtype
Ingen definition Naturtypens struktur og funktion kan variere meget mellem forskellige naturtyper, men i bund og grund skal de forskellige økologiske processer, der er af afgørende betydning for en naturtype, være til stede og fungere, hvis naturtypens skal anses for at have en gunstig bevaringsstatus. Europa-Kommissionen har fastlagt følgende typiske praktiske anvendelse af struktur og funktion: "skovområdernes funktion som levested omfatter regenerering og næringsstofkredsløb, og strukturen omfatter elementer såsom aldersklassestruktur og tilstedeværelse af dødt træ. Alle elementer er ikke nødvendigvis til stede på alle lokaliteter. Med hensyn til højmoder kan de økohydrologiske forhold på samme måde være afgørende, da forstyrrelser, f.eks. på grund af dræning, kan være til skade. Selv om der ikke henvises til fragmentering i direktivet, er det klart, at fragmentering kan forstyrre naturtypens funktion og er en faktor, der skal tages i betragtning ved vurderingen af struktur og funktion."
Fremtids-udsigterne for arter og naturtyper
Ingen definition Hvis de væsentligste belastninger for en art eller naturtype ikke anses for at være betydelige, vil den pågældende art fortsat være levedygtig på lang sigt. Følgende rationale kan anvendes til at vurdere udfaldet i denne vurderingsfase: • Gode udsigter – arten forventes at overleve og udvikle sig • Ingen moderate udsigter – arten vil sandsynligvis få det svært, hvis forholdene ikke ændrer sig • Dårlige udsigter – levedygtigheden på lang sigt er i fare, og arten vil sandsynligvis uddø.
28
Om skaden på vandmiljøet er betydelig, bør vurderes med udgangspunkt i vandets tilstand i henhold til VRD.
Hvis vandets gode tilstand påvirkes negativt, bør skaden anses for at være betydelig. Med hensyn til indikatorer
for god tilstand henvises læserne til bilag V i miljøansvarsdirektivet og vandrammedirektivet. I den nederlandske
vejledning om miljøansvarsdirektivet foreslås det at stille tre sammenhængende spørgsmål for at vurdere
skadens omfang (s. 41):
o Hvad var vandets økologiske, kemiske og/eller kvantitative tilstand (før skadens indtræden)? o Er denne tilstand blevet negativt påvirket? o Er påvirkningen i så fald betydelig?
For så vidt angår jord, har nogle lande indført ansvarsordninger eller lovgivning om skade på jord med
bestemmelser om de faktorer, der skal tages hensyn til ved vurderingen af denne type skade. Som et eksempel
opstilles følgende faktorer hentet fra vejledningen fra Republikken Irland, som anbefaler en risikovurdering i to
faser, når skadens omfang skal vurderes. Der er blot tale om et eksempel, som ikke nødvendigvis anbefales.
o Risikovurdering på screeningsniveau:
Karakterisering af kilden (jordforurening) med hensyn til fysiske og toksikologiske egenskaber, dvs. kræftfremkaldende, eksplosive egenskaber osv.
Sammendrag af alle tilgængelige oplysninger om lokalitetens fysiske indretning og forureningskilden eller -kilderne angivet i kort og skematiske tværsnit
Identifikation af potentielle menneskelige receptorer på grundlag af nuværende, tilgrænsende og omgivende arealanvendelse, herunder potentiel godkendt fremtidig anvendelse
Identifikation og karakterisering af de mekanismer og veje, ad hvilke receptorerne kan blive negativt påvirket af kilden, herunder migrationsveje i undergrunden, og eksponeringsmekanismer, f.eks. indånding, hudkontakt osv.
Oversigtstabel og diagram med alle koblinger mellem kilder, migrationsveje og receptorer, der kan resultere i en betydelig risiko for at påvirke menneskers sundhed negativt
En klar begrundelse i tabel- eller tekstformat for udelukkelsen af koblinger mellem kilder, migrationsveje og receptorer, der ikke anses for at være potentielt betydelige
Identifikation af datamangler eller usikkerhedsfaktorer forbundet med lokaliteten, der kan påvirke vurderingen af omfanget af skade på jord
En klar oversigt over beslutninger vedrørende lokaliteten, hvoraf det fremgår, om der er behov for yderligere vurdering eller indsamling af oplysninger for at vurdere omfanget af skade på jord
Anbefalinger om yderligere indsamling af oplysninger, risikovurdering og/ eller afhjælpning.
o Lokalitetsspecifik kvantitativ risikovurdering:
Komponenter i vurderingen på screeningsniveau Revideret konceptuel model baseret på yderligere indsamlede oplysninger Beskrivelse af og begrundelse for den anvendte metode, herunder valg af anvendt software Tabel over alle generiske vurderingskriterier eller anvendte inputparametre og en detaljeret
begrundelse for anvendelse Risikovurdering ved brug af valgt metode Drøftelse af skønnet risiko og potentielt omfang på grundlag af en konceptuel model af
lokaliteten
29
Drøftelse og vurdering af usikkerhedsfaktorer forbundet med den valgte metode og virkninger for risikovurderingen
Oversigt over beslutninger om yderligere vurdering Anbefalinger om yderligere indsamling af oplysninger, risikovurdering og/ eller afhjælpning Risici forbundet med et stofs fysiske egenskaber såsom antændelighed og eksplosionsrisiko
kan vurderes ved at skønne sandsynligheden for skade og det sandsynlige omfang af denne skade.
Som et eksempel på de metoder, der anvendes i medlemsstaterne, kan nævnes Nederlandene, hvor risikoen for menneskers sundhed ved skade på jord ikke er knyttet til befolkningstæthed, men til jordens forureningsniveauer.
I den flamske region i Belgien skal jorden renses, hvis der er tale om såkaldt "ny jordforurening", hvis standarderne for jordrensning ikke overholdes14:
For GMO'er
o Med hensyn til organismer og mikroorganismer (herunder GMO'er) skal de anvendte risikovurderingsmetoder være baseret på den bedste tilgængelige teknik.
I henhold til den spanske kongelige anordning (2090/2008, artikel 16, 17 og 18) skal skadens omfang vurderes
på grundlag af kvantitative og kvalitative kriterier. Hvis skadens omfang ikke kan vurderes på grundlag af disse
kriterier, eller hvis jorden var forurenet i forvejen, kan skadens påvirkning af vandmiljøet og jorden vurderes ved
at analysere omfanget af skaden på de pågældende naturressourcers udnyttelsesmuligheder. En betydelig
skade på akvatiske arter kan f.eks. afspejle omfanget af miljøskaden på det vandmiljø, som de pågældende arter
lever i. Hvis skaden skyldes en kemisk agens, kan omfanget vurderes på grundlag af koncentrationen eller
mindstedosis. Den tid, som en receptor har været eksponeret for stoffet, og forholdet mellem koncentration og
eksponeringstiden og toksicitetstærsklen kan tages i betragtning. I denne forbindelse anbefales det i den
kongelige anordning at konsultere kemiske databaser som f.eks. databaser etableret af Det Europæiske
Kemikalieagentur (ECHA), Institut for Sundheds- og Forbrugerbeskyttelse, der hører under Det Fælles
Forskningscenter, International Uniform Chemical Information Database (IUCLID), Syracuse Research
Corporation (SRC), Chemfinder, International Programme on Chemical Safety (IPCS) og OECD's kemiske
databaser.
Læserne opfordres til at konsultere medlemsstaternes vejledninger, hvor der redegøres nærmere for spørgsmålet
om skadens omfang.
1.7 Hvem gør hvad, når der er indtruffet en hændelse/overhængende fare?
I nedenstående tabeller defineres de vigtigste interessenter og deres roller og forpligtelser, når der er blevet konstateret en skadevoldende hændelse/overhængende fare.
14 http://www.ovam.be/jahia/Jahia/pid/991?lang=null.
30
Kompetent myndighed Offentligt organ udpeget af medlemsstaten til at gennemføre og håndhæve direktivet
NÅR DER ER BLEVET KONSTATERET EN OVERHÆNGENDE FARE (meddelt af operatøren eller af den berørte person/NGO eller konstateret af myndigheden selv)
første og andet punkt under "NÅR DER ER BLEVET KONSTATERET EN MILJØSKADE" nedenfor, og
kræver, at operatøren træffer forebyggende foranstaltninger, og kan til enhver tid kræve, at operatøren forelægger oplysninger, træffer de nødvendige forebyggende foranstaltninger og følger de instrukser, der er givet om de nødvendige forebyggende foranstaltninger.
NÅR DER ER BLEVET KONSTATERET EN MILJØSKADE
vurderer, om det er sandsynligt, at skaden falder inden for anvendelsesområdet for miljøansvarsdirektivet som gennemført i national lovgivning
identificerer i så fald den eller de ansvarlige operatører og fastlægger ansvarsordningen (objektivt ansvar eller culpaansvar)
kræver, at operatøren forelægger supplerende oplysninger og i påkommende tilfælde:
træffer de nødvendige akutte afhjælpende foranstaltninger, dvs. træffer enhver praktisk gennemførlig foranstaltning til øjeblikkeligt at kontrollere, indeslutte, fjerne eller på anden måde håndtere de forurenende stoffer og/eller anden skadelig påvirkning
følger instrukser vedrørende de nødvendige akutte afhjælpende foranstaltninger
træffer de nødvendige "faktiske" afhjælpende foranstaltninger (primære, supplerende og kompenserende afhjælpende foranstaltninger) i samarbejde med operatøren, identificerer og vurderer mulighederne for afhjælpende foranstaltninger, vedtager/når navnlig til enighed om planen for afhjælpende foranstaltninger og opfordrer interesserede parter til at fremsætte deres bemærkninger (artikel 7, stk. 4)
tager disse bemærkninger i betragtning, udformer konkrete foranstaltninger og udvælger afhjælpende foranstaltninger
samarbejder med operatøren eller operatørerne om at sikre, at de nødvendige primære, supplerende eller kompenserende afhjælpende foranstaltninger træffes, når det er relevant (giver operatøren ret til at blive hørt, inden afgørelsen træffes)
hvis den kompetente myndighed træder til og træffer afhjælpende foranstaltninger (hvis operatøren ikke træffer disse foranstaltninger eller ikke kan identificeres eller har en gyldig ansvarsfrihedsgrund), kan myndigheden pålægge operatøren eller operatørerne omkostningerne til afhjælpning, vurdering, administration m.m. (fordele omkostninger, hvis der er flere ansvarlige parter)
fører tilsyn med udformningen, indførelsen (hvis obligatorisk) og gennemførelsen af det finansielle sikkerhedsinstrument.
GENEREL GENNEMFØRELSE AF DIREKTIVET
(Følgende gælder for medlemsstater og ikke hver enkelt af de muligvis mange kompetente myndigheder i det enkelte land) aflægger rapport til Kommissionen om erfaringerne med anvendelsen af miljøansvarsdirektivet senest den 30. april 2013
kan vælge at etablere et nationalt rapporteringssystem og en database over sager
31
henhørende under miljøansvarsdirektivet.
Operatører En fysisk eller juridisk, privatretlig eller offentligretlig person, der driver eller kontrollerer den erhvervsmæssige aktivitet, eller som, såfremt dette fremgår af national lovgivning, har fået overdraget afgørende økonomisk beslutningsmyndighed med hensyn til den tekniske drift af aktiviteten, herunder indehaveren af en tilladelse til eller godkendelse af en sådan aktivitet eller den person, der registrerer eller anmelder en sådan aktivitet.
Erhvervsmæssig aktivitet, ikke privat aktivitet
NÅR DER ER BLEVET KONSTATERET EN MILJØSKADE ELLER EN OVERHÆNGENDE FARE HERFOR
træffer øjeblikkelige foranstaltninger for at forebygge skade i tilfælde af en overhængende fare, og, hvis den ikke kan afværges (eller hvis det er et krav i henhold til national ret i alle situationer):
underretter straks den kompetente myndighed om alle relevante aspekter ved situationen
følger den kompetente myndigheds instrukser for at forebygge skade
træffer i tilfælde af skade enhver praktisk gennemførlig foranstaltning til øjeblikkeligt at kontrollere, indeslutte, fjerne eller på anden måde håndtere de pågældende forurenende stoffer og/eller enhver anden skadelig påvirkning (akut afhjælpning); fremlægger yderligere oplysninger, hvis den kompetente myndighed anmoder herom, og følger den kompetente myndigheds instrukser vedrørende akutte afhjælpende foranstaltninger
identificerer potentielle afhjælpende foranstaltninger og samarbejder med den kompetente myndighed om at udvælge passende afhjælpende eller forebyggende foranstaltninger
har ret til at blive hørt, inden den kompetente myndighed træffer en beslutning om afhjælpende foranstaltninger
gør ethvert tiltag til at træffe (eller finansiere) primære, supplerende og kompenserende miljøforanstaltninger i henhold til planen for afhjælpende foranstaltninger og/eller efter den kompetente myndigheds instrukser for at føre de skadede naturressourcer tilbage til deres hidtidige tilstand og tage højde for eventuelle midlertidige skader (tab), indtil miljøet er retableret
afholder i givet fald de relevante omkostninger.
Leverandører af
finansiel sikkerhed
(og lignende)
Forsikrings- og
genforsikringsselskaber
NÅR DER ER BLEVET KONSTATERET EN MILJØSKADE ELLER EN OVERHÆNGENDE FARE HERFOR (ikke en pligt i henhold til miljøansvarsdirektivet, men en mulig rolle)
bidrager til vurderingen af skade og afhjælpning.
32
Eksperter
Eksperter inden for økologi,
andre videnskaber,
risikovurdering, teknik,
udformning og
gennemførelse af
afhjælpende
foranstaltninger, økonomi og
jura eller andre eksperter,
der kan bistå med
gennemførelsen af
miljøansvarsdirektivet.
NÅR DER ER BLEVET KONSTATERET EN MILJØSKADE ELLER EN OVERHÆNGENDE FARE HERFOR (ikke en pligt i henhold til miljøansvarsdirektivet, men en mulig rolle)
vurderer, gennemgår og overvåger vurderingen af skade eller en overhængende fare herfor og valget, udformningen og gennemførelsen af afhjælpende foranstaltninger
overvåger resultaterne.
1.8 Omkostninger til afhjælpning
De omkostninger, som de kompetente myndigheder skal inddrive hos operatørerne (hvis myndighederne traf de forebyggende og/eller afhjælpende foranstaltninger) under miljøansvarsdirektivet, omfatter:
Omkostninger til vurdering af miljøskader eller en overhængende fare herfor og identifikation af afhjælpende
foranstaltninger
Administrative og juridiske omkostninger og håndhævelsesomkostninger
Omkostninger til dataindsamling og andre generelle omkostninger samt omkostninger til overvågning og tilsyn
Omkostninger til forebyggelse og/eller afhjælpning.
Når der er flere tekniske løsninger, som opfylder det samme afhjælpende formål, skal den billigste løsning i
princippet vælges. Dette er fastslået i miljøansvarsdirektivet, da det er et grundlæggende princip i
omkostningseffektivitets- og cost-benefit-analyser, som finder anvendelse på tekniske muligheder for primære,
supplerende og kompenserende afhjælpende foranstaltninger.
De endelige omkostninger forbundet med disse forpligtelser afhænger af arten af den skade, der indtræffer, og
karakteren af de nødvendige afhjælpende foranstaltninger. Der er ikke fastsat en grænse for de potentielle
omkostninger ved at opfylde kravene om afhjælpning. Direktivet indeholder imidlertid en bestemmelse i bilag II, der
giver den kompetente myndighed mulighed for at indstille afhjælpningen, inden den hidtidige tilstand eller en
tilstand, der svarer hertil, er blevet retableret, hvis omkostningerne ved yderligere foranstaltninger ikke står i forhold
til den miljømæssige gevinst, der opnås, såfremt der ikke længere foreligger nogen betydelig risiko for at påvirke
menneskers sundhed, vandmiljøet eller beskyttede arter og naturtyper negativt (bilag II, punkt 1.3.3).
Disproportionalitet er ikke defineret i miljøansvarsdirektivet. Dette aspekt er ligeledes nævnt, men ikke defineret, i
vandrammedirektivet. I forbindelse med anvendelser under miljøansvarsdirektivet kan der imidlertid drages
erfaringer af VRD-forskningen (WATECO, 2003). Denne forskning viste, at selv om omkostningerne til afhjælpning i
princippet ikke bør overstige gevinsterne ved afhjælpning, er disproportionalitet i sidste ende en politisk afgørelse,
der træffes på grundlag af økonomiske oplysninger. I lyset af den usikkerhed, der er forbundet med skøn over
omkostninger og gevinster i forbindelse med vurderingen af disproportionalitet, skal følgende tages i betragtning:
33
Vurderingen af omkostninger og gevinster skal omfatte både kvalitative og kvantitative omkostninger og
gevinster
Det skal med rimelig sikkerhed kunne måles, i hvor høj grad omkostningerne overstiger gevinsterne
Disproportionaliteten skal ikke blot vurderes fra det tidspunkt, hvor de målte omkostninger overstiger de
målelige gevinster
Beslutningstagerne kan ligeledes overveje, om fordelingen af omkostningerne til afhjælpning blandt de
ansvarlige parter (i tilfælde af flere skadevoldere) står i rimeligt forhold til de enkelte parters andel af ansvaret
for skaden.
1.9 Finansiering af omkostninger til afhjælpning
Den vigtigste kilde til finansiering af primær, supplerende og kompenserende afhjælpning i henhold til
miljøansvarsdirektivet er den eller de ansvarlige operatører. Operatøren er ansvarlig for at betale omkostningerne,
ikke kun til de nødvendige forebyggende og afhjælpende foranstaltninger, men også administrative omkostninger og
andre omkostninger, herunder den kompetente myndigheds omkostninger forbundet med gennemførelse af
ordningen. Det vil omfatte omkostningerne til identifikation og karakterisering af den indtrufne skade, forskning og
udvælgelse af passende afhjælpende foranstaltninger, gennemførelse af de nødvendige afhjælpende
foranstaltninger og overvågning og opretholdelse af foranstaltningernes effektivitet efter gennemførelsen af
foranstaltningerne.
De eneste andre parter, der kan være ansvarlige for at betale omkostningerne under ansvarsordningen i
miljøansvarsdirektivet, er tredjeparter (herunder offentlige myndigheder, hvis de har givet den operatør, der har
forvoldt miljøskaden, instrukser eller anvisninger), som anses for at have forvoldt skaden, eller andre operatører i
tilfælde af flere skadevoldere.
Hvis den ansvarlige operatør (eller tredjepart) ikke gennemfører de nødvendige foranstaltninger eller ikke er
ansvarlig som følge af en af ansvarsfrihedsgrundene og undtagelserne fastsat i direktivet, har den kompetente
myndighed beføjelser til selv at træffe foranstaltningerne, selv om den ikke er retligt forpligtet til at gøre dette i
henhold til miljøansvarsdirektivet. Hvis myndigheden træffer disse foranstaltninger, skal den i videst muligt omfang
inddrive omkostningerne hos de ansvarlige parter.
1.10 Finansiel sikkerhedsstillelse
I henhold til miljøansvarsdirektivets artikel 14 træffer medlemsstaterne foranstaltninger til at anspore de relevante
økonomiske og finansielle aktører til at udvikle instrumenter og markeder for finansiel sikkerhed, herunder
finansielle mekanismer i tilfælde af insolvens, for at gøre det muligt for operatørerne at benytte finansiel
sikkerhedsstillelse til dækning af deres ansvar efter dette direktiv.
Europa-Kommissionen blev anmodet om at udarbejde en rapport om de foranstaltninger, medlemsstaterne har
truffet for at opfylde denne forpligtelse, med en gennemgang af de forskellige former for finansiel sikkerhedsstillelse
på markedet. Europa-Kommissionen anførte i sin rapport fra 2010, at markedet i EU var i vækst, og at der var en
række forskellige tilgængelige finansielle sikkerhedsinstrumenter. Der blev mere specifikt draget følgende
konklusioner i rapporten:
Den foretrukne metode til dækning af miljøansvar har vist sig at være forsikring. Der findes allerede
forsikringspuljer i Spanien, Frankrig og Italien.
34
Bankgarantier anvendes mest i Østrig, Belgien, Cypern, Tjekkiet, Nederlandene, Polen, Spanien og Det Forenede
Kongerige.
Andre markedsbaserede instrumenter (MBI'er) (for miljøansvar generelt), som f.eks. fonde, garantier osv., er
blevet drøftet i Østrig, Belgien, Bulgarien, Cypern, Polen og Spanien.
Ifølge rapporten havde eller påtænkte otte medlemsstater (Bulgarien, Tjekkiet, Grækenland, Ungarn, Portugal,
Rumænien, Slovakiet og Spanien) på daværende tidspunkt at indføre regler om obligatorisk finansiel
sikkerhedsstillelse i henhold til miljøansvarsdirektivet, som trådte i kraft på forskellige datoer indtil 2014. De
relevante sektorer og operatører foretager ofte en risikovurdering15 af disse ordninger, og der er indført forskellige
nationale gennemførelsesbestemmelser om spørgsmål som maksimumsbeløb, fritagelser osv. På tidspunktet for
offentliggørelse af rapporten anvendte de resterende medlemsstater fortsat fakultative ordninger.
Der pågår yderligere forskning bestilt af Europa-Kommissionen om muligheden for at oprette en katastrofefond/
risikodelingsfacilitet på europæisk plan, der kan anvendes i tilfælde af alvorlige industriulykker, og som potentielt
kan finansieres gennem en obligatorisk præmie.
1.11 Vigtige datoer
• Medlemsstaterne aflægger rapport til Kommissionen om erfaringerne med anvendelsen af
miljøansvarsdirektivet senest den 30. april 2013.
Europa-Kommissionen forelægger en rapport med en gennemgang den 30. april 2014.
15 Vurdering af risiko på grundlag af den potentielle risikos omfang og sandsynligheden for, at risikoen vil opstå.
35
2. OVERBLIK OVER GENNEMFØRELSEN AF MILJØANSVARSDIREKTIVET:
PLANLÆGNING AF AFHJÆLPENDE FORANSTALTNINGER
Når en hændelse eller en overhængende fare er blevet konstateret af den kompetente myndighed, meddelt af
operatøren eller bragt til den kompetente myndigheds kendskab af en tredjepart (berørte personer i henhold til
miljøansvarsdirektivets artikel 12, stk. 1), indledes vurderingen af, om sagen bør omfattes af miljøansvarsdirektivet.
Figur 2.1 viser de forskellige trin, når der opstår en sag, der kan være omfattet af miljøansvarsdirektivet.
Skade eller
overhængende fare for skade opstår
Foranstaltninger
iværksættes øjeblikkeligt for
at forhindre (yderligere)
skader
Miljøskaden
vurderes
Afhjælpning planlægges
Afhjælpende
foranstaltninger gennemføres og
overvåges, og der rapporteres
derom
I henhold til miljøansvarsdirektivet og
medlemsstatens gennemførelseslovgivning
Operatørerne kontrollerer,
fjerner og forhindrer
yderligere skade (artikel 6, stk. 1,
litra a))
Den kompetente myndighed
beslutter, om der er
indtruffet en betydelig
miljøskade, og samarbejder ideelt med
operatøren om at vurdere
skadens omfang
(herunder midlertidige
tab)
Den kompetente myndighed
træffer afgørelse om, hvilken form for afhjælpende foranstaltninger, der skal træffes,
herunder omfanget, og
inddrager operatøren og
andre interessenter i processen (se
figur 2.2)
Operatøren gennemfører i givet fald den
supplerende og kompenserende
afhjælpning, overvåger og
aflægger rapporter.
(se figur 2.2)
Figur 2.1: Gennemførelse af miljøansvarsdirektivet (tilpasset fra Defras uddybende vejledning fra 2009)
Bemærk*: Denne primære afhjælpning omfatter således foranstaltninger på mellemlangt og langt sigt.
Selv om den kompetente myndighed træffer den endelige afgørelse, vil det være mere effektivt, hvis alle parter
(navnlig den kompetente myndighed og den eller de pågældende operatører) samarbejder om at identificere
skaden/faren og vurdere skadens omfang og mulighederne for afhjælpning. Ordlyden er som følger i artikel 7, stk. 2:
"i givet fald i samarbejde med den relevante operatør". Som anført af afsnit 1 henvises der i miljøansvarsdirektivet til
en række særskilte direktiver, der opstiller de ressourcer, som er omfattet af miljøansvarsdirektivet. Det relevante
direktiv (eller den relevante nationale gennemførelseslovgivning) skal identificeres for at sikre, at den aktivitet, der
har forvoldt miljøskaden, er omfattet. En behørig identifikation sikrer ligeledes, at de relevante vurderingskriterier
lægges til grund for vurderingen af skaden og skaleringen af afhjælpningen. I nogle tilfælde kan flere direktiver (eller
nationale bestemmelser) være relevante, afhængigt af hændelsens og skadens art.
36
Den primære afhjælpning (med eller uden kompenserende afhjælpning) er muligvis ikke tilstrækkelig omfattende til
at føre ressourcen/udnyttelsesmuligheden tilbage til dens hidtidige tilstand. Hvis den er tilstrækkelig omfattende,
kan gennemførelsen af miljøansvarsdirektivet afsluttes (forudsat at overvågningen og rapporteringen fortsætter).
Hvis det ikke er muligt at nå tilbage til den hidtidige tilstand inden for en rimelig frist, skal de midlertidige tab
vurderes, og der skal udformes mulige afhjælpende foranstaltninger. Figur 2.2 viser proceduren for fastlæggelse af
typen og omfanget af afhjælpende foranstaltninger. I nogle tilfælde kan det være nødvendigt at revidere
afhjælpningsplanerne,
Den retlige proces afhænger af national ret. EU-Domstolen har i denne forbindelse opstillet de mindstekrav, som de
kompetente myndigheder skal tage i betragtning, når de vurderer, at det er nødvendigt at ændre de afhjælpende
foranstaltninger for bedre at kunne opfylde målet. Disse krav er fastslået i forenede sager C-379/08 og C-380/08,
præmis 46-67, og punkt 1 i dommen (se boks 2.1). Det følger heraf, at der kan stilles krav om yderligere
proceduremæssige skridt i national ret, hvis disse tre mindstekrav opstillet af Domstolen er opfyldt.
Figur 2.2: Fastlæggelse af afhjælpende foranstaltninger (tilpasset fra Defras uddybende vejledning fra 2009)
Bemærk *: I denne procesfase har operatøren allerede givet den kompetente myndighed meddelelse om
hændelsen, eller den kompetente myndighed har konstateret skaden.
Kompetent myndighed meddeler operatør, at skaden er betydelig* – der skal forelægges forslag til afhjælpning
inden for en tidsfrist
Operatør fremlægger foranstaltninger inden for en frist fastsat af kompetent myndighed – ideelt set i samarbejde
med kompetent myndighed
Kompetent myndighed hører interesserede parter
Kompetent myndighed udvælger afhjælpende foranstaltninger under
hensyntagen til operatørens forslag og bemærkninger fra berørte personer
Planen for afhjælpende foranstaltninger skal omfatte:
- formål med afhjælpning
- allerede trufne og planlagte foranstaltninger
(primære, supplerende og kompenserende)
- forventede resultater
- foranstaltninger til afklaring af usikkerhed
- beregninger, der skal danne grundlag for skøn over
omfanget af afhjælpende foranstaltninger
- foranstaltningernes omkostninger
- overvågningsplan
Kriterier for vurdering af muligheder for supplerende eller
kompenserende afhjælpning
- ækvivalens mellem skadet og afhjulpet
ressource/udnyttelsesmulighed (debet- og
kreditækvivalens)
- sandsynlighed for succes
- sandsynlighed for fremtidig afhjælpning
- omkostninger: forholdsmæssige eller
uforholdsmæssige
37
Boks 2.1: EU-Domstolen, forenede sager C-379/08 og C-380/08
Dom i forenede sager C-379/08 og C-380/08, punkt 1:
På grundlag af disse præmisser kender Domstolen (Store Afdeling) for ret:
1. Artikel 7 og artikel 11, stk. 4, i Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2004/35/EF af 21. april 2004 om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader, sammenholdt med direktivets bilag II, skal fortolkes således, at den kompetente myndighed er bemyndiget til at foretage en væsentlig ændring af de foranstaltninger til afhjælpning af miljøskader, der er blevet besluttet efter en kontradiktorisk procedure gennemført i samarbejde med de berørte operatører, og som allerede er blevet udført, eller som er blevet påbegyndt. Imidlertid, med henblik på at træffe en sådan afgørelse:
er denne myndighed forpligtet til at høre de operatører, der er blevet pålagt sådanne foranstaltninger, medmindre en miljømæssig nødsituation tvinger den kompetente myndighed til at agere øjeblikkeligt
er nævnte myndighed ligeledes forpligtet til at opfordre navnlig de personer, på hvis ejendom der skal gennemføres disse foranstaltninger, til at fremsætte deres bemærkninger, som den kompetente myndighed tager i betragtning
skal denne myndighed tage de i punkt 1.3.1 i bilag II til direktiv 2004/35 omhandlede kriterier i betragtning og i sin afgørelse angive de årsager, der begrunder dette valg, og i givet fald angive de årsager, der kan begrunde, at der ikke var behov for en grundig undersøgelse med hensyn til disse kriterier, eller at en undersøgelse ikke har fundet sted eller ikke kunne finde sted, f.eks. på grund af en miljømæssig nødsituation.
Dom i sag C-378/08, andet afsnit:
På grundlag af disse præmisser kender Domstolen (Store Afdeling) for ret:
Når …
Direktiv 2004/35 er ikke til hinder for en national lovgivning, der tillader den kompetente myndighed, idet den handler inden for rammerne af dette direktiv, at antage, at der foreligger en årsagssammenhæng, herunder i tilfælde af forurening af diffus karakter, mellem operatører og den konstaterede forurening, og dette på grund af deres anlægs placering i nærheden af det forurenede område. I overensstemmelse med princippet om, at forureneren betaler, skal den kompetente myndighed imidlertid med henblik på at fastslå en sådan årsagssammenhæng være i besiddelse af troværdige beviser, der kan begrunde dens formodning, såsom nærheden mellem operatørens anlæg og den konstaterede forurening og overensstemmelsen mellem forureningen og de forurenende stoffer, som operatøren anvender i sin virksomhed.
38
3. GENNEMFØRELSE AF MILJØANSVARSDIREKTIVET – SKADESVURDERING: OVERBLIK OVER FORELØBIG VURDERING, PRIMÆR AFHJÆLPNING OG ÆKVIVALENSVURDERING
I figur 3.1 vises de trin, der skal følges i forbindelse med vurdering af skade og valg af afhjælpende foranstaltninger.
Der redegøres for trin 1 i dette afsnit. Der redegøres for trin 2-5 i todages kursuspakken.
Trin 1
Foretag en foreløbig vurdering
Beskriv hændelsen
Identificér og beskriv berørte lokaliteter, miljøer, naturtyper og arter
Identificér arten, omfanget og den rumlige og tidsmæssige udstrækning af
indtrufne eller forventede miljøskader
Identificér potentielle sociale, økonomiske og grænseoverskridende aspekter
Påbegynd evaluering af yderligere vurderingsforanstaltninger: potentielt behov for
supplerende og kompenserende afhjælpning, typer ækvivalensvurderingsmetoder
og rangorden, typer oplysninger, der er nødvendige for at foretage en vurdering
Vurdér gevinster ved primær afhjælpning
Fastlæg vurderingens relevante omfang
Trin 2
Vurdér og fastlæg skadens omfang
(debet)
Trin 4
Skalér de supplerende og
kompenserende afhjælpende
Trin 5
Overvåg og rapportér
Trin 3
Vurdér og kvantificér gevinster ved
afhjælpning (kreditter)
Identificér skadede ressourcer, naturtyper og udnyttelsesmuligheder
Vurdér årsager til skade
Fastlæg skadens omfang
Beregn midlertidige tab og samlet debet
Identificér og vurdér potentielle afhjælpende foranstaltninger
Beregn gevinster (kreditter) ved afhjælpende foranstaltninger
Planlæg afhjælpning og gennemfør
Overvåg afhjælpningens succes
Rapportér
Beregn gevinster (kreditter) pr. enhed
Skalér afhjælpning
Vurdér omkostninger til afhjælpende foranstaltninger
Vurdér, om omkostningerne er uforholdsmæssigt store
Tag stilling til usikkerhedsfaktorer og forskellige resultater af
ækvivalensvurderingen
39
Figur 3.1: Trin i ækvivalensvurderingen I dette afsnit redegøres for, hvad det indebærer at foretage en foreløbig vurdering for at fastslå skadens potentielle
omfang, og om der er grundlag for en yderligere vurdering. Et casestudie (brud på dæmning til deponering af
mineaffald i K Valley) anvendes til at illustrere den foreløbige vurdering anført i tekstboksene i hele afsnittet.
Det er vigtigt at bemærke, at de oplysninger, der indsamles under den foreløbige vurdering, er nødvendige for at
vurdere, om en specifik hændelse er omfattet af miljøansvarsdirektivet. Det er således ikke nødvendigt at fastslå, at
en hændelse er omfattet af miljøansvarsdirektivet, før der foretages en foreløbig vurdering.
Rækkevidden og omfanget af skadesvurderingen under miljøansvarsdirektivet og således det passende
analyseindsatsniveau vil variere afhængigt af de specifikke faktorer forbundet med den konkrete hændelse, antallet
af berørte ressourcer og udnyttelsesmuligheder, tilgængeligheden af oplysninger og tilgængeligheden af primære,
supplerende og kompenserende afhjælpende foranstaltninger.
De vigtige spørgsmål, der skal besvares i forbindelse med den foreløbige vurdering, kan opdeles i to
hovedkategorier: baggrund for hændelse og virkninger af hændelse.
Oplysninger om baggrund for hændelse omfatter følgende oplysninger:
Hvem er den eller de ansvarlige operatører?
Hvilke materialer blev udledt, og hvilke naturtyper blev berørt?
Er det sandsynligt, at naturressourcer er blevet eller vil blive skadet af en hændelse (overhængende fare)
omfattet af miljøansvarsdirektivet?
Er der en årsagssammenhæng mellem udledningen og skaden?
Er det sandsynligt, at skaderne er betydelige (skal vurderes af medlemsstaterne, men der vil sandsynligvis
blive taget højde for aspekter som skadernes omfang, alvorlighed og varighed)?
Oplysninger om virkninger af hændelse omfatter følgende oplysninger:
Er det sandsynligt, at primær afhjælpning vil kompensere fuldt ud for miljøskader?
Er det sandsynligt, at der bliver behov for supplerende og kompenserende afhjælpning for at opveje tab?
Er det sandsynligt, at udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker er eller vil blive berørt af skaden?
Hvor detaljeret bør vurderingen være?
Gennemførelsestrin i omtrentlig rækkefølge:
1. Beskriv hændelsen
2. Identificér og beskriv berørte lokaliteter, miljøer, naturtyper og arter
3. Identificér arten, omfanget og den rumlige og tidsmæssige udstrækning af indtrufne eller forventede
miljøskader
40
4. Identificér potentielle sociale, økonomiske og grænseoverskridende aspekter
5. Vurdér gevinster ved primær afhjælpning
6. Påbegynd evaluering af yderligere vurderingsforanstaltninger:
a. potentielt behov for supplerende og kompenserende afhjælpning
b. typer ækvivalensvurderinger og rangorden
c. typer oplysninger, der er nødvendige for at foretage en vurdering.
Det er ikke muligt på forhånd at afgøre, hvilke specifikke oplysninger, der vil blive indsamlet i forbindelse med den
foreløbige vurdering. Nedenfor redegøres der imidlertid nærmere for de typer oplysninger, der bør vurderes på de
enkelte trin.
Under den foreløbige vurdering bør den kompetente myndighed og operatøren ligeledes påbegynde evalueringen af
det nødvendige potentielle omfang af den samlede vurdering.
3.1 Beskrivelse af hændelsen
Nærmere oplysninger om hændelsen kan bidrage til at besvare spørgsmål om skadernes art og varighed,
årsagssammenhæng og ansvar og muligheden for at retablere ressourcen. Beskrivelsen af hændelsen bør være så
detaljeret som muligt. Det er vigtigt, at analytikerne tager hensyn til gældende direktiver og/eller national lovgivning
ved vurderingen af det potentielle ansvar forbundet med forskellige typer hændelser.
Afhængigt af situationen kan det være fornuftigt at opstille konservative antagelser om potentielle negative
virkninger ved vurderingen af de potentielle skader og behovet for afhjælpning. Sådanne antagelser vil sikre, at et
uventet udfald ikke resulterer i en uforholdsmæssig stor forskel med hensyn til behovet for afhjælpning.
Med hensyn til efterfølgende skader bør der indsamles oplysninger om hændelsens karakter, tidspunktet for dens
indtræden, lokalitet og varighed. Dette bør omfatte oplysninger om potentielle ansvarlige operatører og de udledte
materialer. Indsamling af relevante nærmere oplysninger kan indebære foreløbige undersøgelser. I forbindelse med
ulykker som spild og udledning bør de miljøforhold, som berører potentiel transport og eksponering i miljøet,
beskrives. Derudover bør potentielle negative virkninger, der kan være relateret til hændelsen, identificeres, og
oplysninger af relevans for vurderingen af, om der er en årsagssammenhæng mellem hændelsen og potentielle
negative virkninger, bør identificeres og vurderes. I den foreløbige vurderingsfase kan det være mest
hensigtsmæssigt at identificere en bred kategori af potentielle negative virkninger i stedet for at risikere at definere
for mange potentielle virkninger af en hændelse.
I forbindelse med beskrivelsen af hændelsen bør analytikerne forsøge at identificere de karakteristika, som kan
påvirke karakteren og omfanget af potentielle negative virkninger og danne grundlag for beslutninger om
afhjælpning. Beskrivelse af hændelsen kan omfatte:
en detaljeret beskrivelse af udledningen, hændelsen eller projektet
tidspunktet for hændelsens indtræden og varighed
den særlige karakter af de kemiske, fysiske eller biologiske stressfaktorer forbundet med hændelsen
vejrforhold
allerede gennemførte akutte foranstaltninger og gennemført primær eller planlagt afhjælpning.
41
Det er ikke alle ovennævnte oplysninger, der vil være relevante for alle hændelser. Det er derfor vigtigt, at
analytikerne vurderer, hvilke former for foreløbige oplysninger der er nødvendige for at beskrive den specifikke
hændelse nøjagtigt.
I tabel 3.1 anføres en række eksempler på hændelser, der kan forvolde skade på ressourcer omfattet af
miljøansvarsdirektivet.
Tabel 3.1: Eksempler på hændelser, der kan forvolde skade som defineret i miljøansvarsdirektivet
Typer hændelser, der kan forvolde skade på naturtyper og arter
Direkte fjernelse af beskyttede naturtyper og arter
Bevidst jagt og drab af beskyttede arter
Forstyrrende operationelle aktiviteter (f.eks. for mange fritidsaktiviteter)
Kemisk forurening
Fysisk skade
Forstyrrende operationelle aktiviteter, f.eks. bygge- og nedrivningsprojekter eller for mange fritidsaktiviteter
Nedrivning af bygninger, der resulterer i støj og rystelser
Mikrobiel forurening fra f.eks. dårlig landbrugspraksis, der medfører udledning af råt ubehandlet spildevand
fra dyr til jorden, der spredes til grundvand og overfladevand, eller direkte udledning til overfladevand til
skade for akvatiske beskyttede arter og naturtyper
Typer hændelser, der kan forvolde skade på vand
Udsivning af staldgødning til et vandområde (i forbindelse med en sådan hændelse skal det undersøges, om
der er tale om en aktivitet omfattet af bilag III, samt om medlemsstaten har udelukket spildevandsslam fra
bilag III-aktiviteterne)
Indvinding af vand, som forårsager ændringer af et vandområdes tilstand
Udledning fra et fabriksanlæg, som spildevandsrensningsanlæg ikke har kapacitet til at behandle, og som
således forurener vandområdet
En lastbil eller jernbanetankvogn med kemikalier, der udleder kemikalier (f.eks. som følge af en ulykke)
Opdæmning af overfladevand uden behørig vurdering og tilladelse, som medfører fysiske ændringer i
vandmiljøet – sedimentopbygning, sedimentaflejring på beskyttede skaldyr, vandrende fiskearter afskåret
fra ynglepladser
Indtrængning af salt i grundvand (f.eks. på grund af for stor indvinding over lange perioder)
Spild af kemikalier eller petroleum fra oplagring, behandling og transportanlæg under og over
jordoverfladen, som medfører skader i forhold til grundvand og overfladevand
Typer hændelser, der kan forvolde skade på jord
Hændelser, der forvolder skade på jord, kan omfatte skade på jord og grundvand og migration til overfladevand med
negativ virkning på menneskers sundhed som følge af:
Direkte udledning af dampe og forringelse af luftkvaliteten indendørs og udendørs
Høje koncentrationer af forurenende stoffer i jord, der kan forvolde betydelig skade gennem eksponeringsveje via dermal kontakt/direkte hudkontakt, indånding af støv, generering og indånding af damp
Indtagelse af kontaminerede fødevarer fra planter dyrket på forurenet jord eller fra kontamineret støv på fødevarer.
Indtagelse af berørt drikkevand.
42
Eksempler på hændelser, der kan forvolde skade på jord:
Jordforurening fra et stort kemisk rensningsanlæg, der berører luftkvaliteten indendørs i nærliggende
beboelsesområder.
Fejl i affaldsforbrændingsanlæggets system til rensning af røg, som medfører forurening med tungmetaller i
overfladejorden, der overskrider tærskelkriterierne, i nærliggende beboelsesområder
Uheld med kemikalieudslip fra områder, hvor der foregår oplagring, håndtering og produktion, og spredning af gasser til indendørsmiljøer og gennem grunden, spredning af kemikalier langs rør til jord og spredning til grundvand
Overlagt, ulovlig affaldsbortskaffelse på eller i jorden, som medfører gasudvikling og spredning til nærliggende beboelsesområder og kemisk forurening af grundvand anvendt som drikkevand og overfaldevand anvendt som badevand
Nedlukning af et anlæg, som medfører uheld i form af udsivning af olieprodukter eller kemikalier til jord og grundvand
Nedrivning af bygninger, der resulterer i brud på kasserede rør og beholdere med restkoncentrationer af
olieprodukter eller kemikalier, der således udledes til jord og grundvand.
Boks 3.1: Overblik over hændelsen i casestudiet: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Den 22. februar 2011 udbrød en voldsom vinterregnstorm i K Valley (et hypotetisk sted), hvor der lå en dæmning til
deponering af mineaffald. Regnen smeltede sneen i dalen, hvilket i sidste ende forårsagede et dæmningsbrud. På
grund af dette brud flød mineaffald ud i K-vandløbet. Selv om nødpersonale blev sendt til dæmningsområdet inden
for en dag, var mange tusinde tons mineaffald strømmet ud i K-vandløbet og herefter strømmet mindst 10 km ned til
et stort beskyttet vådområde dannet ved sammenløbet med et andet vandløb. Det så ud til, at størstedelen af
mineaffaldet blev aflejret i vådområdet, selv om mineaffaldsstoffer potentielt fortsat blev transporteret nedstrøms i
vandløbssystemet. Anlægsoperatøren gav straks de relevante myndigheder meddelelse om hændelsen. Beboere
længere nede ad vandløbet underrettede ligeledes myndighederne og gav udtryk for bekymringer over
vandkvaliteten og fiskeriet.
I ugerne efter dæmningsbruddet blev der foretaget en foreløbig vurdering af hændelsen. Under den foreløbige
vurdering blev følgende konstateret:
Med hensyn til tidspunktet for hændelsens indtræden og varighed blev det vurderet, at der var tale om én
enkelt udledning af mineaffald af kort varighed (under to dage), men at det udledte affald imidlertid ville
udgøre en miljøfare i lang tid.
Mineaffaldet indeholdt meget høje koncentrationer af bestemte tungmetaller (f.eks. kopper, zink og
cadmium) og var noget syreholdigt (pH på ca. 4).
Som følge af det kraftige regnskyl og den smeltende sne var strømningen i vandløbet meget høj i forhold til
normale vinterstrømme.
Akutte foranstaltninger truffet på anlægget betød, at affaldsdæmningen blev repareret hurtigt. Alle
mineralbearbejdningsaktiviteter var blevet indstillet i reparationsperioden. Der blev ikke truffet akutte
foranstaltninger i forhold til vandløbet eller vådområdet.
Der blev taget en række fotografier, som dokumenterede hændelsen, og anlægget udtog flere stikprøver af
vandet i flodløbet 10 km opstrøms vådområdet. Der blev ikke udtaget prøver i vådområdet eller i vandløbet
nedstrøms vådområdet.
Der var udokumenterede forlydender om, at der var blevet set havørredådsler langs bredderne. Der blev
43
imidlertid ikke foretaget en systematisk stikprøveudtagning af biota.
Der blev indhentet oplysninger om vandkvaliteten i vandløbet inden hændelsen. Disse oplysninger var
imidlertid meget begrænsede. Der blev ikke fundet biologiske oplysninger om de berørte
vandløbsstrækninger. Der var imidlertid blevet udarbejdet en detaljeret oversigt og et detaljeret kort over
vådområdet, og det var tidligere blevet identificeret som et særligt bevaringsværdigt vådområde.
3.2 Foreløbig identifikation og beskrivelse af berørte lokaliteter, miljøer, naturtyper og
arter
Arbejdet i denne fase vil gøre det nemmere at identificere de ressourcer, som med størst sandsynlighed er blevet
berørt eller risikerer at blive berørt af hændelsen. Det kan være nødvendigt at vurdere den potentielle knaphed på
ressourcer eller naturtyper, den lokale eller regionale betydning og potentielt berørte arters bevaringsstatus, udsatte
naturtyper samt andre lokale eller regionale faktorer, der kan øge eller mindske sandsynligheden for eller omfanget
af skade.
Skridt i den foreløbige vurdering kan omfatte et besøg på lokaliteten, gennemgang af litteraturen, databaser og
internetkilder for at finde oplysninger vedrørende ressourcer, der (potentielt) er i fare, og fastlæggelse af de berørte
ressourcers hidtidige tilstand med hensyn til økologiske, biologiske og fysiske egenskaber. Der kan rettes
henvendelse til eksperter for at få yderligere oplysninger. Ressourceforvaltere har f.eks. ofte ikke offentliggjorte
oplysninger, som kan anvendes til at karakterisere den hidtidige tilstand og identificere potentielt berørte
ressourcer. Typer oplysninger, som kan anvendes til at identificere berørte lokaliteter, miljøer, naturtyper og arter
omfatter:
identifikation af potentielt eksponerede eller berørte ressourcer og udnyttelsesmuligheder (herunder
økologiske udnyttelsesmuligheder og udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker)
identifikation og optælling af besøgende berørt af hændelsen eller udledningen
oplysninger om de berørte naturressourcers fysiske, biologiske eller kemiske kvalitet.
Dette trin vil gøre det nemmere for den kompetente myndighed at vurdere gennemførligheden, mulighederne for og
detaljeringsgraden af en eventuel vurdering. Denne foreløbige identifikation bør omfatte:
en vurdering af de tilgængelige typer oplysninger
kvaliteten og mængden af disse oplysninger
oplysningernes tidsmæssige og rumlige dækning
eventuelle tilgængelige oplysninger om den hidtidige tilstand
andre oplysninger af relevans for identifikationen og beskrivelsen af berørte ressourcer og
udnyttelsesmuligheder
oplysninger af relevans for fastlæggelse af omfanget og udstrækningen af skade på lokaliteter, miljøer,
naturtyper, arter, funktioner og udnyttelsesmuligheder.
44
Boks 3.2: Foreløbig identifikation og beskrivelse af berørte lokaliteter, miljøer, naturtyper og arter: "Brud på
dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Der blev foretaget en foreløbig identifikation af potentielt berørte ressourcer baseret på samtaler med kompetente lokale ressourceforvaltere og en gennemgang af offentliggjorte oplysninger om denne og tilsvarende lokaliteter og indledt drøftelser med anlægsoperatøren, aflagt besøg på lokaliteten og taget fotografier. De potentielt berørte ressourcer omfattede følgende:
vandkvalitet i vandløbet og vådområdet
sedimentkvalitet i vandløbet og vådområdet
vandløbs- og vådområdenaturtyper
akvatiske biota, navnlig havørred og akvatiske invertebrater
vådområdevegetation
små pattedyr og trækfugle, der potentielt anvender vådområdenaturtyper i sommermånederne. Potentielt berørte lokaliteter omfattede 10 km opstrøms K-vandløbet, vådområdet og en ukendt strækning af
vandløbet nedstrøms vådområdet.
3.3 Foreløbig identifikation af art, omfang og rumlig og tidsmæssig udstrækning af
indtrufne eller forventede miljøskader
Dette trin i den foreløbige vurdering kan omfatte direkte observationer (f.eks. fysiske virkninger, fiskedød, kemisk
glans osv.), beskrivelser af analoge situationer, hvor skaden er blevet karakteriseret, litteratursammenfatninger,
sammenligninger af kemiske koncentrationer med toksicitetstærskler og enkel modellering. Følgende spørgsmål bør
besvares i forbindelse med den foreløbige vurdering:
Er ressourcer blevet eksponeret for miljømæssige stressfaktorer på grund af hændelsen?
Hvilke naturtyper, samfund og arter er sandsynligvis udsat for den største risiko?
Er der direkte dokumentation for skade (f.eks. fiskedød)?
Hvad er arten af den potentielle skade (f.eks. dødelighed, tab af naturtype, reduktion af bestande,
kontaminering, som begrænser naturtypernes produktionskapacitet)?
Hvor rumligt udbredt er de potentielle skader?
Hvor længe kan skaden bestå?
Er det sandsynligt, at skaden består (efter primær afhjælpning)?
Nogle af de typer oplysninger, som kan være nyttige i denne forbindelse, omfatter:
oplysninger om samfundsøkologi af relevans for potentialet for overførsel i fødekæden
kortlægning, sporing, video og fotografier/billeder (på jorden og luft- og satellitfotos, hvis det er relevant) af
hændelse, udledning eller spild
prøver af materialer, der kan sprede sig, gå i opløsning, blive nedbrudt, denatureret eller fortyndet
underbyggende miljødata (f.eks. temperatur, vandstrømme, pH, opløst iltindhold, strømme, tidevand og
andre potentielle transportvektorer)
samling af ådsler eller data vedrørende forbigående indvirkning på ressourcer
noter om søgning efter ådsler
45
anvendte teknikker og procedurer for indsamling af efemeriske oplysninger
eventuelle tilgængelige oplysninger om den hidtidige tilstand.
Den foreløbige vurdering af skadede udnyttelsesmuligheder bør omfatte en vurdering af alle økosystemtjenester,
herunder både af brugs- og ikke-brugsrelaterede værdier. Tabel 3.2 indeholder en række eksempler på
økosystemtjenester.
Eksisterende fortegnelser over fritidsbrug, besøg og brugerstatistikker og andre potentielt berørte
befolkningsgrupper bør undersøges. Demografiske fortegnelser eller kort, særlige kulturelle anvendelser af
ressourcer og nærmere oplysninger om anvendelsesmåden kan ligeledes være relevante.
Det bør overvejes at identificere potentielt berørte økologiske funktioner og potentielt berørte arters, samfunds,
naturtypers og landskabers økologi og biologi. Eksempler på sådanne økologiske tjenester kan omfatte:
udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen
opretholdelse af bestandsudvikling, herunder reproduktionsevne, beskyttelse af kritiske livsfaser, opretholdelse
af nødvendig reproduktion, yngelpleje, indsamling af føde, refugier eller af andre udsatte naturtyper
anvendelser af områder som migrationskorridorer for arter
anvendelser af områder som stopover-levesteder under migration
fødevarekæder og næringsstofkredsløbsprocesser, der leverer energi til opretholdelse af bestande, naturtyper,
samfund og landskaber
bevarelse af biodiversiteten (herunder på individuelt [f.eks. genetisk] arts-, bestands- og naturtypeniveau og
samfundenes sammensætning
landskabsdynamik (f.eks. udkantsvirkninger, landskabsheterogenitet, termiske egenskaber)
vådområders eller bredzoners assimilationskapacitet til at dæmpe forurenende stoffer og erosionsenergi
afvandingsområders evne til at regulere vandkvaliteten.
Tabel 3.2: Eksempler på ressourcekategorier og potentiel hidtidig tilstand eller skadede
udnyttelsesmuligheder
Potentielt skadet ressource
Eksempler på økosystemtjenester (der redegøres nærmere for økosystemtjenester i bilaget om økonomisk værdisætning)
Forsynende tjenester: produkter fra økosystemer Regulerende tjenester: goder opnået ved regulering af økosystemprocesser Understøttende tjenester: tjenester, som er nødvendige for produktionen af alle andre økosystemtjenester Kulturelle tjenester: ikke-materielle goder, som mennesket får fra økosystemer gennem spirituel berigelse, kognitiv udvikling, refleksion, rekreation og æstetik
Grundvand Forsynende: drikkevand Regulerende: bidrag til overfladevand Understøttende: assimilationskapaciteta)
Overfladevand Forsynende: drikkevand, rekreation, fødevarer som fisk Regulerende: styring af farer for oversvømmelse, vandfiltrering, assimilationskapacitet Understøttende: næringsstofkredsløb Kulturelle: rekreation i, på eller langs overfladevand, visuel herlighedsværdi
Sedimenter Forsynende: levested, ly, foder Regulerende: assimilationskapacitet
46
Jord Forsynende: fødevarer, levested, mineraler Regulerende: erosionsbekæmpelse, assimilationskapacitet, klima Understøttende: næringsstofkredsløb
Akvatiske biota Forsynende: fødevarer Understøttende: bytte for andre organismer Kulturelle: rekreation, f.eks. lystfiskeri
Landressourcer Forsynende: fødevarer, jordbundsdannelse Regulerende: klima, bestøvning, erosionsbekæmpelse Understøttende: levested, ly, foder Kulturelle: rekreation, f.eks. vandring
a. F.eks. en ressources evne til at absorbere lave niveauer af forurenende stoffer uden at forårsage skadelige virkninger.
Under indsamlingen af oplysninger om potentielt berørte udnyttelsesmuligheder, bør analytikerne være
opmærksom på, om der er få eller mange udnyttelsesmuligheder, på deres regionale betydning for mennesker eller
for økosystemet og på potentielle fremtidige trusler mod området eller ressourcer med tilsvarende
udnyttelsesmuligheder
Boks 3.3: Foreløbig vurdering af udnyttelsesmuligheder: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K
Valley"
Det blev besluttet at inkludere følgende potentielt berørte udnyttelsesmuligheder forbundet med de konstaterede og sandsynlige skader på naturressourcer:
udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af vandløbs- og vådområdenaturtyper
andre økologiske udnyttelsesmuligheder forbundet med de berørte naturtyper og biota
lystfiskeri og forbrug af fiskevarer
eksistensværdier Beboerne i nærområdet bruger ikke vandløbet til drikkevand, og dalens morfologi begrænser i vid udstrækning mængden af alluvialt grundvand. Udnyttelsesmulighederne i relation til grundvandet og som drikkevand blev derfor ikke anset for at være i fare.
3.4 Foreløbig identifikation af sociale, økonomiske og grænseoverskridende aspekter
Hvis der er bekymringer over tab af udnyttelsesmuligheder i relation til miljømæssig retfærdighed eller sociale
udnyttelsesmuligheder, kan det blive nødvendigt at indhente eksisterende oplysninger, som karakteriserer det
sociale og økonomiske landskab i det pågældende område. Hvis virkningerne af hændelsen overskrider nationale
jurisdiktioner, kan gældende love og bestemmelser, retningslinjer og krav være forskellige i det pågældende område.
De underliggende sociale, økonomiske og politiske faktorer, der påvirker anvendelsen og forvaltningen af ressourcer
og udnyttelsesmulighederne kan ligeledes variere. Hvis virkningerne af hændelsen overskrider uofficielle, men
anerkendte sociale eller økonomiske geografiske grænser, kan tabene af udnyttelsesmuligheder ligeledes variere
som en funktion af disse grænser og i forhold til udbredelsen af forurenende stoffer og fysiske stressfaktorer.
Boks 3.4: Sociale, økonomiske og grænseoverskridende aspekter: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i
K Valley"
Der blev ikke identificeret nogen sociale, økonomiske eller grænseoverskridende aspekter for lokaliteten. Selv om
47
der findes lystfiskeri af havørred i K-vandløbet, anses dette fiskeri ikke for at være af særlig økonomisk betydning.
Selv om forskellige interessentgrupper potentielt blev berørt af hændelsen – herunder lokale beboere, fritidsfiskere,
fritidsbrugere og forskellige parter, der er bekymret over miljøkvaliteten i regionen – bliver disse aktørinteresser ikke
anset for at berettige inddragelsen af særlige sociale aspekter i vurderingen af skaden.
3.5 Gevinster ved primære afhjælpende foranstaltninger
Hovenformålet med afhjælpning er altid afhjælpning med henblik på retablering af den hidtidige tilstand ved at
eliminere den skadelige ændring, som skaden har forvoldt. Primær afhjælpning omfatter foranstaltninger som
fjernelse af det forurenende stof eller den skadevoldende struktur fra miljøet såvel som andre foranstaltninger som
beplantninger og udsætning (f.eks. af fisk), konstruktion af fisketrapper, begrænsning af arealanvendelsen eller
overvågning af miljøets tilstand.
Naturlig retablering kan betragtes som et eksempel på primær afhjælpning. Naturlig retablering betyder imidlertid
normalt ikke, at der ikke træffes foranstaltninger. Det omfatter ofte andre administrative foranstaltninger såsom
overvågning eller begrænsning af arealanvendelsen.
I tilfælde af skade på beskyttede arter og naturtyper er primær afhjælpning foranstaltninger, der genopretter en
beskyttet arts skadede levested eller en skadet naturtype, herunder navnlig støtte til naturlig retablering gennem
skovforvaltning, jordbearbejdning og tilplantning med træer. I tilfælde af vandforurening kan afhjælpende
foranstaltninger omfatte foranstaltninger, der forebygger yderligere kemisk skade, eller metoder, der genopretter et
vandområde, såsom ilttilsætning og opmudring.
Den primære afhjælpende foranstaltning, der fører naturressourcen tættest på den hidtidige tilstand hurtigst muligt,
er ikke altid den bedste eller mest omkostningseffektive løsning. I så fald giver lovgivningen myndighederne
mulighed for at vælge alternative foranstaltninger. Disse alternative foranstaltninger kan vælges, hvis der også
træffes supplerende og kompenserende afhjælpende foranstaltninger. Dette er f.eks. muligt, hvis tilsvarende
naturressourcer og udnyttelsesmuligheder kan tilvejebringes uden for det berørte område med lavere
omkostninger.
Der kan bl.a. træffes følgende former for afhjælpende foranstaltninger:
Fremskyndelse af genopretningen af den hidtidige tilstand (i stedet for blot at mindske risiciene for menneskers
sundhed og miljøet), f.eks. ved at genetablere:
o Mængden og kvaliteten af den overfladevandstrøm, der var før hændelsens indtræden
o Den hidtidige tilstand for vegetationssamfundets sammensætning og struktur
o Komponenter, der indgår i den fødekæde, der er grundlaget for bestande af fisk og vilde dyr. Det kan
f.eks. være hvirvelløse dyr, som er fødekilde for insektædende fisk og dyr, og små pattedyr, som er
fødekilde for rovfugle og rovdyr
o Det fysiske levested, som muligvis er i en forringet tilstand på grund af skader forvoldt af hændelsen.
Genetablering af adgang til de rekreative tjenester, som tidligere fandtes på den skadede lokalitet
Genetablering af adgang til kommercielle aktiviteter udøvet på grundlag af ressourcerne.
Yderligere primære afhjælpende foranstaltninger, der kan træffes for at retablere økosystemtjenester, kan omfatte
følgende (disse er blot nogle eksempler for alle typer skade):
48
Genoprettelse af topografien og genbeplantning for at fremskynde den naturlige retablering efter
forstyrrelser i forbindelse med primære afhjælpende foranstaltninger
Forbedring af akvatiske naturtyper gennem plantning af vegetation i randzoner eller bearbejdning af vand i
vandløb for at retablere systemet til dets hidtidige fysiske tilstand, eller endnu bedre, efter primære
afhjælpende foranstaltninger.
De forventede gevinster ved alle primære afhjælpende foranstaltninger, der træffes, bør vurderes. Der kan være en
række forskellige gevinster ved primær afhjælpning, herunder:
begrænsning af det skadede fysiske areal
reduktion af antallet af skadede arter, naturtyper eller udnyttelsesmuligheder
reduktion af skadens omfang
reduktion af den tid, det tager at føre arter, naturtyper eller udnyttelsesmuligheder tilbage til deres hidtidige
tilstand.
Disse forskellige potentielle gevinster kan indgå i vurderingen af behovet for supplerende eller kompenserende
afhjælpning. Ved vurderingen af de potentielle gevinster ved primær afhjælpning bør der tages hensyn til eventuelle
sekundære eller indirekte skader som følge af primære afhjælpende foranstaltninger. Typer sekundære skader kan
omfatte:
yderligere tab af naturtyper som følge af bygning af adgangsveje eller -punkter og midlertidig infrastruktur
yderligere fysisk fjernelse af naturtyper i forbindelse med akutte foranstaltninger
yderligere fysiske forstyrrelser af naturtyper eller udnyttelsesmuligheder i forbindelse med akutte foranstaltninger.
Af eksempler kan nævnes:
bygning af adgangsveje for tungt udstyr til fjernelse af udledt materiale
fysisk fjernelse af naturtyper såsom vådområder under oprensningsprocessen for at begrænse arternes
eksponering for udledt materiale på længere sigt
fysisk agitation af flodlejer for at frigive indesluttet materiale
lukning af det rekreative adgangspunkt for at få adgang til oprensning.
3.6 Foreløbig planlægning af kompenserende og supplerende afhjælpning
Efter en gennemgang af potentielle gevinster ved primær afhjælpning kan der foretages en vurdering af behovet for
supplerende og kompenserende afhjælpning. Følgende to spørgsmål vil gøre det lettere at vurdere, hvilken type
supplerende og kompenserende afhjælpning, der er behov for:
(i) Var den gennemførte primære afhjælpning tilstrækkelig omfattende (til at føre
ressourcen/udnyttelsesmuligheden tilbage til den hidtidige tilstand)?
(ii) Vil primær afhjælpning genoprette den hidtidige tilstand hurtigt?
Det er ikke altid muligt eller forsvarligt at iværksætte primær afhjælpning. Hvis forholdene på den skadede lokalitet
49
er til fare for menneskers sundhed og sikkerhed, vil visse primære afhjælpende foranstaltninger muligvis blive anset
for at være uacceptable. Hvis det ikke er sandsynligt, at primære afhjælpende foranstaltninger indebærer en
betydelig miljøgevinst, eller hvis de foranstaltninger, der kan træffes, sandsynligvis vil resultere i en betydelig
yderligere skade, er det muligvis heller ikke hensigtsmæssigt at iværksætte primær afhjælpning.
Hvis det besluttes at træffe primære afhjælpende foranstaltninger, kan karakteren af disse foranstaltninger
eventuelt skræddersyes for at fremme retableringen af skadede ressourcer til deres hidtidige tilstand.
Hvis en hurtig primær afhjælpning kan fjerne farer for folkesundheden og velfærden og miljøet og ligeledes kan føre
ressourcer hurtigt tilbage til deres hidtidige tilstand, er der muligvis ikke behov for yderligere supplerende eller
kompenserende afhjælpning.
Hvis det står klart, at omkostningerne (f.eks. økonomiske) ved vurdering af den marginale gevinst ved yderligere
afhjælpning (på grundlag af en ækvivalensvurdering), vil overstige gevinsten ved yderligere afhjælpning, bør det
hurtigt besluttes, om der er behov for en yderligere vurdering af skade og afhjælpning.
Når der er blevet truffet primære afhjælpende foranstaltninger (øjeblikkeligt og på mellemlangt og langt sigt), kan
følgende to spørgsmål besvares:
(iii) Er det hensigtsmæssigt og muligt at træffe supplerende eller kompenserende afhjælpende
foranstaltninger?
(iv) Hvilke metoder skal anvendes til at vurdere omfanget af kompenserende afhjælpning?
Hvis det ikke forventes, at primær afhjælpning vil retablere den hidtidige tilstand, eller at det vil tage lang tid at
retablere denne tilstand, kan der være behov for yderligere afhjælpning (enten supplerende eller kompenserende)
på en anden lokalitet. Betydningen af udtrykket "langt sigt" er ikke defineret i miljøansvarsdirektivet, og det er ikke
muligt at definere det på ensartet vis videnskabeligt. For nogle arter eller naturtyper, og navnlig i forbindelse med
ødelæggende hændelser, kan nogle få dage være for lang tid. I forbindelse med andre ressourcer/hændelser kan det
betragtes som tilfredsstillende, selv om det tager flere måneder eller år at retablere den hidtidige tilstand.
Definitionen og valget afhænger af den konkrete sag.
Denne situation kan opstå, når:
primær afhjælpning, selv om den har til formål at retablere den hidtidige tilstand, først vil blive iværksat på
et senere tidspunkt
primær afhjælpning, selv om den har til formål at retablere den hidtidige tilstand, omfatter foranstaltninger,
der tager lang tid at gennemføre
primær afhjælpning, selv om den har til formål at retablere den hidtidige tilstand, indebærer en langvarig
retableringsperiode
primær afhjælpning ikke vil resultere i en fuldstændig retablering af ressourcer/udnyttelsesmuligheder til
den hidtidige tilstand.
I disse tilfælde kan der være behov for kompenserende afhjælpning for at opveje de midlertidige tab, som indtræder
fra tidspunktet for hændelsens indtræden til tidspunktet for retablering af den hidtidige tilstand. I sidstnævnte
situation er der desuden behov for supplerende afhjælpning for at kompensere for forskellen mellem lokalitetens
tilstand efter afslutningen af den primære afhjælpning og den hidtidige tilstand.
50
I praksis kan de afhjælpningsprojekter, der gennemføres for at supplere og kompensere, ofte være de samme,
navnlig hvis de udnyttelsesmuligheder, der skal erstattes, er ens. I boks 3.5 anføres de spørgsmål, som bør besvares i
forbindelse med vurderingen af behovet for supplerende eller kompenserende afhjælpning.
Boks 3.5: Planlægning af afhjælpningsprojekt
Foretag en foreløbig vurdering
Er den primære afhjælpning tilstrækkelig?
Er der muligheder for supplerende og kompenserende afhjælpning, som sikrer ressourcer eller udnyttelsesmuligheder, der i tilstrækkelig grad svarer til de tabte ressourcer og udnyttelsesmuligheder, og som skaber grundlag for at foretage en ækvivalensvurdering?
Hvis man ved dette, er det da muligt at identificere de udvekslingsenheder og metrikker, som vil blive anvendt? Det ville muliggøre en tidlig indsamling af oplysninger.
Hvilke oplysninger er tilgængelige om de vigtigste receptorer, påvirkningens sandsynlige omfang, retableringsperioden, rimelige afhjælpningsalternativer og omkostninger?
Hvilke yderligere oplysninger indsamles i forbindelse med den akutte og primære afhjælpning, som kan anvendes til at vurdere behovet for supplerende eller kompenserende afhjælpning?
Udarbejd en tidsplan:
Hvornår vil der foreligge yderligere oplysninger?
Hvornår skal vurderingen være færdig?
Hvornår er der behov for de kritiske input?
Identificér ressourcer:
Hvem skal foretage vurderingen – operatør, kompetent myndighed, konsulenter?
Hvilke færdigheder og hvilken ekspertise er der brug for?
Hvor meget input og hvor detaljerede oplysninger kan der med rimelig anmodes om henset til skadens omfang og de sandsynlige muligheder for afhjælpning?
Identificér behov for yderligere oplysninger
Hvilke yderligere oplysninger vil der blive behov for i forbindelse med vurdering af skaden og mulighederne for afhjælpning?
Hvor mange tilgængelige oplysninger er baseret på vurderingen af skaden og andre kilder?
Hvilke modeller eller software er der behov for i forbindelse med vurdering af skaden og afhjælpende foranstaltninger?
Overvej at inddrage interessenter:
Er der en bredere gruppe af interessenter, der skal informeres, eller hvis bidrag vil være nyttigt?
Hvilke foranstaltninger skal der træffes for at koordinere deres input eller kommunikere med dem?
Kilde: Britisk uddybende vejledning (2009).
Når det er blevet besluttet, at der er behov for kompenserende afhjælpning, bør vurderingen af de passende
kompenserende afhjælpende foranstaltninger evalueres. I boks 3.6 angives forskellige ækvivalensmetoder til
vurdering af kompenserende afhjælpning i rangorden
51
Ækvivalensvurderingsmetoder anvendes til at vurdere typen og omfanget af ressourcer og udnyttelsesmuligheder,
der er gået tabt over tid som følge af miljøskade, og typen og omfanget af supplerende og kompenserende
afhjælpende foranstaltninger, der er behov for med henblik på at opveje tabet. Ved ækvivalensvurderinger tages der
hensyn til den kemiske, fysiske, biologiske og undertiden sociale og økonomiske karakter af en miljøskade og
mulighederne for afhjælpende foranstaltninger.
En række typer ækvivalensvurderinger kan anvendes i forbindelse med sager omfattet af miljøansvarsdirektivet.
Afhængigt af den valgte type vurdering kan tab og ønskede gevinster ved afhjælpning udtrykkes i forskellige enheder
(eller metrikker):
Sammenligning af naturressource med naturressource (ressourceækvivalensvurdering), hvor tab som følge af
skade og gevinster ved afhjælpning udtrykkes i ressourceenheder (f.eks. antal fisk eller fugle eller liter
grundvand)
Sammenligning af udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed (naturtypeækvivalensvurdering), hvor tab
som følge af skade og gevinster ved afhjælpning udtrykkes i naturtype og opvejes af afhjælpning af tilsvarende
naturtype (såsom habitatområdet (f.eks. vådland), og de udnyttelsesmuligheder (i %), der er gået tabt som følge
af den skadevoldende hændelse)
Sammenligning af værdi med værdi (værdiækvivalensvurdering), hvor debet og kredit opgøres i økonomisk
værdi (sammenligning af værdi med værdi). Når det er muligt at anslå skadens økonomiske værdi, men ikke er
muligt at anslå den økonomiske værdi af gevinsterne ved afhjælpning, kan budgettet (omkostningerne) til
afhjælpning sættes til et beløb svarende til skadens værdi (sammenligning af værdi med omkostninger).
Anvendelsen af penge som en metrik betyder ikke, at økonomisk kompensation er tilstrækkelig. I henhold til
principperne i miljøansvarsdirektivet skal skadede ressourcer og udnyttelsesmuligheder afhjælpes.
Boks 3.6: Foretrukne ækvivalensvurderingsmetoder i rangorden, jf. bilag II til miljøansvarsdirektivet
Følgende fastslås i miljøansvarsdirektivet:
Ved fastlæggelse af niveauet for supplerende og kompenserende afhjælpende foranstaltninger skal
anvendelsen af ækvivalensvurderingsmetoder, hvor naturressource sammenlignes med naturressource og
udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed, overvejes først. I henhold til disse metoder skal
foranstaltninger, der resulterer i naturressourcer og udnyttelsesmuligheder af samme art, kvalitet og
kvantitet som de skadede, overvejes først. Hvis dette ikke er muligt, skal der tilvejebringes alternative
naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder. F.eks. kan en kvalitetsreduktion udlignes ved en stigning i
kvantiteten af de afhjælpende foranstaltninger (punkt 1.2.2, bilag II).
Er det ikke muligt at anvende en foretrukken ækvivalensvurderingsmetode, hvor naturressource
sammenlignes med naturressource og udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed, skal alternative
vurderingsmetoder anvendes. Den kompetente myndighed kan foreskrive metoden, f.eks. økonomisk
værdisætning, med henblik på at fastslå omfanget af de nødvendige supplerende og kompenserende
afhjælpende foranstaltninger. Hvis det er muligt at værdisætte de tabte ressourcer og/eller
udnyttelsesmuligheder, men det ikke er muligt at værdisætte de erstattende naturressourcer og/eller
udnyttelsesmuligheder inden for en rimelig tidsfrist eller inden for rimelige omkostninger, kan den
kompetente myndighed vælge afhjælpende foranstaltninger, hvis omkostninger svarer til den anslåede
52
økonomiske værdi af de tabte naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder (punkt 1.2.3, bilag II).
Den i punkt 1.2.3 omhandlede økonomiske værdisætning indebærer metoder, hvor værdi sammenlignes med værdi,
hvorimod afhjælpende foranstaltninger, hvis omkostninger svarer til den anslåede økonomiske værdi af de tabte
naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder, betegnes som metoder, hvor værdi sammenlignes med
omkostninger.
Overordnet set pålægger miljøansvarsdirektivet følgende rangorden for ækvivalensmetoder til vurdering af
supplerende og kompenserende afhjælpning:
1. Sammenligning af naturressource med naturressource
2. Sammenligning af udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed
3. Sammenligning af værdi med værdi
4. Sammenligning af værdi med omkostninger.
Formålet med ækvivalensmetoder er at muliggøre en direkte sammenligning mellem skade forvoldt af en hændelse
og gevinsterne ved supplerende og kompenserende afhjælpende foranstaltninger. Ved ækvivalensvurderingen tages
højde for potentielle forskelle i:
Tid – fra skadens indtræden, indtil gevinsterne ved de afhjælpende foranstaltninger viser sig.
Skadens omfang, ofte udtrykt i enheder, sammenlignet med omfanget af gevinster ved afhjælpning, også her
udtrykt i enheder.
Type skadet ressource eller udnyttelsesmulighed og type afhjulpet ressource eller udnyttelsesmulighed.
Ækvivalensvurderingen omfatter generelt fem grundlæggende trin (for alle typer vurderinger):
Trin 1: Foreløbig vurdering. Dette trin gennemføres for at vurdere, om der skal foretages en ækvivalensvurdering, og
i så fald bestemmes vurderingens relevante omfang og indhold.
Trin 2: Vurdering og fastlæggelse af skadens omfang (debet). På dette trin identificeres de skadede ressourcer
og/eller udnyttelsesmuligheder og deres omfang fastlægges i forhold til den hidtidige tilstand. Årsagerne til skade
vurderes. Endelig vurderes gevinsterne ved primær afhjælpning, og den samlede debet kvantificeres.
Trin 3: Vurdering og kvantificering af gevinsterne ved afhjælpning (kreditter). Kreditter opgøres ved at identificere
og vurdere potentielle afhjælpende foranstaltninger og beregne gevinsterne ved gennemførelse af supplerende eller
kompenserende afhjælpningsprojekter.
Trin 4: Skalering af supplerende og kompenserende afhjælpning. Det endelige trin i ækvivalensvurderingen per se
er at fastlægge niveauet for eller omfanget af det eller de afhjælpningsprojekter, der skal gennemføres. Skaleringen
foretages for at sikre, at den diskonterede strøm af naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder fra
afhjælpningsprojekterne (kreditter) over tid svarer til den, der er tabt på det beskadigede areal (debet).
Trin 5: Overvågning og rapportering. Efter gennemførelsen af ækvivalensvurderingen og udvælgelsen og
skaleringen af afhjælpningsprojekter udarbejdes en afhjælpningsplan, hvor der redegøres for projektmål,
gennemførelsen i detaljer og tekniske og biologiske planer og design. I afhjælpningsplanen redegøres ligeledes for
53
procedurer og tidsplaner for overvågning af retableringen af ressourcer og udnyttelsesmuligheder efter
gennemførelsen og for vurdering af projektets succes (se også figur 2.2).
I en ækvivalensvurdering er debet et udtryk for omfanget af det tab, der er lidt som følge af en miljøskade. Debet er
ofte flerdimensionel, da en miljøskade kan have negative virkninger på mange arter, naturtyper,
økosystemfunktioner og menneskelige værdier. Skadens rumlige og tidsmæssige udstrækning og omfang kan
desuden variere afhængigt af målemetoden.
Ved en naturtype- eller ressourceækvivalensvurdering defineres ofte et eller flere mål for tab, der anvendes som
indikatorer for vigtige skadede ressourcer eller udnyttelsesmuligheder. Ved at vælge målene for debet (ofte kaldet
"metrikker") antages det, at afhjælpning af de valgte metrikker samtidigt vil gavne debetaspekter, som ikke blev
specifikt behandlet i ækvivalensvurderingen. Der redegøres nærmere for valg og anvendelse af metrikker i afsnit 4.
I en ækvivalensvurdering er kredit gevinsten i form af naturressourcer og udnyttelsesmuligheder ved supplerende og
kompenserende afhjælpning. Projekternes antal, type og større skaleres, således at den forventede gevinst svarer
nogenlunde til debet, når den kvantificeres ved brug af samme metrik.
Sikring af ækvivalens (skalering) mellem debet og kredit er i princippet meget enkelt:
Kvantificér tabene (samlet debet) forvoldt af skaden
Kvantificér de forventede gevinster (kreditter) pr. afhjælpningsenhed
Dividér den samlede debet med kreditterne pr. enhed for at beregne den samlede kredit (dvs. afhjælpning),
der er behov for.
I boks 3.7 anføres et enkelt casestudie, der illustrerer trinene i ækvivalensvurderingen (naturtypeækvivalens).
Boks 3.7: Et enkelt eksempel, der illustrerer trinene i ækvivalensvurderingen
Tag f.eks. en situation, hvor en operatør af en tankstation forurener grundvandet. Primær afhjælpning på lokaliteten
ville kræve fjernelse af jord under stationen med henblik på behandling og en dyr og langvarig pumpning og
behandling for at rense grundvandet nedenunder. I denne situation kan omkostningerne til primær afhjælpning
beløbe sig til over 500 000 EUR pr. hektarmeter* renset vand.
Alternativt kan det nærliggende grundvand forurenet med nitrater renses ved hjælp af bioudbedringsteknikker for
omkring 100 000 EUR pr. hektar. I denne situation kan operatøren anmode den kompetente myndighed om at give
tilladelse til bioudbedring af det nærliggende nitratforurenede grundvand i stedet for en dyr primær afhjælpning på
lokaliteten. Godkendelse af en sådan udveksling vil afhænge af en række faktorer, som den kompetente myndighed
skal tage hensyn til, f.eks. om de to grundvandsforekomster og deres udnyttelsesmuligheder er tilstrækkelig ens.
Hvis det nitratforurenede grundvand var blevet renset under alle omstændigheder, ville gevinsterne ved
oprensningen ikke skabe "yderligere" gevinster og ville således ikke kunne blive accepteret som en gevinst ved
denne afhjælpning. a)En hektarmeter grundvand er den mængde vand, der er nødvendig for at dække 1 ha jord i en dybde på 1 m.
Som anført ovenfor gives der i bilag II til miljøansvarsdirektivet udtryk for en præference for metoder, hvor
naturressource sammenlignes med naturressource og udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed, i stedet for
økonomiske værdisætningsmetoder såsom metoder, hvor værdi sammenlignes med værdi eller værdi sammenlignes
med omkostninger. Naturtype- eller ressourceækvivalensvurderinger er relevante, når:
54
der kan defineres en fælles metrik, som afspejler de skadelige virkninger på naturressourcerne eller
udnyttelsesmulighederne og gevinsterne ved afhjælpning
de skadede og afhjulpne naturtypers landskabsmæssige kontekst er tilstrækkelig ens, således at afhjælpningen
kan tilvejebringe tilsvarende naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder
der foreligger tilstrækkelige oplysninger om inputparametre for naturtype- eller
ressourceækvivalensvurderinger, eller når de er omkostningseffektive at indsamle.
Hvis disse betingelser ikke er opfyldt, vil naturtype- eller ressourceækvivalensvurderingerne muligvis ikke resultere i
en passende afhjælpning. Som med alle modeller begrænser mangel på inputdata gyldigheden af output.
I praksis er ressourcer og udnyttelsesmuligheder komplekse, og det kan være vanskeligt at forstå og kvantificere
indvirkningen af en forudset eller uforudset hændelse på arter, naturtyper og/eller økosystemfunktioner. Det kan
desuden være teknisk udfordrende at kvantificere gevinsterne ved afhjælpningsprojekter over tid. Kvantificeringen
af debet og kredit skal derfor ofte foretages af et ækvivalensvurderingsteam med ekspertise og evne til at foretage
en faglig vurdering. Et sådant team kan bestå af biologer, økologer, toksikologer, kemikere, hydrologer,
rekreationsleder og andre miljøeksperter samt økonomer og advokater.
Når afhjælpning af de samme eller tilsvarende naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder ikke er teknisk muligt
(f.eks. hvis der ikke findes naturtyper eller organismer af tilsvarende type og kvalitet), ikke er hensigtsmæssig (f.eks.
hvis en forbedring af en naturtype eller en forøgelse af antallet af organismer i nærheden vil øge vildbestandens
eksponering for giftige stoffer), eller når afhjælpningen er alt for dyr, er det muligvis ikke hensigtsmæssigt at
foretage en naturtype- eller ressourceækvivalensvurdering. I disse tilfælde kan det være mest hensigtsmæssigt at
træffe kompenserende foranstaltninger, der tilvejebringer naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder af en anden
type eller kvalitet end de skadede naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder. I disse tilfælde kan økonomiske
værdisætningsmetoder såsom ovennævnte værdiækvivalensvurderinger være et bedre grundlag for udvælgelse og
skalering af afhjælpende foranstaltninger.
En værdisætningsbaseret ækvivalensmetode kan med andre ord være mere hensigtsmæssig i situationer, hvor
svaret på et eller flere af følgende spørgsmål er ja:
Skal forskellige ressourcer eller udnyttelsesmuligheder afhjælpes eller forbedres for at kompensere for
miljøskade, hvis retablering af den hidtidige tilstand ikke er mulig?
Afviger de skadede ressourcer typemæssigt fra de afhjulpne ressourcer (supplerende eller kompenserende
afhjælpning)?
Afviger de skadede ressourcer kvalitetsmæssigt fra de afhjulpne ressourcer (supplerende eller kompenserende
afhjælpning)?
Er skadens omfang så stort, at de nødvendige antagelser, hvor naturressource sammenlignes med
naturressource og udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed, ikke er begrundede?
Er vigtige udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker gået tabt som følge af skaden?
Ligger den lokalitet, hvor de afhjælpende foranstaltninger træffes, tilstrækkelig langt væk fra den skadede
lokalitet til at overveje en værdisætningsbaseret ækvivalensmetode?
I tabel 3.3 sammenfattes de vigtigste trin i skadesvurderingen og deres anvendelse i forbindelse med andre
ækvivalensmetoder.
55
Tabel 3.3: De vigtigste trin i skadesvurderingen og deres anvendelse i forbindelse med andre ækvivalensmetoder
Trin 1: Foreløbig vurdering Foreløbig vurdering af skade, tilgængelige oplysninger, muligheder for afhjælpning, vurderingens relevante omfang Identificér usikkerhedsfaktorer og antagelser og foretag en følsomhedsanalyse
Dette gælder for alle ækvivalensvurderingsmetoder Eksempler på foreløbige vurderingsaktiviteter: indsamling af data på lokaliteten om hændelsen, vurdering af omfanget og typen af berørte ressourcer og udnyttelsesmuligheder, specifikke trufne primære afhjælpende foranstaltninger
Trin 2: Vurdering og fastlæggelse af skadens omfang (debet) Vurdering af årsagerne til skade, udvælgelse af metrikken eller metrikkerne til vurdering af skade, herunder midlertidige tab, vurdering og fastlæggelse af den hidtidige tilstand, forståelse for eksponeringen for fare, de skadede ressourcers og udnyttelsesmuligheders karakteristika, vurdering af gevinsterne ved primær afhjælpning Identificér usikkerhedsfaktorer og antagelser og foretag en følsomhedsanalyse
Ved ressourceækvivalens anvendes fysiske og kvalitetsmæssige metrikker i form af ressourceenheder såsom antal fisk, skovområdeareal osv. Ved naturtypeækvivalens anvendes fysiske og kvalitetsmæssige metrikker på naturtypeniveau og ikke på det individuelle ressourceniveau (f.eks. antal hektar berørt vådområdenaturtype og tab af udnyttelsesmuligheder i procent). Ved værdiækvivalens anvendes den økonomiske værdi som en metrik. I forbindende med metoden, hvor værdi sammenlignes med omkostninger, lægges den økonomiske værdisætning af skaden til grund for budgettet til afhjælpning, og gevinsterne ved afhjælpningen vurderes således ikke direkte. I forbindende med metoden, hvor værdi sammenlignes med værdi, værdisættes såvel skaderne som gevinsterne ved afhjælpning. Det samlede behov for afhjælpning anslås ved at dividere den samlede skade (trin 2) med gevinsten ved en afhjælpningsenhed (trin 3). Dette gælder for alle ækvivalensvurderinger. Hovedreglen er, at den samlede skade (debet) og gevinst ved afhjælpning (kredit) skal udtrykkes ved brug af samme metrik. Antag f.eks. at 10 ha skov med hårdt træ går tabt som følge af en brand, der er omfattet af miljøansvarsdirektivet. En mulighed for afhjælpning ville være at tilvejebringe 2 ha skov med hårdt træ på en nærliggende lokalitet. Der er behov for fem valgmuligheder af denne type (10/2) for at sikre, at kreditterne er lig med debet.
Trin 3: Vurdering og kvantificering af gevinster ved afhjælpning (kreditter) Identifikation af afhjælpende foranstaltninger, udvælgelse af de mest egnede og gennemførlige foranstaltninger, vurdering af gevinsterne ved afhjælpning ved brug af samme metrik som i trin 2. Identificér usikkerhedsfaktorer og antagelser og foretag en følsomhedsanalyse Trin 4: Skalering af afhjælpende foranstaltninger Fastlæggelse af det samlede behov for afhjælpning, vurdering af omkostningerne til afhjælpning Identificér usikkerhedsfaktorer og antagelser og foretag en følsomhedsanalyse
56
Trin 5: Overvågning og rapportering Udarbejdelse af en afhjælpningsplan (målsætninger, design, mål) og overvågning af gennemførelsen Identificér usikkerhedsfaktorer og antagelser og foretag en følsomhedsanalyse
På dette trin er der fokus på, hvad der skal gøres efter udvælgelsen af afhjælpende foranstaltninger og indledningen af gennemførelsen. Dette trin er således ikke knyttet til den anvendte type ækvivalensvurdering. Overvågning og rapportering er imidlertid en integreret del af afhjælpningen, og dette trin er derfor inkluderet her.
57
Det kan ofte være en fortløbende proces at vælge ækvivalensmetode, debet- og kreditmetrikker og passende
afhjælpningsalternativer. Vurderingsteamet kan indledningsvis vælge en ækvivalensmetode og senere hen, når der
foreligger flere oplysninger om skadens art og mulighederne for afhjælpning, beslutte, at det er mere sandsynligt, at
en anden ækvivalensmetode gør det muligt at skalere en passende mængde eller type kredit.
Andre dele af analysen, nemlig udvælgelsen af metrik eller metrikker til kvantificering af debet og kredit og
beslutningen om troværdige, logiske og konsekvente metoder (til at beskrive tab og gevinster, forventede tab af
naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder og gevinster og hidtidig tilstand), kan ligeledes være en fortløbende
proces.
Boks 3.8: Foreløbig vurdering af afhjælpning: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Den foreløbige vurdering af afhjælpningen førte til følgende konklusioner: De akutte foranstaltninger, som anlægget traf, forhindrede fortsat udledning af mineaffald. Der kan muligvis træffes yderligere primære afhjælpende foranstaltninger i vådområdet for at fjerne aflejret mineaffald, men det vil kræve en undersøgelse for at vurdere de sandsynlige gevinster og de potentielle indirekte virkninger for vådområdet. På grund af mineaffaldets karakter vil de fremtidige virkninger sandsynligvis være så langvarige, at der vil opstå midlertidige tab inden retablering af den hidtidige tilstand. Naturtype- og/eller ressourceækvivalens er egnede metoder til at vurdere skader på berørte biota og naturtyper. Værdiækvivalens blev ikke anset for at være en egnet metode, da man mente, at virkningerne primært var økologiske og ikke økonomiske eller relateret til udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker. Det er ligeledes muligt at træffe kompenserende afhjælpende foranstaltninger med fokus på vådområder,
vandløbsnaturtyper og havørreder. Økologiske afhjælpningsprojekter med fokus på disse ressourcer er blevet
gennemført andre steder.
3.7 Beslutning om en passende vurderingsindsats
På baggrund af den foreløbige vurdering beskrevet ovenfor (herunder gevinster ved primær afhjælpning og potentiel
supplerende og kompenserende afhjælpning) kan vurderingens potentielle omfang fastlægges under hensyntagen til
opfyldelsen af en række betingelser, herunder følgende:
Der er eller kan indtræffe en hændelse omfattet af miljøansvarsdirektivet eller relaterede direktiver og/eller
medlemsstaternes rammelovgivning og bestemmelser (herunder betingelsen om "overhængende fare" som
defineret i miljøansvarsdirektivet)
Mængden og koncentrationen af udledte forurenende stoffer eller den fysiske skades omfang er tilstrækkelig
omfattende til potentielt at kunne forvolde skade på naturressourcer
Naturressourcer eller de pågældende naturressourcers udnyttelsesmuligheder er potentielt skadet
Primære afhjælpende foranstaltninger vil ikke i tilstrækkelig grad afhjælpe skaden forvoldt af hændelsen
Der er potentielle muligheder for at gennemføre supplerende og kompenserende afhjælpningsprojekter på en
anden lokalitet
Oplysninger til brug for fastlæggelse af skadens omfang og planlægning af afhjælpning og skalering er
tilgængelige, kan indsamles til en rimelig pris, kan modelleres eller kan anslås rimeligt.
58
Herefter træffes beslutning om en passende vurderingsindsats. Fastlæggelsen af den passende detaljeringsgrad er
ofte baseret på:
hændelsens alvor
skadens omfang, udstrækning og varighed
tilgængeligheden af oplysninger
mulighederne for og omkostningerne forbundet med indsamling af yderligere oplysninger
den nødvendige grad af præcision i den konkrete sag
andre faktorer, som den kompetente myndighed kan overveje.
I sager, hvor skadens rumlige og tidsmæssige udstrækning og omfang er begrænset, og hvor ressourcerne hurtigt vil
blive retableret til den hidtidige tilstand (med eller uden primær afhjælpning), kan der foretages en begrænset
ækvivalensvurdering. Sådanne begrænsede vurderinger kan være baseret på let tilgængelige oplysninger, modeller
og forenklede antagelser og formler. Hvis skaden er mere kompleks, sandsynligvis vil resultere i vedvarende negative
virkninger eller kaskadevirkninger, ikke kan afhjælpes gennem primær afhjælpning eller blot ikke kan afhjælpes
hurtigt, kan der være behov for mere detaljerede og omfattende analyser. Omfattende vurderinger kan indebære
indsamling og analyse af oplysninger, herunder udformning og gennemførelse af felt- eller laboratorieundersøgelser
for at vurdere skadens omfang eller gennemførlighedsundersøgelser for at udvælge passende afhjælpningsprojekter
eller -metoder.
Boks 3.9: Passende indsatsniveau: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
På baggrund af resultaterne af den foreløbige vurdering konkluderede den kompetente myndighed, at det var nødvendigt at foretage en fuldstændig vurdering af skaderne. Denne konklusion var baseret på følgende: Hændelsen og skaderne på naturressourcerne er omfattet af miljøansvarsdirektivet og medlemsstatens relaterede lovgivning. Skaden på vandkvaliteten, akvatiske naturtyper og biota og beskyttede vådområdenaturtyper var sandsynligvis betydelige og vedvarende. Det sandsynlige omfang af skaden på berørte ressourcer var betydeligt, og der ville ikke ske en naturlig retablering af ressourcerne inden for et kort tidsrum. De tilgængelige lokalitetsspecifikke oplysninger, herunder kemiske og biologiske oplysninger, var ikke tilstrækkelige til at fastlægge skadens omfang. Det er imidlertid muligt og realistisk at indsamle disse oplysninger. Undersøgelser, f.eks. vedrørende vandkvalitet, sedimentkvalitet, ørredbestande og vådområdets sundhed, gennemføres ofte på grundlag af veldokumenterede metoder. Primær afhjælpning vil ikke føre til en fuldstændig retablering af den hidtidige tilstand og vil ikke kompensere offentligheden for forventede fremtidige midlertidige tab. Det er muligt at træffe kompenserende foranstaltninger til afhjælpning af skader på de typer ressourcer, der er potentielt berørt af hændelsen. På grundlag af ovenstående besluttede den kompetente myndighed, at der skulle foretages en fuldstændig
vurdering, og at der i denne forbindelse skulle indsamles lokalitetsspecifikke oplysninger og udarbejdes passende
afhjælpnings- og overvågningsplaner. Det er sandsynligt, at en sådan vurdering tager omkring 1-3 år.
59
I boks 3.10 anføres et enkelt casestudie, der illustrerer trinene i ækvivalensvurderingen (naturtypeækvivalens). Der
redegøres nærmere for metoden og terminologien i afsnit 4-7 i denne håndbog.
Boks 3.10: Illustrativt eksempel, der viser trinene i ækvivalensvurderingen
Tag f.eks. en situation, hvor et vådområde er blevet skadet som følge af udledning af vand med lav pH-værdi fra et
behandlingsanlæg. Vådområdet dækker 10 ha. Vandet med lav pH-værdi forvolder indledningsvis betydelig skade, og
forskere vurderer på grundlag af mængden af plantevækst over jorden, der anses for at være en god indikator for
vådområdets sundhed, at 75 % af alt planteliv indledningsvis er gået tabt. Det forventes, at vådområdet føres tilbage
til dets hidtidige tilstand i løbet af fem år. I lyset af vådområdets karakter og i erkendelse af, at det i sidste ende vil
blive ført tilbage til dets hidtidige tilstand, blev der ikke truffet afhjælpende foranstaltninger.
På baggrund af disse oplysninger blev der foretaget en naturtypeækvivalensvurdering. I forbindelse med
naturtypeækvivalensvurderingen blev det beregnet, at det indledende tab på 75 %, der blev indhentet i løbet af fem
år, genererede en debet på 21,6 diskonterede udnyttelsesmuligheder pr. hektar pr. år eller DSHY. En DSHY er
regnskabsenheden i en naturtypeækvivalensvurdering, hvor "diskonterede" henviser til det forhold, at en
diskonteringssats, i dette tilfælde 3 %, anvendes til at justere for skadens tidshorisont. "Udnyttelsesmuligheder pr.
hektar" henviser til det forhold, at man ved en naturtypeækvivalensvurdering måler skaden på grundlag af
ændringen i "tab af udnyttelsesmuligheder" pr. hektar (indledningsvis 75 %) som følge af skaden. "Pr. år" henviser til
det forhold, at debet lægges sammen for hele tabsperioden. Der anvendes ikke en fast diskonteringssats i
ækvivalensvurderingen.
Der udformes en kompenserende afhjælpende foranstaltning på grundlag af en gennemgang af tilgængelige
oplysninger og viden om vådområder i nærheden. Det er velkendt, at der findes vådområder i nærheden, men deres
generelle sundhed kunne forbedres, hvis der blev truffet en række afhjælpende foranstaltninger. Der blev
identificeret et bestemt vådområde, hvor fjernelse af eksotiske planter ville øge områdets generelle sundhed, som
vurderet ud fra den naturlige vådområdeplantevækst over jordniveau. Det blev anslået, at plantevæksten over
jordniveau kunne øges fra 50 % til næsten 100 % i forhold til vådområdets plantevækst inden skaden. Det ville tage
to år at planlægge og gennemføre de afhjælpende foranstaltninger, og det ville herefter tage yderligere tre år at øge
plantevæksten fra 50 % til 100 %. Gevinsten eller kreditten ved at forbedre en hektar af dette vådområde er ifølge
beregningen en forøgelse af det forbedrede vådområdes forventede levetid på 15,5 DSHY.
For at opveje skaden på 21,6 DSHY i vådområdet ved afhjælpning af et nærliggende vådområde skal 21,6/15,5 =
1,4 ha skadet vådområde forbedres ved fjernelse af eksotiske planter.
Omkostningerne til afhjælpning af de 1,4 ha vådområde omfatter omkostningerne til planlægning og udformning,
godkendelse, gennemførelse, tilsyn, drift og vedligeholdelse og overvågning osv. Hvis omkostningerne rent
hypotetisk sættes til 50 000 EUR/ha, vil de samlede omkostninger til afhjælpning af skaden beløbe sig til 1,4 x 50 000
= 70 000 EUR.
*Læserne bør anvende den officielle diskonteringssats, som finder anvendelse i deres medlemsstater (den britiske
officielle sats starter f.eks. på 3,5 % og falder til 0 % over tid og anføres i HM Treasury Green Book).
60
4. VURDERING OG FASTLÆGGELSE AF SKADENS OMFANG
Dette er trin 2 i skadesvurderingen og ressourceækvivalensvurderingen (se figur 3.1). Formålet med dette trin er at
fastlægge tabet af ressourcer (eller udnyttelsesmuligheder), som skal opvejes ved hjælp af afhjælpningsprojekter.
Vurdering og fastlæggelse af skadens omfang kan indebære undersøgelser med henblik på at fastlægge
skadesårsagerne og skadens rumlige og tidsmæssige udstrækning og art. I andre tilfælde kan eksisterende
oplysninger og/eller modeller være tilstrækkelige. Skadesvurderinger bør udformes med henblik på at tilvejebringe
strengt videnskabelige oplysninger af høj kvalitet og besvare spørgsmål af relevans for ækvivalensvurderingen.
Undersøgelserne bør ikke udformes med henblik på at besvare spørgsmål af rent videnskab interesse. Analytikerne
bør imidlertid ikke være tilbageholdende med at foretage undersøgelser af en præcis videnskabelig karakter, da det
ikke er sandsynligt, at ækvivalensvurderingen vil sikre afhjælpning på et "passende" niveau uden korrekte
oplysninger om skadens omfang.
De centrale elementer i vurderingen og fastlæggelsen af miljøskadens omfang, der drøftes i resten af dette afsnit,
omfatter:
identifikation af skadede ressourcer, naturtyper og udnyttelsesmuligheder
vurdering af årsager til skade
fastlæggelse af skadens omfang (ved at sammenligne ressourceniveauet og udnyttelsesmulighedernes kvalitet
efter hændelsen med den hidtidige tilstand)
beregning af midlertidige tab og samlet debet (ved at tage højde for gevinsterne ved primær afhjælpning og tab
som følge af yderligere skade).
Casestudiet "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley" anvendes fortsat til at illustrere ovenstående
elementer.
4.1 Identificér skadede ressourcer, naturtyper og udnyttelsesmuligheder
Data og oplysninger indsamlet under den foreløbige vurdering bør gøre det nemmere at identificere potentielt
skadede ressourcer, naturtyper og udnyttelsesmuligheder. Disse oplysninger samt eventuelle yderligere indsamlede
oplysninger analyseres for at foretage et logisk og troværdigt skøn over typerne af skadede ressourcer eller
naturtyper og de udnyttelsesmuligheder, der normalt tilvejebringes af disse ressourcer eller naturtyper.
Ved identificeringen af skadede ressourcer og naturtyper bør der tages hensyn til potentielle transportveje eller
potentielle indirekte eller sekundære virkninger af en hændelse, herunder transportveje via grundvand og
overfladevand, jord, sediment og porevand, fødekæder og andre biologiske veje samt luftveje, hvor der er en
forbindelse til en identificeret forurener. Konceptuelle modeller af lokaliteten kan anvendes til at danne et
sammenhængende billede af naturtyper og økosystemer, der skal gøre det nemmere at identificere potentielt
berørte ressourcer.
Da der i den valgte ækvivalensvurderingsmetode kan være fokus på tabet af udnyttelsesmuligheder og ikke på tabet
af selve ressourcen, kan det være nødvendigt at identificere de udnyttelsesmuligheder, der normalt tilvejebringes af
den skadede ressource eller naturtype. Ved fastlæggelsen af skadens omfang bør der ikke kun være fokus på
økologiske skader og hertil knyttede tab af udnyttelsesmuligheder, men også på sociale og økonomiske faktorer
(herunder menneskelige værdier), som afhænger af de pågældende ressourcers økologiske integritet.
61
De typer oplysninger, der normalt vurderes i forbindelse med identificeringen af skadede ressourcer, naturtyper og
udnyttelsesmuligheder, omfatter:
Lokalitetens hydrologi, geologi, økologi, biokemi og særlige ressourcer – Oplysninger om tilstedeværelsen af
europæiske beskyttede arter og naturtyper som defineret i miljøansvarsdirektivet bør omfattes.
Naturtyperne er opført i bilag I til habitatdirektivet, arterne er opført i bilag II og IV til vandrammedirektivet,
og vilde fuglearter er omhandlet i artikel 4, stk. 2, eller opført i bilag I til direktivet om beskyttelse af vilde
fugle.
Vandområdetype – Det er vigtigt at indhente oplysninger om den berørte vandområdetype som defineret i
artikel 2 og miljømål som defineret i artikel 4 i vandrammedirektivet (VRD). I henhold til artikel 5 i VRD skal
hver medlemsstat sikre, at der foretages en analyse af vandområdedistriktets karakteristika, en vurdering af
menneskelige aktiviteters indvirkning på overfladevandets og grundvandets tilstand samt en økonomisk
analyse af vandanvendelsen i hvert vandområdedistrikt. Disse oplysninger indsamles i forbindelse med den
foreløbige vurdering (se afsnit 3).
Eventuel udpegning af område – Der bør henvises til internationale udpegninger af områder (f.eks. særligt
beskyttet område (SBO) under direktivet om beskyttelse af vilde fugle, særligt bevaringsområde eller
område af fællesskabsbetydning (LAF) under habitatdirektivet og vådområder af international betydning
under Ramsarkonventionen. Der bør ligeledes henvises til vigtige nationale naturbevaringsområder, hvis de
er omfattet af den nationale lovgivning til gennemførelse af miljøansvarsdirektivet.
Karakteren af de udledte kemiske forurenende stoffer og deres opførsel i miljøet eller karakteren af den
fysiske stressfaktor, hvis hændelsen forårsager fysiske forstyrrelser i miljøet.
Kemiske koncentrationer i jord, overfladevand, grundvand, biota og luft.
Baggrundskoncentrationer af de problematiske forurenende stoffer.
Transport- og eksponeringsveje.
Økosystemets fysiske karakteristika og deres sårbarhed over for hændelsen – Dette bør omfatte oplysninger
om de berørte naturtypers område eller udstrækning og om antallet af døde eller sårede dyr eller i nogle
tilfælde planter. Luftoptagelse og andre telemålingsmetoder kan anvendes til at indsamle oplysninger om en
hændelses udstrækning og omfang.
Potentielt berørte arter, naturtypeanvendelser (f.eks. anvendelse af lokaliteten til migration, som gydeplads,
til yngelpleje og indsamling af føde), vigtige trofiske interaktioner og samfundenes sammensætning.
Vigtige naturtypekarakteristika og -anvendelser og tilstand.
Geografisk placering i forhold til befolkningstætte områder.
Rekreative og andre anvendelser af ressourcer i området.
4.2 Beskrivelse af stressfaktorens karakter
I forbindelse med karakteriseringen af skaden bør der tages hensyn til skadens rumlige og tidsmæssige udstrækning
samt til skadens omfang. Dette trin bør omfatte en grundig vurdering af den pågældende stressfaktors karakter.
Biologiske stressfaktorer kan omfatte indførte biologiske agenser16 (f.eks. GMO'er, se boks 4.1), patogener og
invasive arter. Den biologiske stressfaktors karakter beskrives ud fra karakteren af dens interaktioner med
16 En biologisk stressfaktor kan være enhver begivenhed (fysisk, kemisk eller biologisk), som stresser et biologisk system, f.eks. fysiske forstyrrelser, forurening eller eksotiske arter. Biologiske agenser er organismer, som skaber stress, f.eks. eksotiske arter og GMO'er.
62
økologiske samfunds og arters hidtidige tilstand, og der skal tages højde for økologiske processer (f.eks.
næringsdynamik og nedbrydningsprocesser), samfundenes sammensætning, biologisk eller genetisk diversitet,
rovdyr/bytte-dynamikken og andre relevante aspekter.
Boks 4.1: Miljøansvarsdirektivet og genetisk modificerede organismer (GMO'er)
Udsætning i miljøet af genetisk modificerede organismer (GMO'er) kan indebære helt andre risici for miljøet end
mange af de andre aktiviteter, der er omfattet af miljøansvarsdirektivet (GeneWatch UK, 2005)17. De potentielle
negative virkninger af GMO-udsætning kan være vidtrækkende og bekostelige at afhjælpe, og der kan gå meget lang
tid, før de viser sig. Samtidig er der i øjeblikket forholdsvis begrænsede erfaringer og viden at trække på i forbindelse
med en langsigtet vurdering af de potentielle virkninger af GMO'er. De potentielle negative virkninger kan derfor
være mindre sikre og mindre forudsigelige end for andre mere "traditionelle" miljøstressfaktorer.
Det skal bemærkes, at tilgangen til GMO-risici i miljøansvarsdirektivet afviger fra tilgangen i anden EU-lovgivning om
GMO'er såsom udsætningsdirektivet (2001/18/EF), den vigtigste EU-lovgivning om anvendelse af GMO'er i Europa.
Tilgangen i miljøansvarsdirektivet er generel, og "GMO-skade" behandles ikke som en særskilt kategori. Direktivet
indfører i stedet en ordning med objektivt ansvar for miljøskader og tillader medlemsstaterne at indføre specifikke
beskyttelsesniveauer, hvis de ønsker det, bl.a. for i højere grad at tilpasse ansvarsordningen for GMO'er til
eksisterende love og bestemmelser om deres anvendelse. De nationale GMO-ansvarsordninger er vigtige, da
vurderingen af GMO-skade (og således af kompensationsniveauet) skal baseres på kravene i disse ordninger.
I beskrivelsen bør der være fokus på potentiel skade på forskellige økologiske organisationsniveauer (f.eks. individ,
population, samfund og økosystem) og på forskellige fysiologiske organisationsniveauer (f.eks. subcellulær, cellulær,
organisme og population) (boks 4.2).
Fysiske stressfaktorer kan føre til direkte tab af naturtyper, påvirke hydrologiske forhold eller arealdækketyper og
berøre vandmængden og -hastigheden, vigtige sæsonudsving i vandniveau, maksimumstemperaturen og
erosionspotentialet. En hydrologisk stressfaktor kan beskrives ud fra, om vandtilgængeligheden er for stor, for lille
eller for dårlig timet, eller ud fra en ændring af konnektiviteten til centrale hydrologiske veje.
Boks 4.2: Definition af berørte populationer og organisationsniveauer
Livet på jorden er højt organiseret, og organismerne er også højt organiserede systemer. Forskerne anerkender
forskellige biologiske organisationsniveauer fra meget lavt niveau (subatomiske partikler – atomer – molekyler) til
mellemniveau (organer – arter) og højt niveau (population – samfund– økosystem). Jo højere oppe i den biologiske
organisationspyramide, desto større er omfanget og kompleksiteten af de biologiske mønstre. Biodiversitet
(varieteten af livet på jorden) udtrykkes ofte på tre niveauer – diversiteten af økosystemer, diversiteten af arter og
diversiteten af gener.
17 GeneWatch UK (2005), Notes for DEFRA in relation to GMOs and the implementation of the Environmental Liability Directive, GeneWatch UK.
63
I modsætning til vurderinger af risici for menneskers sundhed kan der i nogle økologiske vurderinger være fokus på
fastlæggelse af risici/skader på populationsniveau. Generelt set er en population inden for biologien en gruppe af
organismer, der kan formere sig indbyrdes og indtage et bestemt område, eller antal mennesker eller andre levende
væsener i et "udpeget område". Alternativt defineres en population til tider som en gruppe af organismer af samme
art, der er "forholdsvis isoleret" fra andre af samme art. Begge definitioner giver et stort spillerum til at afgrænse
området eller til selv at fortolke begrebet "forholdsvis isoleret" Denne uklarhed gør sig også gældende for begrebet
"berørt population", som kan betragtes som den population, der lider under virkningerne af en begivenhed eller
aktivitet.
I EU henvises der i forskellige love og bestemmelser til forskellige biologiske organisationsniveauer. Ifølge en række
bestemmelser er det muligt at tage højde for skader på individuelle organismer, selv om flere elementer
understøtter vurderinger på et højere organisationsniveau. Den nationale lovgivning på dette område kan desuden
variere lidt mellem medlemsstaterne og fra EU-lovgivningen. Det er således ikke muligt at definere et generisk
organisationsniveau, hvorpå omfanget af "skaden på biodiversiteten" skal fastlægges. Det er den kompetente
myndigheds opgave at træffe afgørelse om det organisationsniveau, der skal vurderes, på grundlag af de bedst
tilgængelige videnskabelige oplysninger og metoder og under hensyntagen til den relevante retlige ramme (EU og
national/regional) og skadens og den berørte lokalitets særlige karakter.
Selv på højere organisationsniveauer er det imidlertid ofte hensigtsmæssigt og undertiden endog nødvendigt at
vurdere virkninger på lavere organisationsniveauer, da skader på disse niveauer er langt nemmere at fastlægge og
ofte kan anvendes som en reference for skader på højere biologiske organisationsniveauer. Det anbefales derfor
indledningsvist at vurdere virkningerne på et lavere niveau (f.eks. på individniveau) og herefter gå videre til højere
niveauer (populationer, samfund og økosystemer). Afhængigt af situationen kan virkninger for
individer/populationer/samfund være mere eller mindre relevante (med hensyn til beskyttet status, sjældenhed,
betydning for økosystemets integritet og udnyttelsesmuligheder osv.). Det er således nødvendigt at vurdere
betydningen af de observerede virkninger i en større økologisk og undertiden socioøkonomisk ramme.
4.3 Vurdering af eksponering
Formålet med eksponeringsvurderingen er at vurdere karakteren, tidspunktet, varigheden og lokaliteten, for så vidt
angår potentielt berørte ressourcers eller naturtypers potentielle eksponeringer for stressfaktorer forbundet med
hændelsen.
4.3.1 Karakter, tidspunkt, varighed og lokalitet
Faktorer, der skal indgå i eksponeringsvurderingen, omfatter:
Miljøeksponeringernes karakter
Eksponeringstidspunktet (f.eks. kontinuerlig eller periodisk, forbindelsen med andre miljøfaktorer såsom daglige
ændringer af koncentrationen af opløst ilt, hydrologiske faktorer, lokale tidevande, forbindelsen til biologiske
faktorer såsom migrationsadfærd og gydecyklusser)
Eksponeringsvarigheden (f.eks. akut eller kronisk, kontinuerlig eller periodisk, flere generationer)
Eksponeringslokaliteten (herunder potentielle receptorers arealanvendelse af forskellige naturtyper, lokale
fysiske, hydrologiske, biogeokemiske og økologiske faktorer, som kan påvirke eksponeringen).
64
4.3.2 Alvor
Ved karakteriseringen af omfanget eller alvoren af en eksponering bør der tages hensyn til koncentrationer af
forurenende stoffer (i tilfælde af en kemisk hændelse), omfanget af fysiske ændringer (i tilfælde af en fysisk
stressfaktor) og omfanget af den biologiske eksponering for en biologisk stressfaktor.
4.4 Vurdering af receptorer
Receptorer er de organismer, samfund, naturtyper, økosystemer og udnyttelsesmuligheder, som er eksponeret for
virkningerne af hændelsen (se også boks 4.2 ovenfor). Afhængigt af hændelsen og dens virkninger kan receptorer
beskrives på flere forskellige organisationsniveauer, lige fra suborganismiske (cellulære) endepunkter til
endepunkter på økosystemniveau. Det er muligt – eller det kan i det mindste overvejes – at anvende en række
receptorer i en ækvivalensvurdering, herunder:
suborganismiske endepunkter
individuelle biota såsom fisk, bentiske makroinvertebrater, fugle og pattedyr
populationer af biota
biologiske samfund såsom koldtvandsvandløb, nye vådområder, sumpområder og ripariske skove
naturtyper eller naturtypegrupper
landskaber
økosystemer eller økosystemprocesser
humane endepunkter.
Det er vigtigt at bemærke, at der kan være fastlagt specifikke receptorer, organisationsniveauer og endepunkter i
forskellige EU-miljødirektiver og i medlemsstaternes lovgivning.
I vurderingen af receptorer bør der være fokus på skade på forskellige økologiske organisationsniveauer (f.eks.
individ, population, samfund og økosystem) og på forskellige fysiologiske organisationsniveauer (f.eks. subcellulær,
cellulær, organisme og population). Receptoren på landskabsniveau afviger undertiden fra receptoren på et lavere
niveau. På landskabsniveau kan receptoren være mennesker (og virkningerne kan være sociale eller økonomiske
tab), hvorimod receptoren på lavere niveau kan være en fisk eller et vådområde (og virkningerne kan være død eller
ødelæggelse).
4.5 Vurdering af skade
Efter karakteriseringen af stressfaktorerne, receptorerne og deres indbyrdes forbindelser er det næste skridt i
ækvivalensvurderingen at vurdere omfanget af skaden på naturressourcer. Vurdering af skade defineres bredt som
påvisningen af en negativ ændring af en naturressources eller udnyttelsesmuligheds biologiske, kemiske eller fysiske
kvalitet. Denne brede definition giver kompetente myndigheder og analytikere en vis frihed til at definere skadens
karakteristika.
Eksempler på almindelige typer skader og tab af udnyttelsesmuligheder forbundet med en hændelse:
overfladevand
grundvand
sedimenter
jord
65
vegetation
biota
naturtyper
brugs- og ikke-brugsrelaterede værdier for mennesker.
4.5.1 Overfladevand
Overfladevand kan blive skadet, når et overfladevandområdes kemiske, hydrologiske eller fysiske tilstand er
tilstrækkelig forringet til at forårsage skadelige virkninger for akvatiske biota eller mennesker, der bruger vandet.
Skader på overfladevand kan skyldes overskridelser af:
kvalitetskrav til vand (herunder krav til biota, drikkevand, rekreative aktiviteter og landbrugsaktiviteter)
toksikologske eller strømningsrelaterede tærskelværdier
kriterier for beskyttelse af akvatiske biota
andre numeriske eller verbale kriterier til beskyttelse af mennesker og anden biota.
Skader på overfladevand kan ligeledes indebære lukning af offentlig adgang til overfladevandområder eller
begrænsninger for offentlige anvendelser (f.eks. fiskeri og svømning).
Som eksempler på tab af udnyttelsesmuligheder som følge af virkninger på overfladevand kan nævnes afbrydelse af
drikkevandsforsyninger, nedlukninger af rekreative aktiviteter (svømning, sejlture, fiskeri osv.) i et tidsrum og
negative virkninger på akvatiske biota eller naturtyper.
Yderligere tab af udnyttelsesmuligheder, der kan tages i betragtning, omfatter reduktion af vandets
assimilationskapacitet (overfladevandets evne til at absorbere lave niveauer af forurenende stoffer uden at
overskride krav eller uden negative indvirkninger), hydrologiske ændringer (herunder strømningens omfang og
tidspunkt) og det "stigma", der er forbundet med forurening. Begrebet "stigma" betyder, at folk, selv om
oprensningen er afsluttet, fortsat ikke ønsker at bruge eller besøge lokaliteten, eller at det antages, at der fortsat er
en risiko (herunder risiko for tab af økonomisk værdi), hvis oprensningen muligvis ikke har været helt effektiv eller
sikker.
4.5.2 Grundvand
Grundvand kan blive skadet, når et grundvandsmagasins18 kemiske, hydrologiske eller fysiske tilstand er tilstrækkelig
forringet til at forårsage skadelige virkninger for mennesker, der bruger vandet, eller biota eller naturtyper, der er
eksponeret for udledning i grundvandet. Skader på grundvand kan omfatte overskridelser af baggrundsniveauer,
drikkevandsstandarder eller retningslinjer, toksikologiske eller hydrologiske tærskelværdier eller kriterier for biota,
som kan blive eksponeret ved udsivningssteder eller spring eller strækninger med voksende vandføring i et vandløb
eller en bugt, eller andre numeriske eller verbale kriterier for grundvand til beskyttelse af mennesker og anden biota.
Fysiske eller hydrologiske skader kan omfatte reduktion af grundvandsmagasinets vandkapacitet, reduktion af
grundvandsmagasinets udnyttelige grundvandsressource, ændringer i forholdet mellem
grundvandsdannelse/udledning eller destruktion af et grundvandsmagasin ved komprimering eller forsegling,
således at grundvandsressourcen eller den grundvandsafhængige naturtype ikke længere er tilgængelig. Fysisk
begrænsning af adgang, når et grundvandsmagasin anvendes til andre formål, kan ligeledes skade grundvandet.
18 Et grundvandsmagasin er et undergrundslag af vandbårne permeable bjergarter eller ukonsoliderede materialer (grus, sand, silt eller ler), hvorfra grundvandet kan udvindes effektivt ved hjælp af en vandbrønd.
66
Tab af udnyttelsesmuligheder som følge af grundvandsindvirkninger kan omfatte afbrydelse af
drikkevandsforsyninger til mennesker eller husdyr, udelukkelse af muligheden for fremtidig anvendelse af et
grundvandsmagasin som en offentlig drikkevandsforsyning eller til landbrugsformål, lukning af et rekreativt område
på grund af risikoen forbundet med en grundvandsfane eller nedbrydning af naturtyper på grund af giftige stoffer i
lavt grundvand. Fysiske skader på et grundvandsmagasin kan direkte eller indirekte forårsage tilsvarende afbrydelser
af udnyttelsesmuligheder.
4.5.3 Sedimenter
Skader på sedimenter kan vurderes på grundlag af relevante retningslinjer og standarder eller ved at påvise, at
hændelsen har berørt sedimenter på en sådan måde, at de påvirker andre ressourcer negativt.
Fysiske skader på sedimenter kan omfatte erosion, begravelse eller ændringer i kornstørrelsesfordelingen. Sådanne
virkninger kan indvirke negativt på sedimenternes evne til at tilvejebringe levesteder for organismer, der lever i og af
sediment.
Tab af udnyttelsesmuligheder forbundet med skade på sedimenter kan omfatte fjernelse eller reduktion af
sedimentets evne til at tilvejebringe et levested for akvatiske biota, herunder planter, bentiske invertebrater, fisk og
sedimentædende fugle. Skader på sedimenter kan forårsage plantedød i vådområder, en reduktion af plantedækket
i vådområder eller vandmiljøet, ændringer i samfundenes sammensætning eller en forenkling af plantesamfundenes
struktur i vådområder eller vandmiljøet, der forringer kvaliteten af levesteder for vilde dyr og planter. Tab af
udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker kan omfatte mere begrænset adgang til rekreative områder eller en
forringet oplevelse i et rekreativt område.
4.5.4 Jord
Eksempler på skade på jord i beskyttede naturtyper kan være koncentrationer af kemikalier, der forårsager
toksikologiske reaktioner i jordmikroorganismer, hvirvelløse dyr, planter eller vilde dyr og planter. Fysiske skader på
jord kan omfatte erosion eller begravelse, ændringer i jordens struktur eller funktion (f.eks. vandkapacitet,
næringsstofkredsløb) eller tab af understøttende levesteder for biota.
Tab af udnyttelsesmuligheder forbundet med skade på jord kan omfatte fjernelse eller reduktion af jordens evne til
at tilvejebringe et levested for vilde dyr og planter eller husdyrgræsning. Skader på jord kan forårsage plantedød, en
reduktion af plantedækket, ændringer i samfundenes sammensætning eller en forenkling af plantesamfundenes
struktur, der forringer kvaliteten af levesteder for vilde dyr og planter eller græsarealernes kvalitet. Tab af
udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker kan omfatte mere begrænset adgang til rekreative områder, herunder
en forringet oplevelse i et rekreativt område, eller begrænset adgang til græsning eller ressourceudvinding på
offentlige arealer.
Ud over de økologiske virkninger af forurenet jord kan skader på jord bekræftes ved at fastslå, at skaderne
indebærer en risiko for menneskers sundhed. Selv om nationale love til gennemførelse af miljøansvarsdirektivet kan
indeholde strengere definitioner, dækker miljøansvarsdirektivet kun skader på jord, hvis skadernes indebærer en
risiko for menneskers sundhed. I to situationer kan ressourceækvivalens imidlertid være nødvendig, når der er eller
vil opstå skade på jord: i) når skaden ikke er begrænset til jord/arealer, men også omfatter beskyttede naturtyper og
arter eller vandmiljøet, og 2) når de primære afhjælpende foranstaltninger, der skal fjerne sundhedsrisikoen,
forvolder skade på beskyttede naturtyper eller arter eller vandmiljøet omfattet af miljøansvarsdirektivet.
67
4.5.5 Vegetation
Skader på vegetation kan omfatte reduktion af planternes dækningsgrad, diversitet, sundhed, vækstkraft,
reproduktionsevne, stabilitet eller værdi som levested. Reduktionen af den næringsmæssige værdi af plantearter
eller af deres værdi som levested for udsatte arter af vilde dyr og planter kan ligeledes forvolde skade.
Skader på vegetation skyldes normalt fysiske hændelser, hvor det kan være forholdsvis enkelt at identificere og
beskrive skaderne. Det er mere komplekst og vanskeligt at identificere skader på jord, som ændrer jordens
biogeokemi eller det tilbageværende samfunds plantesammensætning, således at det ikke længere er muligt at føre
vegetationen tilbage til dens hidtidige tilstand.
Tab af udnyttelsesmuligheder som følge af skader på vegetation omfatter en forringelse af kvaliteten af levesteder
for vilde dyr og planter, en forringelse af den fysiske stabilisering, som vegetation tilfører jorden, og en reduktion af
vegetationsdækkets termiske eller hydrologiske beskyttende egenskaber. Tab af eller skader på vegetation kan
mindske mulighederne for rekreative aktiviteter eller fornøjelser, føre til tab af fødevare- eller lægeplanter,
landskabsværdier eller ikke-brugsrelaterede værdier.
4.5.6 Biota
Endepunkter for skade kan omfatte de enkelte organismers død, populationsreduktion, ændringer i samfundenes
sammensætning, tab af understøttende levesteder og letale virkninger, som påvirker levedygtigheden af organismer
eller populationer. Subletale virkninger kan omfatte sygdom (eller kompromitterede immunsystemer),
adfærdsmæssige abnormiteter, kræft, genetiske mutationer, fysiologiske forstyrrelser (herunder
reproduktionsmæssige forstyrrelser) eller fysiske deformationer. Generelt kan resultatet af enhver stressfaktor, der
forårsager negative ændringer af den biologiske ressources levedygtighed, blive betragtet som en skade. Hvis en
stressfaktor såsom et kemisk forurenende stof forårsager, at koncentrationer i spiselige biotavæv overskrider sikre
forbrugsniveauer, kan dette også blive betragtet som en skade.
I forbindelse med akvatiske biota kan overskridelser af kriterier for vand eller sedimenter forvolde skade på fisk og
bentiske invertebrater. Vurderingen kan udbygges af en vurdering af toksikologiske tærskelværdier udledt af
litteraturen eller lokalitetsspecifikke undersøgelser.
Populationsdata kan anvendes til at vurdere, om rumlige mønstre for organismetæthed, diversitet eller
aldersstruktur er indikatorer for skade. Undersøgelse af døde fisk eller vilde dyr, obduktion, patologi og kemiske
analyser, oplysninger om reproduktion af organismer og tilgængelig litteratur kan muligvis anvendes til at vurdere
skaden. Både felt- og laboratorieundersøgelser kan anvendes til at vurdere skaden.
4.5.7 Naturtyper
Ved vurderingen af skade på naturtyper kan analytikerne sammenligne naturtypernes vigtigste egenskaber:
For terrestriske naturtyper: vegetationsdække, sammensætning, struktur, kvalitet og produktion af foder
eller termisk dække på de vurderede lokaliteter og referencelokaliteter.
For akvatiske naturtyper: karakteristisk samfundsstruktur og artssammensætning (herunder bentiske
samfund/arter), strømningsforhold, trofiske interaktioner, vandtemperatur, næringsforhold,
lysgennemtrængning, vandkvalitet og sedimentforhold.
68
For at forenkle en vurdering kan der undertiden identificeres en indikatorart for en naturtype, hvis de økologiske
plantesamfund kan påvises videnskabeligt.
4.5.8 Menneskelige værdier
Naturressourcer tilvejebringer mange udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker, der kaldes økosystemtjenester.
Tab af udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker kan skyldes skade eller fare for skade på naturressourcer og
ændringer i kvantiteten og/eller kvaliteten af ressourcernes udnyttelsesmuligheder. Tab af udnyttelsesmuligheder
kan være forbundet med faktiske eller potentielle risici19 for menneskers sundhed, tab af anvendelser (eller
potentielle anvendelser) af naturressourcer eller tab af naturressourcernes ikke-brugsrelaterede værdier (værdier,
som mennesker tillægger miljøet, der ikke er knyttet til deres anvendelser af miljøet).
Tab af udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker kan måles direkte og/eller indirekte. Direkte målinger omfatter
ændring i kvantiteten af den anvendte ressource såsom antallet af individuelle rekreative fisketure eller jagter eller
målelige stigende risici for menneskers sundhed ifølge epidemiologiske undersøgelser. Hvad angår
udnyttelsesmuligheder, der handles på egentlige markeder, anvendes oplysninger om priser og forbrugsadfærd til at
anslå økonomiske værdier. Hvad angår andre udnyttelsesmuligheder, indsamles oplysninger om værdi ved at
interviewe enkeltpersoner og observere deres adfærd. Andre udnyttelsesmuligheder anvendes imidlertid end ikke
direkte (f.eks. regulerende tjenester). Der anvendes forskellige værdisætningsmetoder til indsamling og analyse af
oplysninger, når der ikke er nogen markeder (ikke-markedsrelaterede værdier), og når udnyttelsesmulighederne ikke
anvendes direkte (se bilaget om økonomisk værdisætning for yderligere oplysninger).
4.6 Vurdering af årsager til skade
Der er en lang række stressfaktorer, der kan påvirke naturressourcer og deres udnyttelsesmuligheder. Nogle
stressfaktorer er naturlige og kan være forholdsvis konstante, periodiske eller episodiske. Andre stressfaktorer er
antropogene, men ikke forbundet med en specifik hændelse. Analytikeren bør identificere den pågældende
hændelses virkninger for at vurdere og fastlægge omfanget af skader som følge af hændelsen. Analytikeren bør
ligeledes så præcist som muligt definere årsagssammenhængen mellem hændelsen og den forvoldte skade.
Videnskabelige oplysninger fra litteraturen, logiske analyser, lokalitetsspecifikke undersøgelser og modellering og
følgeslutninger kan danne grundlag for vurderingen af årsagssammenhængen. Vurderingen af en sandsynlig eller
mulig årsagssammenhæng mellem hændelsen og ændringen af ressourcerne eller udnyttelsesmulighederne kan
blive genstand for en grundig undersøgelse. De forskere eller økonomer, der er involveret i vurderingen af
årsagssammenhængen, bør således være meget grundige og udvise åbenhed.
Vurderingen af årsagen til en bestemt skade kan involvere felt- eller laboratorieundersøgelser eller primær
forskning, hvis den kemiske, biologiske eller fysiske indvirkning er kompleks, sjælden eller forholdsvis ukendt. I
mange tilfælde er én enkelt agens ikke den eneste årsag til den pågældende skade. Ved vurderingen af
årsagssammenhængen er det muligvis ikke nødvendigt at vurdere den præcise indvirkning af den enkelte agens på
19 Risici for menneskers sundhed kan skyldes direkte fysisk kontakt med forurenende ressourcer (f.eks. jord, vand), indtagelse af forurenede jord- eller fødevareressourcer (f.eks. jord, planter, fisk, kød) eller indånding af forurenende stoffer. Risiciene kan være forbundet med såvel letale som subletale virkninger såsom reduceret reproduktionsevne, reduceret mentale evner eller et stigende antal luftvejssygdomme. I miljøansvarsdirektivet defineres enhver skade, hvis påvirkning af menneskers sundhed er dokumenteret, som en betydelig skade.
69
de pågældende naturressourcer og udnyttelsesmuligheder. Det kan muligvis være tilstrækkeligt blot at påvise, at der
formodentlig er en årsagssammenhæng, som sandsynligvis har bidraget til indvirkningen i et vist omfang.
4.7 Fastlæggelse af skadens omfang
Fastlæggelsen af skadens omfang omfatter ofte en vurdering af:
Den rumlige udstrækning af skaden og tab af udnyttelsesmuligheder eller ressourcer
Den tidsmæssige (hidtidige, nuværende og forventede fremtidige) udstrækning af skaden og tab af
udnyttelsesmuligheder
Omfanget af skaden og tab af udnyttelsesmuligheder (ofte udtrykt som en procentdel af tilvejebragte
udnyttelsesmuligheder i forhold til den hidtidige tilstand, i antal organismer eller som en forringelse af
kvaliteten af en af organismens eller naturtypens egenskaber).
Udstrækningen og omfanget af skaden og tab af udnyttelsesmuligheder kan vurderes på grundlag af kemiske,
toksikologiske, biologiske eller økonomiske oplysninger, geografiske informationssystemer og modellering.
Karakterisering af skadens rumlige udstrækning omfatter identifikation af skadens fulde arealmæssige udstrækning
og kan omfatte identifikation af skadegradienter eller berørte områder. Prøvetagning eller modellering for at
vurdere transport, spredning, fortynding, transformation eller skadelige virkninger kan bidrage til at identificere
skadegradienter eller -områder.
Karakterisering af skadens tidsmæssige udstrækning omfatter identifikation af datoen for hændelsens indtræden
og datoen for de negative virkningers indtræden (hvis de to datoer er forskellige). Hvis der ikke foreligger
tilgængelige lokalitetsspecifikke oplysninger til at fastlægge skadens tidsmæssige udstrækning, kan tabenes varighed
fastlægges på grundlag af tilsvarende hændelser på tilsvarende lokaliteter. Retableringsforløb kan vurderes på
grundlag af økologiske successionsrater, kemisk persistens i miljøet og viden om skæbne og transportdynamik eller
oplysninger i offentliggjort litteratur om retableringsrater efter tilsvarende forstyrrelser. Hvis der træffes eller det
planlægges at træffe primære afhjælpende foranstaltninger, tages der ved vurderingen af skadens tidsmæssige
udstrækning højde for afhjælpningens indvirkning på retableringen.
Omfanget af skade eller tab af udnyttelsesmuligheder udtrykkes i forhold til den hidtidige tilstand. I nogle tilfælde
vil dette ske ved udtrykkeligt at fastlægge den hidtidige tilstand og tilstanden efter hændelsen. I andre tilfælde vil
det kun være nødvendigt at beregne den særskilte eller differentielle skade forårsaget af hændelsen (f.eks. ved at
beregne den differentielle dødelighed forårsaget af et kemisk giftigt stof eller ved at fastlægge omfanget af fysisk
skade på en naturtype forårsaget af et udviklingsprojekt). Omfanget af skade på ressourcen eller dens
udnyttelsesmuligheder udtrykkes ofte i en eller flere enheder, som kan anvendes til at afspejle hændelsens negative
virkninger og deres omfang. Disse enheder kaldes metrikker.
Boks 4.3: Vurdering af skader på naturressourcer: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
I forbindelse med vurderingen af skaden blev der udviklet en konceptuel model af lokaliteten for eksponering og virkninger. Dette gjorde det nemmere at indsamle oplysninger, der omfattede:
Udtagning af prøver til bestemmelse af vandkvaliteten i vandløbet og vådområdet for at måle koncentrationerne af tungmetaller og andre relaterede parametre for vandkvalitet
Udtagning af sedimentprøver i vandløbet og vådområdet for at måle koncentrationerne af tungmetaller
Indsamling af prøver af bentiske makroinvertebrater (for at vurdere tæthed og diversitet) på
70
prøvetagningssteder for sediment
Elektrofiskeriundersøgelser for at kvantificere havørredtætheden ved en række stationer de første 10 km opstrøms vådområdet såvel som 20 km nedstrøms vådområdet
Undersøgelser af vådområdevegetation
Undersøgelser af trækfugle i vådområdet i sommermånederne
Luftoptagelser for at lette kvantificeringen af virkningerne. Følgende konklusioner om skaden blev draget på grundlag af stikprøveudtagning på lokaliteten og gennemgang af litteraturen:
1. Vandkvaliteten på hele strækningen 10 km opstrøms vandløbet overskred de reguleringsmæssige kriterier og grænseværdierne for toksikologiske virkninger for kobber, zink og cadmium i den offentliggjorte litteratur. Overskridelserne det første år efter spildet fortsatte og var alvorlige (over 100 gange højere end det relevante kriterium). Overskridelserne fortsatte det andet år efter spildet, men de var ikke helt så alvorlige (10 gange højere end kriteriet). Det tredje år var koncentrationerne igen noget lavere. En enkelt modellering af vandkvaliteten viste, at den hidtidige tilstand (ingen overskridelser) blev retableret fem år efter hændelsen.
2. Tilsvarende forringelser blev observeret i sedimenter 10 km opstrøms vandløbet. 3. Bestanden af ørreder og bentiske invertebrater forsvandt fuldstændigt i vandløbets øvre løb i løbet af det
første år efter spildet. Retableringsperioden blev anslået til 10 år. 4. Vandkvaliteten nedstrøms vådområdet var forringet på grund af cadmium og zink i en strækning på mindst
10 km. Forringelsen var mindre end opstrøms (ca. 5-10 gange kriteriet og offentliggjorte tærskelværdier), og det blev anslået, at der ville ske en fuld retablering inden for fem år.
5. Ørredpopulationerne nedstrøms vådområdet lå på ca. 50 % af de forventede niveauer (baseret på data om tæthed nedstrøms og data indsamlet på referencelokaliteter) på den første 5 km-strækning. 10 km nedstrøms vådområdet syntes ørredtætheden at ligge på normalige niveauer i forhold til den hidtidige tilstand.
6. Det blev vurderet, at hele vådområdet på 10 ha var blevet betydeligt skadet på grund af de aflejrede sedimenter, hvilket fremgik af oplysninger om sedimenter, observerede indvirkninger på vegetation og det forhold, at trækfugle ikke kunne bruge levestedet på en bæredygtig måde.
4.7.1 Kvantificeringsmetrikker
Kvantificeringsmetrikker anvendes både til at udtrykke omfanget af skade på naturressourcer eller
udnyttelsesmuligheder forårsaget af en hændelse og gevinsterne ved et afhjælpningsprojekt. Det er vigtigt at vælge
en passende metrik, da de anslåede tab og gevinster kan variere afhængigt af den anvendte metrik.
Metrikker kan omfatte kvantitative egenskaber, der umiddelbart kan måles, såsom populationstæthed,
vegetationsdække, produktivitetsskøn eller brugerbesøg, samt mere komplekse, konceptuelle og kvalitative
egenskaber såsom naturtypens egnethed eller kvalitetsindikatorer, multivariate indikatorer eller subjektive
rangsordener.
Metrikken skal være den samme på tabssiden (debet) og gevinstsiden (kredit) af ligningen i forbindelse med
ækvivalensberegninger. Hvis metrikkerne er forskellige, er det ikke muligt at skabe balance mellem debet og kredit,
hvilket er formålet med en ressourceækvivalensvurdering. Metrikken bør også kunne anvendes til at undersøge
kvalitets- og kvantitetsmæssige forskelle med hensyn til udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtyper i deres
hidtidige tilstand og af skadede og afhjulpne naturtyper. Hvis skaden f.eks. kvantificeres som en procentdel af det
tilbageværende naturlige vegetationsdække pr. hektar efter en hændelse, bør gevinsten ved retablering ligeledes
udtrykkes som en procentdel af det skabte naturlige vegetationsdække pr. hektar. Hvis skaden kvantificeres som en
71
populationsreduktion i forhold til den hidtidige tilstand, bør gevinsten måles som en populationsstigning i forhold til
den hidtidige tilstand. Eksempler på kvantificeringsmetrikker:
Omfang af en specifik naturtype
Enhed eller mængde af en ressource (f.eks. antal km af en vandløbstype, antal hektar af en specifik
naturtype, mængde brugbar vand)
Mål for vegetationstæthed, -dække eller -biomasse
Dækningsgrad for en ønskelig, dominerende eller væsentlig planteart
Indikatorer for naturtypens kvalitet
Biologisk produktivitet (f.eks. primær eller sekundær produktivitet), artstæthed, biomasse, diversitet eller
mål for samfundenes sammensætning
Reproduktionsrater
Antal dage, naturtypen anvendes (f.eks. når en hændelse har begrænset naturtypens tilgængelighed, således
at færre organismer kan indtage naturtypen)
Foranstaltninger rettet mod økologiske processer såsom kulstofmineraliseringsrater, næringstoftransport
eller nedbrydning
Tildeling af tabskategorier på grundlag af graden af overskridelse af toksicitetstærskler (denne tilgang kan
f.eks. involvere indsamling af oplysninger om dosisreaktioner fra litteraturen eller lokalitetsspecifikke
undersøgelser og vurdering af tab på grundlag af en stigende koncentration af forurenende stoffer i jord,
sediment, overfladevand eller biologiske væv)
Ved en værdiækvivalensvurdering kan penge betragtes som metrikken til måling af skaden og afhjælpning.
Skade på individuelle naturressourcer kan føre til tab af økosystemtjenester. Analytikerne bør tage disse tab af
indbyrdes afhængige økosystemtjenester i betragtning ved udvælgelsen af metrikker og kvantificeringen af tab af
udnyttelsesmuligheder.
De mange mål for udnyttelsesmuligheder omfatter offentliggjorte eller anerkendte indikatorer for miljøsundhed
samt indikatorer for specifikke hændelser og anvendelser i naturtypeækvivalensvurderinger. Der findes en nyttig
beskrivelse af anvendelser og potentielle forkerte anvendelser af multi-attribut-indikatorer i Ott (1978)20.
Indikatorer for naturtypens egnethed anvendes ofte til at aggregere flere egenskaber relateret til termisk dække og
skjulested, fodertilgængelighed, reproduktionskrav og det fysiske levesteds evne til at understøtte karakteristiske
funktionelle og strukturelle samfund, der er vigtige for en vildart eller et bestemt samfund.
Det er undertiden nødvendigt at identificere flere mulige metrikker, da en eller flere muligvis ikke er passende på
både debet- og kreditsiden af ækvivalensligningen (husk, at metrikkerne skal være de samme på begge sider af
ligningen). En enkelt metrik vil desuden ikke altid kunne måle alle aspekter af tab. Hvis der anvendes flere metrikker,
skal analytikeren nøje vurdere, om de tab, der anslås med de forskellige metrikker, er uafhængige eller additive, eller
om der er en vis overlapning mellem metrikkerne på enten tabs- eller gevinstsiden.
20
Anvendelse af en sammensat metrik indebærer nødvendigvis, at de enkelte individuelle komponenter skal tildeles en vægt (f.eks. særlig karakter og ligeværdighed). Da metrikken skal være den samme på debet- og kreditsiden i en ækvivalensvurdering, skal der tages et særligt hensyn, når denne metrik er en indeksværdi (dvs. dimensionsløs), da afhjælpningsprojektet ikke kun bør øge indekset (metrikken), men også opretholde den oprindelige forholdsmæssige vægtning mellem de individuelle komponenter (f.eks. særlig karakter og ligeværdighed). Ott, W.R. (1978), Environmental indices, theory and practice. Ann Arbor Science Publishers.
72
Udfaldet af ækvivalensvurderingen påvirkes af den metrik, der anvendes til at kvantificere tabte og erstattede
udnyttelsesmuligheder. Da alle naturtyper og naturressourcer tilvejebringer en række forskellige økologiske
tjenester, vil én enkelt metrik muligvis aldrig kunne måle alle tabte potentielle udnyttelsesmuligheder. Valget af
metrik er således en af de vigtigste overvejelser med henblik på en passende skalering af afhjælpningen. For at
mindske risikoen for uoverensstemmelser i senere faser i ækvivalensvurderingen bør de kompetente myndigheder
og operatørerne – i tæt samråd med biologer, økologer og andre relevante miljøforskere og økonomer – samarbejde
i en tidlig fase om valget af en passende metrik.
Praktiske råd om valg af metrikker:
Udvælg en følsom art som indikator for kvaliteten af den skadede naturtype. Logikken er, at hvis den følsomme
art retableres, vil de mindre følsomme arter sandsynligvis også blive retableret. Udvælg f.eks. havørred i stedet
for karpe, der er mere modstandsdygtig.
Udvælg ikke arter, som der ikke foreligger tilstrækkelige oplysninger om. F.eks. kender du muligvis artens
hidtidige tilstand, men hvis du ikke ved/ikke kan modellere, hvordan arten reagerer på afhjælpning, vil det
således ikke være muligt at vurdere gevinsten ved afhjælpning.
Hvis flere arter har indtaget et levested og levestedet skades, kan det være mere effektivt at bruge naturtypen
som metrikken i stedet for individuelle arter.
Enkle sager kan vurderes ved brug af en enkelt metrik. Mere komplekse sager kan kræve flere metrikker.
Boks 4.4: Fastlæggelse af skadens omfang: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Skadernes omfang blev fastlagt ved brug af følgende metrikker: I forbindelse med kvantificeringen af skader på akvatiske ressourcer besluttede den kompetente myndighed at anvende havørredtæthed som den vigtigste indikatormetrik for fremtid brug i en ressourceækvivalensvurdering. På grundlag af stikprøveudtagning på referencelokaliteter og nedstrøms i K-vandløbet blev den hidtidige tilstand for havørredtætheden beregnet til 10 ørreder pr. 100 m2. 10 km opstrøms vandløbet forsvandt havørreden i løbet af et år, og det blev forventet, at den hidtidige tilstand ville blive retableret i løbet af 10 år. Det samlede berørte område i vandløbets øvre løb var 10 km x gennemsnitsbredden på 10 m = 100 000 m2. 10 km nedstrøms vådområdet var den gennemsnitlige havørredtæthed fem fisk pr. 100 m2, og den forventede retableringsperiode var fem år. Det samlede berørte område i vandløbets nedre løb var 10 km x gennemsnitsbredden på 20 m = 200 000 m2. I forbindelse med kvantificeringen af skader på vådområdenaturtypen besluttede den kompetente myndighed, at en naturtypeækvivalensmetode ville være hensigtsmæssig, og at skaderne skulle kvantificeres i tab af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af vådområdenaturtypen i dalen. På grund af omfanget af forringelsen af vådområdet blev det antaget, at alle udnyttelsesmuligheder på hele vådområdet på 10 ha var gået tabt, og den forventede retableringsperiode var mindst 50 år. På grund af bekymringer over potentiel mobilisering af forurenede sedimenter og fremtidige indvirkninger på ressourcer i vandløbets nedre løb blev der vedtaget en afhjælpningsplan, der indebar en fuldstændig afgravning af vådområdet med efterfølgende ændring af profil og genplantning. De afhjælpende foranstaltninger ville blive truffet fem år efter spildet og ville blive gennemført på 1 år. Det blev forventet, at det genplantede vådområde ville blive retableret i løbet af 10 år. Det genplantede vådområde ville imidlertid ikke have den samme diversitet af arter som vådområdet i dets hidtidige tilstand, heller ikke 50 år efter den yderligere afhjælpning.
73
4.7.2 Bedømmelse af den hidtidige tilstand
Den hidtidige tilstand er den tilstand, naturressourcerne og disses udnyttelsesmuligheder ville have befundet sig i på
det tidspunkt, hvor skaden indtræffer, hvis den pågældende skade ikke var indtruffet. Den hidtidige tilstand kan
kvantificeres på grundlag af oplysninger om den skadede lokalitet inden hændelsen eller oplysninger om tilsvarende
lokaliteter, der ikke er berørt af hændelsen (dvs. "referencelokaliteter"), eller på grundlag af en model.
4.7.2.1 Anvendelse af oplysninger fra før eller efter hændelsen
I nogle tilfælde kan den hidtidige tilstand dokumenteres tilstrækkeligt på grundlag af eksisterende oplysninger før
hændelsen. I forbindelse med ex ante-begivenheder (jf. habitatdirektivet, fugledirektivet og VVM-direktivet) bør der
altid foretages en karakterisering af den hidtidige tilstand, inden området udvikles eller forstyrres. I forbindelse med
ex post-begivenheder (jf. miljøansvarsdirektivet, selv i tilfælde af overhængende fare) kan den hidtidige tilstand
undertiden rekonstrueres ved brug af lokalitetsspecifikke geologiske, geokemiske, biologiske eller andre databaser,
der kan være oprettet til meget forskellige formål. Karakterisering af den hidtidige tilstand kan omfatte en
beskrivelse af lokalitetens kemiske, biologiske og fysiske tilstand inden hændelsen, lokalitetens sociale og
økonomiske karakteristika og lokalitetens rolle i en bredere sammenhæng – økosystem eller økonomisk – hvis det er
relevant.
4.7.2.2 Anvendelse af referencelokaliteter
Hvis de eksisterende oplysninger før hændelsen om den hidtidige tilstand på den skadede lokalitet er utilstrækkelige,
kan oplysninger fra referencelokaliteter anvendes til at karakterisere den hidtidige tilstand. Referencelokaliteter bør
udvælges under hensyntagen til de faktorer, der kan påvirke kvaliteten og kvantiteten af naturressourcer eller
udnyttelsesmuligheder på en bestemt lokalitet. Eksempler på karakteristika:
Økoregion
Lokalitet
Klima
Topografi
Arealanvendelser
Befolkningstæthed
Vandløbets størrelse, elevation, retning og jordudnyttelse i grænseområde
Konfiguration af bugt eller flodmunding, dybdemåling, strømme, naturtyper i grænseområde og
jordudnyttelse i grænseområde.
Geologi, geokemi, hydrologi og jordtyper eller andre faktorer, der påvirker eller kontrollerer tætheden eller
diversiteten af organismer, naturtyper eller biologiske samfund
Vigtige demografiske faktorer (f.eks. befolkningsstørrelse, nærhed til befolkningstætte områder, adgang,
knaphed, ressourceforvaltning, regional betydning osv.) ved fastlæggelse af den hidtidige tilstand for brugs-
og ikke-brugsrelaterede værdier for mennesker.
Ved udvælgelsen af referencelokaliteter med henblik på vurdering af skade på biodiversiteten vil det være vigtigt at
udvælge lokaliteter, som understøtter de samme europæiske beskyttede naturtyper og i nogle tilfælde specifikke
vegetationstyper inden for disse naturtyper. Disse lokaliteter kan identificeres ved hjælp af klassificeringen af
naturtyper i EUNIS (European Union Nature Information System) eller andre nationale vegetationsklassificeringer.
74
Referencelokaliteter skal ligge i det samme biogeografiske område som den skadede lokalitet og bør ligge så tæt på
den skadede lokalitet som muligt.
Referencelokaliteter udvælges således, at de matcher den skadede lokalitet i videst muligt omfang. I nogle tilfælde
kan der anvendes flere referencelokaliteter, og referenceforholdene kan beskrives ud fra acceptable eller typiske
grænser.
4.7.2.3 Anvendelse af modeller
Hvis der ikke er nogen tilgængelige referencelokaliteter, hvis de er uegnede eller utilstrækkelige, eller hvis den
beskrivelse af den hidtidige tilstand, der er brug for, er en organismes tilstand, kan modellering være den mest
hensigtsmæssige metode til at bestemme den hidtidige tilstand. Modellerne kan være enkle og beskrivende eller
komplicerede numeriske koder. Uanset detaljeringsniveauet skal den anvendte model være baseret på en pålidelig
videnskabelig logik.
Anvendelsen af eksisterende accepterede modeller kan fremskynde vurderingen af den hidtidige tilstand, En række
agenturer anvender jævnligt modeller i vurderingen af miljøfordel.
4.7.2.4 Informationskilder
I tabel 4.1a angives en række informationskilder, som kan være nyttige i forbindelse med indsamlingen af
oplysninger om den hidtidige tilstand. I tabel 4.1b angives en række informationskilder i Irland (tilvejebragt af Dawn
Slevin fra Environmental Liability Services Ltd (20. september 2012) i forbindelse med høringen forud for
udarbejdelsen af denne håndbog). Listen er ikke udtømmende, og anvendelsen af alle datasættene er underlagt
ophavsretten, og dataejeren skal derfor kontaktes, hvis man ønsker tilladelse til at anvende de foreliggende
oplysninger.
Tabel 4.1a: Informationskilder til brug for vurdering af den hidtidige tilstand
Beskyttede naturtyper og arter European Union Nature Information System: http://eunis.eea.europa.eu/
Natura 2000-landerapporter
Dansk natur- og miljøportal: www.vandognatur.dk
Fransk Natura 2000-database: http://www.developpement-durable.gouv.fr/-Natura-2000,2414-.html Inventaire National du Patrimoine Naturel (INPN), fransk database med oplysninger om naturtyper og arter: http://inpn.mnhn.fr/accueil/index?lg=en
Vand Vandinformationssystem for Europa (WISE): http://water.europa.eu/
Detaljerede CIS-sammendrag og retningslinjer Disse er ikke retligt bindende, men de giver i det mindste en indikation af, hvad den optimale situation bør være på visse områder ifølge en lang række eksperter: http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/facts_figures/guidance_docs_en.htm
Gennemførelsesrapporter: http://ec.europa.eu/environment/water/water-
75
framework/implrep2007/index_en.htm
Informationsudvekslingsplatform (CIRCA – Communication Information Resource Centre Administrator): http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/iep/index_en.htm
Link til medlemsstaternes myndigheder og internationale myndigheder med ansvar for vandområder (der findes yderligere oplysninger på de respektive websteder): http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/links/index_en.htm
BRGM (den franske geologiske undersøgelse), grundvandsdatabase: http://www.brgm.fr/brgm/ref_fr_site.htm De franske vandagenturers database om vandrammedirektivet: http://www.lesagencesdeleau.fr/v2/pages/?lang=en Den franske Service d’administration nationale des données et des référentiels sur l’eau (SANDRE) har flere databaser såsom kartografisk gengivelse, der beskriver vandsystemerne i Frankrig: http://www.sandre.eaufrance.fr/?lang=en Eaufrance, indgangsportal til det franske vandinformationssystem (SIE): http://www.eaufrance.fr/
Data og kort vedrørende alle miljørelaterede emner (der kan søges)
http://www.eea.europa.eu/data-and-maps
Geografisk information om
forskellige ressourcer
Infrastruktur for geografisk information i Fællesskabet (Inspire): http://inspire.jrc.ec.europa.eu/
Global miljø- og sikkerhedsovervågning (GMES): http://www.gmes.info/
Det globale system af jordobservationssystemer (GEOSS): http://www.earthobservations.org/geoss.shtml
Det Europæiske Miljøoplysnings- og Miljøovervågningsnet (Eionet): http://www.eionet.europa.eu/
Det fælles miljøinformationssystem (SEIS): http://ec.europa.eu/environment/seis/ (Europa-Kommissionens meddelelse om SEIS kan hentes på dette websted, der ligeledes indeholder en lang række andre projektspecifikke informationskilder vedrørende medlemsstaternes forskningsprojekter og forskningsprojekter under EU-rammeprogrammer)
76
Tabel 4.1b: En række udvalgte informationskilder til brug for vurdering af den hidtidige tilstand i
Republikken Irland
Tilgængelige oplysninger Portal
Solid geolog Hydrogeologi Geoteknik Marine datasæt & kortlægning af havbunden Mineraler Ukonsoliderede sedimenter Geoteknik Geoturisme
http://www.gsi.ie/mapping
Udledning og overførsel af forurenende stoffer http://prtr.epa.ie/
Hydrometriske data http://hydronet.epa.ie/hydronet.html
Jord Godkendelse & håndhævelse Status for rensning af byspildevand VRD-risikoscore/status/register over VRD-beskyttede områder Luftkvalitet
http://gis.epa.ie/Envision/
Datasæt om naturtyper og arter Biodiversitet Invasive arter Beskyttede arter Truede arter Kort over særlige bevaringsområder på havet
http://www.npws.ie/mapsanddata/
Kort over oversvømmelser http://www.floodmaps.ie/
77
Boks 4.5 indeholder oplysninger fra Spanien om, hvordan landet anvendte forskellige metoder til vurdering af den
hidtidige tilstand i et casestudie.
Boks 4.5: Casestudie fra Spanien, der illustrerer, hvordan den hidtidige tilstand bestemmes
Spanien har gennemført et pilotprojekt for at illustrere, hvordan metoden til vurdering af miljøskader fastlagt i den spanske lov 26/2007 af 23. oktober om miljøansvar skal anvendes. Denne erfaring omfatter bestemmelse af den hidtidige tilstand som led i vurderingsprocessen. Hændelsen: Et oliespild, som berørte et strandområde (sand og klipper). Denne hændelse indtraf og blev afhjulpet, inden loven om miljøansvar trådte i kraft. Den blev imidlertid anvendt efterfølgende til at illustrere, hvordan skaden skulle have været vurderet og afhjulpet under den nye miljøansvarsordning. I denne praktiske øvelse blev der identificeret en række opgaver, som kunne have været udført for at vurdere den hidtidige tilstand: 1. Analyse af rapporter om strandenes bevaringsstatus inden skaden – herunder både den berørte strand og
omkringliggende strande Det var kendt, at kysten i det undersøgte område var i en forringet tilstand inden spildet. Der var en stor mængde affald på stranden, selv om det aromatiske kulbrinteindhold var lavt. Ophobningen af affald skyldtes, at affald dumpet i en havn nord for den skadede strand var blevet ledt af havstrømme til lokaliteten. Det var ligeledes kendt, at der i klitområdet på stranden var nogle isolerede områder med forstenet råolie fra tidligere ulykker.
2. Testning af sandprøver udtaget fra den skadede og den tilgrænsende strand for at bestemme det volatile olieindhold på strandoverfladen umiddelbart inden skaden. For det første blev stranden ved siden af den skadede strand identificeret som den mest egnede til vurdering af den hidtidige tilstand ved forsøgsprøvning, da den havde de samme karakteristika med hensyn til affald og forstenet råolie. Med henblik på at sammenligne begge strande, således at den skadede strands hidtidige tilstand kunne blive bestemt, blev følgende besluttet:
Der skulle udtages seks prøver fra hver strand. Prøverne skulle udtages på overfladevanden i en dybde på 0,15-0,40 m og placeres i lufttætte beholdere for at undgå enhver ændring af de fysisk-kemiske egenskaber.
Prøverne skulle transporteres til laboratoriet med henblik på behandling og homogenisering. Det skulle ske ved at blande seks ens prøver fra hver prøve for hver strand, således at der var to endelige prøver, en fra hver strand.
Begge prøver skulle analyseres med infrarødt fotometri (FTIR.PE-F/0005) for at bestemme den samlede mængde oliekulbrinter (TPH).
Den TPH-værdi, der blev målt for nabostranden, ville bestemme den hidtidige tilstand – den tilstand, som de afhjælpende foranstaltninger skulle genoprette.
Det er værd at bemærke, at disse prøvninger blev udført på begge strande efter afhjælpningen af skaden for at kontrollere, om de trufne afhjælpende foranstaltninger havde haft den ønskede virkning. Selv om analyseresultaterne viste, at den skadede strand havde højere TPH-værdier end den tilstødende strand (0,06 g/kg mod 0,02 g/kg), lå begge niveauer under 0,10 g pr. kg tørstofprøve, og det blev således påvist, at sandet ikke længere var forurenet.
78
4.8 Beregning af midlertidige tab og samlet debet
Ved beregningen af midlertidige tab vurderes omfanget af tab af ressourcer og udnyttelsesmuligheder hvert år fra
tidspunktet for skadens indtræden til tidspunktet for retablering af ressourcerne og udnyttelsesmulighederne til
deres hidtidige tilstand (gennem primær afhjælpning eller naturlig retablering). Tabene hvert år på den skadede
lokalitet lægges sammen (og diskonteres) for at beregne den samlede debet (i nutidsværdi).
Hvis de skadede ressourcer eller udnyttelsesmuligheder ikke føres tilbage til deres hidtidige tilstand, aggregeres de
midlertidige tab som varige tab.
I mange tilfælde er det i forbindelse med ækvivalensvurderingen tilstrækkeligt at kvantificere skader som
inkrementelle tab i forhold til et afhjælpningsmål uden udtrykkelig kvantificering af den hidtidige tilstand. Hvis et
lokalt vådområde f.eks. er skadet som følge af en hændelse, kan det være tilstrækkeligt blot at karakterisere arten
og omfanget af skaden på vådområdet og træffe afhjælpende foranstaltninger i et tilsvarende vådområde. En sådan
analyse kan udføres uden udtrykkelig kvantificering af udnyttelsesmulighederne i den hidtidige tilstand (såsom
faunisk diversitet eller tæthed), hvis det kan antages, at den afhjulpne vådområdenaturtype generelt vil frembyde
udnyttelsesmuligheder af samme type og på samme niveau som den skadede vådområdenaturtype.
4.8.1 Beregning af den samlede debet
Beregningen af den samlede debet er enkel som vist nedenfor. Der redegøres nærmere for de enkelte variabler i
resten af afsnittet. Der gives eksempler i afsnit 4.9.
Samlet debet = skade forårsaget af den oprindelige hændelse
+ yderligere skade forårsaget af primær afhjælpning
- gevinst ved primær afhjælpning
Nuværende værdi af den samlede debet = diskonteret samlet debet
4.8.2 Indregning af gevinsterne ved primær afhjælpning
Hvis der træffes eller vil blive truffet primære afhjælpende foranstaltninger, indregnes de hermed forbundne
gevinster i form af udnyttelsesmuligheder i debetberegningen. Dette indebærer en vurdering af omfanget af
forbedringen af ressourcerne eller udnyttelsesmulighederne og af tidsrammen herfor. Ved kvantificeringen af
gevinsterne ved primær afhjælpning kan følgende faktorer tages i betragtning:
Sammenligning med tilsvarende trufne primære afhjælpende foranstaltninger andre steder
Modeller for miljøforbedring
Økologisk succession og den nødvendige tidshorisont for retablering af økosystemet efter forstyrrelser
Biologisk regenerering og tidshorisont
Fysisk, kemisk eller hydrologisk retablering og tidshorisont
Hvis den primære afhjælpning f.eks. indebærer oprensning og foranstaltninger til retablering af det fysiske miljø, kan
vurderingen af den nødvendige tidshorisont for retablering af systemets naturlige funktion være baseret på:
79
Vækstrater eller økologiske successionsmønstre
Oplysninger fra litteraturen om tidshorisonten for retablering af næringsstofkredsløb, stabil biomasse eller
naturtypestruktur svarende til den hidtidige tilstand eller det biologiske samfunds forventede struktur eller
populationstæthed
Oplysninger om skæbne, nedbrydning, fortynding, binding og begravelse eller andre eliminerings- eller
afgiftningsveje for kemiske forurenende stoffer, der bør tages i betragtning ved vurderingen af gevinsterne ved
primær afhjælpning i tilfælde af spild og udledninger. Oplysninger om effektiviteten af udryddelsen af biologiske
agenser bør tages i betragtning i tilfælde af indførelse eller udsætning af ikke-hjemhørende arter eller
patogener.
4.8.2 Beregning af retableringsrater
Tidsforløbet for retableringen efter primær afhjælpning kan enten være en lineær funktion (f.eks. stabil retablering
efter gennemførelsen af afhjælpende foranstaltninger med jævnt stigende udnyttelsesmuligheder hvert år hen imod
den hidtidige tilstand eller den forventede endelige tilstand) eller en ikke-lineær funktion, hvis der foreligger
oplysninger til at beskrive et sådant forløb.
For nogle økosystemer kan den indledende retablering fra en tilstand af total ødelæggelse til et marginalt
fungerende system gå hurtigt. Det kan imidlertid tage mange år at retablere funktionen fuldt ud, selv om naturtypen
rent visuelt er ført tilbage til den hidtidige tilstand. Dette forløb kan beskrives i lineære segmenter, hvor det første
segment har en stejl retableringskurve efterfulgt af en mere jævn kurve for de efterfølgende år. Hvis der foreligger
oplysninger til at beskrive et mere kompliceret forløb, kan denne model let indarbejdes i en ækvivalensvurdering.
4.8.3 Indregning af yderligere skade
Hvis en akut foranstaltning eller den primære afhjælpning forårsager skade ud over skaden som følge af hændelsen,
bør dette også indgå i skadesberegningen. Denne yderligere skade er til tider uundgåelig og nødvendig for at
forhindre, at hændelsen spreder sig eller forværres. Indsatsen i forbindelse med et olieudslip kan f.eks.
nødvendiggøre transport af tunge maskiner til et økologisk følsomt område, hvilket således forårsager yderligere
skade ud over den oprindelige hændelse.
4.8.4 Beregning af debet over tid: diskontering
Debet og kredit relateret til fortiden værdisættes ikke på samme måde som debet og kredit relateret til nutiden. Der
er to hovedårsager til denne forskel. Den første årsag er den enkeltes tidspræference, der alt andet lige betyder, at
man foretrækker at forbruge nu (i dag) i stedet for at vente. Dette indebærer, at vi har behov for kompensation for
at udskyde forbruget af goder (f.eks. forbrugsvarer, miljøressourcer osv.). Den anden årsag til denne forskel er
kapitalomkostninger – de ressourcer (penge eller andet), der er tilgængelige i dag, kan anvendes (investeres eller
behandles) med henblik på generering af yderligere gevinster, der vil gå tabt, hvis ressourcerne først er tilgængelige
et eller flere år senere.
Det er således nødvendigt at anvende en procedure, der sikrer, at debet og kredit på forskellige tidspunkter
sammenlignes på lige vilkår. Ved denne procedure anvendes en multiplikator til beregning af nutidsværdi, hvor
nutidsværdien af fremtidige eller tidligere værdier justeres med en sats (r):
(1 + r)(år – basisår)
80
Når satsen anvendes til at omregne fremtidige værdier til nutidsværdier, kaldes den diskonteringssatsen, og
processen kaldes diskontering:
1/(1 + r) (år – basisår)
Når året ligger efter basisåret (i fremtiden), har multiplikatoren til beregning af nutidsværdi med andre ord et
negativt fortegn, og multiplikatoren til beregning af nutidsværdi bliver en diskonteringsfaktor.
Valget af en diskonterings- eller kompounderingssats træffes på grundlag af den teoretiske litteratur, og i nogle
lande er der officielle satser (den britiske officielle sats starter på 3,5 % og falder til 0 % over 300 år). I Europa-
Kommissionens projekter anvendes normalt en sats på 4 %.
4.9 Illustrativt eksempel på beregninger af debet
I dette eksempel anvendes naturtypeækvivalensvurderingsmetoden til at vurdere skaden (debet) som følge af en
hypotetisk hændelse. Det antages, at de tabte udnyttelsesmuligheder retableres naturligt (uden behov for primær
afhjælpning). Det er således ikke nødvendigt at tage højde for gevinsterne ved primær afhjælpning eller eventuel
yderligere skade.
4.9.1 Ækvivalensvurdering
Der er tale om en simpel hændelse og skade og hypotetiske antagelser, og der kan anvendes en metode, hvor
udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed. I denne enkle naturtypeækvivalensvurdering antages det, at 100 ha
jord blev skadet, hvilket resulterede i et tab af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen. De hypotetiske
antagelser:
Startår – Det antages, at der begynder at indtræffe tab i 2012.
Slutår – Det antages, at der er tab indtil 2021, hvorefter de udnyttelsesmuligheder, som naturtypen på 100 ha
frembyder, er ført tilbage til deres hidtidige tilstand (inden hændelsen).
Basisår – Med henblik på diskontering vælges basisåret 2012 (år, hvor værdierne måles).
Rumlig udstrækning – Det antages, at tabene er jævnt fordelt over hele parcellen på 100 ha.
Omfanget af tab – Der tages udgangspunkt i et tab af udnyttelsesmuligheder på 50 % baseret på en faldende
kvantificeringsmetrik: antal tilstedeværende arter på lokaliteten. I dette enkle eksempel antages det, at antallet
af arter på lokaliteten anvendes som reference for omfanget af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af
naturtypen. Det antages endvidere, at tabet på 50 % er vedvarende de første fem år (indtil 2016), og at tabet
herefter formindskes hvert år i de næste fire år, hvorefter tabet af udnyttelsesmuligheder er 0 % og systemet er
retableret.
Multiplikator til beregning af nutidsværdi – Som reference for den sociale tidspræference vælges en
diskonteringssats på 3 %, hvilket ligger i intervallet (0-3,5 %) for den "sociale diskonteringssats", jf. den
akademiske litteratur og den britiske regerings retningslinjer. Medlemsstaterne kan have deres egne officielle
diskonteringssatser, der i påkommende tilfælde anvendes i ækvivalensvurderingen. Hvis der ikke findes en sådan
officiel sats, kan der benyttes en sats i intervallet 0-3,5 % i følsomhedsanalysen.
81
Metrik – Udnyttelsesmuligheder pr. hektar pr. år (service hectare years) – udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af
en hektar af den pågældende naturtype hvert år under ideelle betingelser.
Beregningerne vises i tabel 4.2. Kolonne A viser den rumlige udstrækning (dvs. det berørte område), kolonne B viser
omfanget af tab af udnyttelsesmuligheder som en procentdel og kolonne C viser multiplikatoren til beregning af
nutidsværdi, der er baseret på en diskonteringssats på 3 %. Den årlige debet beregnes ved at multiplicere disse tre
kolonner for at beregne den samlede debet i den periode, udnyttelsesmuligheden er skadet. I
naturtypeækvivalensvurderingen beregnes den samlede debet i diskonterede udnyttelsesmuligheder pr. hektar pr.
år (DSHaY). Denne samlede debet på 319,5 DSHaY anvendes senere i afsnit 6 til at illustrere, hvorledes
afhjælpningen skaleres i dette enkle eksempel.
Tabel 4.2: Illustrativt eksempel på beregninger af debet ved brug af en ikke-økonomisk metrik
År Rumlig udstrækning (hektar)
a
Tab i % b
Nutidsværdifaktora)
c Debetb)
(DSHY)
d = a b c
2012 (basisår) 100 50 1 50,00
2013 100 50 0,97 48,50
2014 100 50 0,94 47,00
2015 100 50 0,92 45,76
2016 100 50 0,89 44,42
2017 100 40 0,86 34,50
2018 100 30 0,84 25,12
2019 100 20 0,81 16,26
2020 100 10 0,79 7,89
2021 100 0 0,77 0,00
2022 100 0 0,74 0,00
Samlet debet i "diskonterede udnyttelsesmuligheder pr. hektar pr. år" (DSHaY – discounted service hectare years)
319,5
a. Nutidsværdifaktor = 1 / (1+ diskonteringssats)(år– basisår). I dette eksempel er diskonteringssatsen 3 % og basisåret 2012.
b. Debet beregnes ved at multiplicere rumlig udstrækning med det procentvise tab af udnyttelsesmuligheder og nutidsværdifaktoren.
4.9.2 Værdiækvivalensvurdering
Beregningen af den samlede debet er identisk for vurderinger, hvor værdi sammenlignes med værdi og værdi
sammenlignes med omkostninger – den eneste forskel mellem de to vurderinger er skaleringen af afhjælpningen (jf.
afsnit 6). I denne enkle værdiækvivalensvurdering antages det, at et populært vandløb til fiskeri blev forurenet som
følge af kemikalieudslip, hvor en række rekreative fisketure gik fuldstændig tabt, mens andre gik delvis tabt i løbet af
tre år. Nedenfor anføres de specifikke antagelser i det illustrative eksempel baseret på ovennævnte input:
Startår – Det antages, at der begynder at indtræffe tab i 2012.
Slutår – Det antages, at tabene opvejes i 2014, dvs. at den hidtidige tilstand retableres i 2014.
Basisår – 2012 vælges som basisår, og multiplikatoren for beregning af nutidsværdi er således 1 det pågældende
år.
82
Multiplikator til beregning af nutidsværdi – Som reference for den sociale tidspræference vælges en
diskonteringssats på 3 %, (jf. debetberegningerne ovenfor).
Metrik:
o Antal tabte fisketure – Det antages, at 600 rekreative fisketure vil gå tabt, dvs. ikke vil finde sted på
grund af forureningen af vandløbet, i løbet af tre år. 200 fritidsfiskere, der ville have fisket i dette
vandløb hvert år de næste tre år, kommer således ikke ud at fiske overhovedet, hvilket er et velfærdstab
for disse fiskere. I dette enkle eksempel antages det, at fiskerne bliver hjemme. I mere komplekse
tilfælde kan fiskerne tage til en anden mindre hensigtsmæssig lokalitet, hvilket er forbundet med
omkostninger (tab).
o Brugsværdi af hver tabt fiskeritur – Det antages, at "værdien pr. tur" i relation til disse tabte ture er
25 EUR.
o Antal fisketure af forringet kvalitet – Det antages (på baggrund af høring af centrale interessenter og
tidligere forskning), at der fortsat vil være ca. 100 ture i vandløbet, men at oplevelsen vil være af
forringet kvalitet (med en lavere værdi som angivet nedenfor).
o Brugsværdi af fisketur af forringet kvalitet – Det antages, at "værdien pr. tur" i relation til disse
forringede ture er 15 EUR.
Beregningerne vises i tabel 4.3. I den øverste halvdel af tabellen beregnes tabet af udnyttelsesmuligheder forbundet
med fisketure, der ikke fandt sted (14 567 EUR), og i den nederste halvdel beregnes tabet af udnyttelsesmuligheder
som følge af den forringede oplevelse forbundet med fisketure, der fandt sted (4 370 EUR). Summen af disse to tab
er det samlede velfærdstab, dvs. tab af udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker som følge af spildet
(18 937 EUR).
Den årlige debet beregnes ved at multiplicere disse tre kolonner (A, B og C) for at beregne den samlede debet i den
periode, udnyttelsesmulighederne til gavn for mennesker var skadet. Bemærk, at fremtidige tab er mindre værd i
nutidsværdi på grund af nutidsværdifaktoren i kolonne C. Den samlede debet for denne skade beregnes til
18 938 EUR i diskonteret tabt værdi (DLV) ved brug af en økonomisk metrik. Denne samlede debet på 18 938 EUR
anvendes senere i afsnit 6 til at vise, hvorledes afhjælpningen skaleres i dette enkle eksempel.
Tabel 4.3: Illustrativt eksempel på beregninger af debet ved brug af en økonomisk metrik
År Antal tabte fisketure Værdi af
tabt fisketur (EUR) Nutidsværdifaktor1
Debet (DLV –
diskonteret tabt
værdi)
(EUR)
a b c (d = a x b x c)
2012 200 25 1 5 000
2013 200 25 0,97 4 854
2014 200 25 0,94 4 713
2015 0 25 0,92 0
2016 0 25 0,89 0
Samlet diskonteret værdi af tabte ture (EUR) 14 567
År Antal fisketure af
forringet kvalitet
Værdi af fisketure af
forringet kvalitet
(EUR)
Nutidsværdifaktor1
Debet
(DLV)
(EUR)
83
a b c (d = a x b x c)
2012 100 15 1 1 500
2013 100 15 0,97 1 456
2014 100 15 0,94 1 414
2015 0 15 0,92 0
2016 0 15 0,89 0
Samlet diskonteret værdi af forringede ture (EUR) 4 370
Samlet diskonteret værdi af tabte udnyttelsesmuligheder (DLV) (EUR) 18 937
1. Nutidsværdifaktor, jf. afsnit 4.8.4. I dette eksempel er diskonteringssatsen 3 % og det valgte basisår 2012. 2. Debet beregnes ved at multiplicere antal tabte fisketure (eller antal fisketure af forringet kvalitet) med værdien af tabt fisketur (eller
fisketur af forringet kvalitet) og multiplicere denne sum med nutidsværdifaktoren (a x b x c).
5. VURDERING AF GEVINSTERNE VED AFHJÆLPNING
Dette er trin 3 i skadesvurderingen og ressourceækvivalensvurderingen (se figur 3.1). I miljøansvarsdirektivet
defineres tre typer afhjælpning: primær, supplerende og kompenserende. På dette trin er der fokus på supplerende
og kompenserende afhjælpning. Formålet med vurdering og kvantificering af gevinsterne ved afhjælpning er at
kvantificere gevinsterne (kreditter) ved skabte eller forbedrede ressourcer (eller ressourceudnyttelsesmuligheder),
der kan anvendes til at opveje kvantificerede skader.
I henhold til miljøansvarsdirektivet er den generelle tilgang at identificere potentielle afhjælpningsprojekter og
kvantificere de gevinster (kreditter), som gennemførelsen af afhjælpningen vil tilvejebringe, ved brug af den samme
metrik som ved kvantificeringen af debet.
Gevinsterne ved afhjælpning er økologiske gevinster såsom forbedring af naturtyper eller forøgelse af en specifik
ressources population kvantificeret som forbedringer af ressourcer eller udnyttelsesmuligheder. Ved brug af en
økonomisk metrik kan gevinster udtrykkes i form af en forøgelse af menneskers brug af en ressource (brugsværdi)
eller en forøgelse af den værdi, mennesker tillægger en ressource eller udnyttelsesmulighed, uanset om de bruger
ressourcen (ikke-brugsværdi).
Centrale elementer i fastlæggelsen af passende typer afhjælpning, omfatter:
Identifikation og vurdering af afhjælpende foranstaltninger, der kan træffes for at opveje skaderne
Beregning af gevinsterne (kreditter) ved afhjælpende foranstaltninger, der foretages ved at indsamle samme
oplysninger som ved kvantificeringen af skaden (debet). Kvantificeringen af kreditterne omfatter:
Vurdering af omfanget af forbedringer over tid, der foretages på samme måde som vurderingen af
omfanget af skade på ressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder.
Fastlæggelse af retableringskurver, der afspejler de afhjælpende foranstaltningers forventede tidshorisont
og effektivitet vurderet ved brug af den valgte metrik.
Hensyntagen til usikkerhed: I ækvivalensvurderingen skal analytikerne være opmærksom på potentielle kilder
til usikkerhed. Kilder til usikkerhed ved beregningen af gevinsterne (kreditter) ved afhjælpende foranstaltninger
i form af udnyttelsesmuligheder (omfanget af forbedringer, retableringskurver osv.) kan være særlig vanskelige
at vurdere (og der redegøres således for usikkerhed i dette afsnit).
84
5.1 Identifikation og vurdering af muligheder for supplerende eller kompenserende
afhjælpning
Planlægningen af supplerende og kompenserende afhjælpning bør omfatte identifikation af projekter, der er til gavn
for de skadede ressourcer og udnyttelsesmuligheder. Dette trin indebærer ligeledes en vurdering af de kompetente
myndigheders og andre interessenters beføjelser, præferencer og mål. Når der er blevet identificeret et sæt
projekter, identificeres de forventede gevinster ved det enkelte projekt, hvorefter de kvantificeres ved brug af den
metrik, der anvendes på tabstiden (debet) i vurderingen.
Idéer til afhjælpningsprojekter kan hidrøre fra mange forskellige kilder såsom de berørte personers ekspertise inden
for ressourceforvaltning og eksisterende ressourceforvaltningsplaner med forslag til foranstaltninger til forbedring af
ressourcernes tilstand. Afhjælpningsprojekter kan gennemføres på lokaliteten, på nærliggende lokaliteter eller på
lokaliteter, der rent geografisk ligger langt væk fra den skadede lokalitet, hvis der er en rimelig ressourceækvivalens,
hvis der er fordelingsmæssige hensyn, eller hvis der skal tages hensyn til administrative, retlige, tekniske eller
biologiske faktorer.
Der kan indhentes forslag til afhjælpende foranstaltninger fra ressourceforvaltningsagenturer, fra akademiske
eksperter inden for forskning i naturressourceforvaltning eller -retablering og fra offentligheden. Ikke-statslige
organisationer, enkeltpersoner og andre interessenter, der er optaget af miljøsundhed, arealbevaring og beskyttelse
af naturressourcer, har ofte idéer til projekter vedrørende afhjælpning, retablering, erhvervelse eller forbedring af
naturtyper, som også kan være relevante. Identifikation og vurdering af afhjælpende foranstaltninger kan omfatte
følgende trin:
Opstil kriterier for vurdering af afhjælpende foranstaltninger
Udarbejd en liste eller database over potentielle afhjælpende foranstaltninger
Anvend vurderingskriterier til at identificere potentielle afhjælpende foranstaltninger
Sørg for, at der anvendes passende metrikker til at sammenligne kreditterne ved afhjælpning med debet
Vurdér enhedsomkostninger for prioriterede afhjælpende foranstaltninger Omkostningerne bør omfatte
gennemførelse og administration af foranstaltningen samt drift og vedligeholdelse og den nødvendige
overvågning til at sikre, at projektet skaber de gevinster, der er kvantificeret i ækvivalensvurderingen.
Hvilke afhjælpningsprojekter, der er egnede, afhænger af flere variabler, herunder de skadede naturtyper eller
artspopulationer, den forvoldte type skade og de mere generelle pres på disse naturtyper og artspopulationer. Det
er seks grundlæggende principper, som bør overvejes ved udvælgelsen af passende projekter (der redegøres
nærmere herfor nedenfor):
gevinstgenereringsmetode
fragmentering og isolation af naturtyper
udpegning og beskyttelse af naturtyper
forskelle mellem kompensation for naturtyper og arter
kompensation og afhjælpning for flere arter
vejledning om ex ante-kompensation for skader på Natura 2000-områder.
I boks 5.1 gives et overblik over, hvordan de afhjælpende foranstaltninger blev udvalgt i det casestudie, der er
beskrevet i overstående to afsnit.
85
Boks 5.1: Vurdering af afhjælpning: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Med henblik på afhjælpning af midlertidige tab af vådområder blev tre afhjælpende foranstaltninger vurderet:
ingen foranstaltninger (naturlig retablering)
retablering af vådområde på en anden lokalitet
beskyttelse ved erhvervelse.
Muligheden "ingen foranstaltninger" vælges ikke, da det midlertidige tab er for stort. Etablering af vådområde
vælges ikke, da de udnyttelsesmuligheder, der er tabt for bestandigt, var knyttet til naturlige mangfoldige
vådområder. Muligheden "beskyttelse ved erhvervelse" vælges. Der blev gjort en række almindelige antagelser om
beskyttelsesscenarier og udviklingsrisici.
Med henblik på afhjælpning af midlertidige tab af havørreder blev tre andre afhjælpende foranstaltninger vurderet:
Ingen foranstaltninger" (naturlig retablering): vælges ikke, da det midlertidige tab blev anset for at være for
stort
Klækkeri: vælges ikke på grund af bekymringer over genetik osv.
Retablering af vandløbsnaturtypen i andre tilløb i K-vandløbet blev valgt som en praktisk løsning.
Der blev gjort en række enkle antagelser om retablering af ørredbestanden: et 5 m bredt vandløb, forøgelse af
ørredtætheden fra fem ørreder pr. 100 m2 til 10 ørreder pr. 100 m2, en gennemførelsesperiode på tre år og en
retableringsperiode på syv år efter gennemførelsen.
5.1.1 Retablering og genskabelse af naturtyper
Skade på eller tab af beskyttede naturtyper eller levesteder for beskyttede arter kan afhjælpes ved at skabe et nyt
levested eller et erstatningslevested. Det kan være teknisk udfordrende.
I stedet for at skabe et nyt levested kan det være lettere at retablere en eksisterende naturtype. I de fleste tilfælde
bør den naturtype, der skal retableres, være af samme (eller tilsvarende) type som den, der er blevet skadet eller
ødelagt. Naturtyper er defineret i bilag I til habitatdirektivet og vejledningen om fortolkning af europæiske
naturtyper (Europa-Kommissionen, 2003)21.
Hvis ordninger for retablering af naturtyper anvendes som afhjælpning, kvantificeres omfanget af gevinster i form af
udnyttelsesmuligheder eller "merværdi" af denne retablering. De faktorer, der skal afvejes i denne vurdering,
omfatter følgende:
Procentvis ændring: Det er nødvendigt at vurdere omfanget af den naturlige retablering af en naturtype.
Fjernelse af f.eks. ikke-hjemhørende nåletræer i en løvskov kan være meget fordelagtigt for områdets
bevaringsstatus, men hvis disse træer ikke regenererer sig naturligt, kan de forsvinde fra skovområdet på langt
sigt gennem naturlige processer. Vurderingen af gevinsten ved bevaring på kort sigt skal derfor afvejes mod den
sandsynlige naturlige udvikling på langt sigt.
Merværdi: Det er vigtigt at sikre, at de foranstaltninger, der træffes for at retablere naturtyper, skaber
"yderligere" gevinster, dvs. gevinster, der ellers ikke ville blive skabt. Det er vigtigt at undgå risikoen for
dobbelttælling af kreditter.
21 Europa-Kommissionen, GD for Miljø – Natur og Biodiversitet (2003), Interpretation Manual of European Union Habitats EUR
25, oktober 2003.
86
5.1.2 Fragmentering og isolation af naturtyper – artikel 10-foranstaltninger (habitatdirektivet)
Den valgte tilgang til udvælgelse af afhjælpningsprojekter afhænger i høj grad af den skadede eller ødelagte
naturtype. Hvis den berørte naturtype er en lille del af en langt større naturtype, vil afhjælpningsprojekter, der blot
skaber eller retablerer et andet område af tilsvarende størrelse, ikke kompensere for skaden på det oprindelige store
område på grund af principperne om øbiogeografi.
Der henvises specifikt til behovet for at styrke landskabselementerne for at retablere den økologiske funktion i
habitatdirektivets artikel 10, hvor medlemsstaterne opfordres til at "bestræbe sig" på at styrke sammenhængen i
Natura 2000-nettet ved at fremme forvaltningen af de elementer i landskabet, der er af afgørende betydning for
vilde dyr og planter.
5.1.3 Udpegning og beskyttelse af naturtyper
En potentielt nem løsning for de kompetente myndigheder er at udpege et bestemt område som et nyt
naturreservat eller Natura 2000-område for at kompensere for skade på eller tab af en eksisterende lokalitet. Det
skal imidlertid understreges, at denne tilgang ikke i sig selv skaber økologiske eller biodiversitetsmæssige gevinster,
da der ikke tilvejebringes nye økologiske tjenester. Hvis et ubeskyttet levested er i fare, kan beskyttelsen som følge
af udpegningen imidlertid tilvejebringe yderligere økosystemtjenester, der kan betragtes som gevinster ved
afhjælpning. Hvis kompensationen eller afhjælpningen skal være begrundet, skal faren for den nyligt udpegede
naturtype være reel, forholdsvis overhængende og målelig – f.eks. arealer udlagt eller godkendt til boligbyggeri.
5.1.4: Forskelle mellem kompensation for levesteder og arter
Når ex ante-planer berører beskyttede artspopulationer, kan tilgangen til kompenserende afhjælpning af skade på
levesteder afvige fra den tilgang, der anvendes i forbindelse med skade på beskyttede naturtyper. I nogle tilfælde
kan det imidlertid være hensigtsmæssigt at kompensere for tabet af eller skaden på det levested, der anvendes af
beskyttede arter, som om det var en beskyttet naturtype. I mange tilfælde er det levested, som de beskyttede arter
anvender, rent faktisk også beskyttet.
Artspopulationer er ofte meget mobile og kan bevæge sig over betydelige afstande. At kompensere for skader på
artspopulationer forudsætter en forståelse af en arts økologiske behov i forskellige livscyklusfaser, på forskellige
tidspunkter af året og endog på forskellige tidspunkter af dagen.
Selv om mange beskyttede artspopulationer anvender beskyttede levesteder, anvender andre arter almindelige og
ubeskyttede levesteder (f.eks. opdyrket landbrugsjord) i en del af eller i hele deres livscyklus. I disse tilfælde kan de
tilgængelige kompensationsmuligheder være mere fleksible. I forbindelse med udformningen af projekter til
kompensation for eller afhjælpning af skader på artspopulationer kan der indføres mere direkte foranstaltninger
såsom fodring af overvintrende fuglebestande ved at sprede korn eller dyrke afgrøder, som fuglene kan spise.
I forbindelse med bevaring af migrerende arter kan det ligeledes overvejes at indføre afhjælpende eller
kompenserende foranstaltninger, som hjælper bestanden i en anden livscyklusfase end den, hvor miljøskaden
indtraf. En undersøgelse af skader på en trækfuglebestands overvintringsområde viser f.eks., at fuglenes yngleplads
eller rasteplads på trækruter har større betydning for artens overlevelse. I disse tilfælde kan det være til større gavn
for hele bestanden at gennemføre projekter, der forbedrer levestedet på trækruterne eller ynglepladserne, hvis det
kan påvises, at de er vigtige steder for bestanden. Situationen kan være den samme for vandrende fiskearter såsom
atlantisk laks. Der kan ikke blot kompenseres for skader på et gydeområde i et vandløb gennem primær afhjælpning
på den skadede lokalitet, men også ved at forbedre trækruterne (f.eks. ved at fjerne hindringer såsom fiskegårde)
87
eller ved at forbedre forholdene i flodmundinger (f.eks. forbedre vandkvaliteten eller reducere indvirkningerne af
kommercielt fiskeri). Boks 5.2 indeholder en oversigt over grænseoverskridende afhjælpning i sådanne tilfælde.
Boks 5.2: Grænseoverskridende afhjælpning
Identifikationen af egnede afhjælpningsområder kræver nøje overvejelser af en række forskellige hensyn.
Afhjælpningsområderne bør om muligt ligge i nærheden af eller endog ved siden af den skadede lokalitet og være en
tilsvarende naturtype, da dette sikrer opretholdelsen af maksimal økologisk kontinuitet og tilvejebringelsen af
miljøtjenester. I det økologisk fragmenterede landskab i store dele af Europa er det imidlertid ofte umuligt at finde
egnede afhjælpningsområder ved siden af eller endog i nærheden af den skadede lokalitet. I andre tilfælde kan den
skadede naturtype i sig selv være meget sjælden, og tilsvarende afhjælpningsområder kan derfor ligge i en vis
afstand fra den skadede lokalitet.
I visse tilfælde kan de mest egnede afhjælpningsområder ligge i en vis afstand fra den skadede lokalitet og endog på
tværs af nationale grænser. Anvendelsen af grænseoverskridende lokaliteter til biodiversitetsafhjælpning rejser en
række spørgsmål vedrørende:
migrerende arter
biogeografiske områder
fragmentering af naturtyper og økologiske net
miljøtjenester og brugsværdier.
Der henvises til placeringen af kompensationsområder i henhold til habitatdirektivets artikel 6, stk. 4, i to vigtige
publikationer fra Europa-Kommissionen (Europa-Kommissionen, 200022 og Europa-Kommissionen, 200723). Det
understreges i disse dokumenter, at det er vigtigt, at kompensationsområderne sikrer sammenhængen i Natura
2000-nettet.
Det anføres kort sat, at de kompensationsforanstaltninger, der foreslås for et projekt, skal:
omfatte de negativt påvirkede naturtyper og arter i et tilsvarende omfang
vedrøre det samme biogeografiske område i den samme medlemsstat
indebære funktioner, der kan sammenlignes med dem, der lå til grund for udvælgelsen af det oprindelige
område.
Afstanden mellem det oprindelige område og stedet for kompensationsforanstaltninger er derfor ikke nogen
hindring, så længe den ikke påvirker områdets funktioner og de oprindelige årsager til valget af området. Kravet om,
22 Europa-Kommissionen (2000), Forvaltning af Natura 2000-områder – Habitatdirektivets artikel 6, Luxembourg. 23 Europa-Kommissionen (2007), Vejledning vedrørende artikel 6, stk. 4. Belysning af begreberne: alternative løsninger, bydende
nødvendige hensyn til væsentlige samfundsinteresser, kompensationsforanstaltninger, global sammenhæng, udtalelse fra
kommissionen. [Bemærk: erstatter afsnittet om artikel 6, stk. 4, i Europa-Kommissionens dokument fra 2000]. Findes på
adressen: http://ec.europa.eu/environment/nature/natura2000/management/guidance_en.htm
88
at kompensationsforanstaltningerne skal træffes i den samme medlemsstat, er muligvis ikke så let at opfylde, navnlig
i områder, der krydser nationale grænser, eller i små medlemsstater.
Migrerende arter
Når miljøskader påvirker migrerende arter, enten fugle beskyttet under direktivet om beskyttelse af vilde fugle eller
andre arter opført i bilagene til habitatdirektivet, kan der i teorien være mulighed for at træffe foranstaltninger til
afhjælpning af disse skader en række steder langs den pågældende arts trækrute. Udvælgelsen af disse steder
kræver imidlertid en detaljeret forståelse af den pågældende arts migrationsadfærd og nøje identifikation af
økologiske flaskehalse langs disse ruter. Hvis denne forståelse er til stede, kan der muligvis træffes foranstaltninger
til afhjælpning af tab af overvintringsområder ved at forbedre områder, der anvendes som rastepladser langs
trækruten, eller endog ynglepladser.
Boks 5.2: Grænseoverskridende afhjælpning (fort.)
Mange overvintrende trækfugle i vådområder danner artsgrupper, som muligvis er ankommet til et
overvintringsområde via en række forskellige migrationsruter og fra en række forskelige ynglepladser. Det er derfor
ikke altid muligt at træffe afhjælpende foranstaltninger til gavn for denne gruppe af migrerende arter andre steder
end i overvintringsområderne. De fleste trækfugle i vådområder anvender imidlertid net af overvintringsområder i et
vådområdekompleks, og det kan være muligt at definere omfanget af dette områdekompleks og træffe
foranstaltninger på et eller flere af disse områder, således at den overordnede økologiske funktion som levested
opretholdes.
Med hensyn til vandrende fiskearter kan fjernelse af hindringer for migration langs et vandløb, forbedringer af
miljøkvaliteten i flodmundinger eller reduktion af presset fra rovdyroverfald og fiskeri bestemte steder langs
trækruten anvendes som afhjælpende foranstaltninger.
Biogeografiske områder
De biogeografiske områder i Europa er defineret i habitatdirektivet og udgør økologisk sammenhængende områder
med de samme økologiske karakteristika. Afhjælpningen af skader på en europæisk beskyttet naturtype eller art
opført i bilagene til habitatdirektivet skal finde sted på en lokalitet, der ligger i samme biogeografiske område som
den skadede lokalitet.
Fragmentering af naturtyper og økologiske net
For mange arter og naturtyper kan den økologiske funktion kun opretholdes, hvis levestedet er tilstrækkelig stort,
eller hvis der er funktionelle forbindelser mellem levesteder, der danner økologiske net eller anvendes af
metapopulationer af arter. Der er blevet henvist til habitatdirektivets artikel 10 i afsnit 3.2.1.2. Medlemsstaterne skal
i denne forbindelse træffe foranstaltninger til bevaring af trædesten og lineære karakteristika i landskabet, der
opretholder den økologiske konnektivitet. Når der forvoldes skade på lokaliteter, der indgår i et økologisk net eller
anvendes af en større metapopulation af arter, er det vigtigt, at der tages højde herfor i forbindelse med
udvælgelsen af afhjælpende foranstaltninger. Det kan derfor være mest hensigtsmæssigt at retablere naturtyper på
tværs af grænser i stedet for at udvælge en lokalitet i den samme medlemsstat, der ikke har den samme økologiske
funktion. Det kan navnlig være vigtigt i bjergkæder og kystområder, hvor mange store og økologisk
sammenhængende naturtyper krydser nationale grænser.
Naturressourcernes udnyttelsesmuligheder og brugsværdier
I henhold til miljøansvarsdirektivet skal der ligeledes tages hensyn til den skadede lokalitets udnyttelsesmuligheder
89
ved udvælgelsen af afhjælpende foranstaltninger. For mange lokaliteter kan der kun tilvejebringes tilsvarende
miljøtjenester på lokaliteter beliggende i den samme medlemsstat og inden for en forholdsvis kort rejseafstand fra
den skadede lokalitet. I takt med, at afstanden mellem den skadede lokalitet og afhjælpningsområdet stiger, er de
mennesker, der er berørt af miljøskaden, nødsaget til at rejse længere for at opnå den samme miljøgevinst. Hvis
denne geografiske flytning skal opvejes, er der behov for yderligere afhjælpning, eventuelt i form af et større
område.
5.1.5 Kompensation og afhjælpning for flere arter
Miljøskader vil ofte påvirke en række forskellige beskyttede arter. Skader på et vandløb kan f.eks. påvirke
populationer af flere arter af beskyttede fisk. For nogle af disse arter foreligger der grundige undersøgelser og
nyttige grundlæggende oplysninger, hvorimod andre arter er langt mindre undersøgt og har helt andre
livscyklusbehov. Det bør overvejes at udvikle en kompensations- eller afhjælpningspakke, der i tilstrækkelig grad er
til gavn for flere arter (eller naturtyper).
5.2 Kriterier for vurdering af afhjælpende foranstaltninger
Efter identifikationen af afhjælpende foranstaltninger skal det vurderes, om de opfylder krav og præferencer fremsat
af de kompetente myndigheder og andre interessenter og fastlagt i relevante love og bestemmelser. I bilag II til
miljøansvarsdirektivet henvises udtrykkeligt til en række kriterier for vurdering af rimelige afhjælpende
foranstaltninger ved brug af de bedste til rådighed stående teknologier:
Virkningen på folkesundheden og sikkerheden
Omkostningerne ved den enkelte foranstaltning
Sandsynligheden for, at den enkelte foranstaltning opfylder målet
I hvilken udstrækning den enkelte foranstaltning vil forhindre fremtidig skade og yderligere skade som følge af
gennemførelsen af den pågældende foranstaltning
Sociale, økonomiske og kulturelle forhold og lokale faktorer
Hvor lang tid det vil tage at genoprette skaden
I hvilken udstrækning den skadede lokalitet retableres
Geografisk tilknytning til den skadede lokalitet.
I forbindelse med udviklingen og udvælgelsen af kriterier for vurdering af projekter bør analytikerne definere en
række forskellige kriterier og præcisere, hvordan de enkelte kriterier kan fortolkes i forbindelse med vurderingen af
foreslåede projekter. Tabel 5.1 indeholder eksempler på fortolkning af de enkelte kriterier. Kriterierne og
fortolkningen heraf kan variere fra lokalitet til lokalitet afhængigt af lokalitetsspecifikke aspekter, muligheder og
begrænsninger. Bemærk, at selv om ordlyden i tabellen primært henviser til miljøansvarsdirektivet, finder kriterierne
tilsvarende anvendelse på situationer omfattet af andre relevante direktiver såsom VVM-direktivet, habitatdirektivet
og direktivet om beskyttelse af vilde fugle.
Kriterierne i tabel 5.1 er opdelt i to grupper: kriterier for indledende screening og kriterier for detaljeret vurdering.
Kriterierne for indledende screening kan anvendes som "bestået/ikke bestået"-kriterier med henblik på hurtigt at
udelukke uegnede foranstaltninger på en objektiv måde. Det kan være vigtigt, hvis interesserede parter har bidraget
med idéer, der ikke er egnede til at opveje de forvoldte typer skader, selv om de er potentielt interessante.
90
Listen i tabel 5.1 er hverken endelig eller udtømmende. Afhængigt af de berørte parters interesser kan forskellige
kriterier eller kategorier af kriterier vejes tungere for at understrege de særlige kendetegn ved projektet, der er af
størst værdi for parterne.
Når de uacceptable foranstaltninger er blevet udelukket på grundlag af screeningskriterierne og de resterende
foranstaltninger er blevet rangordnet kvantitativt eller kvalitativt, kan de foretrukne projekter identificeres. Der skal
herefter sættes yderligere fokus på disse foretrukne projekter med henblik på at udarbejde mere detaljerede
projektbeskrivelser og vurdere de potentielle gevinster, herunder typen og omfanget af og tidshorisonten for
gevinsterne, og projektets relative "match" med hensyn til overordnet ækvivalens.
Oplysningerne ovenfor anvendes til tre formål: i) identifikation af passende, højst relevante og gavnlige projekter, ii)
ækvivalensmodellering for at skalere projektet, således at det opvejer skaden, og iii) udarbejdelse af en endelig
afhjælpningsplan og retningslinjer for gennemførelse. Jo flere detaljerede oplysninger, desto nyttigere vil det være
for de enkelte anvendelser.
91
Tabel 5.1: Eksempler på vurderingskriterier for valg af afhjælpende foranstaltninger
Kriterium Fortolkning
Kriterier for indledende screening
Vurdér ressourcer skadet som følge af udledning eller udnyttelsesmuligheder tabt som følge af skader
Projekterne vurderes ud fra, om de genopretter, genskaber eller erstatter de skadede naturressourcer og udnyttelsesmuligheder, eller ud fra, om der erhverves tilsvarende ressourcer og muligheder.
Overhold gældende/relevante love og bestemmelser
Projekterne skal være lovlige.
Beskyt den offentlige sundhed og/eller sikkerhed
Projekterne må ikke være til fare for den offentlige sundhed og/eller sikkerhed.
Koordinér projekterne med planlagte oprensningsforanstaltninger og primære afhjælpende foranstaltninger
Projekterne må ikke være i uoverensstemmelse med planlagte oprensningsforanstaltninger og primære afhjælpende foranstaltninger, og disse foranstaltninger må ikke være til skade for projekterne.
Sørg for, at projekterne er teknisk mulige
Der skal være stor sandsynlighed for, at projekterne bliver en succes.
Minimér yderligere skade Projekterne må ikke forvolde yderligere skade på naturressourcer, tab af udnyttelsesmuligheder eller miljøforringelse. En eventuel yderligere skade skal være minimal i forhold til de opnåede gevinster.
Sørg for, at offentligheden accepterer projekterne
Projekterne skal i et vist omfang accepteres af offentligheden, og projekterne må ikke være til gene for offentligheden.
Reducér naturressourcernes eksponering for forurenende stoffer
Primære afhjælpningsprojekter skal reducere eksponeringen for forurenende stoffer og mængden, mobiliteten og/eller toksiciteten af forurenende stoffer.
Reducér mængden, mobiliteten og/eller toksiciteten af forurenende stoffer.
Kriterier for detaljeret vurdering
Retablér eller bevar den skadede type naturressourcer
Projekterne bør forbedre kvaliteten af den ressource, der er blevet eller vil blive skadet (f.eks. grundvand, terrestrisk naturtype), gennem afhjælpnings- eller bevaringsforanstaltninger.
Bevar truede natursamfund, som er unikke, af høj kvalitet eller forbundet med sådanne områder
Projekter vedrørende erhvervelse af jord/ressourcer eller bevaringsservitutter bør være rettet mod beskyttelsen af unikke ressourcer eller ressourcer af høj kvalitet eller sikre bæredygtige buffere mod den fremtidige udvikling omkring disse områder.
Fokusér på en ressource eller udnyttelsesmulighed, der ikke kan retableres naturligt, eller hvor det vil tage lang tid
Projekterne bør rettes mod ressourcer/udnyttelsesmuligheder, hvor retableringen vil gå langsomt uden afhjælpende foranstaltninger (f.eks. > 25 år).
92
Fokusér på afhjælpning af "foretrukne" ressourcer eller udnyttelsesmuligheder
Ressourceforvaltere kan opstille en liste over prioriteter baseret på de skadede typer ressourcer og skadens omfang.
Anvend etablerede og pålidelige metoder/teknologier, hvor sandsynligheden for succes vides at være stor
Projekterne bør være baseret på passende, dokumenterede og vellykkede teknikker. Forsøgsmetoder, forskning eller udokumenterede teknologier kan prioriteres lavere.
Kriterium Fortolkning
Sørg for, at cost-benefit-forholdet er rimeligt
Projekterne bør have en høj andel af forventede gevinster i forhold til omkostninger sammenlignet med andre projekter finansieret af samme kilde.
Sørg for, at omkostningerne til drift, vedligeholdelse og overvågning på langt sigt er lave
Omkostningerne på langt sigt bør stå i rimeligt forhold til de forventede gevinster.
Sørg for, at projekterne kan skaleres til et passende niveau i forhold til omfanget af skade på eller tab af ressourcer
Projekterne bør kunne skaleres, således at afhjælpningen har et passende omfang. Små projekter, der kun giver en minimal gevinst i forhold til de skadede ressourcer eller udnyttelsesmuligheder, eller alt for store projekter, der ikke kan indskrænkes behørigt, prioriteres lavere.
Levér gevinster, der er målelige med henblik på evaluering af projekternes succes
Gevinsterne ved projekterne bør være målelige og kvantificerbare med henblik på evaluering af projekternes succes.
Vær konsekvent med hensyn til regionalplanlægning og administrativ gennemførlighed
Projekterne bør være i overensstemmelse med regionalplanlægningen (f.eks. fremme biodiversitetshandlingsplaner), og projekterne skal være administrativt mulige.
Levér yderligere gevinster Projekter, der er til gavn for mere end én skadet ressource eller udnyttelsesmulighed, eller som indebærer sekundære gevinster eller kaskadegevinster for økologiske ressourcer og økonomiske fordele, prioriteres.
Styrk offentlighedens muligheder for at anvende, nyde eller få gavn af miljøet
Dette kan enten betragtes som et særskilt vurderingskriterium eller som et led i yderligere gevinster, afhængigt af de berørte parters mål.
Sigt mod at opnå miljømæssig retfærdighed
Et projekts miljømæssige retfærdighed er det omfang, i hvilket projektet er til gavn for de enkeltpersoner, der er mest berørt af skaden. Projekter, der er til gavn for de lavindkomstgrupper, der er hårdest ramt af forureningen, prioriteres.
Levér økologiske og/eller økonomiske gevinster for et større område eller en større befolkningsgruppe
Projekter, der skaber størst merværdi, prioriteres. I det omfang større projekter skaber mere merværdi, er større projekter at foretrække.
Levér hurtigere gevinster Projekter, hvor alle forventede resultater opnås hurtigere, end det havde været muligt ved naturlig retablering af ressourcen, og hurtigere end andre projekter,
93
der er finansieret af samme kilde, prioriteres. Jo hurtigere der opnås ækvivalens, desto bedre.
Levér andre langsigtede gevinster
Langsigtede projekter prioriteres frem for kortsigtede projekter.
Levér gevinster, som andre afhjælpningsprojekter ikke leverer.
Undgå projekter, som allerede gennemføres eller har fået tildelt finansiering under andre programmer, for at sikre, at der leveres yderligere gevinster.
5.3 Beskrivelse af afhjælpningsprojekter
Projektbeskrivelser kan indledningsvis være narrative beskrivelser i enkeltsætninger. Efterhånden som der indsamles
oplysninger, bør projektbeskrivelserne uddybes med fokus på:
projektmål
nødvendige foranstaltninger til gennemførelse af projektet
projektets forventede størrelse
forventede gevinster og den anslåede tidsramme for opnåelse af gevinsterne
nødvendige løbende drifts- og vedligeholdelsesaktiviteter til opretholdelse af projektet eller dets gevinster
anslåede omkostninger til gennemførelse og løbende drift og vedligeholdelse
tilladelseskrav
potentielle administrative (og andre) hindringer
potentielle yderligere eller supplerende gevinster eller skader forbundet med projektet
overvågnings- og evalueringsplan.
5.4 Beregning af gevinsterne (kreditter) ved afhjælpende foranstaltninger
Der stilles typisk forslag om projekter rettet mod afhjælpning af en ressource eller udnyttelsesmulighed, som er
blevet skadet som følge af en hændelse. Et projekt kan være rettet mod afhjælpning af samme naturtype som den,
der blev skadet, men på en anden lokalitet. Hvis naturtyperne er tilsvarende, bør gevinsterne ved
afhjælpningsprojektet (f.eks. tilvejebringelse af føde, termisk dække, skjulested og yngleplads) i teorien svare til de
udnyttelsesmuligheder, der er gået tabt som følge af skaden. Det er imidlertid ikke altid muligt at identificere
projekter til afhjælpning af ressourcer og udnyttelsesmuligheder, der er identiske med de tabte ressourcer og
udnyttelsesmuligheder. Afhjælpningsområdet kan ligge i en anden landskabsmæssig kontekst, der betyder, at
naturressourcerne og udnyttelsesmulighederne muligvis ikke er identiske. Levestedet i afhjælpningsområdet kan
være mere eller mindre tilgængeligt for målarten eller være omgivet af mere eller mindre beskyttende og
ønskværdige naturtyper. Den stressfaktor, der har forringet afhjælpningsområdet, kan desuden afvige fra den
stressfaktor, der forvoldte den skade, som afhjælpes. Selv om det således er muligt at opnå gevinster i form af
naturressourcer og udnyttelsesmuligheder i afhjælpningsområdet, er de muligvis ikke identiske med de gevinster i
form af naturressourcer og udnyttelsesmuligheder, der skal opnås, hvis skaden skal opvejes.
En anden metode, der anvendes til at vurdere de forholdsmæssige gevinster ved projekter for forskellige naturtyper,
er anvendelse af "skalarer" til tildeling af præferencevægte. Skalarer kan anvendes til at tage højde for "foretrukne
naturtyper" (f.eks. kan nogle meget produktive vådområdenaturtyper blive foretrukket frem for mindre produktive
94
græsarealer), for knaphed på arter eller naturtyper, for afstand fra den skadede lokalitet (de kompetente
myndigheder kan f.eks. foretrække at træffe afhjælpende foranstaltninger i nærheden af hændelsen i stedet for
længere væk, og disse afstandsrelaterede præferencer bør afspejles i skalarer) eller for visse sociale faktorer.
Nedenfor redegøres for tre aspekter af vurderingen af de potentielle gevinster ved et potentielt afhjælpningsprojekt.
Geografisk nærhed (se også boks 5.2)
Afhjælpningsprojekter til gavn for naturressourcer er ofte mere relevante, hvis de iværksættes geografisk tæt på den
skadede lokalitet. Det er mere sandsynligt at finde lignende naturtyper og ressourcer på en lokalitet i nærheden med
lignende klima, sæsonlængde, geologisk grundmateriale, naturlig vegetation, artsgrupper og naturlige og
antropogene stressfaktorer. Det er imidlertid ikke altid muligt at finde tilsvarende retableringsprojekter i tæt
geografisk nærhed, navnlig hvis den skadede naturtype er sjælden, eller hvis den skadede udnyttelsesmulighed
afhænger af en unik landskabsmæssig kontekst. Hvis der er tale om en skadet ressource, f.eks. trækfugle, og et egnet
afhjælpningsprojekt er erstatning af trækfugle, kan det desuden være mest hensigtsmæssigt at iværksætte
afhjælpningen på en yngleplads længere væk. Som anført ovenfor kan de kompetente myndigheder i visse tilfælde
anvende skalarer for nærhed for at tage højde for, at der ikke er afhjælpningsmuligheder i nærheden af
skadeslokaliteten.
I forbindelse med kompensation for tab af brugs- og ikke-brugsrelaterede værdier for mennesker er det sjældent
hensigtsmæssigt at iværksætte afhjælpning langt væk fra skadeslokaliteten, idet der er en risiko for, at dette kan
være til gavn for mennesker, der ikke har lidt et tab, på bekostning af de enkeltpersoner, der har lidt et tab.
Grad af lighed
Jo mere et afhjælpningsprojekt matcher den skadede lokalitet eller ressource, desto lettere vil det være at opnå
ækvivalens. Det er imidlertid ikke altid muligt at finde tæt matchende projekter. I sådanne situationer kan
analytikerne udvikle "omsættere" eller skalarer, der gør det muligt at sikre rimelige justeringer af debet og kredit.
Andre økologiske, kulturelle, økonomiske og sociologiske aspekter
Andre aspekter ved identifikationen af gevinsterne ved et afhjælpningsprojekt omfatter kompensation for kulturelle,
sociale eller økonomiske tab, som er vanskelige at beskrive eller kvantificere i en naturtypeækvivalensvurdering eller
en ressourceækvivalensvurdering. Hvis naturtypeækvivalensvurderingen eller ressourceækvivalensvurderingen
anvendes til at skalere afhjælpningen, fordi der primært er tale om tab af en økologisk egenskab, kan der være
behov for en anden metode til at skalere en passende kompensation. Det kan være nødvendigt at anvende en
økonomisk værdisætningsmetode, der måler de værdier, mennesker tillægger udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af
naturressourcer, i kombination med naturtypeækvivalensvurderingen for at sikre fuld kompensation.
Værdiækvivalensmetoderne beskrives i næste afsnit.
Ved kvantificeringen af gevinster ved potentielle afhjælpningsprojekter (kreditter) skal der indsamles samme
oplysninger som ved kvantificeringen af skaden (debet). De afhjælpende foranstaltningers forventede tidshorisont
og effektivitet skal vurderes ved brug af den valgte metrik, og den forventede effektivitet skal sammenholdes med
det niveau af udnyttelsesmuligheder, som den skadede lokalitet ville have frembudt, hvis skaden ikke var indtruffet. I
figur 5.1 angives, hvordan ressourcer fortsat kan forbedres efter gennemførelsen af kompenserende eller
supplerende afhjælpende foranstaltninger, der forbedrer ressourcernes og udnyttelsesmulighedernes tilstand.
Område F er den forbedrede udnyttelsesmulighed som følge af en foranstaltning. Når foranstaltningen er
gennemført, kan kvaliteten af ressourcen og udnyttelsesmuligheden fortsat stige (område G) til en ny tilstand, som
vil være vedvarende indtil et tidspunkt i fremtiden (område H). Summen af F, G, og H (området mellem den hidtidige
95
tilstand og kurven for udnyttelsesmuligheder) er gevinsten ved afhjælpning i form af udnyttelsesmuligheder, der skal
opveje tabene forbundet med den skadede lokalitet.
Figur 5.1: Kvantificering af forventede forbedringer som følge af kompenserende afhjælpning
5.4.1 Vurdering af omfanget af forbedringer
Omfanget af forbedringer eller kreditter vurderes på samme måde som omfanget af skade eller debet. De
sandsynlige gevinster ved afhjælpningsprojektet identificeres. Omfanget af forbedringer beregnes ved at vurdere
metrikkernes nutidsværdi og værdi efter gennemførelsen.
5.4.2 Fastlæggelse af retableringskurver
De afhjælpende foranstaltningers forventede tidshorisont og effektivitet skal vurderes ved brug af den valgte metrik.
Vurderingen af omfanget af og det fremtidige forløb med hensyn til gevinster kan baseres på oplysninger fra
tilsvarende projekter på tilsvarende lokaliteter, offentliggjort litteratur, modeller eller en faglig vurdering.
Der kan ligeledes foretages en modellering for at vurdere, hvor lang tid der går, før de afhjulpne ressourcers eller
naturtypers udnyttelsesmuligheder er fuldt ud retableret. Det er muligt, at økologiske tjenester retableres i et andet
omfang end brugs- og ikke-brugsrelaterede værdier for mennesker, og der skal således tages højde for begge
aspekter, medmindre det er besluttet kun at fokusere på det ene aspekt i ækvivalensvurderingen.
Ved vurderingen af retableringen bør der tages højde for naturlige stressfaktorer og forstyrrelser, der med
rimelighed kan forventes at påvirke retableringsraten, og korrigerende og opretholdende foranstaltninger, som
træffes for at styrke projektets succes fremover.
5.5 Håndtering af usikkerhedsfaktorer og forskellige resultater af
ækvivalensvurderingen
Kilder til usikkerhed i forbindelse med ækvivalensvurderinger kan hidrøre fra miljømæssig variabilitet og
stokasticitet, fra målinger af usikkerhed og variabilitet, fra vores begrænsede viden om økosystemer, fra mangel på
F
Afhjælpning
Foranstaltning
iværksættes
Afhjælpende
foranstaltning
gennemført/
naturlig
retablering
begynder
Naturlig
retablering
afsluttes
G H
Tidspunkt
Naturressource-
udnyttelses-
muligheder
Hidtidig tilstand
96
data (eller upræcise data), selv når vi kender og forstår systemerne, eller fra usikkerhedsfaktorer forbundet med de
involverede sociale, økonomiske eller politiske beslutninger. Der kan være usikkerhedsfaktorer i enhver
vurderingsfase, herunder i forbindelse med følgende:
Vurdering af tab (debet) som følge af skade og gevinster ved afhjælpningsprojekter (skalering)
Vurdering af gevinsterne (kreditter) ved afhjælpningsprojekter
Gennemførelse af afhjælpningsprojekterne
Håndtering af administrative, politiske og retlige aspekter
Vurdering af afhjælpningsomkostninger.
Den naturlige variation kan gøre det vanskeligt at definere og forudse retableringsforløb for mange
udnyttelsesmuligheder knyttet til naturtyper (Strange et al., 2002). Sunde eller skadede økosystemers iboende
kompleksitet gør det endnu vanskeligere at forudse resultaterne af afhjælpningen. Selv om situationen er forskellig
fra ressource til ressource, fra udnyttelsesmulighed til udnyttelsesmulighed og fra naturtype til naturtype, kan
mange af de faktorer, som har betydning for, om retableringen og afhjælpningen bliver en succes, være ukendte
eller vanskelige at forstå.
Der bør tages højde for usikkerheden, variabiliteten og de sandsynlige resultater forbundet med en skade omfattet
af miljøansvarsdirektivet eller ethvert andet direktiv i forbindelse med ækvivalensvurderinger. Dette kan omfatte
følgende:
Identifikation af de største kilder til usikkerhed
Mindskelse af usikkerhedsfaktorer i muligt omfang
Kvantitativ indregning af usikkerhedsfaktorer ved brug af følsomhedsanalyser, Monte-Carlo-simuleringer eller andre numeriske redskaber
Analyse, indregning og formidling af usikkerhedsfaktorerne i fremlæggelsen af resultater.
Ved vurderingen af usikkerhedsfaktorer kan der tages udgangspunkt i rimelige worst case-scenarier for at sikre
beskyttelsen af berørte miljøer og offentligheden (se boks 5.3).
Boks 5.3: Eksempel: Analyse af et rimeligt worst case-scenarie
I forbindelse med vurderingen af en stor forurenet lokalitet stod den kompetente myndighed over for en række
usikkerhedsfaktorer forbundet med varigheden af gevinsterne ved afhjælpning af et vådområde. På grund af
udviklingen af erhvervs- og boligbyggeri, stormskader og andre faktorer var der tvivl om varigheden af gevinsterne
ved et specifikt afhjælpningsprojekt for et vådområde. Gevinsterne ved projektet kunne svinge fra 15 til 50 år. Den
videnskabelige litteratur, som kunne danne grundlag for at mindske usikkerhedsintervallet, var begrænset. I lyset af
denne usikkerhed forbundet med vurderingen foretog den kompetente myndighed en analyse af et "rimeligt worst
case-scenarie". Ved en analyse af et rimeligt worst case-scenarie vurderes og fortolkes tilgængelige oplysninger på
en måde, der beskytter naturressourcer og udnyttelsesmuligheder. På grundlag af denne tilgang kom den
kompetente myndighed frem til, at en rimelig worst case-fortolkning af gevinsternes varighed var omkring 20 år.
Dette gjorde det muligt at vælge afhjælpningsprojektet for vådområdet som et acceptabelt projekt.
I de tidligere faser kan der anvendes en tilgang, hvor værdien af oplysninger allerede anslås i forbindelse med den
"foreløbige vurdering" for at afgøre, om der skal foretages yderligere undersøgelser for at mindske identificerede
kilder til usikkerhed. En formel eller uformel ramme for vurdering af værdien af oplysninger gør det muligt at
foretage analyser for at vurdere, om omkostningerne til yderligere undersøgelser er berettigede i lyset af den
sandsynlige forbedring af nøjagtigheden eller præcisionen af det endelige skøn. Analysen af de resterende
97
usikkerhedsfaktorer kan spænde fra en kvalitativ vurdering af kilderne og usikkerhedens omfang og retning til enkle
følsomhedsanalyser, der identificerer de forskellige mulige risici, og endog til sofistikerede probabilistiske metoder
ved brug af Monte Carlo-simuleringsteknikker (Metropolis og Ulam, 1949, Kahneman og Tversky, 1982, Fishman,
1995)24.
6. SKALERING AF SUPPLERENDE OG KOMPENSERENDE AFHJÆLPNING
Dette er trin 4 i skadesvurderingen og ressourceækvivalensvurderingen (se figur 3.1). I ækvivalensvurderingen er
skalering den proces, hvor det niveau af supplerende eller kompenserende afhjælpning, der er behov for til at opveje
skaden på naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder, fastlægges. Behovet for supplerende eller
kompenserende afhjælpning afhænger af gevinsterne ved primær afhjælpning. Ved skaleringen beregnes
gevinsterne (kreditter) ved alle relevante afhjælpende foranstaltninger, som skaleres (samlet debet divideret med
kreditter pr. enhed). Skaleringsprincippet er det samme uanset den anvendte metrik (f.eks. naturtypens størrelse og
kvalitet ved naturtypeækvivalensvurderingen eller værdiækvivalensvurderingen), så længe den samme metrik
anvendes i såvel kredit- som debetberegninger.
Ved vurderingen af behovet for supplerende eller kompenserende afhjælpning beregnes kreditterne ved et
afhjælpningsprojekt således, at afhjælpningen kan justeres for at opveje miljøskadens omfang eller udstrækning.
Idéen er i princippet, at der skal kompenseres for større tab gennem større afhjælpning og for mindre tab gennem
mindre afhjælpning. I ækvivalensvurderingen er muligheden for at justere afhjælpningen af afgørende betydning.
Skaleringen er opdelt i fire undertrin:
Beregning af gevinster (kreditter) pr. enhed ved de valgte afhjælpningsprojekter. Det kan f.eks. omfatte
forbedring af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen pr. hektar afhjulpet jord
(naturtypeækvivalensvurdering) eller forbedring af fiskeoplevelsen pr. fisketur (værdiækvivalensvurdering).
Skalering af afhjælpning er den proces, hvor niveauet af afhjælpning fastlægges. Det er lig med den samlede
debet divideret med kreditterne pr. enhed.
Vurdering af omkostninger til afhjælpende foranstaltninger, ofte pr. enhed i forbindelse med projekter, der kan
justeres størrelsesmæssigt. På dette trin kan der ligeledes foretages en sammenligning af omkostningerne
forbundet med alternativer, når omkostningerne angives som en enhedsomkostning for gevinster.
Vurdering af uforholdsmæssigt store omkostninger indebærer en vurdering af, om de anslåede
afhjælpningsomkostninger er uforholdsmæssigt store i forhold til de opnåede gevinster ved afhjælpningen.
Der anføres et enkelt eksempel i boks 6.1.
24 Metropolis, N. og Ulam, S. (1949), The Monte Carlo Method, Journal of the American Statistical Association 44(247): s. 335-
341.
Kahneman, D. og Tversky, A. (1982), Judgement under Uncertainty: Heuristics og Biases, Cambridge University Press, Cambridge.
Fishman, G.S. (1995), Monte Carlo: Concepts, Algorithms, and Applications, Springer Verlag, New York.
98
Boks 6.1: Eksempel: Enkelt skaleringseksempel
Som led i en skadesvurdering har den kompetente myndighed foretaget en ressourceækvivalensvurdering
vedrørende grundvand. Myndigheden fastslog, at der var en diskonteret debet på 450 hektarmeter grundvand pr.
år efter indregning af gevinsterne ved primær afhjælpning. Myndigheden fastslog ligeledes, at de kompenserende
afhjælpningsprojekter vedrørende oprensning af forurenet grundvand på en anden lokalitet kunne gennemføres.
Hver hektarmeter oprenset grundvand ville tilvejebringe en gevinst på 25 hektarmeter pr. år.
Afhjælpningsprojekterne blev skaleret ved at dividere den samlede debet på 450 diskonterede hektarmeter pr. år
med gevinsten ved afhjælpningsprojektet på 25 hektarmeter pr. år. Der skal således oprenses 18 hektarmeter
grundvand som supplerende afhjælpning.
6.1 Beregning af gevinster pr. enhed (kreditter)
Kreditter kan enten beregnes som den samlede kredit ved afhjælpningen eller som den samlede kredit ved
afhjælpningsforanstaltningen pr. enhed. Ved beregninger af kreditter pr. enhed kvantificeres gevinsterne i form af
udnyttelsesmuligheder ved et afhjælpningsprojekt, der udtrykkes i enheder for udnyttelsesmuligheder, ressourcer,
naturtyper eller værdier, der skal afhjælpes. Hvis de afhjælpende foranstaltninger kan opdeles i målelige enheder,
kan afhjælpningens samlede niveau justeres, således at niveauet matcher skadens omfang. Ved en sammenligning af
udnyttelsesmulighed med udnyttelsesmulighed vil kreditter pr. enhed f.eks. blive udtrykt i gevinsten i form af
udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen pr. hektar (f.eks. diskonterede udnyttelsesmuligheder pr. hektar
pr. år [DSHaY] pr. hektar afhjulpet naturtype).
6.1.1 Kreditter pr. enhed: Konceptuel tilgang ved brug af en ikke-økonomisk metrik
De oplysninger, der skal anvendes til at vurdere kreditter pr. enhed, er de samme som dem, der skulle anvendes til
debet- og kreditberegningerne i afsnit 4 og 5. Nogle af inputtene er f.eks. nødvendigvis de samme (f.eks. metrikken
til måling af ændringer af niveauet for ressourcer eller udnyttelsesmuligheder, diskonteringssats og basisår), andre
input er begrebsmæssigt meget ens (f.eks. er omfanget af gevinster i kreditberegningen analog med omfanget af tab
i debetberegningen). Input i beregningerne omfatter:
Startår – Det år, afhjælpningsprojekt begynder at generere miljøgevinster.
Slutår – Det år, afhjælpningsprojektet ophører med at generere miljøgevinster. I nogle tilfælde kan projekter
skabe varige gevinster. Det er imidlertid stadig muligt at vurdere de endelige gevinster i disse tilfælde ved brug af
en diskonteringssats.
En enhed – En afhjælpningsenhed, der kan skaleres, dvs. justeres for at opveje skaden. Den kan repræsentere en
hektar naturtype, en ressource såsom en fisk eller fugl osv. Enheden sættes altid til 1 i denne beregning, da vi
vurderer kreditter "pr. enhed".
Multiplikator til beregning af nutidsværdi – Multiplikatoren tager højde for tidsforskellen mellem skadens
indtræden og iværksættelsen af supplerende eller kompenserende afhjælpning. Diskonteringssatsen skal være
den samme i både debet- og kreditberegningerne (se afsnit 4.8).
Omfanget af gevinster – Omfanget af gevinster beskriver det samme begreb som omfanget af tab i
debetberegningen, men der henvises til forbedringen som følge af afhjælpningsprojektet og ikke til skaden
forvoldt af hændelsen.
99
Metrik – Den (ikke-økonomiske) metrik, der anvendes til at måle gevinsterne, skal være den samme som den,
der anvendes til at beregne den samlede debet.
Hidtidig tilstand – Ressourcens eller udnyttelsesmulighedens tilstand, hvis skaden ikke var indtrådt. Den
procentvise gevinst i form af udnyttelsesmuligheder skal udtrykkes i forhold til ressourcens hidtidige tilstand
(præcis som det procentvise tab af udnyttelsesmuligheder i debetberegningen).
Basisår – Det år, der anvendes for beregningerne af nutidsværdi. Dette år skal altid være det samme som det
basisår, der er anvendt i debetberegningerne.
Det illustrative eksempel i tabel 6.1 viser, hvordan disse beregninger kan se ud i en almindelig
naturtypeækvivalensvurdering. Beregningerne vil stort set være de samme i en ressourceækvivalensvurdering, og de
vises således ikke nedenfor. Der redegøres nærmere for baggrunden for denne tabel i boks 6.1.
Tabel 6.1: Illustrativt eksempel på beregninger af kreditter pr. enhed ved brug af en ikke-økonomisk
metrik
År Enhed,
antal hektar
Omfanget af gevinster,
procentvis stigning i arter på lokalitet
Nutidsværdifaktora) Kreditter pr.
enhedb)
DSHaY
a b c d = a b c
2014 1 10 0,94 0,09
2015 1 20 0,92 0,18
2016 1 30 0,89 0,27
2017 1 40 0,86 0,35
2018 1 50 0,84 0,42
2014 50 % 0,81 0,41
2015 50 % 0,79 0,39
.
. .
. . .
.
.
2065 1 50 0,21 0,10
2066 1 50 0,20 0,10
2067 1 50 0,20 0,10
2068 1 50 0,19 0,10
Kredit pr. hektar afhjulpet jord 12,08
a. Nutidsværdifaktor = 1/(1 + diskonteringssats)(år – basisår), diskonteringssats 3 % og basisår 2012.
b. Kreditter pr. enhed beregnes ved at multiplicere gevinsten i form af udnyttelsesmuligheder (%) med nutidsværdifaktoren for hver enhed og for hvert projektår.
100
6.1.2 Kreditter pr. enhed: Konceptuel tilgang ved brug af en økonomisk metrik
I forbindelse med metoden, hvor værdi sammenlignes med værdi, kan kreditter pr. enhed anvendes i skaleringen,
hvis den brugsrelaterede værdi er den primære komponent.
Nogle af oplysningsinputtene er nødvendigvis de samme som i debetberegningerne (f.eks. den økonomiske metrik til
måling af ændringer af diskonteringssats og basisår), og andre input er begrebsmæssigt meget ens (f.eks. er
enhederne for gevinster i form af udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker i kreditberegningen analog med
enhederne for tab af udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker i debetberegningen). En vigtig forskel er
indregningen af antagelsen om "omfanget af gevinster udtrykt i økonomisk værdi". Denne endelige antagelse er
nødvendig på kreditsiden, når der anvendes en økonomisk metrik, da den omregner ressourcegevinster til det beløb
(værdi), der er forbundet med denne ændring. Input anvendt i denne formel, omfatter:
Startår – jf. ovenfor.
Slutår – jf. ovenfor.
En enhed – En afhjælpningsenhed, der kan skaleres, dvs. justeres for at opveje skaden. Den repræsenterer
normalt en enhed for udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker (f.eks. fisketur, sejltur, rekreativ dag ved
stranden).
Omfanget af gevinster i form af udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker – Forbedringen af en
naturressources udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker efter et afhjælpningsprojekt. Hvis den primære
anvendelse f.eks. er fiskeri, kan der henvises til en forøgelse af antal indfangede fisk (eller til en forøgelse af
fiskenes størrelse) ved en bestemt sø efter et afhjælpningsprojekt (f.eks. forbedring af en naturtype).
Omfanget af gevinster udtrykt i økonomisk værdi – Forøgelsen af værdien af en naturressources
udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker efter et afhjælpningsprojekt. Den omregner gevinsten i form af
udnyttelsesmuligheder til gavn for mennesker til en økonomisk gevinst (målt ved brug af den økonomiske
metrik). Hvis den primære anvendelse f.eks. er fiskeri, kan der henvises til en forøgelse af den værdi, som en
fisker tillægger en fisketur efter afhjælpningsprojektet på en bestemt lokalitet.
Multiplikator til beregning af nutidsværdi – jf. ovenfor.
Følgende yderligere antagelser, som ikke er udtrykkeligt anført ovenfor, er imidlertid vigtige input i denne beregning:
Metrik – Den (ikke-økonomiske) metrik, der anvendes til at måle gevinsterne, skal være den samme som den,
der anvendes til at beregne den samlede debet (se afsnit 4 om udvælgelse af metrik).
Hidtidig tilstand – jf. ovenfor.
Basisår – jf. ovenfor.
6.2 Skalering af afhjælpning
Afhjælpningen skaleres, således at gevinsterne ved afhjælpning (kreditter) er lig med skaden (debet) forvoldt af
hændelsen. Formålet er at fastlægge behovet for afhjælpning, enten ved brug af en ikke-økonomisk metrik
(naturtypeækvivalensvurdering eller ressourceækvivalensvurdering) eller en økonomisk metrik
(værdiækvivalensvurdering). Input i denne vurdering er den samlede debet og kreditterne pr. enhed. I forbindelse
med en værdiækvivalensvurdering, der er baseret på en sammenligning af værdi med omkostninger, er det
eneste input den samlede debet. Nedenfor redegøres for skaleringen af afhjælpning i forbindelse med de enkelte
typer ækvivalensvurderinger.
101
Skalering af afhjælpning er en enkel procedure. Skaden (omkostninger) og afhjælpningen (gevinster) skal måles ved
brug af den samme metrik (f.eks. naturtypens udnyttelsesmuligheder, ressourceenheder eller økonomisk værdi).
Afhjælpningen måles ved brug af den valgte metrik pr. enhed. Ved at dividere de samlede omkostninger med
gevinsterne pr. enhed udlignes måleenheden. Dette illustreres nærmere i nedenstående eksempel.
Skaleret
afhjælpning =
samlet debet gevinst pr. enhed ved afhjælpning
= antal afhjælpningsenheder, der er behov for
Ved en metode, hvor værdi sammenlignes med værdi, baseret på en økonomisk metrik vil det antal
afhjælpningsenheder, der er behov for, være værdien forbundet med forøgelsen af menneskers brug (f.eks. antal
brugere pr. dag)25 som følge af afhjælpningsprojektet (husk, at afhjælpningsprojektet skal opveje værdien af skaden).
Den kompetente myndighed og/eller den ansvarlige operatør skal således træffe tilstrækkelige afhjælpende
foranstaltninger, der sikrer, at gevinsterne udtrykt i værdi er lig med tab udtrykt i værdi.
25 Afhængigt af ressourcen kan antal brugerdage repræsentere antal fisketure til et vandløb, antal sejldage på en sø eller antal besøg på en rekreativ strand. Dokumentation for værdi er ikke begrænset til rekreative anvendelser. Afhængigt af typen af skade kan andre enheder såsom sundhedsvirkninger, afgrødeværdi osv. ligeledes anvendes.
102
Boks 6.2: Eksempel: Skalering af afhjælpning med en ikke-økonomisk metrik
I det enkle eksempel i afsnit 4 blev det antaget, at 100 ha jord blev skadet, hvilket resulterede i et tab af
udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen. Den samlede debet blev anslået til 319,5 diskonterede
udnyttelsesmuligheder pr. hektar pr. år (DSHaY) (afsnit 4.9). I tabel 6.1 blev det antaget, at et afhjælpningsprojekt
kunne forbedre udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen på en lokalitet i nærheden. Forbedringerne af
naturtypen (kreditter) identificeres af økologer og biologer. Formålet er at vurdere kreditterne pr. enhed og bruge
disse oplysninger til at skalere afhjælpningen. Nedenfor anføres de hypotetiske antagelser i det illustrative eksempel
baseret på de beskrevne input:
Startår – Det antages, at gevinsterne ved afhjælpningen først realiseres i 2014.
Slutår – Det antages, at gevinsterne ophører i 2068.
Enhed – Der foretages en skalering af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen i hektar (dvs. enhed =
hektar).
Omfanget af gevinster – Gevinsten ved afhjælpningsprojektet i form af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af
naturtypen måles ved brug af den valgte metrik i forhold til den hidtidige tilstand. Det antages, at antallet af
arter vil blive forøget med 50 % i forhold til den hidtidige tilstand. Det antages, at denne gevinst vil blive
realiseret gradvis i løbet af de første fem år fra 2014 til 2018, og at antallet derefter gradvis vil stige med 50 % i
de næste 50 år (hvorefter stigningen i antallet af arter vil være ført tilbage til den hidtidige tilstand).
Multiplikator til beregning af nutidsværdi – Der tages udgangspunkt i en diskonteringssats på 3 %.
Metrik – Den ikke-økonomiske metrik er den samme som i debetberegningerne, dvs. udnyttelsesmuligheder
tilvejebragt af naturtypen i hektar kvantificeret med antal arter på lokaliteten.
Hidtidig tilstand – Det antages, at den hidtidige tilstand er den samme som defineret i debetberegningen.
Omfanget af gevinster fastlægges derfor i forhold til denne tilstand.
Basisår – Det antages, at 2012 er basisåret for analysen (som i debetberegningen), og multiplikatoren for
beregning af nutidsværdi er således lig med 1 det pågældende år.
Tabel 6.1 viser, hvordan kreditterne pr. enhed beregnes for 1 ha jord, der tilvejebringer udnyttelsesmuligheder 55 år
frem. Kreditterne pr. enhed er ganske enkelt omfanget af gevinster multipliceret med nutidsværdifaktoren
(multipliceret med en enhed). Rækkerne lægges sammen for hvert år for at beregne den samlede kredit pr. enhed i
afhjælpningsprojektets levetid26. Forøgelsen af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtypen (i forhold til den
hidtidige tilstand) målt i nutidsværdi (2012) som følge af afhjælpningsprojektet er således 12,08 DSHaY pr. hektar
afhjulpet naturtype. Den samlede miljøgevinst forbundet med dette foreslåede afhjælpningsprojekt pr. enhed (dvs.
pr. hektar) er således 12,08 DSHaY.
Ved skaleringen af afhjælpningen skal den samlede debet divideres med kreditterne pr. enhed. For at opveje det
samlede tab på 319,5 DSHaY er der i det illustrative afhjælpningsprojekt behov for afhjælpning af 26,5 ha.
Skaleret = 319,5 DSHaY 12,08 DSHaY pr. (1) ha
26 Hvis gevinsterne havde været varige, ville nutidsværdifaktoren – efter ca. 100 år – falde til under 0,01. Det betyder i praksis, at gevinster, der realiseres om 100 år, og som er vedvarende, i bund og grund har en nutidsværdifaktor på nul. Det er således fortsat muligt at beregne en endelig kredit pr. enhed i forbindelse med afhjælpningsprojekter med varige gevinster.
103
afhjælpning
= 319,5 DSHaY pr. 1 ha/12,08 DSHaY
= 26,5 ha (enheder), der skal afhjælpes
Det antal hektar pr. år, der skal afhjælpes hvert år, dvs. afhjælpes i år og herefter i 55 år, og som vil kompensere for
det samlede midlertidige tab af naturtyper, er ca. 26,5 ha. Nedenfor illustreres, hvordan måleenhederne udligner
denne beregning af det samlede antal i hektar, der skal afhjælpes.
Boks 6.3: Eksempel: Enkel skalering af afhjælpning ved brug af en økonomisk metrik
I den enkle værdiækvivalensvurdering, der er anført som et eksempel i afsnit 4.9, blev det antaget, at et populært
fiskeriområde var blevet forurenet som følge af et kemikalieudslip, hvor 600 rekreative fisketure gik tabt, og hvor de
100 fisketure, der fortsat fandt sted i området, var af forringet kvalitet. På grundlag af disse antagelser blev den
samlede debet beregnet til 18 937 EUR i diskonteret tabt værdi (DLV).
Ved brug af metoden, hvor værdi sammenlignes med omkostninger, ville skaleringen være som følger: Den
kompetente myndighed ville opkræve 18 937 EUR hos den ansvarlige operatør og anvende disse midler til at
gennemføre kompenserende afhjælpende foranstaltninger. Disse foranstaltninger kan omfatte udsætning af fisk,
forbedret offentlig adgang til fiskeområder eller forbedring af naturtyper, der skal øge fiskeoplevelsens kvalitet
(f.eks. forbedre fangstraten). Det er vigtigt at bemærke, at afhjælpningen ville blive skaleret, således at de samlede
omkostninger ikke oversteg 18 937 EUR. Metoden, hvor værdi sammenlignes med omkostninger, sikrer med andre
ord ækvivalens mellem debet og kredit, idet det antages, at afhjælpningsomkostningerne er lig med den samlede
debet.
Ved brug af metoden, hvor værdi sammenlignes med værdi, ville afhjælpningen blive skaleret på en anden måde. I
dette tilfælde ville den kompetente myndighed ligeledes opkræve midler, som ville blive anvendt til at gennemføre
samme type afhjælpende foranstaltninger (f.eks. udsætning af fisk, forbedret offentlig adgang til fiskeområder eller
forbedring af naturtyper, der skal øge fangstraten). Det skalerede beløb, der anvendes til denne afhjælpning, er
imidlertid nu baseret på værdien for lystfiskerne af det foreslåede afhjælpningsprojekt og ikke på skadens værdi.
Metoden, hvor værdi sammenlignes med værdi, sikrer med andre ord ækvivalens mellem debet og kredit, idet det
antages, at omfanget af afhjælpning baseres på den øgede værdi, som afhjælpningsprojektet tilfører.
6.3 Vurdering af omkostninger til afhjælpende foranstaltninger
I henhold til miljøansvarsdirektivet skal de kompetente myndigheder opkræve følgende typer omkostninger hos de
ansvarlige operatører:
omkostninger til vurdering af miljøskader eller en overhængende fare herfor og afhjælpende foranstaltninger
administrative og juridiske omkostninger og håndhævelsesomkostninger
omkostninger til dataindsamling og andre generelle omkostninger samt omkostninger til overvågning og tilsyn
afhjælpningsomkostninger.
104
Der fokuseres her på omkostningerne til afhjælpningsprojektet på grund af dets betydning ved sammenligningen af
forskellige afhjælpende foranstaltninger.
6.3.1 Afhjælpningsomkostningskomponenter
Afhjælpningsomkostninger omfatter omkostninger til:
projektdesign (herunder videnskabeligt og teknisk design, tilladelser, landmåling og andre designomkostninger)
projektgennemførelse
projektforvaltning
drift og vedligeholdelse
overvågning og rapportering
den kompetente myndigheds tilsyn.
Omkostningerne til afhjælpningsprojekter er projektspecifikke, men de generelle betragtninger om potentielle
omkostningskomponenter i tabel 6.2 kan gøre det nemmere at undgå at over- eller undervurdere de faktiske
afhjælpningsomkostninger.
Bemærk, at skadesomkostningerne ved brug af metoden, hvor værdi sammenlignes med omkostninger, fastsættes
som budgettet til afhjælpning, der skal finansiere ovennævnte omkostningskomponenter.
Tabel 6.2: Vigtige omkostningskomponenter, der kan indgå i vurderingen af afhjælpningsomkostninger
Omkostningskategori Beskrivelse
Planlægning Planlægning og design af afhjælpningsprojektet. Dette omfatter ligeledes foreløbige økologiske (eller
økonomiske) undersøgelser med henblik på fastlæggelse af omfanget af skade (eller tab af værdi eller
velfærd) og økologiske (eller økonomiske) undersøgelser med henblik på vurdering af økologiske data
(eller tab af værdi eller velfærd) efter spild. Denne omkostningskomponent kan opdeles i omkostninger
til følgende:
Indledende design, landmåling og forberedelse af plan– omfatter de aspekter af arbejdet, der
skal udføres inden udarbejdelse af en endelig og klar afhjælpningsplan. Den bør ligeledes
omfatte omkostninger til ressourceækvivalensvurdering.
Udarbejdelse af endelig plan – omfatter udarbejdelsen af en endelig afhjælpningsplan,
herunder i påkommende tilfælde høring af offentligheden, designtegninger, tekniske
modeller, undersøgelsesresultater, mobiliseringsplaner og andre påkrævede
planelementer.
Erhvervelse af
tilladelser
Erhvervelsen af enhver nødvendig retlig adgang, tilladelseskrav eller andre forpligtelser, der skal
opfyldes i forbindelse med afhjælpningen.
Erhvervelse af jord Omkostninger til erhvervelse af jord kan dække alle nødvendige omkostninger til erhvervelse af
ejendomsservitutter, brugsrettigheder eller andre retlige instrumenter, der er nødvendige for at
gennemføre afhjælpende foranstaltninger og efterfølgende foranstaltninger, overvågning eller fleksible
forvaltningstiltag.
Gennemførelse Gennemførelsesomkostninger dækker de grundlæggende elementer i gennemførelsen af
afhjælpningen, herunder arbejdskraft, materialer, transport, infrastrukturudvikling, forvaltning af og
tilsyn med lokalitet og nødvendige forsyninger under gennemførelsen.
Drift og
vedligeholdelse
Drifts- og vedligeholdelsesomkostninger dækker alle de omkostninger, der er nødvendige for at drive
og styre projektet, herunder nødvendig arbejdskraft, udstyr, materialer og forsyninger knyttet til disse
aktiviteter. Denne komponent udtrykkes ofte som en årlig omkostning til drift og/eller vedligeholdelse
af den gennemførte aktivitet (f.eks. årlig fjernelse af sediment fra konstruerede dræn).
105
Tilsyn Tilsynsomkostninger dækker alle omkostninger til kompetente myndigheders nødvendige tilsyn med
afhjælpningsprojekter. Denne omkostningskomponent vil højst sandsynligt omfatte
arbejdskraftomkostninger og administrationsomkostninger, dvs. de yderligere omkostninger (ud over
arbejdskraftomkostninger) til dækning af løbende udgifter til drift af organisationen (leje,
kommunikation, forsyninger, tilladelser, forsikring osv.).
Overvågning og
rapportering
Overvågning og rapportering omfatter alle nødvendige overvågnings- og rapporteringsomkostninger,
herunder omkostninger til arbejdskraft, materialer, forsyninger og formidling af information.
Uforudsete udgifter Uforudsete udgifter dækker alle nødvendige og relevante uforudsete udgifter knyttet til de
usikkerhedsfaktorer, der er forbundet med gennemførelsen af afhjælpningsprojektet. Formålet med
disse udgifter er at tage højde for uventede/tilfældige hændelser, som øger de faktiske omkostninger i
forhold til planlagte omkostninger (f.eks. dårligt vejr). Denne omkostningskomponent består typisk af
et beløb beregnet på grundlag af en fast procentsats, der indgår i det bedste omkostningsskøn (f.eks.
alle ovennævnte omkostninger). Det er generel praksis at lægge mellem 20-40 % til de samlede
anslåede omkostninger i form af "uforudsete udgifter".
6.3.2 Vurdering af afhjælpningsomkostninger
Forvalterne af afhjælpningsprojektet skal udvise omhu ved vurderingen af omkostninger for at sikre, at alle
omkostningskategorier er omfattet. Det er vigtigt, at de videnskabsfolk og ingeniører, der er ansvarlige for at
udforme projektet, leverer input til eller i det mindste kontrollerer omkostningsoverslag.
Typiske kilder til oplysninger om omkostninger:
Anslåede lokalitetsspecifikke afhjælpningsomkostninger
Indhentede oplysninger om repræsentative omkostninger forbundet med tilsvarende projekter (under
hensyntagen til potentielle forskelle med hensyn til lokalitetens placering, lokale økonomiske faktorer,
ressourcernes eller projekternes lighed)
Andre faktorer af denne karakter, der kan have indflydelse på forskellene i projektomkostninger. Drøftelser med
eksperter inden for økologisk afhjælpning og teknisk design.
I tabel 6.3 anføres en række eksempler på afhjælpningsomkostninger Omkostningerne forbundet med skabelse af
forskellige naturtyper er blevet anslået for en række forskellige naturtyper som led i den britiske
biodiversitetshandlingsplan (BAP). Disse omkostninger er blevet anslået på grundlag af casestudier og samtaler med
nationale eksperter. Omkostninger til forvaltning, retablering og skabelse af naturtyper sammenfattes for udvalgte
naturtyper. Omkostningerne varierer fra kapitalomkostninger på 15 000 GBP/ha for skabelse af et marskområde
(primært omkostninger til erhvervelse af jord) helt ned til 350 GBP/ha for skabelse af lavlandshede (plus årlige
forvaltningsomkostninger på 450 GBP/ha) (GHK, 2006)27.
Bemærk, at der ikke redegøres i detaljer for usikkerheden forbundet med kravets omkostningskomponenter i dette
dokument. Den typiske tilgang, dvs. tillæg af uforudsete udgifter til overvågnings- og tilsynsomkostninger med en
27 GHK (2006), "UK Biodiversity Action Plan: Preparing Costings for Species and Habitat Action Plans". Rapport til Defra og
partnere.
106
fast procentsats er behandlet i afsnit 4.2.3 i NOAA's tekniske papir 99-1 (1999)28. Diekmann og Featherman (1998)29
drøfter ligeledes forskellige metoder til vurdering af omkostningsusikkerheden.
6.3.3 Vurdering af uforholdsmæssigt store omkostninger
Det fastslås i bilag II, punkt 1.3.3, litra b), i miljøansvarsdirektivet, at den kompetente myndighed, uanset reglerne i
punkt 1.3.2 i miljøansvarsdirektivet og i overensstemmelse med artikel 7, stk. 3, i samme direktiv, har ret til at
beslutte, at der ikke træffes yderligere afhjælpende foranstaltninger, hvis: "omkostningerne ved de afhjælpende
foranstaltninger, der skal træffes for at nå tilbage til den oprindelige tilstand eller et tilsvarende niveau, ikke står i
forhold til den miljømæssige gevinst, der opnås".
Der er fastlagt en lignende regel i artikel 4 i vandrammedirektivet (VRD), men med den vigtige forskel, at det ikke
præciseres i VRD, at den miljømæssige gevinst skal fungere som reference. I begge direktiver er den praktiske
fortolkning af "uforholdsmæssigt store omkostninger" fortsat uklar. I forhold til hvad anses omkostningerne for at
være uforholdsmæssigt store? Hvordan måles disproportionalitet? Hvad er tærsklen for disproportionalitet?
Begrebet disproportionalitet behandles og illustreres nedenfor på grundlag af arbejdet med VRD. Bemærk, at
problemstillingerne i bund og grund er de samme i forbindelse med miljøansvarsdirektivet.
De to vigtigste kriterier for vurdering af disproportionalitet er:
Uforholdsmæssigt store omkostninger i forhold til gevinsterne: Her anses omkostningerne for at være
uforholdsmæssigt store, hvis de overskrider de økonomiske gevinster ved opnåelse af "god tilstand", f.eks. i et
vandområde (eller eventuelt hvis omkostningerne overskrider gevinsterne med en bestemt
"sikkerhedsmargen"). Vurderingen af, om omkostningerne er uforholdsmæssigt store, med henblik på at
begrunde en undtagelse bør således ikke betragtes om en efterfølgende cost-benefit-analyse af målene i VRD.
Fordeling af omkostningerne mellem forskellige aktører og deres betalingsevne: Her er omkostningerne
uforholdsmæssigt store, hvis de pålægger en bestemt aktør eller gruppe af aktører en uacceptabel byrde. Det
kan ligeledes være tilfældet, hvis fordelingen af omkostningerne mellem aktører overhovedet ikke hænger
sammen med disse aktørers bidrag til det pågældende problem, eller hvis de yderligere omkostninger primært
pålægges aktører, der allerede tidligere har gjort en betydelig indsats for at bekæmpe forureningen.
Det er ikke afklaret, om der bør være en form for rangorden mellem disse to typer kriterier. En sådan rangorden
foreslås tilsyneladende i det indflydelsesrige vejledende dokument udarbejdet af EU's arbejdsgruppe om vand og
økonomi, hvor det foreslås at opstille cost-benefit-sammenligning (med visse forbehold) som et tilstrækkeligt kriterie
og aktørernes betalingsevne (som beslutningstagerne "ligeledes kunne overveje at opstille") som et nødvendigt
kriterie (WATECO, 2003).
I tabel 6.3 angives en række illustrative omkostninger i de britiske biodiversitetshandlingsplaner, som kan være
nyttige i forbindelse med vurderingen af en række afhjælpningsomkostninger.
28 NOAA (1999), Discounting and the Treatment of Uncertainty in Natural Resource Damage Assessment, Technical paper 99-1,
National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA), USA. 29 Diekmann, J.E. og Featherman, W.D. (1998), Assessing Cost Uncertainty: Lessons from Environmental Restoration Projects,
Journal of Construction Engineering and Management 124(6): s. 445-451.
107
Tabel 6.3: Omkostningsoverslag for de britiske biodiversitetshandlingsplaner (GHK, 2006)
Forvaltning GBP/ha/år
Retablering Skabelse/udvidelse
Naturligt skovområde
75 Kapitalomkostninger på 3 000 GBP/ha
Kapitalomkostninger på 1 500 GBP/ha + 200 GBP/ha/år i 10 år
Lavlandshede 200 Kapitalomkostninger på 350 GBP/ha
Kapitalomkostninger på 350 GBP/ha + 450 GBP/ha/år
Lavlandshøjmose 150 4 975 GBP/ha + årlige omkostninger på
150 GBP/ha
Kapitalomkostninger på 815 GBP/ha + årlige omkostninger på 380 GBP/ha
Sumpområder til græsning ved kyster og flodsletter
200 200 GBP/ha/år Kapitalomkostninger på 1 280 GBP/ha + årlige omkostninger på 315 GBP/ha
Lavland med kalkrigt græsland
200 Kapitalomkostninger på 2 063 GBP/ha + årlige
omkostninger på 200 GBP/ha
Kapitalomkostninger på 2 100 GBP/ha + årlige omkostninger på 280 GBP/ha
Lavland med tørt syreholdigt græsland
200 Kapitalomkostninger på 830 GBP/ha + årlige
omkostninger på 200 GBP/ha
Kapitalomkostninger på 920 GBP/ha + årlige omkostninger på 280 GBP/ha
Rørkrat 60 Kapitalomkostninger på 817 GBP/ha + årlige
omkostninger på 60 GBP/ha
Kapitalomkostninger på 1 361 GBP/ha + årlige omkostninger på 380 GBP/ha
Kridtholdige vandløb 15 000 GBP/km
Marskområde 51 15 000 GBP/ha
108
7. OVERVÅGNING OG RAPPORTERING
Dette er trin 5 i skadesvurderingen og ressourceækvivalensvurderingen (se figur 3.1). I dette afsnit redegøres for
udviklingen af overvågningsrammer og for potentielle rapporteringsmetoder.
Udarbejdelse af overvågningsplaner giver den kompetente myndighed mulighed for at undersøge, om
afhjælpningsprojekterne er blevet gennemført som planlagt, og om projekterne har resulteret i de tilsigtede
gevinster med hensyn til naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder. Detaljerede overvågningsplaner giver
ligeledes den kompetente myndighed eller de organisationer, der gennemfører projekterne, mulighed for at
vurdere, om der er behov for korrigerende foranstaltninger.
Selv om overvågning af og rapportering om fremskridt og effektivitet ikke i sig selv er en komponent i
ækvivalensvurderingen, bør det være et integreret aspekt i den overordnede vurdering af ansvar. Planlægning af
afhjælpning og gennemførelse, overvågning og rapportering er vigtige trin i projektets overvågnings- og
rapporteringsfase.
7.1 Seks typer planer for overvågning af afhjælpende foranstaltninger
Der findes overordnet set seks typer planer for overvågning af afhjælpende foranstaltninger (Roni, 2005)30:
Overvågning af den hidtidige tilstand med henblik på at karakterisere eksisterende biologiske, kemiske eller
fysiske forhold (før retablering), der enten kan anvendes i planlægningen af retableringen eller i fremtidige
sammenligninger
Overvågning af tilstand med henblik på at karakterisere forskellige biologiske, kemiske eller fysiske forhold i
et bestemt område på et bestemt tidspunkt
Overvågning af udviklingen med henblik på at vurdere, hvordan forholdene udvikler sig over tid
Overvågning af gennemførelsen med henblik på at vurdere, om et projekt er blevet gennemført som planlagt
Overvågning af effektiviteten med henblik på at vurdere, om et projekt har haft de ønskede indvirkninger på
naturtyper, fysiske processer eller forholdene i afvandingsområder
Validering med henblik på at vurdere, om de målte indvirkninger på naturtyper, fysiske processer eller
forholdene i afvandingsområder rent faktisk kan tilskrives retableringsforanstaltningerne. I forbindelse med
valideringen vurderes det således, om hypotesen om den logiske sammenhæng mellem
retableringsforanstaltningen og det forventede resultat var korrekt. Da der typisk vil være behov for en
omfattende (og således) dyr prøveudtagning i forbindelse med denne kategori, foreslås det, at der kun
foretages validering i tilfælde, hvor et projekt ikke opfylder benchmark, og årsagerne til den manglende
succes ikke står klart.
Overvågning gør det ligeledes muligt at vurdere, om de gennemførende parter gør det, de har forpligtet sig til i
afhjælpningsplanen. Design- og resultatkriterier i afhjælpningsplanerne kan gøre det nemmere for de kompetente
myndigheder at vurdere, om de ansvarlige parter opfylder de fastsatte krav under gennemførelsen.
30 Roni, P. (Editor) 2005. Monitoring stream and watershed restoration. American Fisheries Society, Bethesda, Maryland.
109
Den metrik, der oprindeligt blev anvendt til at kvantificere debet og kredit, bør stadig være til stor nytte i forbindelse
med vurderingen af projektets succes og de opnåede gevinster. Overvågning og rapportering efter overvågning vil
typisk være et afgørende element i afhjælpningsplaner.
Der bør udvikles overvågningsrammer for de enkelte udvalgte afhjælpningsprojekter. Overvågningen skal være
tilstrækkelig til at kvantificere gevinsterne ved afhjælpningen på grundlag af de vurderingsmetrikker, der blev
anvendt til at udarbejde afhjælpningsplanen. Overvågning kan imidlertid omfatte mange forskellige typer
foranstaltninger:
Kemisk overvågning af medier (vand, luft, jord, sedimenter) og biota (f.eks. fiskevæv)
Biologisk overvågning af individer, populationer, samfund eller naturtyper
Fysisk og hydrologisk overvågning af målegenskaber (f.eks. sedimentaflejringsrater, vandstrømme osv.)
Overvågning med fokus på specifikke programmerings- eller resultatmæssige foranstaltninger (f.eks. biomasse af
udplantet vådområdevegetation over jorden, koncentrationer af forurenende stoffer i afstrømning, antal hektar
omfattet af bevaringsservitutter osv.).
Overvågningsplaner bør udformes under hensyntagen til en rimelig naturlig variabilitet, herunder faktorer såsom
sæsonmæssige variationer i hydrografer, migrationer af vilde dyr, vækstperioder, tidevandscyklusser og menneskers
potentielle brug. Udformningen af overvågningsplaner bør være statistikbaseret, og der bør tages behørigt hensyn til
behovet for at følge ændringer i miljømæssige variabler. Endelig bør al overvågning ske i overensstemmelse med
videnskabeligt udformede og godkendte prøveudtagnings- og analyseplaner. Det er vigtigt at huske på, at
omkostningerne til overvågning, herunder rapportering, inkluderes i afhjælpningsomkostningerne.
7.2 Tidsplanen for overvågningsforanstaltninger
Overvågningen bør udføres med jævne mellemrum afhængigt af de biologiske, kemiske, fysiske, sociale eller
økonomiske faktorer, der har betydning for vurderingen af projektets succes.
Overvågningen bør udføres før, under og efter gennemførelsen af afhjælpningsplanerne. I forbindelse med
udviklingen af overvågningsrammer fastlægges en tidsplan for de forskellige overvågningsforanstaltninger.
Eksempler på, hvornår der bør træffes specifikke foranstaltninger vedrørende overvågning af gennemførelsen af en
afhjælpende foranstaltning:
Overvågning af den hidtidige tilstand
o Før den egentlige gennemførelse af afhjælpende foranstaltninger
Overvågning af gennemførelsen
o Under gennemførelsen af afhjælpende foranstaltninger
Overvågning af tilstand
o I en tidlig fase af gennemførelsen af afhjælpende foranstaltninger, indtil målene for design og funktion
er opfyldt
Overvågning af udviklingen
110
o I den periode, hvor gevinsterne ved afhjælpende foranstaltninger realiseres
Overvågning af effektiviteten
o Regelmæssigt i den afhjælpende foranstaltnings levetid
Validering
o På specifikke valideringstidspunkter angivet i afhjælpningsplanen med henblik på at vurdere, om de
målte indvirkninger på naturtyper, fysiske processer eller forholdene i afvandingsområder rent faktisk
kan tilskrives de afhjælpende foranstaltninger. Denne validering gør det muligt at træffe eventuelle
nødvendige korrigerende foranstaltninger.
7.3 Rapportering
Der stilles ikke krav i miljøansvarsdirektivet om rapportering i hvert enkelt tilfælde. Da overvågning og evaluering er
de eneste måder, hvorpå kompetente myndigheder kan påvise, at de har beskyttet offentlighedens naturressourcer,
er resultaterne af overvågningen og evalueringen imidlertid af afgørende betydning. Myndighederne bør derfor
overveje at gøre skadesvurderingsrapporter tilgængelige for offentlighedens gennemsyn med jævne mellemrum og i
et tilgængeligt format.
Rapportering efter gennemførelsen bør ligeledes indgå i overvågningsplanerne. Rapportering er et meget vigtigt
redskab til at:
informere den berørte offentlighed om vellykkede (og mislykkede) resultater af afhjælpningsplaner
informere den berørte offentlighed om nødvendige ændringer af overvågningens udformning eller om
forventede retableringsrater
informere den berørte offentlighed om eventuelle potentielle risici for menneskers sundhed (eller ingen risici)
bidrage til den videnskabelige viden om afhjælpningens effektivitet og retableringsrater.
Uanset om de er offentligt tilgængelige eller ej, bør rapporterne indeholde en beskrivelse af projektet, projektmål,
det forventede forløb med hensyn til retablering og gevinster, oplysninger indsamlet i forbindelse med
overvågningen og en sammenfatning og fortolkning af overvågningsoplysningerne. Eventuelle trufne eller planlagte
korrigerende bør indberettes, og det bør anføres, i hvilket omfang naturressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder
er ført tilbage til deres hidtidige tilstand, herunder i forhold til det forventede retableringsforløb.
Boks 7.1: Ramme for overvågning efter afhjælpning
Overvågning efter afhjælpning er et vigtigt trin i afhjælpningsprocessen. En effektiv plan for overvågning efter
afhjælpning vil gøre det lettere at:
identificere problemer, der kan korrigeres
kvantificere gevinster
tilvejebringe oplysninger, som kan videreformidles til beslutningstagere og offentligheden, om gevinsterne ved afhjælpning.
Inden udarbejdelsen af en plan for overvågning efter afhjælpning skal den konceptuelle model for et projekt
111
opstilles. I denne model bør der foretages en klar afgrænsning af den afhjælpende foranstaltning, de forventede
foreløbige resultater og den vej/proces, hvorved de midlertidige resultater vil føre til de ønskede langsigtede
resultater.
I en effektiv overvågningsramme anvendes den konceptuelle model til at tilvejebringe vigtige oplysninger om de
enkelte trin i afhjælpningsprocessen. Ideelt set bør overvågningsrammen omfatte overvågning før gennemførelse
med henblik på at fastlægge de oprindelige forhold samt de referencelokaliteter, der skal overvåges sideløbende
med projektlokaliteten. Da den hidtidige tilstand kan ændre sig over tid (tørke kan f.eks. reducere
fiskepopulationerne i regionen), gør overvågningen af ændringer af referenceforholdene over tid det muligt at
foretage passende justeringer af den hidtidige tilstand.
Der bør udarbejdes en plan for hvert trin i overvågningsrammen med angivelse af, hvem der er ansvarlig for
overvågningen, hvem resultaterne rapporteres til, formålet med det pågældende overvågningstrin, de
overvågningsforanstaltninger, der skal træffes, overvågningslokaliteten, overvågningstidspunktet og eventuelle
benchmark, der udløser korrigerende foranstaltninger.
Overblik over overvågningstrin
Trin 1: Overvåg projektlokalitet og passende referencelokaliteter for at fastlægge forholdene inden gennemførelse.
Trin 2: Overvåg gennemført foranstaltning for at vurdere, om gennemførelsen er vellykket. Disse resultater bør
udløse foranstaltninger til at korrigere gennemførelsen, hvis det er nødvendigt.
Trin 3: Overvåg projektlokalitet og referencelokaliteter på kort sigt (ofte 1-5 år) for at vurdere, om gennemførelsen
har ført til de tilsigtede foreløbige resultater. Disse resultater bør udløse korrigerende foranstaltninger, hvis det er
nødvendigt.
Trin 4: Overvåg projektresultater og referencelokaliteter på langt sigt (ofte 3-10+ år) for at kvantificere
projektresultaterne i forhold til den hidtidige tilstand. Den hidtidige tilstand bør justeres for ændringer over tid på
grundlag af tilsvarende ændringer på referencelokaliteter.
Boks 7.2: Overvågning/rapportering: "Brud på dæmning til deponering af mineaffald i K Valley"
Der blev udført en årlig overvågning for at evaluere resultaterne af de primære og kompenserende afhjælpende foranstaltninger. I overvågningen af den primære afhjælpning var der fokus på retablering af vegetationsdække i det skadede vådområde. Det blev planlagt at foretage en sæsonbaseret prøveudtagning hvert år i 10 år. I overvågningen af den kompenserende afhjælpning var der fokus på:
havørredtætheder
vandkvalitet
sedimentkvalitet.
Den årlige overvågning af havørreden blev udført ved brug af elektrofiskeri på de skadede og retablerede lokaliteter gennem 10 år. Der blev udtaget prøver af vandkvaliteten (forår og efterår) på vigtige lokaliteter i de berørte områder
112
i fem år for at sikre retableringen af ressourcen, medmindre forholdene tilsagde noget andet. Der blev udtaget sedimentprøver (kun efterår) på de samme lokaliteter som for vandkvaliteten i fem år for at sikre retableringen af ressourcen, medmindre forholdene tilsagde noget andet. Resultatkriterierne og retableringen af vegetationen i vådområdet efter den primære afhjælpning blev overvåget i 10 år. Alle omkostninger til administration og overvågning blev inkluderet i de generelle skadesvurderingsomkostninger.
113
AKRONYMER / FORKORTELSER
DSHaY Diskonterede udnyttelsesmuligheder pr. hektar pr. år (discounted service hectare years)
EC Europa-Kommissionen
VVM (D) (Direktivet) om vurdering af virkninger på miljøet
ELD Miljøansvarsdirektivet
EU Den Europæiske Union
GMO'er Genetisk modificerede organismer
HEA Naturtypeækvivalensvurdering
HD Habitatdirektivet
IPPC Direktivet om integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening
REA Ressourceækvivalensvurdering
SAC Særlige bevaringsområder beskyttet under EU's habitatdirektiv om bevaring af naturtyper og arter
LAF Lokalitet af fællesskabsbetydning
SBO Særligt beskyttelsesområde
SSSI Område af særlig videnskabelig interesse – områder med en naturarv af levesteder for vilde dyr og planter, geologiske egenskaber og terrænforhold
VEA Værdiækvivalensvurdering
WBD Direktivet om beskyttelse af vilde fugle
VRD Vandrammedirektivet
WTA Vilje til at acceptere kompensation
WTP Betalingsvilje
114
GLOSSAR
Administrativt lovgivningsinstrument
Gennemføres af de offentlige myndigheder, der skal sikre, at miljøskader forebygges og afhjælpes (handle på vegne af miljøet).
Grundvandsmagasin Et grundvandsmagasin er et undergrundslag af vandbårne permeable bjergarter eller ukonsoliderede materialer (grus, sand, silt eller ler), hvorfra grundvandet kan udvindes effektivt ved hjælp af en vandbrønd.
Hidtidig tilstand Kvaliteten og kvantiteten af ressource og/eller udnyttelsesmuligheder, hvis hændelsen ikke var indtruffet (i miljøansvarsdirektivets betydning).
Kompetent myndighed Myndighed med ansvar for gennemførelsen af miljøansvarsdirektivet
Kompenserende afhjælpning
Afhjælpende foranstaltninger, der træffes på skadeslokaliteten eller på en anden lokalitet og er rettet mod de samme eller tilsvarende ressourcer/udnyttelsesmuligheder som de specifikke skadede ressourcer/udnyttelsesmuligheder, med det formål at kompensere for midlertidige tab (ikke for skade på jord).
Supplerende afhjælpning Supplerende afhjælpende foranstaltninger, der træffes på en anden lokalitet eller er rettet mod ressourcer/udnyttelsesmuligheder, som afviger noget fra de specifikke skadede ressourcer/udnyttelsesmuligheder, med det formål at føre den skadede ressource eller udnyttelsesmulighed tilbage til dens hidtidige tilstand.
Forurening Stoffer i, på eller under jorden, der kan forvolde skade.
Farlige stoffer Giftige stoffer, der udgør den største trussel mod miljøet og menneskers sundhed.
Culpaansvar Operatører, hvis aktiviteter ikke er reguleret af de love, der er anført i bilag III til miljøansvarsdirektivet, kan kun drages til ansvar for skade på beskyttede arter og naturtyper og ikke for de andre nævnte former for skade (naturligvis forudsat, at alle kravene i direktivet er opfyldt). Det skal fastslås, at operatøren har handlet forsætligt eller uagtsomt, hvis operatøren skal kunne drages til ansvar.
Overhængende fare Overhængende fare betyder, at der er tilstrækkelig sandsynlighed for, at en miljøskade vil indtræde i nær fremtid (miljøansvarsdirektivets artikel 2). Vurderingen af "tilstrækkelig sandsynlighed" og "nær fremtid" afhænger af det enkelte tilfælde.
Midlertidige tab Den skade, som indtræder fra tidspunktet for den oprindelige skadevoldende hændelses indtræden og indtil det tidspunkt, hvor den eller de skadede ressourcer/udnyttelsesmuligheder er ført tilbage til deres hidtidige tilstand. Hvis det ikke er muligt at nå tilbage til den hidtidige tilstand (på trods af alle afhjælpende foranstaltninger), er det midlertidige tab den varige skade, og dette skal afspejles i afhjælpningsniveauet.
Operatør En operatør af en aktivitet, herunder en fysisk eller juridisk, privatretlig eller offentligretlig person, der driver eller kontrollerer aktiviteten. Dette kan omfatte indehaveren af en tilladelse til eller godkendelse af aktiviteten eller den person, der registrerer eller anmelder aktiviteten (afhængigt af den nationale lovgivning til gennemførelse af miljøansvarsdirektivet).
Tilladelse En tilladelse udstedt af lovgiveren til drift af en reguleret facilitet på visse betingelser.
Princippet om, at forureneren betaler
Et retligt og økonomisk princip, i medfør af hvilket den eller de parter, der er ansvarlige for forureningen, også skal betale for den skade, der er forvoldt på det naturlige miljø. Dette princip er forankret i artikel 191, stk. 2, i TEUF.
115
Primær afhjælpning Afhjælpende foranstaltninger, som fører skadede naturressourcer og/eller
udnyttelsesmuligheder tilbage til deres hidtidige tilstand. Primær afhjælpning kan
omfatte:
Øjeblikkelige foranstaltninger med henblik på at stoppe hændelsen, mindske,
indeslutte og forhindre yderligere skader og foretage oprensning efter skaden.
Disse kaldes også akutte afhjælpende foranstaltninger (miljøansvarsdirektivets
artikel 2).
Afhjælpende foranstaltninger på mellemlangt til langt sigt på skadeslokaliteten,
som fører skadede ressourcer og/eller udnyttelsesmuligheder tilbage til deres
hidtidige tilstand (i tilfælde af skade på vandmiljøet eller naturen).
Forhøjet erstatning Erstatning, der skal ændre adfærden eller afholde sagsøgte og andre fra at udvise en
adfærd som den, der dannede grundlag for retssagen.
Risikovurdering
Vurdering af risiko på grundlag af den potentielle risikos omfang og sandsynligheden for, at risikoen vil opstå.
Udnyttelsesmuligheder En naturressources funktioner til gavn for en anden naturressource og/eller for offentligheden
Betydelig skade Vurderingen af betydelig skade afhænger af det enkelte tilfælde. Kriterierne for vurdering af betydelig skade på biodiversiteten er opstillet i bilag I til miljøansvarsdirektivet og i habitatdirektivet og fugledirektivet samt i vandrammedirektivet for skade på vandmiljøet.
Objektivt ansvar Aktiviteter, der reguleres som potentielt farlige aktiviteter i anden EU-miljølovgivning (opført i direktivets bilag III). Det er ikke nødvendigt at fastslå, at operatøren har handlet forsætligt, for at operatøren skal kunne drages til ansvar for de typer skader, der er omfattet af miljøansvarsdirektivet. Operatører, hvis aktiviteter er opstillet i bilag III til miljøansvarsdirektivet, har et objektivt ansvar for alle tre typer skade, dvs. skade på beskyttede arter og naturtyper, vandmiljøet og jord.
Vandområde Et grund- eller overfladevandområde som defineret i vandrammedirektivets artikel 5 og bilag II.
Vilje til at acceptere kompensation
Det beløb, som enkeltpersoner er villige til at acceptere som kompensation for at tolerere et tab (af miljøkvalitet og/eller -kvantitet) eller give afkald på en forbedring.
Betalingsvilje Det beløb, som enkeltpersoner er villige til at betale for at forhindre et tab (af miljøkvalitet og/eller -kvantitet) eller sikre en forbedring.
116
LINK TIL RELEVANTE DIREKTIVER OG ANDEN VEJLEDNING
Miljøansvarsdirektivet – den officielle tekst:
http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2004:143:0056:0075:da:PDF
Europa-Kommissionens websted om miljøansvarsdirektivet:
http://ec.europa.eu/environment/legal/liability/index.htm
Europa-Kommissionens websted om habitatdirektivet:
http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/habitatsdirective/index_en.htm
Europa-Kommissionens websted om fugledirektivet:
http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/birdsdirective/index_en.htm
Europa-Kommissionens websted om vandrammedirektivet:
http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/index_en.html
Rapport fra Europa-Kommissionen om miljøansvarsdirektivets effektivitet fra 2010, Bruxelles, 12.10.2010, COM
(2010) 581 final.
http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=COM:2010:0581:FIN:DA:PDF
Millennium Ecosystem Assessment for ecosystem services:
http://www.unep.org/maweb/en/index.aspx
Projektet vedrørende de økonomiske aspekter ved økosystemer og biodiversitet – The Economics of Ecosystems and
Biodiversity (TEEB):
http://www.teebweb.org/
WATECO (2003): Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/CE) – guidance
document number 1: Economics and the Environment:
http://www.waterframeworkdirective.wdd.moa.gov.cy/docs/GuidanceDocuments/Guidancedoc1WATECO.pdf
117
LINK TIL MEDLEMSSTATERNES VEJLEDNING OM MILJØANSVARSDIREKTIVET
Danmark
Miljøstyrelsen og By- og Landskabsstyrelsen (udateret), Vejledning om miljøansvarsdirektivet
Finland
Miljøministeriet (2012), Afhjælpning af betydelig miljøskade: procedurevejledning
Frankrig
Commissariat général au développement durable (genereldirektoratet for bæredygtig udvikling), La
loi responsabilité environnementale et ses méthodes d’équivalence – Guide méthodologique, juli
2012 (fransk version): http://www.developpement-durable.gouv.fr/IMG/pdf/Ref-LRE.pdf
The Environmental Liability Law and equivalency methods (juli 2012 – engelsk version):
https://melanissimo.developpement-
durable.gouv.fr/lecture.jsf?uuid=a68f13ea74835beaa7d4952be0c33e7f
Irland
Environmental Protection Agency (2011), Environmental Liability Regulations: guidance document
Nederlandene
(2008) Guidelines for Part 17.2 of the Dutch Environmental Management Act: measures in the event
of environmental damage or its imminent threat (engelsk oversættelse)
Portugal
Agencia Portuguesa do Ambiante, Ministério da Agricultura, do Mar, do Ambiente e do Ordenamento do Território (2011), Guia para a Avaliação de Ameaça Iminente e Dano Ambiental Responsabilidade Ambiental (tilgængelig på portugisisk).
Spanien
Ministeriet for miljø, landdistrikter og havmiljø (2008), 20680 Royal Decree 2090/2008, of 22
December, which enacts the partial implementation regulations of the Environmental Liability Act
26/2007, of 23 October (engelsk oversættelse – uformel, uofficiel)
Der er andre vejledende dokumenter på spansk om vurdering af miljørisici og redskaber til
økonomisk værdisætning, som kan hentes her: http://www.magrama.gob.es/es/calidad-y-
evaluacion-ambiental/temas/responsabilidad-mediambiental/
118
Det Forenede Kongerige
Det britiske ministerium for miljø, fødevarer og landdistriktsspørgsmål (Department for
Environment, Food and Rural Affairs – Defra) (2009) The Environmental Damage (Prevention and
Remediation) Regulations 2009, Guidance for England and Wales (uddybende vejledning)
http://archive.defra.gov.uk/environment/policy/liability/pdf/indepth-guide-regs09.pdf
Defra og den walisiske forsamlingsregering (2009) The Environmental Damage Regulations,
Preventing and Remedying Environmental Damage (quick guide)
(http://archive.defra.gov.uk/environment/policy/liability/pdf/quick-guide-regs09.pdf
Det nordirske miljøministerium (Department of Environment for Northern Ireland – DOENI) The
Environmental Damage (Prevention and Remediation) Regulations 2009, Northern Ireland Guidance
http://www.doeni.gov.uk/eld_guidance.pdf
Det britiske miljøbeskyttelsesagentur (Environmental Protection Agency) (2009) Overview of how the
Environmental Damage Regulations interface with our current powers and duties
Det britiske miljøbeskyttelsesagentur (Environmental Protection Agency) (2009) What is
‘environmental damage’?
Rådgivningsorganet Natural England (2011), Environmental Damage (prevention and remediation)
Regulations 2009, Natural England Operating manual
119
MEDLEMSSTATERNES NATIONALE LOVGIVNING TIL GENNEMFØRELSE AF
MILJØANSVARSDIREKTIVET OG EN RÆKKE ANDRE UDVALGTE OFFICIELLE
DOKUMENTER
Østrig:
o Den 55. føderale lov om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskade,
Bundesgesetzblatt der Republik Österreich, bind 2009, del I, offentliggjort den 19. juni 2009
o Lov af 29. oktober 2009 om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader
(Burgenland), Landesgesetzblatt für das Burgenland nr. 2/2010, offentliggjort den 11. januar 2010
o Den 9. lov af 26. november 2009 om ændring af Kaerntens naturbeskyttelseslov fra 2002,
Landesgesetzblatt für Kärnten nr. 4/2010
o Den 55. lov af 9. juli 2009 om ændring af Kaerntens lov om IPPC-anlæg, Landesgesetzblatt für
Kärnten nr. 26/2009, offentliggjort den 30. september 2009
o Lov om miljøansvar, Nedre Østrig, 6200-0, nr. 77/2009, offentliggjort den 5. august 2009
o Den 95. lov om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader, 2009
o Den 4. lov af 5. maj 2010 om ændring af loven om miljøbeskyttelse og miljøoplysninger,
Landesgesetzblatt für Salzburg, offentliggjort den 30. juni 2010
o Den 10. lov af 17. november 2009 om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af
miljøskader, Landesgesetzblatt für Steiermark nr. 6/2010, offentliggjort den 10. februar 2010
o Den 5. lov af 18. november 2009 om ansvar for skader på beskyttede arter og naturtyper og for visse
skader på jord, Landesgesetzblatt für Tirol nr. 2/2010, offentliggjort den 21. januar 2010
o Lov om ændring af loven om IPPC-anlæg og Seveso II-anlæg, Landesgesetzblatt für Vorarlberg
nr. 3/2010, offentliggjort den 2. februar 2010
o Den 38. lov om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader i Wien,
Landesgesetzblatt für Wien, bind 2009, offentliggjort den 1. september 2009, nr. 38
Belgien:
o Lov af 25. april 2007 med forskellige bestemmelser (IV), Moniteur belge af 8. maj 2007 (føderalt
niveau)
o Lov af 15. maj 2007 om civilbeskyttelse, Moniteur belge af 31. juli 2007, s. 50748 (føderalt niveau)
120
o Kongelig anordning af 3. august 2007 om forebyggelse og afhjælpning af miljøskader i forbindelse
med markedsføring af GMO'er, der udgør eller indgår i produkter, Moniteur belge af 20. september
2007, s. 49665 (føderalt niveau)
o Kongelig anordning af 8. november 2007 om forebyggelse og afhjælpning af miljøskader som følge af
transport ad vej, jernbane, indre farvande eller ad luftvejen, Moniteur belge af 9. november 2007
(føderalt niveau)
o Kongelig anordning af 25. oktober 2007 om betydelig skade på havmiljøet og inddækning af
omkostningerne til forebyggende foranstaltninger, indeslutningsforanstaltninger og afhjælpende
foranstaltninger, Moniteur belge af 9. november 2007 (føderalt niveau)
o Anordning af 21. december 2007, der fuldender anordningen af 5. april 1995, med generelle
bestemmelser om miljøpolitik og et afsnit XV om miljøskader til gennemførelse af direktiv
2004/35/EF, Moniteur belge af 12. februar 2008 (den flamske region)
o Den flamske regerings beslutning af 9. september 2011, der indeholder yderligere foranstaltninger
vedrørende kravet om foranstaltninger og klageprocedurerne i forbindelse med forebyggelse og
afhjælpning af miljøskader (den flamske region)
o Anordning af 27. oktober 2006 om arealforvaltning (den flamske region)
o Anordning af 22. november 2007 om ændring af den første lovbog i miljøloven om forebyggelse og
afhjælpning af miljøskader, Moniteur belge af 19. december 2007 (den flamske region)
o Forordning af 13. november 2008 om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af
miljøskader, Moniteur belge af 14. november 2008 (Bruxelles-regionen)
o Beslutning truffet af regeringen for hovedstadsregionen Bruxelles den 19. marts 2009 vedrørende
præcisering af en række bestemmelser i forordning af 13. november 2008 om miljøansvar for så vidt
angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader, Moniteur belge af 16. april 2009 (Bruxelles-
regionen)
o Forordning af 5. marts 2009 om håndtering og afhjælpning af forurening på jord(Bruxelles-regionen)
Bulgarien:
o Lov om ansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader, statstidende nr. 43 af
29. april 2008
Cypern:
o Lov om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader, 2007, lov
189(I)/2007, nr. 4154, 31/12/2007, Republikken Cyperns statstidende
Den Tjekkiske Republik:
o Lov af 22. april 2008 om forebyggelse og afhjælpning af miljøskader og ændring af visse love.
121
o Anordning fra januar 2009 om afsløring og afhjælpning af økologisk skade på jord
Danmark:
o Lov nr. 466 om undersøgelse, forebyggelse og afhjælpning af miljøskader (miljøskadeloven),
Lovtidende A, offentliggjort den 18. juni 2008
o Lov nr. 507 om ændring af lov om miljøbeskyttelse og forskellige andre love, Lovtidende A,
offentliggjort den 18. juni 2008
o Bekendtgørelse nr. 652 om visse kriterier for vurdering af, om der foreligger en miljøskade,
og om krav til afhjælpning af visse miljøskader, offentliggjort den 28. juni 2008
o Bekendtgørelse nr. 657 om dækning af omkostninger i forbindelse med administration og
tilsyn efter miljøskadeloven, offentliggjort den 28. juni 2008
o Bekendtgørelse nr. 789 om miljøskade mv. på beskyttede arter eller internationale
naturbeskyttelsesområder i forbindelse med udøvelse af erhvervsmæssige fiskeriaktiviteter,
offentliggjort den 25. juli 2008
o Bekendtgørelse nr. 875 om procedurer for afgørelse om, hvorvidt der foreligger en
miljøskade eller en overhængende fare for en miljøskade på beskyttede arter eller
internationale naturbeskyttelsesområder for så vidt angår anlæg og udvidelse af havne og
kystbeskyttelsesforanstaltninger samt etablering og udvidelse af visse anlæg på
søterritoriet, offentliggjort den 4. september 2008
Estland:
o Lov om miljøansvar – Elektronisk udgave af Estlands statstidende, udgiver: Riigikogu, 14. november
2007, resolution nr. 203
Finland:
o Den 383. lov om afhjælpning af visser former for miljøskader, Helsinki, den 29. maj 2009
o Det 713. regeringsdekret om afhjælpning af visse miljøskader, offentliggjort i Helsinki den 24. september 2009
Frankrig:
o Loi n° 2008-757 du 1er août 2008 relative à la responsabilité environnementale et à diverses
dispositions d’adaptation au droit communautaire dans le domaine de l’environnement, Journal
officiel de la République française af 2. august 2008, tekst 2 af 107
122
o Décret n° 2009-468 du 23 avril 2009 relatif à la prévention et à la réparation de certains dommages
causés à l’environnement, Journal officiel de la République française af 26. april 2009)
Tyskland:
o Lov til gennemførelse af Europa-Parlamentets og Rådets direktiv om miljøansvar for så vidt angår
forebyggelse og afhjælpning af miljøskader, Bundesgesetzblatt (BGBl), Berlin, 10. maj 2007
Grækenland:
o Præsidentdekret nr. 148, miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader –
Gennemførelse af Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2004/35/EF af 21. april 2004, Den
Hellenske Republiks statstidende, første udgave, nr. 190 af 29. september 2009
Ungarn:
o Lov XXIX fra 2007 om ændring af visse love om miljøbeskyttelse får så vidt angår miljøansvar, lov LIII
fra 1995 om de generelle regler for miljøbeskyttelse og lov LVII af 1995 om vandforvaltning, Magyar
Közlöny Edition, 2007/52, s. 3316-3320
o Regeringsdekret nr. 91/2007, (IV. 26.) Korm, om fastlæggelse af omfanget af skaden på det naturlige
miljø og om reglerne for skadeerstatning
o Regeringsdekret nr. 90/2007, (IV. 26.) Korm, om reglerne vedrørende forebyggelse og afhjælpning af
miljøskader
Irland:
o SI n° 547 of 2008, European Communities (Environmental Liability), Regulations 2008
Italien:
o Bestemmelser om kompenserende beskyttelse mod miljøskader, 14/4/2006, almindeligt supplement
til den officielle tidende, generel serie, nr. 88
Letland:
o Lov om miljøbeskyttelse, Vēstnesis [den officielle tidende], 183, 15/11/2006.
o Forordning om de kriterier, der skal anvendes ved vurderingen af omfanget af skadens påvirkning af
arter eller naturtyper omfattet af særlige beskyttelsesforanstaltninger, Vēstnesis [den officielle
tidende], 54, 30/3/2007, forordning nr. 213, protokol nr. 21, afsnit N 32
o Forordning om forebyggende og afhjælpende foranstaltninger og proceduren for vurdering af
miljøskader og beregning af omkostningerne til forebyggende, hastende og afhjælpende
123
foranstaltninger, Vēstnesis [den officielle tidende], 78, 16/5/2007, forordning nr. 281, protokol
nr. 25, punkt 31
o Ændringer til loven om miljøbeskyttelse, Vēstnesis, 107, 5/7/2007
Litauen:
o Nr.IX-147, 24.3.2005, den officielle tidende, 2005, nr. 47-1558 (12.4.2005), lov om ændring og
supplering af artikel 1, 2, 6, 7, 8, 14, 19, 26, 31, 32, 33 og 34 i og bilaget til og om ophævelse af
artikel 24 i lov om miljøbeskyttelse og tilføjelse af artikel 32, stk. 1 og 2
o Nr. IX-648, 8.6.2006, den officielle tidende, 2006, nr. 72-2667 (28.6.2006), lov om ændring af artikel
1, 2, 3, 12, 18, 20 og 24 og indarbejdning af et bilag i loven om statens overvågning af
miljøbeskyttelse
o Nr. IX-1299, 18.10.2007, den officielle tidende, 2007, nr. 116-4741 (13.11.2007), lov om ændring af
artikel 12, om supplering af afsnit IV med et fjerde afsnit og om ændring af bilaget til loven om
statens overvågning af miljøbeskyttelse
o Nr. IX-1510, 24.4.2008, den officielle tidende, 2008, nr. 53-1954 (10.5.2008), lov om ændring af
artikel 3, 6, 7, 11, 21, 22, 23, 27, 29, 30, 36 og 37 i og bilaget til loven om statens overvågning af
miljøbeskyttelse
Luxembourg:
o Loi du 20 avril 2009 relative à la responsabilité environnementale en ce qui concerne la prévention et
la réparation des dommages environnementaux, Journal officiel du Grand-Duché de Luxembourg,
Recueil de Législation, A – nr. 82 af 27. april 2009, s. 968
Malta:
o Environment Protection Act (CAP. 435) – Development Planning Act (CAP. 356) – Prevention and
Remedying of Environmental Damage Regulations (lov om miljøbeskyttelse (CAP. 435) – lov om
udviklingsplanlægning (CAP. 356) – regler om forebyggelse og afhjælpning af miljøskader), 2008, LN
121, 2008
Nederlandene:
o Lov af 24. april 2008 om ændring af lov om miljøforvaltning i forbindelse med gennemførelse af
direktiv 2004/35/EF(miljøansvar), Staatsblad van het Koninkrijk der Nederlanden (den officielle
tidende), 2008, nr. 166
o Anordning af 21. maj 2008 om fastsættelse af datoen for ikrafttræden af lov af 24. april 2008 om
ændring af loven om miljøforvaltning i forbindelse med gennemførelse af direktiv
124
2004/35/EF(miljøansvar), Staatsblad van het Koninkrijk der Nederlanden (den officielle tidende),
2008, nr. 178.
Polen:
o Lov af 13. april 2007 om forebyggelse og afhjælpning af miljøskader, lovtidende nr. 75, pkt. 493, den
officielle tidende, polsk specialudgave, kapitel 15, bind 8, s. 357
o Lov af 30. april om kriterier for vurdering af miljøskader (gennemfører bilag I til direktiv
2004/35/EF), den officielle tidende, polsk specialudgave, kapitel 15, bind 8, s. 357)
o Forordning af 4. juni 2008 om de forskellige former for afhjælpende foranstaltninger og om,
på hvilke betingelser og hvordan de gennemføres (gennemfører bilag II til direktiv
2004/35/EF), lovtidende nr. 103, pkt. 664, den officielle tidende, polsk specialudgave, kapitel 15,
bind 8, s. 357)
Portugal:
o Lovdekret nr. 147/2008 af 29. juli 2008, Diário da República – 1. serie – nr. 145 – 29. juli 2008
Rumænien:
o Hasteforordning om miljøansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskader,
rumænske regeringsforordninger, den rumænske officielle tidende (Monitorul Oficial al României),
del I, nr. 446/29.6.2007
Slovakiet:
o Lov af 21. juni 2007 om forebyggelse og afhjælpning af miljøskader og ændring af visse love,
2007/305
Slovenien:
o Lov om ændring af loven om miljøbeskyttelse (ZVO-1B), nr. 003-02-6/2008-15, 7. juli 2008
o Regler om detaljerede kriterier for vurdering af miljøskader, vedtaget Ur.l. RS, št. 46/2009
o Dekret om former for foranstaltninger til afhjælpning af miljøskader, vedtaget Ur.l. RS,
nr. 55/2009
Spanien:
o Ley de Responsabilidad medioambiental 26/2007 de 23 Octubre 2007 (lov 26/2007 af 23. oktober
om miljøansvar)
Sverige:
o Den svenske miljølov, SFS (1998:808)
o Förordning om allvarliga miljöskador, SFS (2007:667) af 17. juli 2007
125
o SFS n° 2006:703 (forvaltningslov) af 1. juli 2006 om ændring af SFS nr. 1986:223, offentliggjort den 7.
maj 1986
Det Forenede Kongerige:
o The Environmental Damage (Prevention and Remediation) (England) Regulations 2009, 29. januar
2009, nr. 153
o The Environmental Damage (Prevention and Remediation) (Wales) Regulation 2009, 11. april 2009,
nr. 995 (W. 81).
o The Environmental Liability (Scotland) Regulations 2009, 23. juni 2009, nr. 266
o The Environmental Liability (Prevention and Remediation) Regulations (Northern Ireland) 2009, 29.
juni 2009, nr. 252
o Imports and Exports (Control) (Amendment) Regulation 2008, andet supplement til Gibraltar
Gazette, nr. 3689 af 11. december 2008, juridisk meddelelse nr. 98 fra 2008
126
JURIDISKE HENVISNINGER RELATERET TIL MILJØANSVARSDIREKTIVET
Anne Gwenn Alexandre har tilvejebragt de fleste henvisninger i denne liste.
Alexandre, A.-G. (2012), Risques environnementaux. Approches juridique et assurantielle. Europe et Amérique du
Nord, Bruylant
Bergkamp, L.(2000), The Commission’s White Paper on environmental liability: a weak case for an EC strict liability
regime, European Environmental Law Review, maj, s. 141-147
Bergkamp L. (2001), Liability and environment, Kluwer Law International, Haag
Bergkamp, L., (2001) The Commission July 2001 Working Paper on environmental liability: civil or administrative law
to prevent and restore environmental harm? Environmental Liability, s. 207
Bergkamp, L., (2002) The proposed Environmental Liability Directive, European Environmental Law Review,
december, s. 327-341
Bergkamp, L. (2003), Environmental risk spreading and insurance, Review of European Community and International
Environmental Llaw, bind 12, nr. 3, s. 269-283
Bergkamp, L. (2005), Implementation of the Environmental Liability Directive in EU Member States, ERA-Forum:
scripta iuris europaei, s. 389-400
Bergkamp, L. and Goldsmith, B.J. (2013) eds. The EU Environmental Liability Directive, A Commentary Oxford: Oxford
University Press
Betlem, G. (2005), Scope and defences of the 2004 Environmental Liability Directive: Who is liable for what?, ERA-
Forum: scripta iuris europaei, s. 376-388
Betlem, G., Brans, E. (2006), Environmental Liability in the EU: The 2004 Directive compared with US and Member
State law, Cameron May
Bocken, H., (2006), Financial guarantees in the Environmental Liability Directive: Next time better, European
Environmental Law Review, 1, s. 13-32
Bocken, H., (2009), Alternative financial guarantees for environmental liabilities under the ELD, European Energy and
Environmental Law Review, 18(3), s. 146-170
Bontems, P. & Rotillon, G. (2007) L’économie de l’environnement, La découverte, collection Repères, Paris, 3e
Bothe, M. (1994) La politique de l’environnement : de la réglementation aux instruments économiques, Centre
d’études et de recherches de droit international et de relations internationales, Académie de droit international de
la Haye, Martinus Nijhoff publishers, London
127
Bruns, E., Kieß, C., Peters, W., (2009), Anforderungen an die Erfassung, Bewertung und Sanierung von
Biodiverstitätsschäden nach dem Umweltschadensgesetz, Natur und Recht, s. 149-159
Cans, C. (2009) (sous la direction de), La responsabilité environnementale, prévention, imputation, réparation,
Thèmes et commentaires, Actes, Dalloz, Paris
Cooke, s. (1995) The law of hazardous waste, Matthew Bender & Co, New-York
Crowhurst, G., (2006), The Environmental Liability Directive: A UK Perspective, European Environmental Law Review,
15(10), s. 266-276
Czybulka, D., (2008), Die Anwendung der Umwelthaftungsrichtlinie in der Ausschließlichen Wirtschaftszone und auf
dem Festlandsockel, Natur und Recht, s. 304-311
Dab, W. (2007), Santé et environnement, Que-sais-je ?, n° 3771, PUF, Paris
De Sadeleer, N. (1999), Les principes du pollueur-payeur, de prévention et de précaution, Bruylant/AUF, Bruxelles
Descamps, H., Slabbinck, R., Bocken, H., (2008), International documents on environmental liability, Springer
De Smedt, K., (2007), Environmental liability in a federal system. A law and economics analysis, Intersentia
De Smedt, K., (2009), Is harmonisation always effective? The implementation of the Environmental Liability Directive,
European Energy and Environmental Law Review, 18(1), s. 2-18
Dombert, M., (2009), 10 USchadG: Abschied vom polizeirechtlichen Entschließungsermessen?, Zeitschrift für
Umweltrecht, s. 406-410
Fogleman, V., (2006), Enforcing the Environmental Liability Directive: Duties, Powers and self-executing provisions,
Environmental Liability, s. 127-146
Fogleman, V., (2009), The Environmental Damage Regulations; the new regime, Environmental Liability, s. 147-176
Fogleman, V., (2009), Implementation of the Environmental Liability Directive in the United Kingdom, EurUP 6,
s. 291-300
Fogleman, V., (2010), The European Court of Justice rules on the Environmental Liability Directive, Environmental
Liability, d. 39-44
Freeman, P.K. & Kunreuther, H.C. (1997) Managing environmental risk through insurance, Kluwer, Boston, vers 1997
(Studies and risk and uncertainty: 9).
Hietel, E., Roller, G.,Eberlein, A., (2012), Biodiversitätsschaden – die ökologische Dimension des
Umweltschadensgesetzes, NNA-Berichte, 1, s. 18-29
Hinteregger, M., (2008), Environmental liability and ecological damage in European law, Cambridge University Press
Justice and Environment (2011), Comparison of the ELD, the UNEP Guidelines and the Lugano Convention:
http://www.justiceandenvironment.org/publications/eld
128
Justice and Environment (2011), Key Differences between the ELD, the UNEP Guidelines and the Lugano Convention:
http://www.justiceandenvironment.org/publications/eld
Justice and Environment (2011), The "Kolontar Red Mud Case":
http://www.justiceandenvironment.org/publications/eld
Knopp, L., Wiegleb, G., Piroch, I., (2008), Die (neue) Haftung für Schäden an der Biodiversität, Natur und Recht,
s. 745-754
Lau, M., (2009), Der Biodiversitätsschaden – wie "gefährlich" ist das Umweltschadensrecht wirklich?, Zeitschrift für
Umweltrecht, s. 589-596
Lavrysen L (2007), Legislation on soil remediation in the Flemish Region of Belgium, International Seminar on Law
Regulating Soil Contamination, Lanzhou, Folkerepublikken Kina
Mauerhofer, V., (2008), 'Biodiversity damage' liability in the Environmental Liability Directive – its definition and
delimitation from more stringent EU, international and national norms, Environmental Law Network International, 1,
s. 19-24
Mertikopoulou, V., (2007), Environmental liability and economic analysis: The paradigm of Directive 2004/35/EC,
Revue hellénique de droit international, s. 199-206
Petersen, M., (2009), The Environmental Liability Directive – extending nature protection in Europe, Environmental
Law Review 11, s. 5-20
Pirotte, Ch., (2007), The Environmental Liability Directive: a harmonised liability regime?, Environmental law &
management, s. 237-245
Roller, G., (2011), Développement récent du droit de l'environnement en Allemagne, Revue juridique de
l’environnement, s. 91-107
Roller, G., Eberlein, A., Hietel, E., (2012), Umweltschadensgesetz in der Praxis – Zwischenergebnisse des
Forschungsprojektes "Umwelthaftung und Biodiversität", NNA-Berichte, 1, s. 30-37
Sá, S., (2011), Responsabilidade ambiental, Vida Económica
Steichen, P., (2010), Responsabilité environnementale, Revue juridique de l’environnement, s. 503-511
Thenard-Cornu, E., (2008), La réparation du dommage environnemental: Etude comparative de la directive
2004/35/CE du 21 avril 2004 sur la responsabilité environnementale et de l'US Oil Pollution Act, Revue juridique de
l’environnement, s. 175-189
Viney G., og Dubiosson B., (2006), Les responsabilités environnementales dans l’espace européen, Bruylant/LGDJ,
Bruxelles
Winter, G., Jans, J. H., Macrory, R., Krämer, L., (2008), Weighing up the EC Environmental Liability Directive, Journal
of Environmental Law, 20(2), s. 163-191
Waris, E. (2010), National differences in setting the severity threshold for application of the Environmental Liability
Directive, Ympäristöjuridikka, 1, s. 4-20
129
National retspraksis
Frankrig: Tribunal de grande instance d’Albertville du 26 août 1975 (JCP 1976, II, 18304, note
Rabinovitch)
Cass. 2e civ., 10. maj 2007
Cass., 3e civ., 16 marts 2005
CA Grenoble, 1ère ch. Civ., 21. juni 2004
Cass. Civ. 3e, 3. maj 1977, Bull. civ. n° 194
Conseil d’Etat, 17. maj 1974, Bonnieux kommune
Det Forenede Kongerige: Bartoline Ltd v. Royal & Sun Alliance Insurance Plc, 29. november 2006 (High Court of
Justice, Queen's Bench Division, Manchester District Registry Mercantile Court)
Cambridge Water v. Eastern Counties Leather Plc (1994) AC 264
Rylands v. Fletcher (1868) LR 3 HL 330
130
HENVISNINGER RELATERET TIL FINANSIEL SIKKERHEDSSTILLELSE
AIG Europe: Hellebuyck, A., "Assurance et environnement: un aperçu international de l’expérience vécue par les
assureurs en matière de responsabilité civile du fait des atteintes à l’environnement, avec une description des
couvertures existantes ainsi que quelques suggestions pour leur développement dans l’avenir", 19. oktober 1992,
Bruxelles
AON: Taylor, R.J., "Historical overview of the environmental insurance market", AON Risk Services, Environmental
Services Group
AON Environmental Services Group: Taylor, R.J., "The use of environmental insurance to facilitate the cleanup,
development and sale of real estate”
AON Global:
o "Spain Approves New Environmental Liability Law”, Global Risk Alert, februar 2008
o "New Legislation in Germany to Comply with EU Environmental Liability Directive", Global Risk Alert,
september 2007
BIO Intelligence Service, Study on the implementation effectiveness of the Environmental Liability Directive (ELD) and
related financial security issues, endelig rapport 2009, 115 sider
BIO Intelligence Service, Financial security in Environmental Liability Directive, august 2008: http://www.bios.com
Castle P., Study of civil liability systems for remedying environmental damage, endelig rapport (pr. 31. december
1995), Mc Kenna & Co, June 1996, 391 sider
Den Europæiske Forsikringskomité (CEA):
o "Projet de recommandations du CEA", 11. august 2004, Bruxelles, 11 sider
o "Commentaires du CEA concernant la proposition de directive sur la responsabilité environnementale en
vue de la prévention et de la réparation des dommages environnementaux", 21. maj 2002, Bruxelles, 2
sider (noter), 9 sider (generelle og specifikke bemærkninger)
o "Responsabilité environnementale – Livre Blanc de la Commission européenne", juni 2000, Bruxelles, 14
sider
o "Conditions d’assurance d’un régime de responsabilité environnement", juli 1998, Bruxelles, 6 sider
o "Les caractéristiques des dommages écologiques", juli 1997, Bruxelles, 5 sider
131
EpE (Entreprises pour l’Environnement): "Les risques environnementaux vus par les entreprises, leurs banquiers et
leurs assureurs", rapport fra arbejdsgruppen, der afholdt møder i perioden 2003-2005
Gen Re: "The Environmental Liability Directive and the German insurance association’s model wordings", juni 2007
Institut de Science Financière et d’Assurances (ISFA):
o Caillat, A.L., Dutang, C., Nguyen, T., Tran, Q., Thuy, T., "Titrisation des risques d’assurance", 25. april 2008
(64 sider)
o Chenal, D., Kayo de Kayo, G., Kelhiouen, R., Milhaud, X., Sauser, C.,"Projet de transfert alternatif de
risque : Titrisation du risque de catastrophe naturelle", marts 2008, 22 sider
Den italienske pulje: "Report of the Italian Pool", National Report 2005, European Pollution Pool Meeting, Paris, 2. og
3. oktober 2006
Lovell White Durrant: "Suggestions for responding to environmental and other long-tail reinsurance claims", seminar
i 1998, London
Marsh: "Environmental Insurance Market Update – Claims", sommer 2008
Marsh Environmental Group: Bresssler, A., “Navigating the U.S. Environmental Liability Market (Part 1 & Part 2),
marts 2002. Findes her: http://www.irmi.com/Expert/Articles/2002/Bressler03a.aspx [18/1/2008]
MEDEF:
o "Premières observations sur le projet de loi transposant la directive 2004/35/CE sur la responsabilité
environnementale", juni 2007
o "Observations sur le projet de transposition de la directive 2004/35/CE du 21 avril 2004 sur la
responsabilité environnementale en ce qui concerne la prévention et la réparation des dommages
environnementaux", november 2006
Milieupool, Annual Report of Dutch Environmental Impairment Insurance Pool 2008
Munich Re Group:
o Asbestos, anatomy of a mass tort, Risk, liability & insurance, 2009, 112 sider
o Growth market: health, new environmental liability, the risk of mega-events, Topics 02/2006 To artikler
er knyttet til dette emne: "The state as nature’s advocate" (s. 18-25) og "Enormous potential for growth
in the environmental insurance market" (s. 26-29)
PLIA (Pollution Liability Insurance Agency), 2009 Annual Summary Report, januar 2010
SCOR La réforme de la RC française : fait dommageable / réclamation (amendement Hunault), januar 2004
Swiss Re:
132
o EC Environmental Liability Directive, a model for hazard analysis", Focus report, 12/2006
o Insuring environmental damage in the European Union, Swiss Re Technical Publishing, Casualty, 23. maj
2007
Willis:
o Global environmental liability management: worldwide environmental insurance solutions, Willis
International, juni 2008, udgave 30, 5 sider
o The European Union Environmental Liability Directive, Willis Environmental, april 2007, 2 sider
o Environmental newsletter: The environmental insurance and risk management quaterly, The Willis Index,
Q2 2007, 6 sider
o Environmental newsletter: market review 2006, The Willis index, Q1 2007
133
BILAG: ÆKVIVALENSMETODER – ET TEORETISK OVERBLIK
Ækvivalensmetoder er baseret på følgende formler:
PbbxJbxb Lt
jppt
Bt
jjt
jt I t* */***/* p
0j V V
[___________________________] = [_____________________________]
Tab Gevinster
hvor t er tid (i år):
t = 0 skade indtræffer
t = B skadet naturtype retableres til den hidtidige tilstand
t = C tidspunkt for krav
t = I projekt vedrørende erstatningslevested begynder at generere gevinster
t = L projekt vedrørende erstatningslevested ophører med at generere gevinster
og hvor:
jV er den annualiserede enhedsværdi af gevinsterne tilvejebragt af det skadede
levested (før skade) pV er den annualiserede enhedsværdi af gevinsterne tilvejebragt af
erstatningslevestedet
x t
j er metrikken til måling af niveauet for ressourcer eller udnyttelsesmuligheder pr.
hektar tilvejebragt af det skadede levested ved årets udgang t jb er metrikken til måling af niveauet for ressourcer eller udnyttelsesmuligheder pr.
hektar i den hidtidige tilstand (før skade) for det skadede levested
xt
p er metrikken til måling af niveauet for ressourcer eller udnyttelsesmuligheder pr.
hektar tilvejebragt af erstatningslevestedet ved årets udgang t
b p er metrikken til måling af det oprindelige niveau for ressourcer eller
udnyttelsesmuligheder pr. hektar for erstatningslevestedet
t er diskonteringsfaktoren, hvor t = 1/(1+r)t - C og r er diskonteringssats for den
pågældende periode
J er antal skadede hektar
P erstatningsprojektets størrelse i hektar, hvor tabene opvejes af gevinsterne ved
afhjælpningen.
134
Der redegøres nedenfor for input i denne formel, og herefter anføres et illustrativt eksempel på, hvordan den kan
anvendes til at beregne den samlede debet (tab) målt i diskonterede udnyttelsesmuligheder pr. hektar pr. år
(DSHaY).
Startår – Startåret er det år, hvor de første skader indtræffer i sager omfattet af miljøansvarsdirektivet (eller
forventes at indtræde i sager omfattet af VVM-direktivet, habitatdirektivet og direktivet om beskyttelse af vilde
fugle eller i sager om overhængende fare under miljøansvarsdirektivet), eller det år, hvor beregningen af tab
indledes. Der skal angives et år på både debet- og kreditsiden af ligningen. På debetsiden er startåret det år, hvor
de første skader indtræffer (eller forventes at indtræde), eller det år, hvor beregningen af tab indledes. På
kreditsiden er det året, hvor det forventes, at gevinsterne ved afhjælpningen begynder at vise sig.
Slutår – Slutåret er det år, hvor skaderne ophører – ressourcerne er blevet retableret naturligt eller som følge af
primære afhjælpende foranstaltninger. På kreditsiden er dette det sidste år, hvor kreditterne ved
afhjælpningsprojektet lægges sammen. I forbindelse med nogle projekter forventes gevinsterne at blive
realiseret inden for en overskuelig fremtid, men i andre tilfælde kan projektet have en meget begrænset levetid.
Undertiden er der ikke noget forventet slutår, da det ikke forventes, at ressourcerne bliver retableret.
Basisår – Dette er det år, der anvendes som grundlag for nutidsværdiberegningerne, og er normalt det år, hvor
skadesvurderingen finder sted.
Rumlig udstrækning – På debetsiden af en ækvivalensvurdering er dette det område, hvor der har været tab. På
kreditsiden er rumlig udstrækning en betegnelse for den arealenhed, der skal afhjælpes. Måleenheden for
kreditterne skal være den samme som på debetsiden af hensyn til ækvivalensberegningen.
Omfanget af tab af naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder – Dette er omfanget af tab af ressourcer eller
udnyttelsesmuligheder inden for den rumlige udstrækning. Det måles normalt som en procentdel baseret på den
forventede ændring i den valgte kvantificeringsmetrik. Omfanget af tab kan variere over tid. I
naturtypeækvivalensvurderingen er dette omfanget af tab af naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder inden
for skadens rumlige udstrækning i forhold til den hidtidige tilstand. Omfanget af tab kan variere over tid (ligesom
den hidtidige tilstand), og hvis ressourcernes tilstand forbedres over tid, kan ressourcerne eller
udnyttelsesmulighederne blive ført tilbage til deres hidtidige tilstand. I en række sager i USA er metrikker for
multi-attribut-skader blevet udtrykt i "tab af udnyttelsesmuligheder i %", hvor tabet kan variere fra 0-100 %. Det
skal understreges, at begrebet "delvis tab af udnyttelsesmuligheder" ikke er almindeligt anerkendt. I henhold til
visse reguleringsordninger kan det f.eks. være forudsat, at enhver skade skal afhjælpes fuldt ud, og at det
hverken er muligt eller ønskeligt at foretage en proportional afhjælpning af enkelte udnyttelsesmuligheder31. I
ressourceækvivalensvurderingen kan omfanget af tab udtrykkes i antal tabte individer, ændringer i taksonomisk
diversitet, populationsreduktioner, tab af reproduktivt output eller levedygtighed (herunder forkortet levetid og
færre unge) eller andre metrikker for ressourceforringelse. I værdiækvivalensvurderingen opgøres omfanget af
tab i økonomisk værdi, der afspejler tabets økonomiske værdi, dvs. enkeltpersoners vilje til at betale for at
forhindre tabet eller vilje til at acceptere kompensation for at tolerere tabet.
31 En analogi, som er blevet anvendt til at understøtte dette argument, er, at tab af en arm eller et ben i en ulykke ikke udgør et tab på 25 % af "udnyttelsesmuligheder for lemmer". Fuld kompensation vil derimod kræve fuld genoprettelse af skaden.
135
Gevinster i form af naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder – Dette er det forventede omfang af gevinster
ved gennemførelsen af et afhjælpningsprojekt. Når et projekt er gennemført, begynder gevinsterne at vise sig,
men den fulde realisering af gevinsterne forventes måske først på et tidspunkt i fremtiden. Som ved
debetberegninger kvantificeres omfanget af gevinster i form af naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder i
forhold til den hidtidige tilstand. Gevinster (kredit) og tab (debet) skal kvantificeres ved brug af de samme
metrikker.
Hidtidig tilstand – Den hidtidige tilstand er den tilstand, der ville have eksisteret, hvis der ikke var indtruffet en
skadevoldende hændelse. Den fulde beskrivelse af den hidtidige tilstand i miljøansvarsdirektivet anvendes
ligeledes i ækvivalensvurderingen.
Metrik – Metrikken er ganske enkelt måleenheden for tab af naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder og
gevinster.
Skades- eller retableringsforløb – Der bør redegøres for tidsforløbet for tab af naturressourcer eller
udnyttelsesmuligheder og gevinster, herunder for graden af forringelse eller retablering.
Multiplikator til beregning af nutidsværdi – Ved ækvivalensvurderingsberegninger i USA anvendes ofte en
diskonteringssats på 3 % eller 4 % (se boks A.1). Diskonteringssatsen (kompounderingssatsen) anvendes til
kompoundering af tidlige tab af udnyttelsesmuligheder og diskontering af fremtidige tab af
udnyttelsesmuligheder med henblik på at beregne nutidsværdien. Bemærk, at formålet med kompoundering er
at beregne nutidsværdien af tidligere skader, og slutåret er derfor ikke relevant. Slutåret for kompoundering er
derfor med andre ord altid basisåret.
Boks A.1: Diskontering
Debet (tab) og kredit (gevinster) relateret til fortiden værdisættes ikke på samme måde som debet og kredit
relateret til nutiden. Der er to hovedårsager til denne forskel. Den første årsag er den enkeltes tidspræference, der
alt andet lige betyder, at man foretrækker at forbruge nu (i dag) i stedet for at vente. På grund af denne
utålmodighed ønsker vi kompensation for at udskyde forbruget af goder (f.eks. forbrugsvarer, miljøressourcer osv.).
Den anden årsag til denne forskel er kapitalomkostninger – de ressourcer (penge eller andet), der er tilgængelige i
dag, kan anvendes (investeres eller behandles) med henblik på generering af yderligere gevinster, der vil gå tabt, hvis
ressourcerne først er tilgængelige et eller flere år senere,
Det er således nødvendigt at anvende en procedure, der sikrer, at debet og kredit på forskellige tidspunkter
sammenlignes på lige vilkår. Ved denne procedure anvendes en multiplikator til beregning af nutidsværdi, hvor
nutidsværdien af fremtidige eller tidligere værdier justeres med en sats (r):
)()1( baseyearyearr
Når satsen anvendes til at omregne tidligere værdier til nutidsværdier, kaldes den kompounderingssatsen, og
processen kaldes kompoundering:
)()1(1 baseyearyearr
Når året ligger før basisåret (i fortiden), har multiplikatoren til beregning af nutidsværdi med andre ord et positivt
136
fortegn, og multiplikatoren til beregning af nutidsværdi bliver en kompounderingsfaktor.
Når satsen anvendes til at omregne fremtidige værdier til nutidsværdier, kaldes den diskonteringssatsen, og
processen kaldes diskontering:
)()1/(1 baseyearyearr
Når året ligger efter basisåret (i fremtiden), har multiplikatoren til beregning af nutidsværdi med andre ord et
negativt fortegn, og multiplikatoren til beregning af nutidsværdi bliver en diskonteringsfaktor. Valget af en
diskonterings- eller kompounderingssats træffes på grundlag af den teoretiske litteratur, og i nogle lande er der
officielle satser (den britiske officielle sats starter på 3,5 % og falder til 0 % over 300 år). I Europa-Kommissionens
projekter anvendes normalt en sats på 4 %.
Der kan udledes tre vigtige pointer om ækvivalensvurderingen af denne formel:
1. I ækvivalensvurderingen tages højde for tidsforskellene mellem skadens indtræden og de afhjælpende
foranstaltningers tilvejebringelse af gevinster ved at foretage beregningerne i nutidsværdi (diskontering eller
kompoundering).
2. Kvantiteten af en naturressource eller økologisk tjeneste tilvejebragt pr. arealenhed på en skadet og en
afhjulpet lokalitet kan variere. I realiteten eliminerer forholdsvis få hændelser fuldstændigt levestedet (eller
biota), og de fleste afhjælpende foranstaltninger tilvejebringer ikke et fuldstændigt nyt og velfungerende
levested (eller biota). Naturtypefunktionerne er desuden komplekse, og økosystemprocesserne er indbyrdes
forbundne. For at tage højde for dette er kvantificeringen af tab og gevinster ofte baseret på måling eller
vurdering af ændringer af et enkelt mål eller en enkelt "metrik" for en naturressource eller økologisk
tjeneste. Den metrik, der anvendes, skal være den samme på ligningens tabs- og gevinstside, og den skal
kunne anvendes til at måle kvalitets- og kvantitetsmæssige forskellene med hensyn til naturressourcer eller
udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af naturtyper i deres hidtidige tilstand og af skadede og afhjulpne
naturtyper.
3. I ressource- og naturtypeækvivalensvurderinger antages det, at værdien af en ressource eller naturtype for
samfundet er konstant over tid. Det kan alternativt hævdes, at øget udvikling eller klimaforandringer kan
føre til knaphed på en række ressourcer eller naturtyper (f.eks. vådområder i byer) og således forøge
værdien af tabet i fremtiden og gøre skaden dyrere i dag. Der tages ikke direkte højde for sådanne ændrede
præferencer i ressource- og naturtypeækvivalensvurderinger.
137
BILAG: ØKONOMISK VÆRDISÆTNING
Økonomiske værdier er de værdier, som enkeltpersoner tillægger miljøressourcer og deres økosystemer. De
udtrykkes i relative tal baseret på enkeltpersoners præferencer for bestemte ændringer af kvaliteten og/eller
kvantiteten af ressourcer og udnyttelsesmuligheder. Deres præferencer vurderes ud fra, hvordan ændringer af
ressourcen eller udnyttelsesmuligheden påvirker deres trivsel (eller nyttevirkning eller velfærd).
Både ressourceækvivalensvurderingen og naturtypeækvivalensvurderingen er baseret på antagelser om økonomisk
værdisætning. Det antages, at værdien pr. enhed af de afhjælpende foranstaltninger er lig med værdien pr. enhed af
den skadede ressource eller udnyttelsesmulighed. Denne antagelse sikrer, at skaleringen af de afhjælpende
foranstaltninger i naturtype- eller ækvivalensvurderingen kompenserer offentligheden behørigt for skaden. I nogle
tilfælde er det muligvis ikke hensigtsmæssigt at gøre denne antagelse, enten fordi skaden er meget stor, eller den
tilgængelige afhjælpning afviger for meget fra de skadede ressourcer eller udnyttelsesmuligheder. I disse tilfælde
kan det være hensigtsmæssigt at anvende værdisætningsmetoder såsom metoder, hvor værdi sammenlignes med
værdi eller værdi sammenlignes med omkostninger. Se bilag II, afsnit 1.2.3, i miljøansvarsdirektivet, hvor der
redegøres nærmere for disse situationer.
Præferencer måles ved, i hvor høj grad den enkelte er villig til at foretage en afvejning mellem penge og sådanne
ændringer. Enheden for denne afvejning er penge, da det er en fælles enhed, der gør det muligt at sammenligne
økonomiske og miljømæssige omkostninger og gevinster. Ved brug af denne enhed måles præferencer i
enkeltpersoners vilje til at betale (WTP) penge for at forhindre et miljøtab eller sikre en gevinst og deres vilje til at
acceptere (WTA) penge som kompensation for at tolerere et miljøtab eller give afkald på en gevinst. Ved den
økonomiske værdisætning måles værdien af en marginal ændring. Med andre ord giver den enkelte udtryk for sin
WTP og WTA for en ændring og ikke for sine præferencer for en ressources absolutte værdi og den enkeltes adfærd
er styret heraf.
Den enkelte kan have forskellige grunde til at udvise en positiv WTP og WTA for at beskytte økosystemtjenester.
Disse grunde analyseres i typologien over den såkaldte samlede økonomiske værdi (Total Economic Value – TEV)
(figur A.1). Med udtrykket "samlede" henvises til summen af forskellige grunde og ikke til den absolutte værdi.
Nedenfor redegøres nærmere for opdelingen af økosystemtjenester, der leverer velfærd til enkeltpersoner og
således har en økonomisk værdi. Grundene til præferencer eller de forskellige typer værdier kan sammenfattes som
følger:
Brugsværdien involverer interaktion med ressourcen, enten direkte eller indirekte:
Direkte brugsværdi: Økosystemtjenester anvendes enten forbrugsmæssigt, f.eks. industriel vandindvinding, eller
ikke-forbrugsmæssigt, f.eks. rekreation (såsom fiskeri).
Indirekte brugsværdi: Værdien af tilvejebragte økosystemtjenester, f.eks. næringsstofkredsløb, levested,
klimaregulering osv.
Optionsværdi: Ikke knyttet til den nuværende brug af økosystemtjenester, men snarere fordelen ved at holde
muligheden for at gøre dette åben i fremtiden. Et relateret begreb er kvasioptionsværdi, der er knyttet til
undgåelse eller forsinkelse af irreversible beslutninger, når udviklingen inden for teknologi og viden kan ændre
den optimale forvaltning af et økosystem.
138
Ikke-brugsværdien er knyttet til fordelene blot ved at vide, at økosystemerne opretholdes. Ikke-brugsværdien er
med andre ord ikke knyttet til nogen brug af et økosystem. Ikke-brugsværdien kan opdeles i tre dele:
Altruistisk værdi: Værdien knyttet til at vide, at medborgere kan drage fordel af økosystemtjenester.
Testamentarisk værdi: Værdien knyttet til at vide, at økosystemer og -tjenester vil blive videregivet til fremtidige
generationer
Eksistensværdi: Tilfredsstillelsen blot ved at vide, at økosystemerne opretholdes, uanset hvilken brug man selv
eller andre gør af systemerne nu eller i fremtiden.
Figur A.1: Samlet økonomisk værdi
Dem, der gør direkte og indirekte brug af økosystemtjenester, dvs. brugerne, tillægger sandsynligvis tjenesterne
både brugs- og ikke-brugsrelaterede værdier. Dem, der ikke gør direkte og indirekte brug af en tjeneste, men stadig
tillægger den ikke-brugsværdier, kaldes ikke-brugere. Det er forholdsvis nemt at identificere brugere, hvorimod der
ikke er nogen teoretisk definition af ikke-brugere. Definitionen er et empirisk spørgsmål, der kan besvares gennem
primær forskning. I henhold til miljøansvarsdirektivet skal tab af (stigninger i) velfærd for både brugere og ikke-
brugere af miljøressourcer og -tjenester indgå i debet- og kreditberegninger.
Der er blevet udviklet særlige økonomiske værdisætningsmetoder til at beregne disse forskellige typer økonomiske
værdier i tal. Alle metoderne er opdelt i tre vigtige trin som vist i figur A.2, og de kan derfor ikke anvendes sammen
TEV
Brugsværdi Ikke-brugsværdi
Reel brug Optionsværdi For andre Eksistens
Direkte brug
Indirekte brug
Altruisme Arv
139
med de nødvendige økologiske eller andre videnskabelige/tekniske analyser, som vurderer virkningerne (debet ved
tab eller kredit ved afhjælpning).
Figur A.2: Tre trin i den økonomiske værdisætning
Økonomiske værdisætningsmetoder er forskellige, afhængigt af hvilke data der anvendes og hvilke
værdikomponenter der dækkes:
Ved værdisætning baseret på oplysninger om markedspriser og forbrugeradfærd måles de reelle direkte udgifter
(f.eks. udgifter til besøg, rekreative aktiviteter og vand på flaske), og det er kun muligt at måle de værdier, som
brugerne tillægger en ressource.
Mange varer og tjenester tilvejebragt af økosystemtjenester er markedsomsatte goder (f.eks. forsynende tjenester
(fødevarer, drikkevarer, fibre osv.), turisme osv.). Der kan udledes en række oplysninger om et godes økonomiske
værdi af markedsprisen. For køberen af et gode afslører prisen navnlig det beløb, køberen i hvert fald er villig til
betale for at få godet. For sælgeren afslører prisen det beløb, sælgeren i hvert fald er villig til at acceptere som
kompensation for at give afkald på godet. Den økonomiske værdi af kommercielt fiskeri (en forsynende tjeneste)
vurderes f.eks. således på grundlag af fangstens markedsværdi. Markedsindtægter fra turisme (en kulturel tjeneste)
afspejler på samme måde den økonomiske værdi af denne tjeneste.
Markedsprisinformation er imidlertid et upræcist mål for den økonomiske værdi af en bestemt økosystemtjeneste,
da den ikke altid fuldt ud afspejler WTP eller WTA. Mange købere kan f.eks. være villige til at betale mere end
markedsprisen for at opnå godet. Forskellen mellem det maksimumbeløb, som en køber er villig til at betale, og den
Kvalitativ
vurdering
Kvantitativ
vurdering
Økonomisk
vurdering
Forstå indvirkningens karakter (knyt hændelse til skade og afhjælpning til
gevinst)
Kvantificér (ved brug af ikke-økonomisk metrik) debet ved tab og kredit ved afhjælpning
Markedsdata, indirekte eller indirekte præferencebaserede værdisætningsmetoder til
beregning af de kvantitative virkninger i tal.
140
faktisk betalte pris kaldes forbrugeroverskuddet og afspejler det element af gevinst ved at opnå godet, der "opnås
gratis". På samme måde kan sælgeren af godet være villig til at acceptere et lavere beløb end markedsprisen for at
give afkald på godet. Forskellen mellem det minimumsbeløb, som en sælger er villig til at acceptere, og den faktisk
modtagne pris kaldes producentoverskuddet og afspejler den yderligere opnåede gevinst ved at give afkald på godet
(dvs. "den økonomiske fortjeneste"). I forbindelse med markedsomsatte varer og tjenester afspejles den økonomiske
værdi (WTP eller WTA) generelt i den betalte eller modtagne markedspris plus eventuelle forbruger- eller
producentoverskud.
Der er ligeledes mange økosystemtjenester (rent faktisk de fleste), som ikke handles på markeder og således er
"ikke-prissatte" eller "ikke-markedsomsatte" goder. I mangel af prisinformation er der udviklet to typer
værdisætningsmetoder til at beregne den økonomiske værdi af disse ikke-markedsomsatte varer og tjenester.
I forbindelse med den indirekte præferencebaserede værdisætningsmetode analyseres den enkeltes
forbrugsadfærd på markederne for de ressourcer eller tjenester, der skal værdisættes. En af disse metoder kaldes
"rejseomkostningsmetoden", hvor der foretages en vurdering af den værdi, som en bruger implicit tillægger et besøg
på en kulturarvslokalitet, på grundlag af rejseomkostningerne til eller fra lokaliteten, herunder tidsforbruget på
rejsen og lokaliteten. Den andre vigtige indirekte præferencebaserede værdisætningsmetode er "hedonisk
prissætning", hvor data om ejendomssalg analyseres for at estimere de vigtigste forskellige karakteristika, der er
bestemmende for ejendomsprisen på markedet. Sådanne karakteristika kan omfatte ejendommens type og
størrelse, men kan ligeledes være relateret til beliggenheden såsom et rent og pænt område, et smukt landskab,
nærhed til kultursteder, skoler, transportsystemer osv.
Indirekte præferencebaserede metoder kan kun anvendes til at værdisætte ændringer, der allerede er slået
igennem, og er begrænset til de værdier, der tillægges af brugerne.
I forbindelse med den direkte præferencebaserede værdisætningsmetode anmodes enkeltpersoner om at foretage
en afvejning mellem ændringer af ressourcen eller udnyttelsesmuligheden og penge. Her måles den enkeltes vilje til
at betale (WTP) penge for at forhindre et miljøtab eller sikre en gevinst og vilje til at acceptere (WTA) kompensation
for at tolerere et tab eller give afkald på en forbedring. Der er to vigtige variationer af den direkte
præferencebaserede metode med en forskellig tilgang til afvejningsaspektet: i) betinget værdisætning, hvor folk
bliver bedt om at udtrykke deres WTP eller VTA i relation til alle ressourcens eller udnyttelsesmulighedens forskellige
aspekter (egenskaber), og ii) valghandlingseksperimenter, hvor folk anmodes om at vælge mellem muligheder med
flere eller færre af en eller flere egenskaber. Begge metoder kan baseres på personlige interview i hjemmet, på
stedet eller onlineinterview. I den berømte Exxon Valdez-sag i USA blev der også anvendt en betinget
værdisætningsmetode til at estimere den økonomiske værdi af det tab, der blev lidt af brugere og ikke-brugere som
følge af et oliespil i Alaska (Carson et al, 199232). Denne sag var en vigtig milepæl i bestræbelserne på at få anerkendt
direkte præferencebaserede værdisætningsmetoder som retlig dokumentation i erstatningssager i USA og
foranledigede National Oceanographic and Atmospheric Administration (NOAA) til at udgive en vejledning om
bedste praksis (Arrow et al., 199333). Læserne henvises til Bateman et al (2002)34, hvor der er en mere opdateret
vejledning om både den betingede værdisætningsmetode og metoden med valghandlingseksperimenter.
32 Carson, R.T., Mitchell, R.C., Hanemann, W.M., Kopp, R.J., Presser, s. and Ruud, P.A. (1992) A contingent valuation study of lost passive use values resulting from the Exxon Valdez oil spill, rapport til staten Alaskas statsadvokat.
33 Arrow, K., Solow, R. Portney, P.R., Leamer, E.E., Radner, R. and Schuman, H. (1993) Report of the NOAA Panel on Contingent Valuation, Washington DC: Resources for the Future.
141
Litteraturen om økonomisk værdisætning er omfattende og vokser fortsat. Antallet af undersøgelser i den største
onlinedatabase, Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI – www.evri.ca) vidner herom. Der kan søges i
EVRI på en række variabler, herunder undersøgelsesstedet, undersøgelsens fokus (generelle miljøgoder, den
værdisatte type miljøgoder eller -tjenester, miljøstressfaktoren eller stressfaktorkilden), værdisætningsmetoden,
tilgængelige oplysninger fra undersøgelsen (f.eks. spørgeskemaer, kort, tabeller osv.), økonomiske foranstaltninger
og undersøgelsesåret.
Databaser som EVRI gør det navnlig lettere efterfølgende at anvende dokumentation om økonomisk værdisætning
fra litteraturen, især når det ikke er muligt at foretage primær forskning i økonomisk værdisætning. Anvendelsen af
tidligere dokumentation kaldes overførsel af værdier (eller fordele) – (value (or benefits) transfer).
Enhedsværdiestimater eller funktioner af faktorer, der forklarer forskelle i økonomiske værdier (WTP eller WTA), kan
overføres fra et studie til en ny analysekontekst. Selv om der er begrænsninger i anvendelsen af overførsel af
værdier (navnlig når det gælder om at finde dokumentation i litteraturen, der er relevant for den foreliggende
analyse), har metoden åbenlyse fordele i form af tids- og ressourcebesparelser i forhold til primær forskning i
værdisætning. God praksis for overførsel af værdi er af afgørende betydning for udbredelsen af anvendelsen af de
kombinerede økosystemtjenester og økonomiske værdisætningsmetoder (se eftec, 2010, om bedste praksis for
overførsel af værdi i Det Forenede Kongerige35).
Valget af en passende værdisætningsmetode afhænger af en række faktorer, herunder af hvilken type værdi der skal
estimeres, hvilke oplysninger der er tilgængelige og/eller kan indsamles, og af den tid og de ressourcer, der er til
rådighed. Disse faktorer bør vurderes som led i den indledende vurdering i trin 1 i ækvivalensvurderingen.
Vurderingen af de tilgængelige oplysninger og omfanget af skade (og således det passende analyseindsatsniveau) vil
også gøre det nemmere at vælge den passende værdisætningsmetode, herunder navnlig at vurdere, om metoden
med overførsel af værdier er tilstrækkelig, eller om der er behov for mere tids- og omkostningskrævende primær
forskning. Når det er fastslået, at der er behov for økonomisk værdisætning (og således en
værdiækvivalensvurdering), kan følgende kriterier anvendes til at vælge en passende metode:
Brugsværdier (eller brugerværdier) kan estimeres på grundlag af markedspriser og indirekte eller indirekte
præferencebaserede værdisætningsmetoder.
Ikke-brugsværdier kan kun estimeres ved brug af indirekte præferencebaserede værdisætningsmetoder.
Hvis ressourcen er unik (selv på lokalt eller nationalt plan – ikke nødvendigvis på globalt plan), vil der
sandsynligvis være folk, der tillægger den en værdi, selv om de ikke selv bruger den direkte eller indirekte. Selv
om individuelle ikke-brugsværdier ofte er mindre end individuelle brugsværdier, er ikke-brugerpopulationen ofte
langt større. Derfor kan de samlede ikke-brugsværdier udgøre en betydelig sum, der ikke bør ses bort fra, hvis
der forvoldes betydelig skade på en ressource eller udnyttelsesmulighed, der anses for at være unik.
Hvis den berørte ressource eller udnyttelsesmulighed ikke omsættes på markedet eller ikke er knyttet til en
markedsomsat vare eller tjeneste (f.eks. gratis adgang til rekreativt område), vil det ikke være muligt at anvende
34 Bateman, I.J., Carson, R.T., Day, B., Hanemann, M., Hanley, N., Hett, T., Jones-Lee, M., Loomes, G., Mourato, S., Ozdemiroglu, E., Pearce, D.W., Sugden, R & Swanson S (2002). Economic Valuation with Stated Preference Techniques: A Manual. London: Edward Elgar.
35 eftec (2010) Valuing Environmental Impacts: Practical Guidelines for the Use of Value Transfer in Policy and Project Appraisal. Rapport til Ministeriet for Miljø, Fødevarer og Landdistriktsspørgsmål (Department for Environment, Food and Rural Affairs), London.
142
markedspriser, og det bør overvejes at anvende indirekte eller indirekte præferencebaserede
værdisætningsmetoder.
Der er mange specifikke faktorer relateret til ressourcer/udnyttelsesmuligheder/hændelser såsom
skadeslokaliteten, tidspunktet for skadens indtræden og skadens varighed og muligheden for retablering af den
hidtidige tilstand, og andre faktorer af relevans for den kvalitative og kvantitative vurdering af debet og kredit vil
ligeledes spille en rolle i valget af en passende værdisætningsmetode. Der bør søges rådgivning hos økonomer
tidligt i ækvivalensvurderingen for at få afdækket mulighederne.
143
BILAG: ØKOSYSTEMTJENESTER
Økosystemtjenester (Millenniumvurdering af økosystemerne – Millennium Ecosystem Assessment, 2003 og 200536)
Selv om begrebet "økosystem" går langt tilbage, blev økosystemer først genstand for undersøgelser for mindre end
100 år siden, da Arthur Tansley fremlagde den første videnskabelige konceptualisering i 1935 (Tansley, 1935)37 og
Raymond Lindeman foretog den første kvantitative undersøgelse af økosystemer i starten af 1940'erne (Lindeman,
194238). Den første lærebog baseret på økosystembegrebet, udarbejdet af Eugene Odum, blev offentliggjort i 1953
(Odum, 195339). Økosystembegrebet, der således er helt centralt for forståelsen af liv på jorden, er rent faktisk en
forholdsvis ny forsknings- og forvaltningstilgang.
Tansleys formulering af et økosystem omfatter "ikke blot organisme-komplekset, men også hele det kompleks af
fysiske faktorer, der danner det, vi kalder miljøet" (Tansley 1935:299). Han anførte, at økosystemer "er af meget
varierende karakter og størrelse". Det vigtigste træk, der identificerer et økosystem, er, at det er et egentligt system.
Dets beliggenhed eller størrelse er et vigtigt, men sekundært aspekt.
Efter Tansley og den efterfølgende udvikling valgte man i millenniumvurderingen af økosystemerne (MA) at anvende
definitionen i konventionen om den biologiske mangfoldighed (CBD): "et dynamisk system af plante-, dyre- og
mikroorganismesamfund og disses abiotiske miljø, der vekselvirker som en funktionel enhed" (Forenede Nationer
1992, artikel 2).
Biologisk mangfoldighed og økosystemer er tæt forbundne begreber. I konventionen om den biologiske
mangfoldighed er biologisk mangfoldighed defineret som "mangfoldigheden af levende organismer fra alle kilder,
herunder bl.a. terrestriske, marine og andre akvatiske økosystemer og de økologiske strukturer, de indgår i; dette
omfatter mangfoldighed inden for de enkelte arter og mellem arterne samt økosystemernes mangfoldighed"
(Forenede Nationer 1992, artikel 2). Diversitet er således et strukturelt træk ved økosystemer, og mangfoldigheden
af økosystemer er et element i den biologiske mangfoldighed. Parterne i konventionen har godkendt den
"økosystembaserede tilgang" som deres primære ramme for handling.
I forbindelse med analysen og vurderingen er det vigtigt at anlægge en pragmatisk tilgang til økosystemgrænser
afhængigt af situationen. På sin vis er hele jordens biosfære et økosystem, da elementerne interagerer. På et lavere
niveau er det overordnede princip, at et veldefineret økosystem har stærke interaktioner mellem komponenterne og
svage interaktioner på tværs af grænserne.
Den praktiske tilgang til den rumlige afgrænsning af et økosystem er at opbygge overlays af betydelige faktorer og
kortlægge diskontinuiteter såsom fordelingen af organismer, det biofysiske miljø (jordtyper, afvandingsområder,
dybde i et vandområde) og rumlige interaktioner (aktivitetsområder, migrationsmønstre, stofstrømme). En
36 Milleniumvurdering af økosystemerne eller Milleniumvurdering: alle dokumenter og oplysninger findes på adressen: http://millenniumassessment.org 37 Tansley, AG (1935). "The use and abuse of vegetational terms and concepts". Ecology 16 (3): 284-307. 38 Lindeman, R.E., 1942: The trophic dynamic aspect of ecology. Ecology, 23, s. 399-418. 39 Odum, E., 1953: Fundamentals of Ecology. W.B. Saunders, Philadelphia, PA.
144
hensigtsmæssig økosystemgrænse er det sted, hvor en række af disse relative diskontinuiteter er sammenfaldende.
På et højere niveau kan regionale og endog globale økosystemer vurderes på grundlag af grundlæggende
strukturelle enheders fællestræk. Denne ramme anvendes i millenniumvurderingen af økosystemerne i forbindelse
med den overordnede analyse af økosystemegenskaber og -ændringer.
Økosystemtjenester er kort sagt en typologi af de goder, som økosystemer leverer til befolkningen, og de kan
sammenfattes som følger:
Forsynende tjenester: Produkter fra økosystemer, herunder:
Fødevarer og fibre – Dette omfatter de mange forskellige fødevarer fremstillet af planter, dyr og mikrober samt
materialer såsom træ, jute, hamp, silke og mange andre produkter fra økosystemer
Brændstof – Træ, gødning og andre biologiske materialer er energikilder
Genetiske ressourcer – Dette omfatter de gener og genetiske oplysninger, der anvendes til opdræt af dyr og
dyrkning af planter og bioteknologi
Biokemikalier, naturmedicin og lægemidler – Mange lægemidler, biocider, fødevaretilsætningsstoffer såsom
alginater og biologiske materialer kommer fra økosystemer
Ornamentale ressourcer – Animalske produkter såsom skind, skaller og blomster bruges som pynt, selv om
værdien af disse ressourcer ofte er kulturelt betinget. Dette er et eksempel på forbindelser mellem de forskellige
kategorier af økosystemtjenester
Ferskvand – Ferskvand er et andet eksempel på forbindelser mellem kategorier – i dette tilfælde mellem
forsynende og regulerende tjenester.
Regulerende tjenester: Goder opnået ved regulering af økosystemprocesser, herunder:
Opretholdelse af luftkvaliteten – Økosystemer både udleder kemikalier i og optager kemikalier fra atmosfæren
og påvirker således mange aspekter af luftkvaliteten
Klimaregulering – Økosystemer påvirker klimaet både lokalt og globalt. Lokalt påvirker ændringer i arealdække
f.eks. både temperaturen og nedbørsmængden. Globalt spiller økosystemer en vigtig rolle for klimaet gennem
sequestrering eller udledning af drivhusgasser
Vandregulering – Tidspunktet for og omfanget af afledning, oversvømmelse og grundvandsdannelse kan påvirkes
kraftigt af ændringer i arealdække, herunder navnlig ændringer, der ændrer systemets evne til at opbevare
vand, f.eks. konvertering af vådområder eller udskiftning af skove med dyrkede arealer eller dyrkede arealer
med byområder
Erosionsbekæmpelse – Vegetationsdække spiller en vigtig rolle i beskyttelse af jord og forebyggelse af jordskred
Rensning af vand og spildevand – Økosystemer kan være en uren kilde i ferskvand, men kan ligeledes medvirke
til at bortfiltrere og nedbryde organisk affald indført i indvande og marine økosystemer og kystøkosystemer
Regulering af sygdomme hos mennesker – Økosystemændringer kan ændre forekomsten af humane patogener
såsom kolera direkte og kan ændre forekomsten af sygdomsvektorer såsom moskitoer
Biologisk bekæmpelse – Økosystemændringer påvirker forekomsten af skadevoldere og sygdomme i afgrøder og
hos husdyr
Bestøvning – Økosystemændringer påvirker bestøvende insekters fordeling, tæthed og effektivitet
Stormbeskyttelse – Tilstedeværelsen af kystøkosystemer såsom mangrovesumpe og koralrev kan drastisk
reducere skade forvoldt af orkaner eller store bølger.
145
Kulturelle tjenester: Ikke-materielle goder, som mennesket får fra økosystemer gennem spirituel berigelse, kognitiv
udvikling, refleksion, rekreation og æstetik, herunder:
Kulturel mangfoldighed – Diversiteten af økosystemer er en af de faktorer, der har indflydelse på den kulturelle
mangfoldighed
Spirituelle og religiøse værdier – I mange religioner tillægges økosystemer og deres komponenter spirituelle og
religiøse værdier
Vidensystemer (traditionelle og formelle) – Økosystemer påvirker de typer vidensystemer, der udvikles i
forskelle kulturer
Uddannelsesmæssige værdier – Økosystemer og deres komponenter og processer danner grundlag for både
formel og uformel uddannelse i mange samfund
Inspiration – Økosystemer udgør en rig inspirationskilde for kunst, folklore, nationale symboler, arkitektur og
reklame
Æstetiske værdier – Mange folk finder skønhed og æstetisk værdi i forskellige aspekter af økosystemerne, hvilket
kommer til udtryk i støtten til parker, "naturskønne køreture" og valget af husplacering
Sociale relationer – Økosystemer påvirker de typer sociale relationer, der knyttes i bestemte kulturer. De sociale
relationer i fiskerisamfund er f.eks. på mange områder anderledes end relationerne i nomadesamfund og
landbrugssamfund
Stedsfornemmelse – Mange folk værdsætter den "stedsfornemmelse", som er knyttet til genkendelige aspekter i
deres omgivelser, herunder økosystemaspekter
Kulturarvsværdier – Mange samfund tillægger opretholdelsen af historisk vigtige landskaber ("kulturlandskaber")
eller kulturelt vigtige arter stor værdi
Rekreation og økoturisme – Folk vælger ofte til dels, hvor de bruger deres fritid, ud fra den særlige karakter af
naturlandskaberne eller de dyrkede landskaber i et bestemt område.
Kulturelle tjenester er tæt forbundet med menneskers værdier og adfærd samt med humane institutioner og sociale,
økonomiske og politiske organisationsmønstre. Der er derfor større sandsynlighed for, at folk og lokalsamfund i
højere grad har forskellige opfattelser af kulturelle tjenester end f.eks. af betydningen af fødevareproduktion.
Understøttende tjenester: Tjenester, som er nødvendige for produktionen af alle andre økosystemtjenester. Disse
afviger fra forsynende, regulerende og kulturelle tjenester, idet de enten påvirker mennesker indirekte eller
tilvejebringes over en meget lang periode, hvorimod ændringer i de andre kategorier har en forholdsvis direkte og
hurtig indvirkning på folk. (Nogle tjenester som f.eks. erosionsbekæmpelse kan både kategoriseres som en
understøttende og en regulerende tjeneste, afhængigt af tidsrammen og deres umiddelbare indvirkning på folk.)
Folk gør f.eks. ikke direkte brug af jorddannelsestjenester, selv om ændringer på dette område ville berøre folk
indirekte gennem indvirkningen på forsynende tjenester til fødevareproduktion. Klimaregulering er på samme måde
kategoriseret som en regulerende tjeneste, da økosystemændringer kan påvirke det lokale og globale klima inden for
en tidsramme, der er relevant for beslutningstagningen (årtier eller århundreder), hvorimod dannelsen af oxygengas
(via fotosyntese) er kategoriseret som en understøttende tjeneste, da en indvirkning på oxygenkoncentrationen i
atmosfæren kun vil finde sted over en ekstremt lang periode. Andre eksempler på understøttende tjenester er
næringskredsløb, vandets kredsløb og levesteder.
146
BILAG: FINANSIEL SIKKERHEDSSTILLELSE
Efter medlemsstaternes gennemførelse af miljøansvarsdirektivet i national lovgivning er der begyndt at dukke en
række forskellige forsikringsløsninger op. Følgende løsninger er navnlig blevet mere og mere almindelige:
Særlige udvidelser til almindelige ansvarsforsikringer
Udvidelser til selvstændige miljøskadeforsikringer (normalt påkrævet i forbindelse med skade på natur og arter).
Forsikring anvendes ofte og betragtes som et egnet middel til at beskytte operatøren mod de økonomiske følger af
specifikke, men uforudsigelige begivenheder, der ligger inden for rammerne af en forsikringsaftale.
Forsikringsdækningen afhænger af operatørens behov, f.eks. aktivitet, potentielle receptorer, lovgivningen,
operatørens håndtering af miljørisici. Disse kan variere fra operatør til operatør og fra medlemsstat til medlemsstat
Forsikringsdækningen er en kontraktlig aftale mellem forsikringsselskabet og forsikringstager indgået på grundlag af
ovennævnte behov, den forsikredes situation og forsikringsselskabets risikovillighed. Selv om en betydelig del af
ansvaret i henhold til miljøansvarsdirektivet nu kan dækkes på EU-markedet, dækker forsikringsaftalen normalt ikke
hele ansvaret, da denne aftale kan have iboende dækningsmæssige restriktioner og begrænsninger såsom
manglende dækning af forsætlige handlinger, bøder og tvangsbøder og gradvis indtrædende begivenheder, der fører
til miljøskader, forurening af diffus karakter osv.
Forebyggelse og genopretning af miljøskader i henhold til lovgivningen til gennemførelse af miljøansvarsdirektivet er
et meget kompleks område, der indebærer definition og vurdering af de tabte miljøtjenester og passende planlagte
langsigtede retableringsforanstaltninger.
Som erfaringerne viser, har ovennævnte forsikringsordning i mange medlemsstater (f.eks. Tyskland, Frankrig og
Italien) fungeret fint på et frit marked, hvor de forsikrede selv kan vælge, i hvilket omfang de ønsker at overføre
risikoen til forsikringsselskaberne, og forsikringsselskaberne selv kan beslutte, på hvilke vilkår og betingelser de
ønsker at acceptere disse risici.
Det anbefales at foretage en regelmæssig gennemgang af forsikringsaftaler, således at der kan tages hensyn til
potentielle ændringer i den forsikredes aktiviteter eller af lovgivningen, f.eks. gennemførelsen af
miljøansvarsdirektivet.
I Tyskland er miljøansvarsforsikringer f.eks. allerede blevet standarden for de risikoeksponerede
industrier/operatører, og mange af de 140 ansvarsforsikringsselskaber tilbyder nu miljøansvarsforsikringer. De fleste
af disse forsikringsselskaber tilbyder dækning på grundlag af den ikke-bindende standardformulering udarbejdet af
den tyske forsikringssammenslutning (GVD). Forsikringsselskaberne tilbyder selv denne dækning og ikke via puljer.
Tyskland kan anses for at være det mest udviklede marked for miljøansvarsforsikringer (Leiter Haftpflicht, Kredit,
Transport und Luftfahrtversicherung GDV), personlig e-mail, 11. november 2012).
I Kommissionens rapport fra 2010 udarbejdet i samarbejde med eksperter og interessenter blev det konkluderet, at
det var for tidligt at anbefale indførelsen af en obligatorisk EU-ordning med harmoniserede regler. Det blev
imidlertid anført, at der i forbindelse med eventuelle ordninger med obligatorisk finansiel sikkerhedsstillelse bør
147
anvendes en form for gradvis fremgangsmåde, idet lavrisikoaktiviteter udelukkes, og der fastsættes
maksimumsbeløb for den krævede finansielle sikkerhedsstillelse.
Med gradvis fremgangsmåde menes der gradvis indførelse af finansiel sikkerhedsstillelse for de forskellige risikotyper,
erhvervssektorer eller de typer ansvar, der dækkes. Nogle medlemsstater, der har indført en obligatorisk ordning for
sikkerhedsstillelse, har begrænset kravet til at omfatte bilag III-aktiviteter, som kræver tilladelse, godkendelse eller
registrering, mens det i andre medlemsstater kun er nogle bilag III-aktiviteter, der skal omfattes, idet der begyndes
med de mest risikofyldte aktiviteter (for Ungarns vedkommende er der kun tale om IPPC-anlæg).
I Spanien fastslås det i lov 26/2007 af 23. oktober, at operatørerne defineret i bilag III til miljøansvarsdirektivet skal
foretage en miljørisikovurdering for at afdække størrelsen af den potentielle miljørisiko forbundet med deres
aktiviteter. Tærsklen over hvilken ordningen med finansiel sikkerhedsstillelse bliver obligatorisk afhænger af, om
operatøren er EMAS- eller ISO-certificeret:
De operatører, der ikke har indført EMAS- eller ISO-certificerede miljøstyringssystemer, skal stille finansiel
sikkerhed, hvis det i miljørisikovurderingen skønnes, at deres potentielle skade udgør 300 000 EUR eller derover,
De operatører, der har indført EMAS- eller ISO-certificerede miljøstyringssystemer, skal stille finansiel sikkerhed,
hvis det i miljørisikovurderingen skønnes, at deres potentielle skade udgør 2 000 000 EUR eller derover,
Miljørisikovurderingen er ikke blot et redskab til at fastlægge en operatørs forpligtelse til at tilvejebringe en
obligatorisk finansiel sikkerhedsstillelse og skalere beløbet, men også et beslutnings- og risikostyringsredskab, der
giver operatører mulighed for at gennemføre foranstaltninger, der reducerer deres potentielle risici og minimerer de
potentielle konsekvenser.
I henhold til artikel 14, stk. 3, i den tjekkiske lov om miljøansvar (167/2008) "er en operatør ikke forpligtet til at stille
finansiel sikkerhed, hvis operatøren i en risikovurdering påviser, at operatøren i forbindelse med sine driftsaktiviteter
kan forvolde miljøskader, som vil koste under 20 000 000 CZK at afhjælpe, eller miljøskader, som vil koste over
20 000 000 CZK at afhjælpe, og operatøren samtidig er registreret i EMAS18)-programmet eller påviseligt har iværksat
de påkrævede foranstaltninger med henblik på at blive registreret i programmet, eller har indført et certificeret
miljøstyringssystem anerkendt i ČSN EN ISO 14000-standarden, eller påviseligt har iværksat de påkrævede
foranstaltninger med henblik på at opnå denne certificering."
Boks A.1 indeholder oplysninger om dækning af finansiel sikkerhedsstillelse i udvalgte medlemsstater
148
Boks A.1: Dækning af finansiel sikkerhedsstillelse i udvalgte medlemsstaters lovgivning
1. Den spanske miljøansvarslov 26/2007: (artikel 26 – Nærmere bestemmelser)
Den finansielle sikkerhed kan stilles på følgende måder, der kan være alternative eller supplerende med hensyn til de
garanterede beløb og begivenheder:
a) En forsikring, der er i overensstemmelse med loven om forsikringsaftaler, lov nr. 50/1980 af 8. oktober, tegnet hos et
forsikringsselskab, der er godkendt til at drive virksomhed i Spanien. I dette tilfælde varetages de funktioner, der henvises til
i artikel 33, af forsikringsclearingskonsortiet.
b) En garanti stillet af en finansiel institution godkendt til at drive virksomhed i Spanien.
c) En forsikringsmæssig hensættelse i form af en ad hoc-fond med finansielle investeringer understøttet af den offentlige
sektor.
Den valgte finansielle sikkerhedsstillelse kan omfatte skadesbegrænsende eller -afgrænsende betingelser i henhold til denne
artikel eller som fastsat i lovgivning.
2. Det portugisiske lovdekret 147/2008: (artikel 22 – Obligatorisk finansiel sikkerhedsstillelse)
1 - Operatører, der udøver de erhvervsmæssige aktiviteter, der er opført i bilag III, er forpligtet til at tilvejebringe en eller
flere særskilte, alternative eller supplerende finansielle sikkerhedsstillelser, der giver dem mulighed for at påtage sig et
miljøansvar
2 – Den finansielle sikkerhedsstillelse kan tilvejebringes gennem tegning af forsikringer, opnåelse af bankgarantier,
deltagelse i miljøfonde eller etablering af særlige fonde til dette formål
3 - Sikkerhedsstillelserne er baseret på eksklusivitetsprincippet, de kan ikke anvendes til andre formål eller omfattes af
nogen delvis eller fuldstændig, oprindelig eller ny interesse i sikkerhedsstillelsen
4 - Der kan fastsættes lavere grænser for den obligatoriske finansielle sikkerhedsstillelse via regulering godkendt af
regeringen med ansvar for finansielle anliggender, miljø og økonomi vedrørende:
a) de dækkede aktivitetsområder
b) den risikotype, der skal dækkes
c) garantiens varighed
d) garantiens tidsmæssige anvendelsesområde
e) det minimumsbeløb, der skal garanteres.
3. Den bulgarske lov om ansvar for så vidt angår forebyggelse og afhjælpning af miljøskade af 29. april 2008: (artikel
43)
1) Operatører, der udøver de aktiviteter, der er opført i bilag 1, garanterer den finansielle opfyldelse af de forebyggende og afhjælpende foranstaltninger i de situationer, der er fastsat i lovgivningen, på mindst en af følgende måder:
1. (Pr. 1. januar 2011) forsikringspolice 2. Bankgaranti 3. Pant i fast ejendom og/eller tinglige rettigheder hertil 4. Udlæg i indtægter, løsøre eller værdipapirer
2) (Pr. 1. januar 2011) Operatører, der udøver de aktiviteter, der er opført i bilag 1, kan forelægge ministeriet for miljø og
vand en forsikringspolice til fordel for ministeriet til dækning af risikoen for overhængende fare for eller faktisk indtræden af
miljøskader fem dage efter undertegnelsen af forsikringsaftalen.
149
BILAG: VURDERING AF SKADER FORVOLDT AF EN VINDMØLLEPARK VED BRUG
AF ÆKVIVALENSVURDERING
I dette casestudie anvendes ressourceækvivalensvurderingen i forbindelse med en forhåndsevaluering af den
potentielle skade som følge af etablering af en vindmøllepark.
Vindmøller resulterer i lave niveauer af vedvarende dødsfald blandt fugle, hvis de opstilles på migrationsveje. De
fleste trækfugle risikerer at blive skadet som følge af vindmølleparker. Rovfugle er den fugleart, der hyppigst bliver
skadet af vindmølleparker. Fuglene kan blive skadet, når de flyver ind i rotorvinger, kabler, tårne og/eller
transmissionslinjer. Når en fugl bliver dræbt af en vindmølle eller støtteinfrastruktur, sker der et tab af
udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af fugle. Omkring 25 % af de ca. 500 fuglearter i den pågældende medlemsstat er
beskyttede arter på grund af fare for udryddelse i henhold til Rådets direktiv 79/409/EØF af 2. april 1979 om
beskyttelse af vilde fugle.
Der blev foretaget en ækvivalensvurdering som led i en større økonomisk værdisætning for at få afklaret fordele og
ulemper ved opstilling af 200 nye møller i en vindmøllepark.
For at vurdere omfanget af skade på fugle på grundlang af en ressourceækvivalensmetode er det nødvendigt at
vælge en målenhed (metrik) med henblik på kvantificering. Der findes en række mulige metrikker såsom enheder for
naturtypeområde, antal dræbte fugle, samlet tab af fugleår eller samlet tab af fugle og deres afkom. I forbindelse
med denne ækvivalensvurdering blev det besluttet, at samlet tab af fugleår var en passende metrik. Med denne
metrik beregnes antal fugle, der oprindelig blev dræbt, forskellene i aldersklasser og de døde fugles
reproduktionspotentiale.
Vurderingen af den potentielle skade på fugle (debet) forvoldt af vindmølleparken foretages på grundlag af
oplysninger og data fra eksisterende vindmølleparker. Vigtige oplysninger i denne forbindelse var det forventede
antal dræbte rovfugle pr. mølle pr. år, hvilket er en god indikator (metrik) for den samlede indvirkning på fugle.
Rovfugle er en af de fuglearter, der berøres mest af vindmøller på grund af migrationsmønstre og generelle
vindstrømninger. Ved vurderingen blev det bestemt, at det var hensigtsmæssigt at anvende rovfugledødsfald som
ækvivalensmetrikken.
Efter en gennemgang af litteraturen om antal rovfugle fundet dræbt af vindmøller pr. år blev der foretaget et
estimat på 0,05 rovfugle pr. vindmølle pr. år. Yderligere studier viste, at kun ca. 50 % af de fugle, der er blevet dræbt
af vindmøller, observeres direkte. På grundlag af disse oplysninger og kendte oplysninger om aldersklasserne for de
observerede rovfugledødsfald og deres reproduktionsevne opdelt på alder, vurderede analytikerne, at de
200 vindmøller i løbet af vindmølleparkens levetid på 25 år ville betyde, at der ville være ca. 900 færre rovfugleår i
miljøet. Dette færre antal rovfugleår er debetsiden af ækvivalensvurderingen.
Analytikerne gennemgik eksisterende oplysninger om de typer foranstaltninger, der kunne træffes for at øge
rovfuglenes overlevelsesevne og produktivitet med henblik på at identificere kreditter, der kunne opveje denne
debet. I disse studier var der fokus på foranstaltninger, som kunne fremskynde fugleungernes flyvefærdighed,
overlevelsesevne og reproduktionsevne. På grundlag af denne gennemgang blev der identificeret tre projekttyper:
"hacking"-programmer, kontamineringskontrol og retablering af rovfugle. Sigtet med hackingprogrammer er at
fremskynde fugleungernes flyvefærdighed direkte ved at fjerne æg fra reder, opdrætte unger i kontrollerede miljøer
og herefter sætte ungfuglene ud i naturen igen. I kontamineringskontrolprogrammer er der typisk fokus på at fjerne
150
forurenende stoffer, der reducerer reproduktionsevnen, f.eks. bly, fra miljøet. I forbindelse med genoprettelses- og
rehabiliteringsprogrammer for rovfugle indfanges syge eller sårede rovfugle, der herefter får hjælp til at komme sig
og sættes ud i naturen igen. Det fremgik af den gennemgåede litteratur, at hacking-programmer blev betragtet som
den mest effektive metode til at øge antallet af rovfugle i miljøet direkte og inden for en rimelig tidshorisont.
Det blev vurderet, i hvilket omfang hackingprogrammet kunne øge antallet af rovfugle i naturen. For hver ungfugl
ville overlevelsesprocenten for rovfugle det første år stige med 25 %, og analytikerne beregnede, at hver gang en
rovfugl på 1 år blev frigivet af hackingprogrammet, ville kreditten stige med 2,8 rovfugleår.
På grundlag af disse beregninger ville et hackingprogram for rovfugle, som frigav 40 1-årige fugle pr. år i 10 år,
generere en kredit på ca. 900 rovfugleår. Omkostningerne til et hackingprogram omfatter de indledende
opstartsomkostninger, årlige hackingaktiviteter (indsamling af æg, opdræt og frigivelse) og overvågning.
Omkostningsoverslagene varierer afhængigt af lokalitet, hele programmets størrelse og af, om det er knyttet til et
universitet eller en ikke-statslig organisation. På grundlag af de overslag, som analytikerne havde til rådighed, blev
omkostningen pr. fugl anslået til ca. 7 500 EUR pr. fugl. I programmets 10-årige levetid og efter yderligere fem års
overvågning blev hackingprogrammets samlede omkostninger i nutidsværdi anslået til ca. 3 000 000 EUR.
Skaderne på rovfugle som følge af opstillingen af en vindmøllepark med 200 vindmøller kunne kort sagt opvejes
gennem et aktivt hackingprogram. Programmet skulle frigive ca. 40 1-årige rovfugle hvert år i 10 år for at opveje
skaden fuldt ud. De samlede omkostninger til drift af et sådant program og overvågning og rapportering ville være
ca. 3 000 000 EUR.
151
BILAG: SKADESVURDERINGSØVELSE
I denne øvelse skal vi gennemgå dokumenter vedrørende udledning af forurening langs kysten40. Deltagerne skal
finde sammen i små grupper af to eller tre personer og foretage en skadesvurderings- og ækvivalensøvelse. Det
forventes, at hele øvelsen vil tage ca. tre timer. Varigheden er anslået for hver sektion.
De dokumenter, der skal bruges i øvelsen, omfatter:
Miljøansvarsdirektivet
Håndbog om miljøansvarsdirektivet – todages kursus
Øvelsen er opdelt i fire sektioner:
1. Foreløbig vurdering for at fastslå, hvorfor hændelsen begrunder en skadesvurdering i henhold til
miljøansvarsdirektivet
2. Vurdering af potentielle kategorier af skader og relevante vurderingsmetoder
3. Anvendelse af vurderingsmetoder på udvalgte skader
4. Gruppediskussion blandt deltagerne i workshoppen
Beskrivelse af hændelse
Den 20. juni 2011 begyndte en råolielagertank placeret ved et olieraffinaderi, der var fyldt med hundredtusinder liter råolie, at lække. En stor del af olien blev indfanget i indfangningsområdet omkring tanken. En løseventil på indfangningsområdet til udledning af regnvand var ved en fejl blevet efterladt åben, og olien var således strømmet ud over indfangningsområdet og ud i et vandløb i nærheden og ind på et nærliggende vådområde. En strækning i et ferskvandsvandløb på ca. 2,5 km blev svært olieret, og et vådområde på ca. 50 ha blev olieret. Olien fyldte et vådområde på ca. 35 ha i en dybde på over fire tommer, hvorefter olien strømmede ind i bugten. Vådområder i dette område har generelt en god bevaringsstatus. Inden kilden til olieudslippet blev lokaliseret og lukket, var ca. 2,5 mio. l svær råolie blevet udledt i miljøet. Mange ansatte fra de kompetente myndigheder, repræsentanter fra olieselskaber, oprensningsvirksomheder, videnskabsfolk og andre aktører bidrog til indsatsen for at bekæmpe spildet. I et forsøg på at opsuge så meget olie som muligt, anvendte oprensningspersonalet olieskimmingudstyr, oliebomme og sorbente materialer. Da der var blevet fjernet så meget flydende olie som muligt, begyndte man at oprense olien ved kyststrækningerne. Ved oprensningen af havnefronten i byer langs bugten blev der højtryksspulet for at fjerne olie fra kajer, moler og diger. Olien i flodlejet blev agiteret for at frigive så meget olie som muligt. En stor del af den ripariske vegetation langs vandløbet i en strækning på 1,5 km såsom piletræer og dunhammer blev fjernet for at sikre, at vandløbet ikke blev olieret på ny. Da en stor del af olien forblev i marskområdet og ville være en kilde til vedvarende oliering i lang tid, blev et stærkt olieforurenet vådområde på 35 ha drænet, forurenet vegetation blev nedskåret, og 10 cm af jordoverfladen blev fjernet. Hvad blev skadet?
40 Oplysninger til brug for denne øvelse stammer fra en række forskellige skadesvurderingssager hentet fra den virkelige verden.
152
Olieudslippet havde indvirkninger på vilde dyr og planter, levesteder og rekreative udnyttelsesmuligheder. Skaderne havde direkte indvirkninger på vilde dyr og planter, levesteder og rekreative områder. På grund af olieudledningen blev der lukket ned for rekreative aktiviteter og fritidsfiskeri ved strande. Følgende naturressourcer eller udnyttelsesmuligheder blev navnlig berørt: Vilde dyr:
Fisk: Vandløbet var levested for mange arter af ferskvandsfisk. Alle fisk på denne strækning af vandløbet døde. Ca. 2 000 døde fisk blev opsamlet hurtigt efter spildet. Det anslås, at denne mængde udgjorde ca. 50 % af den samlede mængde fisk, der døde som følge af spildet. Fugle: Over 20 fuglearter blev olieret. De primære arter omfatter dykænder, vadefugle og fugle, der samler ting på stranden. Marbled Murrelets og Snow Plover, to af de berørte arter, er arter med en særlig status. Over 2 500 døde fugle blev opsamlet eller døde i fangenskab. Det anslås, at tre gange så mange fugle sandsynligvis er døde, men ikke blev opsamlet, da de ikke blev fundet. Yderligere 3 000 olierede fugle blev renset af forskellige mennesker og sluppet fri igen. Naturtyper på kyststrækningen: Ferskvandsvandløb: En strækning i et ferskvandsvandløb på ca. 3 km blev svært olieret. Olie blev udledt i vandsøjlen, og noget af olien blev aflejret på vandløbets bund, og olierede ripariske levesteder langs vandløbets bredder blev fjernet. Agitation af vandløbet bund i forbindelse med fjernelse af olie løsrev eller dræbte de fleste bentiske invertebrater på en vandløbsstrækning på 2,5 km. Vådområder: En vådområdenaturtype på 50 ha blev olieret, heraf 35 ha stærkt olieret. Som led i de primære afhjælpende foranstaltninger blev et vådområdeareal på 35 ha fjernet for at begrænse dyrenes langsigtede eksponering for olien. Det forventes, at det vil tage ca. 25 år at føre disse vådområder og den underjordiske struktur fuldt ud tilbage til den hidtidige tilstand. Et vådområde på 15 ha blev let olieret, og det forventes at være retableret om ca. fire år. Sandstrande: Ca. 2 000 m sandet strandkyst blev olieret. Ca. halvdelen blev let olieret, og den anden halvdel blev stærkt olieret. På grund af olieringen af stranden og oprensningen blev der lukket ned for rekreative aktiviteter ved strande i ca. to måneder. Efter genåbningen af standene vendte folk gradvis tilbage. Det tog ca. en måned at føre strandanvendelsen tilbage til den hidtidige tilstand. I denne periode gik ca. 500 000 brugerdage med rekreative aktiviteter på strandene tabt. FORELØBIG VURDERING (30 minutter):
Følgende oplysninger bør lægges til grund for den foreløbige vurdering:
Generel beskrivelse af hændelsen – lokalitet, mekanisme, operatør
Type udledte materialer eller fysisk skade som følge af hændelsen
Omfanget af udledte materialer som følge af hændelsen
Naturtyper eller miljøer forurenet som følge af udledningen
Hændelsens generelle fysiske udstrækning – hektar, meter vandløb, liter grundvand osv.
Typer dyr, planter og levesteder, der kan være skadet af hændelsen
Observerede døde dyr eller planter efter hændelsen
Den foreløbige vurdering vil omfatte en foreløbig fastlæggelse og begrundelse med udgangspunkt i følgende
spørgsmål:
153
Er hændelsen omfattet af miljøansvarsdirektivet?
Er hændelsen omfattet af en international konvention opført i bilag IV til miljøansvarsdirektivet, der
begrænser anvendelsen af miljøansvarsdirektivet?
Er der nogen gældende ansvarsfrihedsgrunde eller undtagelser?
Er den erhvervsmæssige aktivitet opført i miljøansvarsdirektivets bilag III?
Er der culpaansvar for hændelsen?
Årsagssammenhæng – Er det sandsynligt, at der er en årsagssammenhæng mellem skaden og udledningen?
Betydning - Er det sandsynligt, at skaden er betydelig?
VURDERING AF POTENTIELLE KATEGORIER AF SKADER OG RELEVANTE VURDERINGS- OG ÆKVIVALENSMETODER (30 minutter): Ved udviklingen af en overordnet vurderingsmetode bør der tages udgangspunkt i følgende spørgsmål:
Forventes det, at den primære afhjælpning vil være tilstrækkelig til at kompensere for skaderne?
Forventes det, at der kan iværksættes supplerende afhjælpning af vådområder, fugle eller strande?
Hvilke muligheder er der for at skalere den kompenserende afhjælpning for de forskellige skadeskategorier?
Hvilke naturtyper/arter kan grupperes og vurderes sammen, og hvilke naturtyper/arter kan vurderes individuelt?
Hvilke ækvivalensmetoder er passende til at måle den kompenserende afhjælpning?
Hvilke oplysninger er nødvendige for at afslutte vurderingen?
Hvilke metoder ville være passende at anvende, hvis man skulle foretage en ækvivalensvurdering af kompenserende afhjælpning af skader på vådområder og tab af rekreative udnyttelsesmuligheder på strande? Hvilke specifikke oplysninger er der behov for?
ÆKVIVALENSVURDERING (1,5 time): Nedenfor angives en række yderligere oplysninger til brug for ækvivalensvurderingen af skaderne på vådområderne som følge af udledningen. Yderligere oplysninger til brug for naturtypeækvivalensvurderingen for de tabte vådområder: Tabt vådområdeareal – 35 ha stærkt olieret, 15 ha moderat olieret Indledende skadesniveau – baseret på tab af vegetationsdække og underjordisk struktur – stærkt olierede områder: 100 %-tab, let olierede områder: 25 %-tab År indtil fuld retablering af vådområdenaturtype – stærkt olierede områder: 25 år, let olierede områder: 4 år Der er to områder, hvor der kan iværksættes kompenserende afhjælpning.
Område A er et ødelagt vådområde på 250 ha omkring 15 km væk fra den skadede lokalitet. Dette vådområde udnytter omkring 75 % af sit fulde økologiske potentiale. Hvis vådområdet forbedres, kan det tilvejebringe ressourcer og udnyttelsesmuligheder med de samme typer planter og arter af vilde dyr som de oliebeskadigede vådområder. Der kan træffes foranstaltninger for at forbedre disse vådområder og øge deres overordnede økologiske funktion fra 75 % til 100 %, hvilket vil sikre områderne en god bevaringsstatus. Det tager ca. to år at udvikle, planlægge og opnå godkendelse af de specifikke afhjælpende foranstaltninger og yderligere to år, før de afhjælpende foranstaltninger får fuld virkning. Det forventes, at de forbedrede vådområder vil holde i mindst 50 år. Omkostningerne til afhjælpende foranstaltninger er ca. 25 000 EUR pr. hektar.
Område B er et ødelagt vådområde på 100 ha omkring 30 km væk fra den skadede lokalitet. Dette vådområde er meget ødelagt og udnytter omkring 25 % af sit fulde økologiske potentiale. Hvis vådområdet forbedres, kan
154
det tilvejebringe ressourcer og udnyttelsesmuligheder med de samme typer planter og arter af vilde dyr som de oliebeskadigede vådområder. Der kan træffes foranstaltninger for at forbedre disse vådområder og øge deres overordnede økologiske funktion fra 25 % til 100 %, hvilket vil bringe områderne tættede på en god bevaringsstatus. Det tager ca. to år at udvikle, planlægge og opnå godkendelse af de specifikke afhjælpende foranstaltninger og yderligere fem år, før de afhjælpende foranstaltninger får fuld virkning. Det forventes, at de forbedrede vådområder vil holde i mindst 50 år. Omkostningerne til de afhjælpende foranstaltninger er ca. 50 000 EUR pr. ha.
Spørgsmål, der skal besvares i forbindelse med ækvivalensvurderingen (1 time):
Hvad er debet udtrykt i tab af udnyttelsesmuligheder tilvejebragt af vådområder pr. hektar som følge af olieforureningen?
Hvor mange kreditter kan der genereres på de to potentielle afhjælpningsområder, område A og område B?
Hvilke typer kreditter vil der blive genereret af de enkelte afhjælpningsområder og til gavn for hvem?
Hvilket afhjælpningsområde vil tilvejebringe den mest omkostningseffektive kompenserende afhjælpning?
Hvad er omkostningerne ved kompenserende afhjælpning?
Hvilke passende overvågnings- og rapporteringsforanstaltninger bør der træffes for at får klarhed over de reelle forbedringer som følge af kompenserende afhjælpning?
Hvilke typer fleksible forvaltningstiltag kan blive nødvendige, hvis den valgte afhjælpning ikke virker efter hensigten (hvis det f.eks. tager længere tid, hvis alle gevinsterne ikke realiseres)?
Hvad er de sandsynlige forventede samlede vurderingsomkostninger?
o Omkostningerne til vurdering, herunder foreløbig vurdering? o Omkostningerne til kompenserende afhjælpning? o Omkostningerne til overvågning og rapportering? o Uforudsete udgifter?
Der henvises ligeledes til Excel-filen vedrørende dette eksempel. Filnavn: <<ELD_2 Days Training example worksheet.xls>>
![West Contra Costa Unified School District · ELD 2A ELD 2B ELD 3A ELD 3B ELD 4 [P] Eng/Read(R180) English 1 [P] English 2 [P] ... English/Reading Ensemble [P] Environmental Science](https://img.dokumen.tips/doc/110x75/5ed3ab4e89ea24219c3ce538/west-contra-costa-unified-school-district-eld-2a-eld-2b-eld-3a-eld-3b-eld-4-p.jpg)
