Emissiehandel in het Nederlandse Waterkwaliteitsbeheer

Emissiehandel in het Nederlandse Waterkwaliteitsbeheer Haalbaarheidsstudie naar emissiehandel als alternatief beleidsinstrument

C.B. Kamphuis Delft, september 2008

Emissiehandel in het Nederlandse Waterkwaliteitsbeheer

Emissiehandel in het Nederlandse Waterkwaliteitsbeheer Haalbaarheidsstudie naar emissiehandel als alternatief beleidsinstrument

Master Thesis Cees Kamphuis

Afstudeercommissie: Prof. dr. ir. N.C. van de Giesen Dr. E. Mostert Dr. S.T.H. Storm Ir. C.J. de Vries

ii Technische Universiteit Delft

Arcadis


Samenvatting De introductie van de Kaderrichtlijn Water en een meer marktgerichte benadering van de overheid hebben tot meer aandacht voor de economische kant van het waterbeheer geleid. Emissiehandel sluit hier als marktgebaseerd milieubeleidsinstrument goed op aan. In dit onderzoek is de haalbaarheid van emissiehandel als alternatief beleidsinstrument in het Nederlandse waterkwaliteitsbeheer onderwerp van studie. Het principe achter emissiehandel is dat vervuilers (emittenten) in plaats van een vergunning, rechten op vervuiling toegekend krijgen. Door handel in deze rechten mogelijk te maken, ontstaat een emissiemarkt. Deze handel leidt in theorie tot de meest kosteneffectieve verdeling van emissies, zónder dat daar inzicht in de kosten van verschillende reductiemaatregelen voor nodig is. Juridisch gezien is emissiehandel een milieubeleidsinstrument dat goed bij recente ontwikkelingen in het milieu- en waterbeleid aansluit. In de huidige wetgeving bevindt zich echter nog enkele obstakels, die de mogelijkheden voor emissiehandel beperken. Verschillen in kosteneffectiviteit tussen emittenten in emissiereducerende maatregelen, vormen de motor achter emissiehandel. Wanneer de verschillen afwezig zijn, zal er niet gehandeld worden en heeft het instrument geen meerwaarde. Ook blijkt dat een gedetailleerder en complexer handelssysteem resulteert in een betere waarborging van de waterkwaliteit. Deze toename in complexiteit leidt echter ook tot hogere transactiekosten. Naast de algemene theorie, is de haalbaarheid van emissiehandel ook in twee casestudies onderzocht. Om emissiehandel in deze cases te kunnen evalueren is een beoordelingskader opgesteld. De kern van dit beoordelingskader wordt gevormd door vier haalbaarheidsaspecten: de mogelijkheid tot handel, het niveau van de transactiekosten, het economische voordeel en het draagvlak onder emittenten. Hiernaast is per casus met behulp van waterkwaliteitsmodellen, de invloed van de fysieke eigenschappen van de watersystemen op emissiehandel onderzocht. In de eerste casestudie is onderzocht of emissiehandel in nutriënten in de Zuidpolder van Delfland mogelijk is. Glastuinbouwbedrijven in Hoogheemraadschap Delfland worden verplicht aangesloten op de riolering en kunnen daardoor niet deelnemen aan emissiehandel. Alleen de landbouwbedrijven en rioolwaterzuiveringsinstallaties blijven potentiële handelspartners. De verschillen in kosteneffectiviteit tussen deze emittenten zijn groot, maar door de combinatie van onzekerheid in het effect van de aanleg van bufferstroken door landbouwbedrijven en een slechte toerekenbaarheid, zijn de handelsmogelijkheden minimaal. Echter, wanneer glastuinbouwbedrijven zouden mogen blijven lozen op het oppervlaktewater ontstaan wel goede handelsmogelijkheden. Emissiehandel in nutriënten is dus vooral kansrijk in watersystemen met glastuinbouwbedrijven die op het oppervlaktewater lozen. De tweede casestudie behandelt de mogelijkheid van handel in koelwaterlozingen op de Rijn. In warme en droge zomers overstijgt de temperatuur van de Rijn steeds vaker de norm. Emissiehandel vormt op het Duitse deel van de Rijn een goed instrument om de benodigde reducties in koelwaterlozingen te reguleren. De hoge concentratie emittenten en het grote potentiële handelsvolume op dit deel van de Rijn maken in de toekomst een kostenbesparing tot 3,75 miljoen euro per jaar mogelijk. In Nederlandse wateren is emissiehandel in koelwaterlozingen dankzij de lage concentratie emittenten en het beperkte potentiële handelsvolume, niet haalbaar. Wanneer een casus goed scoort op de vier haalbaarheidsaspecten is emissiehandel mogelijk, maar wil dit nog niet zeggen dat emissiehandel automatisch het beste beleidsinstrument is. In watersystemen met slechts enkele emittenten én inzicht in de marginale kosten van emittenten, kan ook door inzet van andere instrumenten winst in kosteneffectiviteit behaald worden. Maar in complexe emissiesituaties met veel verschillende soorten emittenten en reductiemaatregelen, bestaat geen zicht op de verschillen in kosteneffectiviteit. Emissiehandel in dat geval de beste optie. iii Technische Universiteit Delft

Arcadis


Abstract The introduction of the European Water Framework Directive in combination with a more market-oriented approach in government policy, has resulted in increased attention on economics in water management. As a market-based policy instrument, permit trading is in line with these developments. Aim of this study is the evaluation of permit trading as an alternative policy instrument in Dutch water quality management. Guiding principle of permit trading is the attribution of tradable permits instead of licences to pollute. By trading, permits will be distributed over polluters (emittents) in the most costeffective way. For this, no insight in pollution abatement costs is needed. From a legal point of view permit trading is remarkably well in line with the developments in environmental and water policies. However, in the current policy practice, permit trading still has to deal with some legal obstructions. Driving force behind permit trading, is the difference in abatement costs between emittents. Without these differences, no transactions will take place. In this case, the added value of the instrument will be minimal. Only an ambient-based system with a fixed emission cap will result in a successful system, when permit trading is applied in water quality management. The more detailed and complex the outline of a permit trading system is, the better the water quality will be secured. However, a more detailed permit trading system, will result in higher transaction costs also. Besides these general conclusions, case studies are performed to study the feasibility of permit trading in two water quality systems. For this purpose an evaluation framework is set up. Heart of this framework are four evaluation parameters: the possibility to trade, level of transactions costs, total economic benefit and the support among emittents. The consequences of the physical properties of the water system on the design of the permit trading system are studied. Water quality models are used for this purpose. The first case study deals with nutrients in the Zuidpolder of Delfland. The greenhouses in the polder are forced to discharge their wastewater on the sewerage system. Consequently, these emittents cannot participate in permit trading. Farms and wastewater treatment plants are the only remaining trading partners in this polder. Differences in abatements costs between these emittents are high enough. However, due to uncertainty in the effect of agricultural buffer zones and low accountability, trading possibilities are minimal. In the case of greenhouses that do discharge their wastewater on the surface water, trading opportunities will be much better. Permit trading in nutrients will mainly be successful in water systems that are polluted by wastewater from greenhouses. The second case study deals with permit trading in cooling water discharges in the Rhine River. More and more often during hot and dry summer times, the water temperature in the river exceeds the European standard. Permit trading appears to be a suitable instrument to distribute the cooling water restrictions in an economic optimal way. The high concentration of emittents and the big tradable volume result in good trading possibilities and a maximum benefit up to 3,75 million euros a year. In contrast to Germany, permit trading in cooling water is not feasible in the Dutch water systems. Trading options in Dutch waters are minimal because of few emittents and relatively small cooling water discharges. When the feasibility parameters of the evaluation framework show positive results, this does not automatically mean that permit trading is the best policy instrument. In water systems with only few emittents and knowledge of abatement costs, other instruments can optimise the costeffective distribution of emissions in a more easy way. But, in more complex water systems with a lot of emittents there will be no insight in abatements costs. In this case, permit trading is the best policy option.

iv Technische Universiteit Delft

Arcadis


Voorwoord Voor u ligt het eindwerk van mijn Master-studie watermanagement aan de Technische Universiteit Delft. Dit rapport is het resultaat van het afstudeeronderzoek dat ik in samenwerking met adviesbureua Arcadis heb uitgevoerd. Mijn dank voor de mogelijkheid tot dit onderzoek gaat allereerst uit naar Arcadis en in het bijzonder Kees de Vries die mijn begeleiding binnen het bedrijf op zich heeft genomen. Daarnaast wil ik Nick van de Giesen, Erik Mostert en Servaas Storm bedanken voor hun inbreng en begeleiding in mijn afstudeercommissie. Vooral Erik verdient dank voor de dagelijkse begeleiding vanuit de sectie Watermanagement. Zonder hem zou dit rapport aanzienlijk minder komma´s en punten bevatten. Reinaldo Penailillo van Deltaris en Ronald Bakkum van het Hoogheemraadschap Delfland wil ik speciaal bedanken. Zij hebben in de waterkwaliteitsmodellen voor mijn casestudies voorzien en hebben mij in raad en daad bijgestaan bij het temmen van deze modellen. Tot slot wil ik mijn Sanne van Delft bedanken voor haar geduld, support en kritische blik

v Technische Universiteit Delft

Arcadis


Inhoudsopgave 1 2

Inleiding en doelstelling onderzoek ..................................................... 3 Vergelijking milieubeleidsinstrumenten ............................................. 5 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5

3

Inleiding milieueconomie........................................................................................................ 5 Milieuheffingen ....................................................................................................................... 6 Emissiehandel ........................................................................................................................... 6 Directe regelgeving ................................................................................................................ 9 Vergelijking beleidsinstrumenten ...................................................................................... 11

Emissiehandel in het waterbeheer ...................................................... 12 3.1 De milieusituatie..................................................................................................................... 12 Punt- en diffuse bronnen ................................................................................................................ 12 Verontreiniging en waterkwaliteitsprocessen ............................................................................ 13 Eigenschappen waterlichaam......................................................................................................... 13 3.2 Verschillende handelssystemen ........................................................................................... 14 3.3 Waarborging waterkwaliteit................................................................................................ 14 Emissiehandel en de KRW............................................................................................................. 14 Waarborg waterkwaliteit door receptorpunten ......................................................................... 15 Complicaties waarborg waterkwaliteit ........................................................................................ 15 3.4 Handhaving en controle........................................................................................................ 16 3.5 Conclusie ................................................................................................................................ 16

4

Juridische aspecten ................................................................................ 17 4.1 4.2 4.3 4.4 4.5 4.6

5

Emissiehandel en de milieubeginselen............................................................................... 17 Emissiehandel en de KRW .................................................................................................. 18 Reguleringsniveau ................................................................................................................ 18 Juridische borging................................................................................................................. 18 Nederlandse weten regelgeving....................................................................................... 18 Conclusie ................................................................................................................................ 19

Het Beoordelingskader ........................................................................ 20 5.1 Mogelijkheid tot handel....................................................................................................... 20 Verschil kosteneffectiviteit............................................................................................................. 20 Hard emissieplafond........................................................................................................................ 20 Toerekenbaarheid............................................................................................................................ 21 Aantal emittenten ............................................................................................................................ 21 Verschil tussen handelsfactoren .................................................................................................... 21 5.2 Transactiekosten................................................................................................................... 21 Variatie emissie-immissie relatie................................................................................................... 22 Vaststelling handelsfactoren.......................................................................................................... 22 Organisatie emittenten ................................................................................................................... 23 5.3 Draagvlak ................................................................................................................................ 23 Toerekenbaarheid............................................................................................................................ 23 Verschil tussen handelsfactoren .................................................................................................... 24 Initiële allocatie rechten ................................................................................................................. 24 5.4 Economisch voordeel............................................................................................................. 24 Verschil kosteneffectiviteit............................................................................................................. 25 Verhandelbaar aandeel emissie...................................................................................................... 25 5.5 Het beoordelingskader .......................................................................................................... 26

6

De casestudies......................................................................................... 27 6.1 Nutriëntenhandel: Zuidpolder Delfland ............................................................................. 27 6.1.1 Nutriënten algemeen ........................................................................................................ 27 1

Technische Universiteit Delft

Arcadis


6.1.2 De emittenten .................................................................................................................... 28 6.1.3 Juridisch kader ................................................................................................................... 30 6.1.4 Zuidpolder & waterkwaliteitstoestand .......................................................................... 31 6.1.5 Onderzoek waterkwaliteitsmodel ................................................................................... 33 6.1.6 Factoren uit beoordelingskader ...................................................................................... 34 6.1.7 Conclusies Zuidpolder ...................................................................................................... 38 6.2 Emissiehandel in koelwater op de Rijn.............................................................................. 40 6.2.1 Koelwater algemeen.......................................................................................................... 40 6.2.2 De emittenten .................................................................................................................... 40 6.2.3 Juridisch kader ................................................................................................................... 41 6.2.4 Rijn & waterkwaliteitstoestand....................................................................................... 41 6.2.5 Onderzoek waterkwaliteitsmodel ................................................................................... 43 6.2.6 Factoren uit beoordelingskader ...................................................................................... 44 6.2.7 Conclusies Rijn .................................................................................................................. 50

7 Conclusies, discussie & aanbevelingen .............................................. 51 Bijlage I: Reductiemaatregelen nutriënten ........................................ 57 Bijlage II: Economisch voordeel emissiehandel Rijn ...................... 62 Bijlage III: Handelsfactoren Zuidpolder .............................................. 63

2 Technische Universiteit Delft

Arcadis


1 Inleiding en doelstelling onderzoek De Kaderrichtlijn Water, de groeiende aandacht voor kosteneffectiviteit in het waterbeheer en een verzakelijkte overheid, hebben mogelijkheden gecreëerd voor een alternatieve benadering in het waterkwaliteitsbeheer, namelijk de verhandelbare emissierechten. Diverse milieueconomen zien in de traditionele regulerende aanpak van het waterkwaliteitsbeheer nadelen, zoals het economisch suboptimaal inzetten van milieumaatregelen. Zij voeren handel in emissierechten op als alternatief beleidsinstrument dat deze tekortkomingen niet kent (Tietenberg, e.a.; 1999). Naast een verbetering in kosteneffectiviteit zijn de voordelen van emissiehandel de aanhoudende prikkel tot innovatie en de grotere vrijheid en flexibiliteit voor emittenten. Het principe van emissiehandel is dat vervuilers (emittenten) in plaats van een vergunning, rechten op vervuiling toegekend krijgen. In tegenstelling tot een vergunning zijn deze rechten overdraagbaar. Handel in deze rechten is mogelijk waardoor een zelfregulerend systeem ontstaat. Het principe is eenvoudig: wanneer een emittent extra emissie heeft, kan hij extra rechten kopen of zelf reductiemaatregelen realiseren. De emittent zal in een goed functionerende markt voor de goedkoopste optie kiezen. In het geval van een transactie gaan zowel de kosten voor de emittent als voor de maatschappij als geheel omlaag (Tietenberg, 2000, p.2). Het milieudoel wordt bereikt door een maximum te stellen aan het totale aantal rechten. De mogelijkheid om met de ontwikkeling en inzet van milieumaatregelen vervuilingsrechten te kunnen verkopen, stimuleert innovatie in reductiemaatregelen. Ondanks deze voordelen is succesvolle implementatie en gebruik van emissiehandel geen vanzelfsprekendheid. Emissiehandel in het waterbeheer wordt in een aantal Angelsaksische landen sinds de jaren ’80 van de vorige eeuw met wisselend succes toegepast. Succesvolle toepassing blijkt afhankelijk te zijn van een groot aantal fysische, juridische, economische en organisatorische randvoorwaarden. Doelstelling Doel van dit onderzoek is de haalbaarheid van emissiehandel als alternatief beleidsinstrument in het Nederlandse waterbeheer vast te stellen. Het perspectief van de waterbeheerder staat hierin centraal. In het onderzoek wordt onderscheid gemaakt tussen de haalbaarheid en toepasbaarheid van emissiehandel. Toepasbaarheid gaat over de fysieke toepassingsmogelijkheden van emissiehandel. Deze is vooral afhankelijk van fysische randvoorwaarden. Haalbaarheid is een ruimer begrip en beantwoordt de vraag of emissiehandel voordelen heeft, die groot genoeg zijn om de waterbeheerder te overtuigen om over te schakelen op dit beleidsinstrument. In dit onderzoek wordt voortgebouwd op de theoretische en praktische inzichten uit de CO2emissiehandel en bestaande handelssystemen op het gebied van water. De invloed van verschillende randvoorwaarden, parameters en bouwstenen op de haalbaarheid van emissiehandel zal centraal staan. Hierbij wordt in het bijzonder gefocussed op de fysieke eigenschappen van de Nederlandse watersystemen.


Arcadis


Leeswijzer Het rapport vervolgt met hoofdstuk twee waarin de vergelijking tussen emissiehandel en andere milieubeleidsinstrumenten wordt gemaakt. Dit hoofdstuk is belangrijk voor een goed begrip van het mechanisme achter emissiehandel en de meerwaarde ten opzichte van andere beleidsinstrumenten. Wanneer emissiehandel wordt toegepast in het waterkwaliteitsbeheer moet rekening worden gehouden met een aantal specifieke eigenschappen van watersystemen. De consequenties van deze eigenschappen op de toepassing van emissiehandel worden in hoofdstuk drie uitgewerkt. In hoofdstuk vier wordt emissiehandel vanuit het juridische perspectief belicht. Voortbordurend op de verschillende factoren uit hoofdstuk drie, die bij de toepassing van emissiehandel in het waterbeheer van belang zijn, wordt een beoordelingkader voor de haalbaarheid van emissiehandel opgesteld. In hoofdstuk zes zal met behulp van het beoordelingskader de haalbaarheid van emissiehandel voor twee verschillende soorten watersystemen en verontreinigingen worden onderzocht. De eerste casestudie zal de mogelijkheid tot handel in nutriënten in de Zuidpolder nabij Delft behandelen. In de tweede casestudie wordt de handel in koelwater op de Rijn onderzocht. Tot slot worden in hoofdstuk zeven de conclusies getrokken en aanbevelingen gedaan.


Arcadis


2 Vergelijking milieubeleidsinstrumenten Een belangrijk argument voor de inzet van emissiehandel als milieubeleidsinstrument is de economische superioriteit van het instrument boven de andere instrumenten binnen het milieubeheer. De voordelen van emissiehandel vloeien voort uit de economische werking van het instrument. In dit hoofdstuk worden de belangrijke veelvuldig toegepaste beleidsinstrumenten op basis van hun economische werking vergeleken. De milieubeleidsinstrumenten kunnen worden onderverdeeld in instrumenten gebaseerd op marktwerking en instrumenten die dat niet zijn. Naast emissiehandel wordt het gebruik van milieuheffingen als marktgebaseerd beleidsinstrument besproken. Directe regelgeving waarbij normen en regels worden gebruikt, wordt behandeld als instrument dat niet op marktwerking is gebaseerd.

2.1 Inleiding milieueconomie In de behandeling van de beleidsinstrumenten zal gebruik worden gemaakt van economische diagrammen zoals figuur 1. In dit diagram zijn de twee lijnen MEC (Marginal External Costs) en MNPB (Marginal net Private Benefit) te onderscheiden. MEC staat voor de marginale externe kosten die door milieuvervuiling ontstaan. Marginale kosten zijn die kosten die worden veroorzaakt door één extra eenheid productie bovenop de bestaande productie. ‘Extern’ duidt op het feit dat deze kosten, veroorzaakt door de negatieve effecten van de productie, niet voor rekening van de veroorzaker komen, maar afgewenteld worden op de omgeving. MNPB staat voor de extra opbrengsten veroorzaakt door één eenheid extra productie. In dit onderzoek is aangenomen dat de marginale externe kosten lineair met de hoeveelheid ontwikkelde activiteit toenemen en dat de marginale opbrengsten lineair afnemen met de hoeveelheid ontwikkelde activiteit.

figuur 1: Economisch mechanisme milieuheffing (Ison, e.a., 2002)


Arcadis


Een winstmaximaliserend bedrijf zal zijn productie tot dat niveau opvoeren waar zijn winst maximaal is. Wanneer de externe kosten niet in rekening worden gebracht, is dit op het moment dat de marginale opbrengsten negatief worden. In figuur 1 is dat bij productieniveau Qp. De producent wordt in dit geval niet geconfronteerd met de externe kosten, deze komen voor rekening van de maatschappij. Vanuit het oogpunt van de maatschappij is echter niet Qp maar Qs het punt waar het verschil tussen de marginale externe kosten en de marginale opbrengsten negatief wordt. Bij een productieniveau lager dan dit punt Qs zijn de totale kosten lager dan de baten; een verhoging van de productie heeft dus een positief effect op de totale welvaart. Voorbij dit punt zijn de kosten hoger dan de baten en zal de totale welvaart dalen. Economisch gezien zou het doel van een milieubeleidsinstrument het bereiken van dit maatschappelijk optimum Qs moeten zijn. In deze studie wordt uitgegaan van het feit dat milieubeleidsinstrumenten worden ingezet om dit maatschappelijke optimale productie- en emissieniveau te bereiken. Vanwege een tekort aan informatie is het moeilijk de MEC- en de MNPB-curve vast te stellen. Het maatschappelijk optimaal productieniveau is dus ook lastig vast te stellen. Daarnaast spelen bij de vaststelling van een milieudoel ook andere politieke afwegingen een belangrijke rol. In praktijk heeft het vaststellen van een milieudoel daarom meer het karakter van een politieke beslissing dan van een economische afweging (Keudel, 2007, p.35).

2.2

Milieuheffingen

In de toepassing van milieuheffingen wordt het maatschappelijk optimale emissieniveau nagestreefd door het opleggen van heffingen aan emittenten. Deze milieuheffing is een relatieve heffing: per eenheid emissie wordt heffing afgedragen. Deze heffing zou in de ideale situatie gelijk zijn aan de marginale externe kosten op het maatschappelijke optimale vervuilingsniveau Qs. Bij een belasting ter grootte van de waarde t worden de marginale productiekosten per eenheid t groter en nemen de marginale opbrengsten met t af. De lijn MNPB schuift dan naar beneden, zodat de emittenten Qs als productieniveau aannemen (zie figuur 1). Wanneer de hoogte van deze heffing gelijk is aan de marginale externe kosten wordt de heffing ook wel een Pigouvian heffing genoemd (Ison, e.a., 2002, p. 83). In dit geval zegt men dat alle externe kosten zijn geïnternaliseerd en wordt het maatschappelijk optimale productieniveau bereikt. Voordeel van milieuheffing als milieubeleidsinstrument is dat het instrument voldoet aan het ‘de vervuiler betaalt’ milieubeginsel. Daarnaast werkt het instrument op basis van de markt, waardoor emittenten financieel geprikkeld worden tot het reduceren van hun emissie. Tot slot biedt het instrument voor emittenten de vrijheid om zelf hun emissie en productieniveau vast te stellen. Nadeel van milieuheffingen zijn de problemen met het vaststellen van de hoogte van de milieuheffing. Het maatschappelijk optimale productieniveau wordt door de inzet van milieuheffingen dan ook niet eenvoudig bereikt.

2.3

Emissiehandel

Door de inzet van emissiehandel als beleidsinstrument worden de emissies in theorie op de meest kosteneffectieve manier onder emittenten verdeeld (Tietenberg, 2000). Tussen de emittenten bestaan verschillen in marginale kosten voor de reductie van emissies. Sommige emittenten zullen hogere kosten moeten maken om hun emissie terug te brengen dan andere. Met behulp van de MAC-curve wordt het verloop van de marginale reductiekosten afgebeeld. Voor emittenten met hogere reductiekosten zal deze steiler zijn dan voor emittenten met lage reductiekosten (zie figuur 2). Wanneer de emittent voor wie de reductiekosten laag zijn, zijn rechten verkoopt aan de emittent voor wie deze hoger zijn, behalen beiden economische winst bij een gelijkblijvend totaal emissieniveau. Hoe groter de onderlinge verschillen in deze 6 Technische Universiteit Delft

Arcadis


reductiekosten, hoe groter de winst in kosteneffectiviteit bij de toepassing van dit beleidsinstrument. In figuur 2 wordt dit mechanisme gedemonstreerd.

figuur 2: Vergelijking verhandelbare rechten ten opzichte van normering

In deze figuur zien we de marginale kostencurve voor twee verschillende emittenten. Wanneer een emissienorm wordt opgelegd, zullen de emittenten allemaal eenzelfde reductie van hun emissie realiseren. Maar wanneer emissierechten worden toegekend zullen de emittenten hun emissieniveau aanpassen aan de prijs van de emissierechten. Emittent één koopt in dit geval emissierechten van emittent twee (zie figuur 2). Emittent één kan nu zijn emissieniveau handhaven, terwijl emittent twee extra emissiereductie realiseert. De waterkwaliteit blijft hierdoor gehandhaafd. De uitgespaarde reductiekosten van emittent één zijn groter dan de extra reductiekosten van emittent twee. Het verschil tussen deze twee bedragen is de winst in kosteneffectiviteit door de toepassing van emissiehandel.

figuur 3: Prijsmechanisme emissierechten

Door het uitgeven van een vast aantal emissierechten is het aanbod van emissierechten begrensd. Door marktwerking zal de prijs van emissierechten door vraag en aanbod tot stand 7 Technische Universiteit Delft

Arcadis


komen (zie figuur 3). Deze prijs leidt vervolgens via transacties tot de meest kosteneffectieve verdeling van emissies. Voor een goed functionerend systeem van emissiehandel is kennis van de marginale reductiekosten dus niet nodig. De realisatie van de meest kosteneffectieve situatie treedt echter alleen op in het geval van een ideale vrije marktsituatie en een systeem met uniform gemengde verontreiniging (Keudel, 2007, p.36). Is de verontreiniging niet uniform gemengd, dan zal gebruik moeten worden gemaakt van handelsfactoren (zei intermezzo). Handelsfactoren zijn in dat geval noodzakelijk voor de waarborging van de milieukwaliteit. De handelsfactoren verstoren de ideale marktsituatie, waarin emittenten zonder voorwaarden met elkaar kunnen handelen. Handelsfactoren veroorzaken markteconomisch gezien een verschuiving in de handelsposities van de verschillende emittenten, waardoor de winst in kosteneffectiviteit niet maximaal zal zijn. Voordelen van emissiehandel zijn de grote vrijheid voor emittenten en de prikkel tot innovatie, maar bovenal het bereiken van een kosteneffectieve inzet van reductiemaatregelen, zonder dat daar inzicht in de kosteneffectiviteit van individuele emittenten voor nodig is. Nadeel vormen de hoge beheers- en monitoringskosten veroorzaakt door de complexiteit van het systeem.


Arcadis


Intermezzo handelsfactoren Handelsfactoren (trading ratios) maken handel tussen verschillende emittenten mogelijk zonder dat de waterkwaliteit achteruitgaat (Keudel, 2007). De verandering in waterkwaliteit die door een verplaatsing van emissie ontstaat, wordt door de handelsfactor verdisconteert. De essentie van de rol van handelsfactoren wordt verduidelijkt met behulp van een voorbeeld. Stel dat in een rivier emittent A zich stroomopwaarts ten opzichte van emittent B bevindt. De waterkwaliteit wordt benedenstrooms van punt B in R1 gemeten (zie figuur 8). Het is waarschijnlijk dat bij de handel tussen emittent A en B de waterkwaliteit in punt R1 veranderd. Wanneer in nutriënten wordt gehandeld en bron A emissierechten aan bron B verkoopt zal de uitstoot van bron B omhoog gaan en de uistoot van bron A omlaag. De totale emissie van nutriënten in de rivier blijft gelijk, alleen de verdeling over de bronnen verandert. De waterkwaliteit in punt R1 gaat omhoog doordat een groter deel van de nutriënten een langere verblijftijd in het water heeft en er dus meer nutriënten worden afgebroken. Wanneer emittent B emissierechten verkoopt aan emittent A treedt het omgekeerde effect op en zal de waterkwaliteit in punt R1 verbeteren. Dit effect veroorzaakt door de ruimtelijke spreiding van emittenten over het watersysteem, wordt gecompenseerd door het gebruik van handelsfactoren.

figuur 4: Werking handelsfactoren

In dit voorbeeld zal bij de verkoop van emissierechten van bron A aan bron B een handelsfactor groter dan één (bijvoorbeeld 1,25) gekoppeld worden. Dit betekent dat emittent B bij elk emissierecht dat hij koopt van emittent A 0,8 keer de waarde mag uitstoten. Bij de verkoop van rechten van emittent B aan emittent A, zou in dan een handelsfactor van 0,8 gelden. Emittent A mag dus 1,25 keer de hoeveelheid van de aangekochte hoeveelheid emissierechten uitstoten. Uit oogpunt van de waarborging van de totale waterkwaliteit is het raadzaam om een minimumwaarde van één aan de handelsfactoren te koppelen. Hierdoor kan de totale emissie in het watersysteem niet toenemen.

2.4

Directe regelgeving

Directe regulering valt binnen de categorie niet marktconforme beleidsinstrumenten. Deze benadering met vergunningen, regels en normen wordt momenteel in Nederland het meest toegepast. Het instrument wordt gekenmerkt door directe sturing. De emittent kan bijvoorbeeld een maximum waarde voor zijn uitstoot opgelegd krijgen. Dit is het geval bij gebruik van Wvovergunningen. Maar het is ook mogelijk dat normen gesteld worden aan de productiewijze van 9 Technische Universiteit Delft

Arcadis


de emittent. Zo zijn in het Besluit Glastuinbouw regels opgenomen waar glastuinbouwers zich bij het lozen op oppervlaktewater aan moeten houden (Rousseau, 1998, p.3). Emissienorm Bij het opleggen van een emissienorm wordt de maximale emissie per emittent beperkt. Het is een eenvoudig systeem, maar vereist kennis van de MEC- en MNBP-curves van de emittenten, wanneer men het optimale productieniveau Qs wil bereiken. Wanneer de norm te streng is (Qn1) zal het productieniveau en de opbrengst van de emittent achterblijven (zie figuur 5). Andersom zal de milieuschade te groot zijn wanneer de norm te ruim wordt gesteld (Qn2). Zoals eerder geconcludeerd is het verloop van deze curves moeilijk te bepalen en zal de economisch optimale situatie met dit instrument niet bereikt worden. Groot voordeel van de toepassing van normen zijn de lage complexiteit en kosten van het systeem.

figuur 5: Situering van de vooropgestelde milieudoelstellingen t.o.v. het sociaal optimum

Een belangrijke factor bij het gebruik van normen is de juiste handhaving. Sancties moeten enerzijds hoog genoeg zijn en anderzijds moet de pakkans groot genoeg zijn. Is dit niet het geval dan kan het voor emittenten rendabel zijn om bewust de norm te overschrijden. In de toepassing van marktgebaseerde beleidsinstrumenten is deze handhaving ook noodzakelijk. Regels voor het productieproces De milieubeheerder kan ook door middel van het vaststellen van regels aan het productieproces de milieukwaliteit handhaven. Schoolvoorbeeld hiervan is de verplichte toepassing van de Best Beschikbare Technieken (BBT). Binnen deze regeling zijn emittenten verplicht om hun productieproces met de door de overheid vastgestelde Best Beschikbare Techniek in te richten. Bij de toepassing van de BBT zal de MNPB-curve naar beneden schuiven. Hierdoor komt het productieniveau dichter bij het optimale productieniveau te liggen (zie figuur 1). Hoe groot de reductie in productie door deze verschuiving is, hangt af van de kosten van de Best Beschikbare Techniek. Daarnaast zal door de toepassing van de Best Beschikbare Techniek het productieproces uit emissie-oogpunt verbeteren en de emissie en de externe kosten per productie-eenheid afnemen. De MEC-curve zal dan naar beneden verschuiven. Voordeel van het stellen van regels aan de productie-inrichtingen van emittenten is dat een minimaal zuiveringsniveau verzekerd wordt. Nadeel van deze methode is dat de vrijheid van de emittent beperkt wordt. Daarnaast is, net als bij de inzet van milieuheffingen, voor een goede toepassing van het BBT-principe inzicht in de externe kosten van emittenten nodig. 10 Technische Universiteit Delft

Arcadis


2.5

Vergelijking beleidsinstrumenten

De verschillen tussen marktgebaseerde en niet marktgebaseerde beleidsinstrumenten zijn groot. De marktgebaseerde beleidsinstrumenten bieden het voordeel van marktwerking als mechanisme voor de regulering van het productie- en emissieniveau. Hierdoor passen de instrumenten zich eenvoudig aan wisselende omgevingsomstandigheden aan. Daarnaast geven de marktgebaseerde instrumenten vrijheid aan emittenten die bij niet op marktwerking gebaseerde instrumenten afgeknot wordt. Tot slot bieden marktconforme beleidsinstrumenten het voordeel van een financiële prikkel tot innovatie. Deze prikkel ontbreekt bij niet marktgebaseerde instrumenten. Willen de marktgebaseerde instrumenten in hun toepassing slagen dan moet de markt wel zijn werk doen en mogen geen grote marktverstoringen optreden. Wanneer de vergelijking binnen de marktgebaseerde instrumenten wordt gemaakt, blijkt emissiehandel een aantal belangrijke voordelen boven milieuheffingen te bezitten. In tegenstelling tot de milieuheffing is voor het optimale effect van emissiehandel geen inzicht in de hoogte van de externe kosten noodzakelijk. Daarnaast leidt emissiehandel in theorie tot een automatische kosteneffectieve verdeling van emissies. Dit is bij milieuheffing niet het geval. Als laatste heeft een systeem van emissiehandel het voordeel dat nieuwe emittenten kunnen toetreden tot de markt zonder dat dit consequenties heeft voor het totale emissieniveau. Nadeel van emissiehandel ten opzichte van milieuheffingen is dat het instrument in de uitvoering relatief complex is en dus gepaard gaat met hogere monitoring- en handhavingkosten. Daarnaast kan de initiële allocatie van rechten een belangrijke beperking betekenen voor het verkrijgen van draagvlak van voor het beleidsinstrument. Dit probleem wordt in hoofdstuk vijf verder uitgediept. Het belangrijkste voordeel van emissiehandel boven zowel de milieuheffing als niet marktgebaseerde beleidsinstrumenten is dus het automatisch bereiken van de meest kosteneffectieve inzet van reductiemaatregelen. Wanneer deze winst in kosteneffectiviteit groter is dan de investering die emissiehandel vraagt, biedt de toepassing van emissiehandel economische meerwaarde. De optimale kosteneffectiviteit wordt echter alleen onder de juiste omstandigheden bereikt. Hoe groot het economische voordeel van emissiehandel kan zijn en onder welke omstandigheden dit voordeel opgaat, wordt in het vervolg van dit onderzoek uitgewerkt.


Arcadis


3 Emissiehandel in het waterbeheer In dit hoofdstuk wordt uiteengezet welke eigenschappen van een watersysteem van belang zijn bij de toepassing van emissiehandel in het waterkwaliteitsbeheer. Een emissiehandelsysteem toegepast op broeikasgassen moet aan andere eisen voldoen dan een handelssysteem voor de beheersing van waterkwaliteit. Nadat deze eigenschappen in kaart zijn gebracht, worden hier conclusies voor het handelssysteem aan verbonden. Maar allereerst wordt een belangrijk onderscheid in het milieubeheer uitgelegd, namelijk het verschil tussen emissie en immissie.

figuur 6: De emissie-immissie relatie

Emissie is de uitstoot van verontreinigende stoffen door emittenten. Emissie kan dan ook altijd worden uitgedrukt in een hoeveelheid, bijvoorbeeld een bepaalde massa zout. Het effect van de emissie op de waterkwaliteit wordt immissie genoemd. Immissie hangt naast de hoeveelheid emissie ook af van factoren als temperatuur, hydraulische omstandigheden en processen in het watersysteem. Immissie kan worden uitgedrukt in een concentratie (Rousseau, 1998, p.8; Keudel, 2007, p.11). Het onderscheid tussen emissie en immissie is belangrijk. In het waterkwaliteitsbeheer streven we namelijk immissiewaarden na, terwijl op het niveau van emissies wordt gereguleerd.

3.1

De milieusituatie

Emissiehandel is geografisch gebonden aan één watersysteem en afhankelijk van de soort bronnen, de aard van de verontreinging en de geografie van het watersysteem.

Punt- en diffuse bronnen Een eerste belangrijke factor in emissiehandel toegepast op het waterbeheer, is de aard van de emittenten. In het waterkwaliteitsbeheer nemen zowel puntbronnen als diffuse bronnen een belangrijke plaats in. Een puntbron wordt gekenmerkt door een aanwijsbaar punt van waaruit een emissie plaatsvindt. Bij diffuse bronnen is geen sprake van een duidelijk aanwijsbaar lozingspunt, maar vindt emissie via een groot contactoppervlak plaats. Voorbeelden van diffuse lozingen zijn de uitspoeling van meststoffen uit landbouwgebieden en de afspoeling van verontreiniging vanaf wegen (Keudel, 2007, p.8). Het nadeel van diffuse bronnen is dat emissie over een groot oppervlak plaatsvindt en daardoor moeilijk te meten en te beheren is. Ook is de toerekenbaarheid van emissies aan emittenten bij diffuse bronnen moeilijk. Diffuse bronnen een plaats geven binnen een emissiehandelsysteem wordt dan ook als problematisch bestempeld (Solomon, 1998, p.141; Keudel, 2007, p.7; Kraemer, 2003, p.20). Ondanks deze eigenschappen is er veel aandacht voor diffuse bronnen binnen het debat over emissiehandel in het waterbeheer. Deze aandacht wordt gevoed door het grote aandeel dat 12 Technische Universiteit Delft

Arcadis


diffuse bronnen in de eutrofiëring van het oppervlaktewater hebben. Daarnaast is het reduceren van emissies diffuse bronnen vaak goedkoper dan het reduceren van emissies van puntbronnen (Solomon, 1998, p.137; Kraemer, 2003, p.26). Het is bijvoorbeeld goedkoper om door middel van een bufferstrook de diffuse uitstoot van stikstof en fosfaat uit de landbouw te beperken dan het zuiveringsniveau van een rioolwaterzuiveringsinstallatie (rwzi) te verhogen. Emissiehandelsystemen waarin diffuse bronnen participeren geven tot nu toe tegenvallende resultaten (Arcadis, 2007, p 36). Vanwege de goede cijfers op het gebied van kosteneffectiviteit, worden diffuse bronnen toch meegenomen in dit onderzoek.

Verontreiniging en waterkwaliteitsprocessen Naast de eigenschappen van de emittent zijn ook de eigenschappen en processen van de verontreiniging in het oppervlaktewater van belang voor emissiehandel in het waterbeheer. Binnen de verontreinigende stoffen is het onderscheid tussen assimilerende en accumulerende stoffen gebruikelijk. Assimilerende stoffen worden geabsorbeerd, afgebroken of omgezet in het water, waar accumulerende stoffen zich juist ophopen in het water. De assimilerende capaciteit van water kan met plaats en tijd variëren (Keudel, 2006 p.10). Veel verontreinigingen in het oppervlaktewater zijn assimilerend. Dit betekent dat de omgevingsomstandigheden invloed hebben op de immissiewaarden bij een gelijkblijvende emissie. Dit maakt de inrichting en het gebruik van een handelssysteem complex. Een andere belangrijke eigenschap van verontreiniging is de mate van diffusiteit. Wanneer een verontreinigende stof een hoge diffusiecoëfficiënt heeft, verspreidt deze stof zich snel en is er weinig gevaar voor zogenaamde hotspots. Dit zijn locaties waar de concentraties van verontreinigingen (tijdelijk) te hoge waarden hebben. Bij stoffen met een lage diffusiecoëfficiënt is dit gevaar en moeten maatregelen genomen worden om plaatselijke milieuschade te voorkomen. In tegenstelling tot stoffen met een lage diffusiecoëfficiënt, is het voor stoffen met een hoge diffusiecoëfficiënt minder van belang waar of wanneer de stof geloosd wordt (Keudel, 2006, p.11). In het waterkwaliteitsbeheer hebben we over het algemeen te maken met verontreinigingen met een lage diffusiecoëfficiënt. Alleen die stoffen waarvoor een maximumconcentratie kan worden vastgesteld waaronder het milieu geen of beperkte schade lijdt, zijn geschikt voor beheersing met emissiehandel (Keudel, 2006, p.10). Emissiehandel is niet geschikt voor de beheersing van toxische of bioaccumulerende stoffen vanwege de schadelijkheid bij lage concentraties. Deze stoffen moeten voor een goede waterkwaliteit geheel uit het water geweerd worden. In de huidige buitenlandse toepassingen van emissiehandel wordt voornamelijk in zout en nutriënten gehandeld. Nutriënten zijn assimilerende verontreinigingen en zout is accumulerend. Er bestaan ook andere waterverontreinigingen die voor emissiehandel in aanmerking komen. Warmte-energie uit koelwatersystemen lijkt hier bijvoorbeeld goede mogelijkheden voor te bieden.

Eigenschappen waterlichaam De geografische eigenschappen van het watersysteem kunnen een complexe factor voor emissiehandel in het waterbeheer vormen. Emittenten die met elkaar willen handelen, moeten zo dichtbij elkaar liggen, dat zij invloed op elkaars waterkwaliteitssituatie uitoefenen. Wanneer emittent A wil handelen met emittent B moet een verandering in de emissie van emittent A invloed op de waterkwaliteitssituatie van emittent B uitoefenen. Emittenten moeten dus binnen elkaars invloedszone liggen. Hoe groter de afstanden tussen emittenten hoe kleiner de invloed die zij op elkaars waterkwaliteitssituatie uitoefenen en hoe beperkter de handelsmogelijkheden zijn (Kraemer, 2003, p.29). Naast de geografie en afmetingen van een waterlichaam, is de aard van het waterlichaam van invloed in de toepasbaarheid van emissiehandel. Een waterlichaam met hoofdzakelijk 13 Technische Universiteit Delft

Arcadis


stilstaand water, zoals polders en meren, heeft andere mogelijkheden en beperkingen voor de toepassing van emissiehandel dan een watersysteem met vrije afstroom, zoals rivieren.

3.2 Verschillende handelssystemen In emissiehandel worden twee soorten handelssystemen onderscheiden, het cap-and-trade en het credit systeem. In het credit systeem wordt voor alle emittenten een relatieve baseline op basis van de historische emissie vastgesteld. Wanneer een emittent minder dan deze baseline uitstoot, kan de emittent het ontstane overschot aan emissierechten verkopen. Omgekeerd bestaat de verplichting om extra rechten te kopen wanneer de emittent de baseline overschrijdt. De baseline wordt bepaald aan de hand van de historische vergunningssituatie of de voorgeschreven Best Beschikbare Techniek. Dit systeem wordt een relatief systeem genoemd, omdat de handel ten opzichte van de bestaande situatie wordt gestimuleerd zonder een absoluut maximum aan het aantal emissierechten te stellen. Het systeem is meer inrichting- dan omgevingsgericht (Rousseau, 1998, p. 9). Bij cap-and-trade systemen wordt een absoluut plafond gesteld waarbinnen de totale emissie moet blijven. De beschikbare emissierechten worden onder de emittenten verdeeld. Wanneer een emittent zijn emissie wil vergroten of wanneer een nieuwe emittent op het waterlichaam wil lozen, zal hij rechten van andere gebruikers moeten kopen. De emissie en daarmee het totale aantal beschikbare rechten is in tegenstelling tot het credit systeem absoluut begrensd (Arcadis, 2007, p.10). Het cap-and-trade systeem met een absoluut plafond is de meest zuivere omgevingsgerichte toepassing van emissiehandel. Door het absolute plafond is het systeem volledig gericht op de uiteindelijke immissiewaarde. Belangrijker nog is dat een absoluut plafond schaarste op de emissiemarkt creëert, waardoor emittenten een goede prikkel tot handel hebben. Deze prikkel is bij credit systemen kleiner en wordt in de systemen als belangrijke oorzaak van de gebrekkige handel gezien. In het vervolg van dit onderzoek zal dan ook van de toepassing van een cap-andtrade systeem worden uitgegaan.

3.3 Waarborging waterkwaliteit Na de keuze voor een omgevingsgebaseerd cap-and-trade handelssysteem, is het van belang te bepalen hoe in een emissiehandelsysteem de waterkwaliteit wordt gewaarborgd. Waarborging van de waterkwaliteit is belangrijk uit het oogpunt van het niet-achteruitgangs milieubeginsel uit de Kaderrichtlijn Water.

Emissiehandel en de KRW De Kaderrichtlijn Water stelt tot doel dat al het oppervlakte- en grondwater in 2015 in goede toestand verkeert. Inherent aan emissiehandel zijn de verschuivingen in de emissiesituatie en daarmee in waterkwaliteit. Het is dus een belangrijke vraag of binnen de KRW een lokale overschrijding van de ‘goede toestand’ of een lokale achteruitgang in waterkwaliteit geaccepteerd wordt. In de meest gangbare interpretatie van de richtlijn moet de waterkwaliteit overal in het watersysteem op orde gehouden worden. Uitzonderingen bestaan voor prioritaire stoffen en situaties waarin het technisch niet haalbaar, of onevenredig duur is om de ‘goede toestand’ te bereiken. Daarnaast hoeven waterbeheerders niet op alle plaatsen de waterkwaliteit te monitoren (Mostert, 2008). Handhaving op basis van monitoringspunten biedt mogelijkheden voor emissiehandel. Wanneer de punten die waterbeheerders aanwijzen als KRW-monitoringspunt dienst doen als receptorpunten kan emissiehandel binnen de KRW plaats vinden. De milieukwaliteit wordt dan gewaarborgd op KRW-monitoringspunten, maar verschuivingen in de waterkwaliteit in het water tussen de monitoringspunten blijven mogelijk. 14 Technische Universiteit Delft

Arcadis


De lokale gevolgen van deze verschuivingen moeten echter beperkt blijven, zodat de waterkwaliteit in de KRW-meetpunten gehandhaafd blijft. De inrichting en regels van het emissiehandelsysteem moet de waterkwaliteit in deze meetpunten waarborgen.

Waarborg waterkwaliteit door receptorpunten Het handelssysteem moet dus zo ingericht worden, dat met behulp van handelsfactoren en receptorpunten de waterkwaliteit in het hele waterlichaam gewaarborgd is. Het systeem vormt dan de waarborg voor de waterkwaliteit. Er worden verschillende manieren onderscheiden om op deze manier een cap-and-trade handelssysteem in te richten. Zo bestaan er het ambient permit system en het pollution offset system (Keudel, 2006, p.55). Deze systemen verschillen in handelsregels en andere bouwstenen van elkaar, maar zijn in essentie op hetzelfde systeem gebaseerd.

figuur 7: Emittenten en receptorpunten in een rivier

De basis van deze handelssystemen bestaat uit één of meerdere receptorpunten. Een receptorpunt fungeert als monitorings- en referentiepunt. In het geval van emissiehandel moet de waterkwaliteit in het receptorpunt constant blijven. De waterkwaliteit in de receptorpunten wordt gewaarborgd door het gebruik handelsfactoren (Keudel, 2007, p.56).

Complicaties waarborg waterkwaliteit Wanneer emissierechten in benedenstroomse richting verhandeld worden, werkt dit systeem met receptorpunten en handelsfactoren goed. Stel dat in de situatie van figuur 7 emittent één, emissierechten van emittent vijf koopt. Emittent één mag nu meer emitteren, terwijl emittent vijf zijn emissie tot dat niveau moet reduceren, waarop de waterkwaliteit in receptorpunt A gewaarborgd blijft. Na afloop van de transactie is in punt A de waterkwaliteit constant gebleven en de waterkwaliteit op het traject tussen emittent één en vijf is zelfs beter geworden. In de omgekeerde situatie, waarin emissierechten bovenstrooms verhandeld worden, treden complicaties op. Wanneer emittent vijf emissierechten van emittent één koopt, zal emittent één zijn emissie moeten reduceren en emittent vijf zijn emissie mogen verhogen tot het niveau 15 Technische Universiteit Delft

Arcadis


waarop de waterkwaliteit in receptorpunt A gelijk blijft. De waterkwaliteit in punt A is nu wel gewaarborgd, maar de waterkwaliteit op het traject tussen emittent vijf en één is nu achteruit gegaan. Hierdoor wordt niet langer voldaan aan het waterkwaliteitsdoel in receptorpunt B. Handel van emissierechten in benedenstroomse richting is dus altijd gunstig voor zowel de lokale als de globale waterkwaliteit, terwijl bij handel in bovenstroomse richting de lokale waterkwaliteit in het gedrang komt. Wanneer in een emissiehandelsysteem ruimte gecreëerd wordt voor handel in bovenstroomse richting, zal een oplossing voor deze lokale achteruitgang in waterkwaliteit bedacht moeten worden. Hoe deze oplossing vorm kan krijgen, voert te ver en is dan ook niet verder uitgewerkt in dit onderzoek.

3.4 Handhaving en controle Volgens Tietenberg gaat het er om hoe een beleidsprincipe in praktijk werkt, niet in theorie (2000, p.12). Voor emissiehandel betekent dat een eerlijk en goed gebruik van het handelssysteem afgedwongen moet kunnen worden. Dit is noodzakelijk om een goed functionerende markt te kunnen garanderen (Kraemer, 2003, p.10). Wanneer in de huidige beleidspraktijk handhaving lastig is, zal dit probleem zich nog sterker voordoen in de toepassing van een systeem van verhandelbare emissierechten. Emissiehandel vormt een op immissie gebaseerd systeem wat door zijn hoge complexiteit een goede handhaving vraagt. De handhaving en controle bij emissiehandel zal dan ook intensiever zijn dan de handhaving en controle bij toepassing van milieuheffingen of directe regulering.

3.5

Conclusie

De fysieke eigenschappen van de milieusituatie zijn bepalend in de toepassing van emissiehandel in het waterbeheer. De aard van de emittenten, de waterkwaliteitsprocessen en de eigenschappen van het waterlichaam zelf vergen aanpassingen van het emissiehandelsysteem. In de ideale fysieke omstandigheden heeft de verontreiniging een hoge diffusiecoëfficiënt, bestaan er in het handelssysteem slechts kleine afstanden tussen de emittenten en zijn emittenten puntbronnen. We hebben geconcludeerd dat het waterkwaliteitsbeheer een omgevingsgebaseerd cap-and-trade handelssysteem nodig heeft. Handel van emissierechten in benedenstroomse richting is altijd mogelijk, terwijl bij handel in bovenstroomse richting een speciale voorziening getroffen moet worden.


Arcadis


4 Juridische aspecten In dit hoofdstuk worden de juridische mogelijkheden voor de toepassing van emissiehandel besproken. De Nederlandse milieuwetgeving is voor een groot deel gebaseerd op Europese regelingen zoals de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) en de IPPC-richtlijn. Voor het onderzoek naar de compatibiliteit van emissiehandel met deze Europese weten regelgeving zal vooral gebruik worden gemaakt van onderzoek van De Smedt en Maes (2006). Deze hebben uitgebreid onderzoek uitgevoerd naar de juridische inpasbaarheid van emissiehandel in de Europese weten regelgeving. In dit hoofdstuk wordt gefocussed op de aansluiting van emissiehandel op de algemene internationale en Europese milieubeginselen en de Kaderrichtlijn Water. De meer concrete juridische obstakels komen aan bod bij de bespreking van de casestudies in hoofdstuk zes.

4.1

Emissiehandel en de milieubeginselen

Voor acceptatie van emissiehandel als beleidsinstrument is het essentieel dat het instrumetn aansluit op de filosofie van de internationale milieuwetgeving (De Smedt en Maes, 2006, p. 230). Het is daarom belangrijk na te gaan hoe het instrument in lijn ligt met de Europese milieubeginselen en in het bijzonder in de beginselen van de KRW. Eén van de belangrijkste internationale en Europese milieubeginsels is: ‘de vervuiler betaalt’. Emissiehandel sluit goed aan bij dit beginsel en het wordt vaak aangehaald in het pleidooi voor meer gebruik van marktgeoriënteerde milieubeleidsinstrumenten. In het huidige milieubeleid vindt het dit milieubeginsel slechts in geringe mate uitwerking. Nieuwer, maar niet minder belangrijk, is het voorzorgsbeginsel: “Dit beginsel impliceert dat het voorkomen van schadelijke effecten niet kan worden uitgesteld wegens een gebrek aan wetenschappelijke zekerheid voor het verband tussen oorzaak en gevolg.” (De Smedt en Maes, 2006, p. 87) Dit principe motiveert maatregelen te nemen waarvan de effecten niet zeker zijn en vormt dus een argument voor de opname van diffuse bronnen in emissiehandel. Het bronbeginsel lijkt moeilijker verenigbaar met emissiehandel. Dit beginsel houdt in dat vervuiling bij de bron moet worden aangepakt (De Smedt en Maes, 2006, p.35). Dit vormt een beperking, tenzij de term bron op een grotere schaal als een groep gelijksoortige bronnen beschouwd kan worden. Deze opschaling van het bronprincipe heeft tot het stolpprincipe geleidt. De stolp of bubble is een geografische afgebakende groep bronnen waarvan de uitstoot als geheel binnen de norm moet blijven, maar waarin onderling gehandeld mag worden. Kraemer en Banholzer, zien binnen de definities van de KRW mogelijkheden voor operationalisering van dit stolpprincipe (1999), terwijl De Smedt en Maes een stolpvergunning op “zeer gespannen voet” met de huidige IPPC-richtlijn vinden staan (De Smedt en Maes, 2006, p 249). Desondanks is er binnen het Nederlandse milieubeheer de nodige aandacht voor dit principe. De Smedt en Maes relativeren het bronbeginsel door te stellen dat waterkwaliteit in de KRW vóór het bronbeginsel gaat: “Indien men door het inzetten van emissiehandel tot een hoger beschermingsniveau komt, lijkt bij de afweging van de toe te passen milieubeginselen en de beleidsdoelstellingen vervat in artikel 174, lid 1 van het EG-verdrag, de te bekomen milieuwinst te primeren.” (De Smedt en Maes, 2006, p. 232) In dit onderzoek wordt aangesloten bij dit uitgangspunt. Hiermee zal bij een aantoonbaar hoger beschermingsniveau het bronbeginsel geen obstakel vormen voor de invoering van emissiehandel. Als laatste mag op grond van het stand still-beginsel zowel de (globale) feitelijke toestand als het juridische beschermingsniveau van het milieu niet verslechteren. Emissiehandel als milieubeleidsinstrument lijkt niet strijdig met dit milieubeginsel in geval van een lokale of tijdelijke achteruitgang van de waterkwaliteit (De Smedt en Maes, 2006, p. 89). 17 Technische Universiteit Delft

Arcadis


4.2

Emissiehandel en de KRW

Emissiehandel sluit goed aan op de gebiedgerichte benadering in de KRW. Vanwege de aard van het instrument wordt het op het niveau van (deel)stroomgebieden georganiseerd zoals de KRW voor het waterbeleid vereist (De Smedt en Maes, 2006, p.231). Uit de erfgoedwaarde die de KRW aan water toekent, komt de duurzaamheidgedachte voor waterkwaliteitsmaatregelen voort. De vraag die hieruit voorvloeit is of emissiehandel bijdraagt aan duurzaam watergebruik. Daarin spelen de drie duurzaamheidprincipes een rol: economische efficiëntie, ecologische effectiviteit en sociale rechtvaardigheid (De Smedt en Maes, 2006, p. 47). Dit betekent dat op basis van wetenschappelijke inzichten een maat voor duurzaam milieugebruik wordt vastgesteld, waarbij verzekerd wordt dat milieu- en sociale aspecten naast de marktwerking worden veiliggesteld. Dus in het vaststellen van het emissieplafond zijn de milieuafwegingen en niet de economische afwegingen leidend (De Smedt en Maes, 2006, p.48). Naast de argumenten die deze beginselen bieden geeft de KRW in zowel de preambule (overweging 38) als in artikel 11 (4) nadrukkelijk melding van de mogelijkheid tot inzet van marktgeoriënteerde instrumenten voor maatregelen tot het behalen van milieudoelen (De Smedt en Maes, 2006, p 47).

4.3

Reguleringsniveau

De rechtspolitieke papieren van de emissiehandel mogen goed passen in het Europese milieubeleid en meer specifiek de KRW, wanneer we kijken naar de mogelijkheden binnen de huidige regelingen blijkt er minder ruimte voor emissiehandel te zijn. Vooral de IPPC-richtlijn vormt met zijn inrichtingsgerichte aanpak en het Best Beschikbare Techniek-concept een obstakel voor de invoering van emissiehandel. Wanneer de vervuiling op inrichtingsniveau (dus per bron) wordt beoordeeld en alleen wordt uitgegaan van de Best Beschikbare Techniek is er slechts handel mogelijk boven de grens van de BBT. De grotere industriële inrichtingen en agrarische bedrijven vallen onder de IPPC-richtlijn en moet dus de BBT-technieken toepassen. Maar ook binnen een inrichtingsgeoriënteerde aanpak zien de auteurs mogelijkheden en dan vooral in het credit based systeem, omdat dit beter aansluit bij een inrichtingsgeoriënteerde aanpak. In de ideale situatie zouden de KRW en IPPC-richtlijn worden herzien waarbij de inrichtingsgeoriënteerde aanpak wordt verlaten en optimale omstandigheden voor emissiehandel ontstaan. Dit kan door de IPPC-richtlijn een voorziening voor emissiehandel te geven, net zoals voor de handel in broeikasgassen is gebeurd.

4.4

Juridische borging

Programma’s voor emissiehandel kunnen de steun van een algemeen juridisch raamwerk goed gebruiken. Dit raamwerk zou minimaal in de randvoorwaarden voor het programma moeten voorzien, terwijl er genoeg ruimte overblijft voor maatwerk op (deel)stroomgebied niveau. Om juridische verankering mogelijk te maken is er een juridische grondslag voor emissiehandel in de nationale of Europese wetgeving vereist (De Smedt en Maes, 2006, p. 235).

4.5

Nederlandse weten regelgeving

Ter bescherming van de oppervlaktewaterkwaliteit zijn er in Nederland diverse wetten, besluiten en regelingen van kracht. De belangrijkste op dit gebied is de Wet verontreiniging oppervlaktewater (Wvo). Lozingen rechtstreeks op het oppervlaktewater vallen onder deze wet. Indirecte lozingen op het gemeentelijke riool vallen onder de Wet milieubeheer, met uitzondering van een aantal met gevaarlijke stoffen werkende bedrijfscategorieën die onder de Wvo vallen. Waterschappen zijn verantwoordelijk voor de vergunningverlening en handhaving binnen de Wvo, gemeenten en provincies voor de Wet milieubeheer. 18 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Op bovengenoemde wetgeving bestaan een aantal uitzonderingssituaties waarin emittenten geen vergunningen hoeven aan te vragen, maar waar door middel van Algemene maatregelen van Bestuur (AmvB) lozingen genormeerd worden. In de AmvB’s zijn algemene voorschriften opgenomen waar alle ondernemingen binnen een bedrijfstak aan moet voldoen. De twee belangrijkste zijn het ‘Lozingenbesluit open teelt en veehouderij’ en het ‘Besluit glastuinbouw’ (www.milieuhulp.nl). Naast de IPPC-richtlijn is de Wet verontreiniging oppervlaktewater voor de mogelijkheden van emissiehandel binnen Nederland van belang. De Wvo-vergunning beschrijft de maximaal toegestane emissie en de voorwaarden die voor lozingen gelden. De mogelijkheid bestaat om een Wvo-vergunning ‘open te breken’ en door middel van wijziging van vergunningsvoorschriften geschikt te maken voor emissiehandel (KPMG, 2008, p. 20). De AmvB’s bevatten algemene regels voor de lozing van nutriënten. Deze regels beperken de vrijheid van de glastuinbouw- en landbouwbedrijven, maar hoeven, net als de Wvo, geen beperking te vormen voor de mogelijkheid tot emissiehandel.

4.6

Conclusie

De papieren van emissiehandel zijn in het licht van beginselen van de Europese milieuwetgeving dik in orde. Belangrijk hierin is dat de algemene waterkwaliteit wordt verzekerd en dat niet de economische motieven, maar de borging van de waterkwaliteit leidend is in de inrichting van het handelssysteem. In dit onderzoek wordt aangesloten bij het uitgangspunt dat de milieukwaliteit vóór het bronbeginsel gaat. Hiermee zal bij een aantoonbaar hoger beschermingsniveau het bronbeginsel geen obstakel vormen voor de invoering van emissiehandel. In het algemeen kan gesteld worden dat de EU positief tegenover emissiehandel staat, maar dat enkele Europese richtlijnen en Nederlandse wetten aangepast moeten worden, om voldoende ruimte en juridische borging voor emissiehandel te creëeren.


Arcadis


5

Het Beoordelingskader

Het doel van dit hoofdstuk is het opstellen van een beoordelingskader waarin verschillende toepassingsmogelijkheden voor emissiehandel in het waterbeheer getoetst kunnen worden. Om structuur in de beoordeling van de haalbaarheid te brengen worden vier haalbaarheidsaspecten gedefinieerd. Deze vier aspecten zijn de mogelijkheid tot handel, de omvang van de transactiekosten, het draagvlak onder emittenten en het economische voordeel van het systeem. De wijze waarop verschillende factoren deze haalbaarheidsaspecten beïnvloeden worden in dit hoofdstuk geduid en de verschillende relaties worden blootgelegd. Per factor wordt aangegeven hoe deze zich verhoudt tot de totale haalbaarheid.

5.1

Mogelijkheid tot handel

Kern van emissiehandel als beleidsinstrument is de mogelijkheid tot handel tussen emittenten. Wanneer geen handel plaatsvindt, zal geen winst in kosteneffectiviteit gerealiseerd worden en heeft emissiehandel geen meerwaarde. Wanneer emissiehandel aantrekkelijk is, zal gehandeld worden en biedt het beleidsinstrument meerwaarde. Belangrijke is dus de vraag welke factoren de mogelijkheid tot handel bepalen. Deze blijkt in eerste plaats af te hangen van de verschillen in kosteneffectiviteit van reductiemaatregelen tussen de emittenten. Daarnaast zijn de aard van het emissieplafond en de toerekenbaarheid van emissies belangrijke voorwaarden voor handel. Ook het aantal emittenten als mogelijke handelspartner is van belang. Tot slot beïnvloeden de verschillen tussen handelsfactoren de mogelijkheid tot handel.

figuur 8: Relaties haalbaarheidsaspect ‘mogelijkheid handel’

Verschil kosteneffectiviteit Een belangrijke economische voorwaarde voor het toepassen van emissiehandel is de aanwezigheid van verschillen in marginale kosten tussen de verschillende emittenten (Solomon, 1998, p. 138). Hoe groter de verschillen, hoe groter de stimulans tot handel en hoe beter de mogelijkheden voor een verbetering van de kosteneffectiviteit. Zonder deze verschillen biedt emissiehandel nauwelijks voordelen. Het gaat hierbij om significante verschillen in kosteneffectiviteit. De winst die emittenten kunnen behalen met een transactie moet immers groter zijn, dan de inspanning die een emittent moet leveren om tot een transactie te komen.

Hard emissieplafond Zoals in hoofdstuk drie is geconstateerd, wordt handel in emissierechten gemaximaliseerd bij schaarste op de markt. Om schaarste te creëen is een hard emissieplafond noodzakelijk. De hardheid van het emissieplafond is allereerst afhankelijk van de striktheid van de waterkwaliteitsnorm. Ook de wijze waarop deze wordt geïnterpreteerd en toegepast is van 20 Technische Universiteit Delft

Arcadis


belang. Wanneer de waterkwaliteitsnorm voldoende basis geeft om een absoluut begrensd emissieplafond te hanteren, zal de handel optimaal gestimuleerd worden.

Toerekenbaarheid Onder de toerekenbaarheid wordt binnen emissiehandel de mogelijkheid verstaan om (een reductie van) emissie toe te rekenen aan een emittent. Wanneer onzekerheid over de bron van een bepaald aandeel van de emissie bestaat, of effecten van bepaalde maatregelen niet meetbaar zijn, ontstaan er problemen bij de toerekening van rechten. Onzekerheid over het effect van reductiemaatregelen kan worden verdisconteerd met behulp van veiligheidsfactoren die leiden tot conservatievere waarden van de reductie-effecten (Kraemer, 2003, p.26). Hoe groter de onzekerheid, hoe groter de veiligheidsfactoren en hoe meer de handel belemmerd wordt.

Aantal emittenten Theoretisch gezien kan al bij twee deelnemers sprake zijn van succesvolle handel. Echter, hoe groter het aantal emittenten, hoe meer handelsmogelijkheden en hoe beter de mogelijkheden voor emissiehandel zijn.

Verschil tussen handelsfactoren In hoofdstuk twee hebben we gezien dat handelsfactoren noodzakelijk zijn om verschillen in immissie effecten van emittenten te verdisconteren. Handelsfactoren veroorzaken ongelijkheid in de handelspositie van de verschillende emittenten. Verschillen in handelsfactoren tussen emittenten hebben een remmende werking op de handel. Handelsfactoren maken het kopen of het verkopen van rechten voor emittenten aantrekkelijker. Voor individuele emittenten kan dit voordeliger uitpakken, maar voor het systeem als geheel zal de mogelijkheid tot handel beperkt worden. Hoe groter de verschillen tussen handelsfactoren hoe nadeliger dit is voor emissiehandel.

5.2

Transactiekosten

Het aantal transacties en daarmee de winst in kosteneffectiviteit valt in veel operationele handelssystemen tegen. Voor deze tegenvallende resultaten worden meerdere oorzaken aangedragen. Ten eerste kan de oorzaak liggen in de eigenschappen van de markt zelf. Er kan sprake zijn van een scheve marktverdeling met slechts enkele bronnen of waarin enkele vervuilers het overgrote deel van de rechten in handen hebben en zo de markt domineren (Solomon, 1998, p.145). Ook wijst in veel gevallen de overheersing bilaterale handel als transactievorm op een niet ideale marktsituatie (Rousseau, 2001, p.8). Hoge transactiekosten worden aangewezen als de belangrijkste beperkende factor op de handel binnen een systeem van emissiehandel (Keudel, 2006, p.41; Kraemer, 2003, p.22; Rousseau, 2001, p.8). Transactiekosten zijn alle kosten die emittenten moeten maken om tot een transactie te komen. Transactiekosten zijn belangrijk binnen een systeem van emissiehandel, omdat zij een obstakel voor de handel vormen. Een winstmaximaliserende emittent zal alleen handelen wanneer de economische winst van deze handel groter is, dan de kosten die hij voor de transactie moet maken. Voor de directe handel zijn dus alleen die transactiekosten die voor rekening komen voor de emittenten van belang. Wanneer de waterbeheerder de totale kosten voor zijn rekening neemt, vormen deze kosten geen beperking op de handel (Keudel, 2006, p. 44). Deze kosten drukken dan wel de maatschappelijke baten. Uit het oogpunt van het ‘de vervuiler betaalt’ milieubeginsel verdient het de voorkeur wanneer de emittenten de transactiekosten op hun conto krijgen. Door diverse onderzoekers is geprobeerd grip te krijgen op het niveau van transasctiekosten in emissiehandelsystemen. Het niveau blijkt sterk samen te hangen met toepassing van het emissiehandelsysteem, maar de meest genoemde waarden variëren tussen de vijf en twintig procent van het totaal verhandelde bedrag aan emissierechten (Stavins, 1995). 21 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Transactiekosten beïnvloeden dus het functioneren van het emissiehandelsysteem, maar ook de inrichting en organisatie van het handelssysteem beïnvloed en op hun beurt de hoogte van de transactiekosten. Hoe en hoe sterk deze factoren de transactiekosten beïnvloeden, wordt in deze paragraaf besproken.

figuur 9: Relaties haalbaarheidsfactor ‘transactiekosten’ De verschillende keuzen die gemaakt worden bij de invulling van deze factoren en dus de inrichting van het handelssysteem zijn ook van invloed op de mate waarin de milieudoelstelling gewaarborgd wordt. Enerzijds kan gesteld worden dat hoe verfijnder en complexer het handelssysteem is, hoe beter aan de milieudoelstelling kan worden voldaan. Anderzijds worden in een complexer systeem de transactiekosten hoger. Deze vormen dan een grotere belemmering voor handel. Bij het ontwerp van een handelssysteem is het de kunst om voor een watersysteem het optimum in complexiteit te vinden, waarbij enerzijds het milieudoel met voldoende zekerheid behaald word en anderzijds de transactiekosten zoveel mogelijk beperkt blijven. Tot slot hebben ook de eigenschappen van de betrokken emittenten invloed op de transactiekosten.

Variatie emissie-immissie relatie Bij variaties in de emissie-immissie relatie zal de hoeveelheid emissie die tot een bepaalde immissiewaarde leidt, fluctueren. Deze fluctuatie kan bijvoorbeeld worden veroorzaakt door verschuivingen in de waterkwantiteit. Wanneer de fluctuaties significant zijn, is het noodzakelijk om het emissieplafond aan deze fluctuatie aan te passen. Deze aanpassing van het emissieplafond kan endogeen of exogeen vastgesteld worden. Bij een exogene bepaling wordt vooraf vastgelegd hoe het emissieplafond zal wijzigen bij veranderde omstandigheden, bijvoorbeeld de verdubbeling van het debiet. Bij een endogene vaststelling zal het nieuwe emissieplafond ad hoc (bijvoorbeeld met behulp van een waterkwaliteitsmodel) aangepast worden aan de nieuwe waterkwantiteit. Aanpassing van het emissieplafond aan fluctuaties in omgevingsomstandigheden leidt tot een goede waarborg van de waterkwaliteit, maar ook tot hogere transactiekosten. Een endogene vaststelling is complex, leidt tot hogere transactiekosten, maar garandeert de waterkwaliteit beter dan een eenvoudiger exogene vaststelling.

Vaststelling handelsfactoren Een andere factor die de hoogte van de transactiekosten beïnvloedt, is de wijze waarop de waarde van handelsfactoren vastgesteld wordt. Wanneer handelsfactoren exogeen worden vastgesteld, hoeft de beheerder van het emissiehandelsysteem niet bij elke transactie opnieuw de handelsfactor te bepalen. De kosten zullen lager uitvallen dan in het geval deze handelsfactor endogeen bepaald moet worden. Een ander voordeel is dat bij exogene vaststelling de emittent beter weet wat zijn handelspositie is, en daardoor een lagere drempel tot handelen heeft. Exogene vaststelling van handelsfactoren is goed mogelijk bij een watersysteem met constante (omgeving)eigenschappen en een eenvoudige emissie-immissie relatie. Bij sterk 22 Technische Universiteit Delft

Arcadis


wisselende eigenschappen zal de ratio waarmee emissies van verschillende emittenten uitwisselbaar zijn ook variëren en zullen de handelsfactoren hierop aangepast moeten worden. Het steeds weer opnieuw endogeen vaststellen van handelsfactoren brengt extra kosten met zich mee en zorgt ook voor onzekerheid over de handelsmogelijkheden bij emittenten.

Organisatie emittenten Naast het deel van de transactiekosten dat gerelateerd is aan de inrichting van het handelssysteem, zal een groot deel van de transactiekosten bestaan uit het verzamelen van informatie over mogelijke handelspartners, de onderhandelingen en beslissing om daadwerkelijk tot een transactie over te gaan (Stavins, 1995, p.136). Deze kosten hangen voor een groot deel samen met de eigenschappen van de verschillende emittenten. Wanneer de emittenten duidelijk inzicht in hun emissie en reductiemaatregelen hebben en al met elkaar samenwerken zullen deze transactiekosten laag zijn. De kosten zullen hoog zijn wanneer emittenten geen goed beeld van hun emissie en reductiemaatregelen hebben en nog niet met elkaar samenwerken.

5.3 Draagvlak Essentieel voor de haalbaarheid van emissiehandel is een goed draagvlak onder de emittenten. Wanneer emittenten niet overtuigd zijn van de meerwaarde van emissiehandel zullen zij ook niet handelen en zal het systeem weinig meerwaarde hebben. Naast goede voorlichting van emittenten, is een gelijke en rechtvaardige uitgangspositie van de emittenten van vitaal belang voor een goed draagvlak. Deze uitgangspositie kan worden bedreigd door een slechte toerekenbaarheid, grote verschillen tussen handelsfactoren en een initiële allocatie die op weerstand stuit.

figuur 10: Relaties haalbaarheidsaspect ´draagvlak´

Toerekenbaarheid Vooral bij diffuse bronnen treedt het probleem van een slechte toerekenbaarheid op. In het geval van diffuse bronnen zal dus discussie ontstaan over op wiens conto de emissie(reductie) komt. Hoe groter de onzekerheid, hoe groter de weerstand die het toekennen van bepaalde waarde bij emittenten oproept. Waterbeheerders geven aan dat deze discussie het benodigde draagvlak voor een emissiehandel kan ondermijnen (interview C. Lambregts1).

----------------------1:

Casper Lambregts is emissiebeheer bij Waterschap Branbantse Delta


Arcadis


Verschil tussen handelsfactoren Verschillen in geografische positie tussen handelsfactoren betekenen verschillen in handelsfactoren en dus in de uitgangspositie van emittenten voor handel. Hoe groter deze verschillen zijn, hoe kleiner het draagvlak voor emissiehandel onder de emittenten met een nadelige positie zal zijn. Dit verschil neemt extreme vormen aan geheel beneden- of bovenstrooms van het systeem. Dit verschijnsel wordt het upstream-downstream probleem genoemd.2

Initiële allocatie rechten De initiële verdeling van waterrechten bij het opstarten van een handelssysteem is een cruciale factor in het verkrijgen van draagvlak voor emissiehandel. Er worden twee hoofdmethoden voor toebedeling van de vervuilingsrechten onderscheiden: op basis van historische situatie of door middel van een veiling (Kraemer, 2003, p. 11). In de praktijk is tot nu toe altijd gebruik gemaakt van verdeling op basis van de historische emissiesituatie. Dit blijkt noodzakelijk om voldoende steun voor het de invoering van het beleidsinstrument te verwerven. Daarnaast zouden emittenten bij een andere wijze van het verdelen van de emissierechten hun recht op lozing via de rechter juridisch proberen af te dwingen. In theoretisch opzicht is de initiële verdeling van emissierecht niet erg interessant. In een ideale markt heeft deze namelijk geen invloed op de uiteindelijk meest efficiënte verdeling van de waterrechten (Tietenberg, 2002, p.3). Maar uit rechtvaardigheidsoogpunt is het belangrijk om op te merken dat emittenten die in het verleden hebben geïnvesteerd in reducties van emissies, benadeeld worden ten opzichte van emittenten die hier niet in hebben geïnvesteerd. Deze laatste groep krijgt in het geval van een historische verdeling meer rechten toegekend dan de eerste en wordt daarmee beloond voor haar afwachtende gedrag. Hoe groter de verschillen de in de toegepaste technieken en investeringskosten voor emissiereductie, hoe groter de problemen bij een initiële allocatie zullen zijn.

5.4

Economisch voordeel

Het totale economische voordeel van de toepassing van emissiehandel is afhankelijk van het handelsvolume en de verschillen in kosteneffectiviteit tussen de reductiemaatregelen. Het handelsvolume hangt op zijn beurt weer af van de mogelijkheid tot handel (zie paragraaf 5.1) en verhandelbare aandeel van de totale emissie.

--------------------------2: Het upstream-downstream probleem wordt veroorzaakt door de plaats van de emittent binnen het watersysteem met één overheersende stroomrichting. Wanneer een emittent op het meeste benedenstrooms punt van het systeem zijn emissie vermindert, heeft dit geen invloed op de immissiewaarde bovenstrooms van hem. Zijn emissiereductie is dus waardeloos binnen het handelssysteem. Voor deze emittent is het dus alleen maar mogelijk om emissierechten te kopen. Omgekeerd geldt dat het voor de meest bovenstrooms gelegen emittent alleen mogelijk is om rechten te verkopen (Keudel, 2007, p. 86).


Arcadis


figuur 11: Relaties haalbaarheidsaspect economisch voordeel

Verschil kosteneffectiviteit Hoe groter het verschil in kosteneffectiviteit, hoe groter de economische winst per verhandeld emissierecht. Grote verschillen in kosteneffectiviteit veroorzaken hogere winst en vergroten daarmee de meerwaarde van de emissiehandel als alternatief beleidsinstrument.

Verhandelbaar aandeel emissie Hoe groter het aandeel verhandelbare emissie, hoe groter het economische voordeel. Maar niet alle emissie is reguleerbaar en geschikt voor handel. Niet alle emissies kunnen namelijk toegekend worden aan emittenten. Sommige worden veroorzaakt door een te grote groep of slecht identificeerbare gebruikers. Overstorten vanuit het riool zijn bijvoorbeeld moeilijk aan individuele huishoudens toe te schrijven. Dit maakt emissies door riooloverstorten zeer lastig toerekenbaar. Deze bron van emissie kan dan ook niet opgenomen worden in een systeem van emissiehandel.


Arcadis


5.5 Het beoordelingskader In hoofdstuk drie en vier is uitgebreid ingegaan op de verschillende (inrichting-)aspecten van emissiehandel binnen het waterkwaliteitsbeheer. Hierbij is inzicht verkregen in de parameters die belangrijk zijn voor de verschillende haalbaarheidsaspecten van emissiehandel. Deze vier haalbaarheidsaspecten verhouden zich ieder op een eigen manier tot de verschillende factoren die in dit hoofdstuk besproken zijn. In figuur 12 is het totaal overzicht gepresenteerd waarop de haalbaarheid van emissiehandel in het Nederlandse waterbeheer beoordeeld wordt.

figuur 12: Het totale beoordelingskader


Arcadis


6 De casestudies Na het uitwerken van de theorie achter emissiehandel en het opstellen van het beoordelingskader, wordt in dit hoofdstuk emissiehandel toegepast op een tweetal casestudies in het waterkwaliteitsbeheer. De casestudies dienen een tweeledig doel. Aan de ene kant zijn zij geselecteerd als kansrijke toepassingsmogelijkheden voor een systeem van emissiehandel en dienen zij als illustratie. Anderzijds dienen de casestudies ook als instrument om de haalbaarheid van emissiehandel in praktijksituaties te onderzoeken. De resultaten uit de casestudies zullen in het brede perspectief van het Nederlandse waterbeheer worden gezet. Op deze manier wordt een betere kwalitatieve en kwantitatieve waardering van emissiehandel als alternatief milieubeleidsinstrument mogelijk gemaakt. Als eerste zal emissiehandel in nutriënten binnen de Zuidpolder als casus worden onderzocht. Te hoge concentraties nutriënten zijn nog steeds de oorzaak van de grootste waterkwaliteitsproblemen in Nederland (Ministerie van Verkeer & Waterstaat, 2008, p. 40). Belangrijkste groepen emittenten voor nutriënten zijn de rioolwaterzuiveringinstallaties (rwzi’s), de landbouw- en de glastuinbouwbedrijven. Er is bewust voor een polder met glastuinbouw gekozen, vanwege de hoge emissies door glastuinbouwbedrijven op lokale schaal. Daarnaast hebben glastuinbouwbedrijven een zakelijke en innovatieve insteek, die deze bedrijven extra geschikt maakt voor deelname aan emissiehandel. Deze casus is als polder representatief voor het grootste deel van de Nederlandse oppervlaktewatersystemen. In de tweede casus zal emissiehandel in koelwater op de Rijn onderwerp van studie zijn. Hoge oppervlaktewatertemperaturen vormen een steeds groter waterkwaliteitsprobleem. Daarnaast zijn de mogelijkheden voor emissiehandel met koelwater nog niet eerder onderzocht. Ook heeft een rivier als watersysteem andere toepassingsmogelijkheden voor emissiehandel dan een poldersysteem. In de bespreking van de casestudies zullen naast een algemene omschrijving van de casus, de waterkwaliteitssituatie en de verschillende factoren voor evaluatie in het beoordelingskader besproken worden. Uit de resultaten van deze factoren worden per casus conclusies getrokken over de haalbaarheid van emissiehandel als alternatief beleidsinstrument. Rol waterkwaliteitsmodellen De omvang van de invloedszone van emittenten en de gevoeligheid van een emissiehandelsysteem voor verandering in omgevingsomstandigheden zijn voorbeelden van eigenschappen van het watersysteem die de verschillende factoren uit het beoordelingskader beïnvloeden. In de beoordeling van deze factoren neemt het onderzoek met behulp van de waterkwaliteitsmodellen een centrale plaats in.

6.1 Nutriëntenhandel: Zuidpolder Delfland In de behandeling van de casestudie wordt gestart met een algemene beschrijving van nutriënten als verontreinigende stof in het oppervlaktewater. Hierna volgen de verschillende emittenten, reductiemaatregelen en het juridische kader waarin deze opereren. Ook wordt de gebiedsbeschrijving van de Zuidpolder gegeven en de waterkwaliteitssituatie besproken. Ten slotte worden de verschillende factoren uit het beoordelingskader besproken.

6.1.1 Nutriënten algemeen Nutriënten zijn die fosfor- en stikstofhoudende stoffen die in de natuurlijke fosfor- en stikstofkringlopen voorkomen. Fosfor en stikstof zijn natuurlijke systeemeigen stoffen die op verschillende manieren kunnen worden afgebroken. Zij behoren hiermee tot de assimalitieve verontreiniging. 27 Technische Universiteit Delft

Arcadis


figuur 13: De stikstofkringloop (www.bioplek.org)

In figuur 13 is de kringloop met alle natuurlijke stikstofprocessen te zien. De aard van de afbraakprocessen is belangrijk voor de haalbaarheid van emissiehandel en wordt onder de emissie-immissie relatie verder uitgediept.

6.1.2 De emittenten Nutriënten in het oppervlaktewater kennen verschillende bronnen. Niet elke bron van nutriënten is toe te schrijven aan een eenduidige rechtspersoon en is daarmee geschikt voor emissiehandel. De bronnen waarvoor dit wel mogelijk is, worden in deze paragraaf als emittenten besproken. Dit zijn de landbouwbedrijven, de glastuinbouwbedrijven en de rwzi’s. In de Zuidpolder bevindt zich geen rwzi, maar in veel andere poldersystemen leveren rwzi´s een grote bijdrage de totale stikstof- en fosfaatbelasting van het watersysteem. Per categorie emittenten wordt hier de aard van emittenten en de mogelijke reductiemaatregelen besproken. Landbouw Emissie van nutriënten uit de landbouw vindt vooral plaats door het meemesten en uitspoeling. Bij meemesten komen de meststoffen bij het uitrijden van de mest direct in het oppervlaktewater terecht. Uitspoeling van nutriënten treedt op bij onverharde oppervlakten zoals bouwland, grasland en natuur. In de casus van de Zuidpolder is vooral sprake van grasland en natuur. De hoeveelheid uitspoeling hangt sterk af van het grondgebruik, de bemesting, de bodemsoort en de hydrologische omstandigheden. De emissie van nutriënten wordt beperkt door de maximale belasting van landbouwgrond met meststoffen uit de Nitraatrichtlijn. Mogelijke maatregelen Reductie van de emissie vanuit de landbouw kan gerealiseerd worden door de aanleg van bufferstroken. Bufferstroken zijn de buitenste randen van landbouwpercelen die bewust niet bemest en niet ingezaaid worden. Enerzijds vangen de bufferstroken de (kunst)mest op die normaal direct in de sloot terecht was gekomen, anderzijds wordt ook de indirecte lozing van meststoffen tegengegaan doordat de begroeiing van de bufferstroken de uitspoeling van nutriënten reduceert. 28 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Glastuinbouw In de glastuinbouw zijn twee teelttechnieken te onderscheiden: de teelt op volle grond en de substraatteelt. Bij teelt op volle grond worden de gewassen in de bestaande bodem geteeld. Het nutriëntrijke overtollige bevloeiingswater komt bij deze teeltwijze, via de bodem in het oppervlaktewater terecht. Soms wordt een drainagestelsel gebruikt, waardoor een gedeelte van het bevloeiingswater hergebruikt kan worden. Bij substraatteelt bevindt zich een betonnen vloer in de kas waarop de kunstmatige voedingsbodem, het substraat, is aangebracht en de gewassen worden geteeld. De vloer maakt het mogelijk het bevloeiingswater her te gebruiken. Het overtollige water kan op het riool of op het oppervlaktewater worden geloosd. In figuur 14 is te zien hoe lozingssituatie voor de verschillende glastuinbouwbedrijven in Nederland verdeeld is.

figuur 14: Percentuele verdeling lozingssituatie naar aantal glastuinbouwbedrijven (CIW, 1998, p.2)

De verdeling van de emissies over deze verschillende teelttechnieken en gewassen vertoont grote variaties. Er is geen duidelijk verband tussen de teelttechniek en het verbouwde gewas enerzijds en de hoogte van de emissie anderzijds aan te wijzen. De glastuinbouwbedrijven hebben bij dezelfde teeltwijze en gewassoort dus onderling grote verschillen in emissiewaarden. Mogelijke maatregelen De grote onderlinge verschillen in emissies bij dezelfde productieprocessen duiden op het feit dat in de glastuinbouw nog een grote slag gemaakt kan worden in het reduceren van emissies. Met geringe investeringen zullen grote reducties gerealiseerd kunnen worden. Daarnaast bestaat ook de mogelijkheid om de rioolcapaciteit te vergroten of nieuwe riolering aan te leggen, zodat alle glastuinbouwbedrijven op het riool kunnen worden aangesloten. Het hoogheemraadschap Delfland heeft tot deze laatste maatregel besloten en wil in 2012 alle glastuinbouwbedrijven hebben aangesloten op de riolering. Dit betekent dat de glastuinbouwers in de Zuidpolder in de toekomst niet meer direct lozen op het oppervlaktewater en daarmee ook niet kunnen deelnemen aan emissiehandel. In het kader van de haalbaarheid van emissiehandel in watersystemen buiten het beheersgebied van Hoogheemraadschap Delfland, worden de glastuinbouwbedrijven in dit onderzoek toch als potentiële handelspartners meegenomen.


Arcadis


Rwzi’s De laatste groep emittenten die een grote bijdrage levert aan de nutriëntenbelasting in Nederland zijn de rwzi’s (Ministerie van Verkeer & Watersstaat, 2008). Rwzi’s zijn eigendom van de waterschappen en zuiveren het afvalwater dat via de gemeentelijke rioolstelsels wordt afgevoerd. Mogelijke maatregelen De emissie van nutriënten uit rwzi’s kan worden gereduceerd door de toepassing van een extra zuiveringsstap. Hiervoor kunnen verschillende technieken gebruikt worden. Kenmerkend voor deze maatregel is de stapgrootte. De toepassing van een extra zuiveringstap resulteert in een sprong in het zuiveringsrendement. Daarnaast heeft deze maatregel een permanent karakter. De vaste kosten van rwzi’s zijn hoog in verhouding tot de variabele kosten. Tijdelijke uitschakeling van de extra zuiveringsstap is dan ook geen optie.

6.1.3 Juridisch kader In deze subparagraaf wordt per groep emittenten de huidige regelingen voor emissies besproken. Hierbij wordt vooral gekeken of deze regelingen beperkend voor emissiehandel zijn. Landbouw Landbouwbedrijven hebben over het algemeen geen lozingsvergunningen nodig, maar vallen onder het Lozingenbesluit open teelt en veehouderij. In dit lozingenbesluit zijn algemene regels opgenomen voor de bedrijfsvoering van landbouwbedrijven. Het besluit dient de emissies vanuit deze bedrijven te minimaliseren. Daarnaast gelden er voor landbouwbedrijven mestwetgeving, die resulteert in de instelling van gebruiksnormen. De gebruiksnormen stellen een maximum aan de hoeveelheid mest en hoeveelheid stikstof en fosfor die per hectare mag worden opgebracht. Zowel het lozingsbesluit als de mestwetgeving vormt geen directe belemmering voor deelname aan emissiehandel voor landbouwbedrijven. Glastuinbouw De emissies en gebruiksnormen voor glastuinbouwbedrijven zijn geregeld in het Besluit glastuinbouw. In deze AmvB is vastgelegd hoeveel energie en voedingstoffen in de glastuinbouw gebruikt mogen worden. Daarnaast stelt het Besluit glastuinbouw regels en voorwaarden aan de lozingen van glastuinbouwbedrijven op het riool en oppervlaktewater. Glastuinbouwbedrijven mogen op zowel het riool, als het oppervlaktewater lozen. Voor lozingen op het oppervlaktewater die potentieel schade kunnen toebrengen aan het de waterkwaliteit is toestemming van het Wvo-bevoegd gezag noodzakelijk. Maar het Besluit glastuinbouw stelt vooral de kaders, waar het Wvo-bevoegd gezag de ruimte krijgt om eigen beleid op de emissies van glastuinbouwbedrijven water te voeren. Het Besluit glastuinbouw werpt dan ook geen belemmering voor emissiehandel met glastuinbouwbedrijven op. Rwzi’s Voor rwzi’s geldt de Europese Richtlijn stedelijk afvalwater. De richtlijn is geïmplementeerd in het Lozingsbesluit Wvo stedelijk afvalwater. Het lozingenbesluit verplicht waterschappen om in het totale beheersgebied over een jaar gemiddeld minimaal 75% van de binnenkomende stikstof en fosfaat te verwijderen (91/271/EEG). Deze 75% rendementseis vormt een beperking op de emissiehandel in nutriënten. Rwzi’s worden namelijk gezien als potentiële kopers van nutriënten. Door de Richtlijn stedelijk afvalwater zullen de rwzi’s echter ook zelf hun water tot op een vrij hoog niveau moeten zuiveren en kunnen zij minder rechten aankopen.


Arcadis


6.1.4 Zuidpolder & waterkwaliteitstoestand De Zuidpolder van Delfgauw heeft een oppervlakte van ongeveer 1100 hectare en ligt ten Zuidoosten van Delft en ten Zuiden van Delfgauw. De polder kent een gemengd grondgebruik met grasland, glastuinbouw, woningbouw (een Vinexlocatie), een bedrijventerrein en tot slot de campus van de TU Delft. De ondergrond van de polder bestaat hoofdzakelijk uit lichte klei (Tauw, 2001, p.7 ).

figuur 15: Schematisatie Sobek met alle lozingspunten

In het kader van de Kaderrichtlijn Water heeft het Hoogheemraadschap Delfland in de Zuidpolder de waterkwaliteittoestand in kaart gebracht. De gemeten stofconcentraties overschrijden de waterkwaliteitsnorm. Daarom heeft Hoogheemraadschap Delfland in de Zuidpolder met behulp van een waterkwaliteitsmodel de effecten van verschillende maatregelen en autonome ontwikkelingen op de waterkwaliteit onderzocht. Belangrijkste probleemstoffen in de Zuidpolder zijn de nutriënten stikstof en fosfor. De stikstofconcentratie in de Zuidpolder zal pas bij een groot aantal maatregelen onder de norm van het zomergemiddelde (1,8mg/L) komen. De fosfaatconcentratie bereikt zelfs in geen van de scenario’s de vereiste 0,3 mg/L (Hoogheemraadschap Delfland, 2007, p.2). Veel emissies binnen de Zuidpolder zijn neerslagafhankelijk. Het grootste deel van de afvoer van nutriënten in de Zuidpolder vindt dan ook plaats in winterhalfjaar. In de zomer wordt juist water ingelaten. Ook de waterkwaliteitsprocessen in de polder zijn afhankelijk van omgevingsomstandigheden zoals de temperatuur of de aanwezigheid van waterplanten. 31 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Deze variatie in omgevingsomstandigheden maakt dat de concentraties van stikstof en fosfor variëren over het seizoen. In figuur 16 is de waterkwaliteit over het hele seizoen op drie verschillende plaatsen in de polder te zien. Naast het KRW-meetpunt is het verloop van de stikstofconcentratie in het noordelijke gemaal (meetpunt 2) en midden in het kassengebied (meetpunt 1) afgebeeld (zie figuur 15). Uit deze figuur valt op te maken dat de concentraties stikstof in de zomer gemiddeld lager is dan in de winter. Naast deze variatie over het seizoen valt vooral het piekachtig karakter van het concentratieverloop op. De pieken worden veroorzaakt door regenbuien die een grote uitspoeling van nutriënten veroorzaken. Uit deze figuur blijkt ook dat het KRW-meetpunt representatief kan zijn voor de waterkwaliteitssituatie voor de polder als geheel, maar dat er lokaal grote verschillen in de waterkwaliteit optreden. Graph for parameter TotN TotN KRWmeetpunt TotN receptorpunt1 TotN receptorpunt2

18 16 14 12 10 8 6 4 2

10-2-1995

11-4-1995

10-6-1995

9-8-1995

8-10-1995

7-12-1995

Water quality calculation Sobek-WQ

figuur 16: Variatie waterkwaliteit naar plaats en tijd

De vier belangrijkste bronnen van nutriënten in de Zuidpolder zijn de glastuinbouw, uitspoeling uit het onverharde gebied, het ingelaten water en de afspoeling van verhard oppervlakte. Om een idee te geven van de bijdrage uit verschillende soorten grondgebruik is in tabel 1 een overzicht van het grondgebruik en in figuur 17 een overzicht van de verdeling van inkomende stikstofvracht gegeven. tabel 1 Verdeling landgebruik en oppervlaktebelasting Agrarisch Grondgebruik grasland Open water

Oppervlakte (ha)

700

56

Verhard oppervlak

Glastuinbouw

207

121


Arcadis


GLASTUINBOUW EFFLUENTENRWZI VERHARD NAAR OPENWATER UITSPOELING ONVERHARD BELASTING OPENWATER INLAAT PROCESSEN IN BERGING IN

figuur 17: Bronnen stikstof in systeem, totaal 48 ton op jaarbasis

De gebruikte waarden voor de oppervlaktebelasting voor de verschillende vormen van grondgebruik stammen uit de literatuur. Vooral de glastuinbouwsector kent een hoge oppervlaktebelasting van nutriënten. In de herkomst van stikstof valt op dat de glastuinbouw, het ingelaten water en de uitstroming uit onverhard oppervlak, ieder ongeveer een derde van de totale jaarlijkse stikstofvracht veroorzaken. Stikstof verdwijnt voor het grootste deel via het uitgemalen water uit het systeem. Maar ook de opname van stikstof door de waterbodem heeft een groot aandeel in de totale stikstofverwijdering. De verdeling van fosfaat over de verschillende soorten emittenten in het KRW-meetpunt laat een verglijkbaar resultaat zien Ondanks het grote aandeel van het ingelaten water op de concentraties van nutriënten in het oppervlaktewater, stamt nog steeds meer dan de helft van de nutriënten uit (gedeeltelijk) reguleerbare bronnen. De emissie vanuit de glastuinbouw en uit landbouwgronden zijn hiervan de belangrijkste, omdat deze emittenten geschikt zijn voor deelname aan emissiehandel.

6.1.5 Onderzoek waterkwaliteitsmodel In het onderzoek naar de haalbaarheid van emissiehandel in de Zuidpolder is gebruik gemaakt van een Sobek waterkwaliteitsmodel dat beschikbaar is gesteld door het Hoogheemraadschap Delfland. Met dit model is inzicht verkregen in de variaties van nutriëntenconcentraties naar tijd en plaats binnen het poldersysteem. Belangrijker nog, was de rol van het model in het onderzoek naar de handelsfactoren binnen de Zuidpolder. De handelsfactoren zijn bepaald met behulp van retentiefactoren. De retentiefactor is een maat voor de hoeveelheid stikstof of fosfaat, die na een bepaalde verblijftijd in het watersysteem achterblijft. Hoe hoger de retentiefactor hoe meer nutriënten worden afgebroken of omgezet. De Klein e.a., hebben op basis van een deterministisch waterkwaliteitsmodel een metamodel afgeleid voor de verblijftijd van nutriënten in een laaglandbeek, ondiep meer en rivier (2006). Het metamodel van Klein bevat zowel een eerste- als een nulde-orde afbraakterm:

en:


Arcadis


C concentratie (mg/l) Cin bovenstroomse concentratie (mg/l) K0 nulde orde afbraakterm (1/d) K1 eerste orde afbraakterm (1/d) T tijdstip (dag) R retentie (-)

In de retentievergelijking wordt k0 / Sin vervangen door ka, waarmee de bepaling van retentie onafhankelijk wordt van de instroomconcentratie Sin. De invloed van waterplanten op retentie wordt daarnaast uitgedrukt in de factor M (www.krw-verkenner.nl). De uiteindelijke retentievergelijking resulteert in:

De waarde van retentiefactor en daarmee handelsfactor wordt dus bepaald door het type waterlichaam, het seizoen, het optreden van nalevering en het type nutriënt. Daarnaast is de aanwezigheid van waterplanten in het waterlichaam bepalend voor de retentie van nutriënten in een waterlichaam. Berekening handelsfactoren Om de handelsfactoren te bepalen is in het waterkwaliteitsmodel voor elk lozingspunt met behulp van tracers de gemiddelde verblijftijd van de emissies in het zomerseizoen bepaald. Met behulp van deze verblijftijden is vervolgens voor elke lozingspunt de retentiefactor berekend.

6.1.6 Factoren uit beoordelingskader Nu de algemene theorie over nutriënten geschetst is, worden in deze paragraaf de waarden voor de factoren uit het beoordelingskader besproken. In deze paragraaf zijn de handelsfactoren zoveel mogelijk gegroepeerd per haalbaarheidsaspect. In de conclusies van deze paragraaf wordt uiteindelijk per haalbaarheidsaspect de beoordeling in deze casestudie gegeven. Verschil kosteneffectiviteit De kosteneffectiviteit van de verschillende mogelijke reductiemaatregelen zijn in tabel 2 weergegeven. Deze waarden zijn de resultaten uit bijlage I. In deze bijlage worden de verschillende reductiemaatregelen uitgediept. Alle kosten zijn teruggebracht tot het bedrag voor de emissiereductie van één kilo stikstof per jaar. tabel 2: Kosteneffectiviteit stikstof verschillende emittenten

Effectiviteit (euro/kg/jr.)

Landbouw 7,5-100

Glastuinbouw 193

Rwzi’s 57-91

Voor landbouw zien we een grote variatie in kosteneffectiviteit. De variatie wordt veroorzaakt door de grote verschillen die bufferstroken kunnen hebben op de uitspoeling van nutriënten. Voor de glastuinbouw zijn de kosten van het aansluiten van een glastuinbouwbedrijf op het riool berekend. De kosten zijn verdeeld over de constructiekosten van de aansluiting en de 34 Technische Universiteit Delft

Arcadis


zuiveringskosten van het geloosde afvalwater in de rwzi. Tot slot is ook een overzicht van de kosteneffectiviteit van de verschillende nazuiveringstechnieken in rwzi’s gecreëerd. Hard emissieplafond De waterkwaliteitsnorm wordt per waterlichaam in het kader van de KRW vastgesteld door de waterbeheerder. Voor nutriënten gaat het hier om seizoensgemiddelde waarden. Dit betekent dat tijdelijke overschrijdingen worden geaccepteerd. De seizoensgemiddelde waarde functioneert echter nog steeds als harde grens over een langere periode. De seizoensgemiddelde norm biedt dus een goede basis voor het vaststellen van een hard emissieplafond. Toerekenbaarheid Het effect van extra zuiveringsmaatregelen bij een rwzi is goed te meten en toe te rekenen. Bij glastuinbouwbedrijven ligt deze toerekenbaarheid complexer. Een groot deel van de bedrijven dat op het oppervlaktewater loost, past grondgebonden teelt toe. Dit betekent dat ten minste een deel van de emissies diffuus en dus lastig te meten is. Bedrijven die werken met substraatteelt lozen veelal via een vast punt op het oppervlaktewater. Dit maakt de toerekenbaarheid van de gerealiseerde maatregelen bij deze teeltwijze wel goed mogelijk. Voor landbouwbedrijven is het ook problematisch om het emissie-effect van bufferstroken toe te wijzen. De effecten van bufferstroken treden pas na langere tijd op en zijn moeilijk meetbaar (zie bijlage I). Alleen het toeschrijven van het meest conservatieve effect van bufferstroken leidt tot een goede garantie van de waarborg van de waterkwaliteit bij de inzet van bufferstroken. De waterkwaliteit wordt bij het toepassen van een dergelijke conservatieve waarde gewaarborgd en zal in het merendeel van de transacties zelfs verbeteren. Aantal emittenten In de Zuidpolder bevindt zich 700 hectare grasland. Het gemiddelde bedrijf met grasland heeft een omvang van ongeveer 30 hectare (Berkhout & Bruchem, 2007, p. 204). Dat resulteert voor de Zuidpolder in ruim 20 graslandbedrijven. De totale glastuinbouwoppervlakte in de polder is 120 hectare. Met een gemiddelde bedrijfsomvang van twee hectare voor het Westland geeft dat 60 glastuinbouwbedrijven (www.cbs.nl). Er zijn dus ruim voldoende emittenten voor handel aanwezig. Handelsfactoren De handelsfactor verdisconteert het verschil in emissie-immissie relatie van emittenten die zich op verschillende plaatsen in het handelssysteem bevinden. In het begin van deze paragraaf is besproken dat bij de vaststelling van de handelsfactoren gebruik wordt gemaakt van retentiefactoren. De retentiefactor is een maat is voor het aandeel nutriënten dat na een bepaalde verblijftijd nog aanwezig is in het watersysteem Niet de absolute hoogte, maar de verschillen tussen handelsfactoren veroorzaken een belemmering in de handelsmogelijkheid en ongelijke uitgangsposities tussen emittenten. Door de relatief lange verblijftijden (20 tot 300 dagen) voor de lozingspunten in de Zuidpolder, liggen de retentiefactoren van de verschillende emittenten dicht bij elkaar. Zouden de kortste verblijftijden in het systeem slechts enkele dagen bedragen dan zouden de verschillen tussen de retentiefactoren aanzienlijk groter zijn. Het waterkwaliteitsmodel heeft als resultaat de zomergemiddelde verblijftijd van nutriënten in het watersysteem. De verblijftijd moet via de retentiefactor worden omgezet in de handelsfactor. De handelsfactor wordt gedefinieerd als de verhouding tussen het effect van de oorspronkelijke emissie in het receptorpunt en de oorspronkelijke emissie. Dit betekent dat wanneer de retentiefactor voor een lozingspunt hoog is (d.w.z. het grootste deel van de emissie wordt afgebroken in het systeem), de handelsfactor voor de emittent op dit lozingspunt ook hoog is. 35 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Voor alle verschillende lozingspunten in de Zuidpolder zijn de handelsfactoren ten opzichte van het KRW-meetpunt bepaald. Dit is gedaan voor zowel stikstof als fosfaat en in een modelsituatie met en zonder waterplanten. tabel 3: Handelsfactoren per emittent t.o.v. KRW-meetpunt met planten

gemengd

zonder planten

stikstof

fosfaat

stikstof

fosfaat

stikstof

fosfaat

gemiddeld

2,1

8,1

1,4

1,3

1,6

1,6

standaarddeviatie

0,67

6,41

0,16

0,10

0,28

0,28

In tabel 3 staat de handelsfactoren per emittent voor zowel stikstof als fosfor in een watersysteem met waterplanten, zonder waterplanten en een gemengd systeem weergegeven. De gegeven waarden zijn de zomergemiddelde waarden van in totaal 30 lozingspunten verspreid over de totale polder. In bijlage III zijn de waarden voor de handelsfactoren per lozingspunt terug te vinden. Uit de tabel blijkt een groot verschil in spreiding van de handelsfactoren van fosfaat ten opzichte van stikstof in een watersysteem met waterplanten. Voor stikstof bedraagt de standaarddeviatie 0,67, terwijl de standaarddeviatie van fosfor tien keer zo groot is. Dit verschil in spreiding wordt veroorzaakt door het verschil in de waarden van de asymptoten waar de retentiefactor naar convergeert. In het geval van fosfor convergeert de retentiefactor naar één, terwijl stikstof naar een 0,9 convergeert (zie figuur 18).

1 0,9

retentiefactor

0,8 0,7

fosfor

0,6

stikstof

0,5 0,4 0,3 0,2 0

20

40

60

80

100

120

verblijftijd (dagen)

figuur 18: Verband verblijftijd- retentiefactor in laaglandbeek voor fosfor en stikstof, zonder nalevering, met waterplanten

Deze waarde van asymptoot voor fosfor resulteert bij langere verblijftijden in zeer hoge handelsfactoren, terwijl de waarde van de handelsfactoren voor stikstof over een langere verblijftijd veel minder hard stijgt. Het verschil in de ontwikkeling van handelsfactoren tussen stikstof en fosfor is in figuur 19 goed te zien.


Arcadis


40 35

Handelsfactor

30 25 Fosfor

20

Stikstof

15 10 5

99

92

85

78

71

64

57

50

43

36

29

22

8

15

1

0

Verblijftijd (dagen)

figuur 19: Handelsfactoren stikstof en fosfor t.o.v. verblijftijd, watersysteem met waterplanten

Uit de modelresultaten blijkt ook dat de (gemiddelde) verschillen tussen de handelsfactoren voor een watersysteem zonder waterplanten aanzienlijk kleiner zijn, dan in een situatie met waterplanten (zie tabel 3). Dit verschil wordt veroorzaakt door hetzelfde effect als het verschil in spreiding van handelsfactoren tussen stikstof en fosfor. Een systeem zonder waterplanten lijkt dus goed geschikt voor emissiehandel, terwijl in een systeem met waterplanten de spreiding in handelsfactoren zo groot is, dat emissiehandel sterk beperkt wordt. De aanwezigheid van waterplanten is plaatsen seizoensgebonden. In de Zuidpolder zullen sommige delen van het watersysteem wel en andere delen geen waterplanten bevatten. Voor de spreiding in handelsfactoren mogen we dus uitgaan van het gemengde watersysteem. De standaarddeviatie van de handelsfactoren bedraagt in dat geval 0,28. In vergelijking met de verschillen in kosteneffectiviteit, is dit een lage waarde. Voor emissiehandel in de Zuidpolder kan dan ook worden volstaan met het KRW-meetpunt als het enige receptorpunt. Vaststelling handelsfactoren Eerder in de paragraaf hebben we vastgesteld dat door het gebruik van een zomer- en wintergemiddelde waterkwaliteitsnorm ook het emissieplafond over het gehele seizoen constant zal zijn. Dit betekent dat ook de handelsfactoren op seizoensbasis vastgesteld mogen worden. Handelsfactoren kunnen dus, net als voor het emissieplafond, exogeen vastgesteld worden. Gedurende het seizon zijn tussentijdse aanpassingen aan de omgevingsomstandigheden niet nodig. Variatie emissie-immissie relatie Zowel de stikstof- als de fosforkringloop is complex en bestaat uit veel verschillende processen en stoffen. Voor emissiehandel is van belang hoe de relatie tussen de emissie en de immissie van nutriënten binnen het watersysteem beschreven kan worden. De waterkwaliteitsprocessen worden beïnvloed door factoren als temperatuur, stroomsnelheid, verblijftijd, lichtinval en ecologische activiteit in het oppervlaktewater. Al deze omgevingsomstandigheden veranderen met de tijd en de emissie-immissie relatie in een watersysteem fluctueert dan ook voortdurend. Deze snelle fluctuaties vormen een obstakel voor het hanteren van een vast emissieplafond. Door het gebruik van seizoensgemiddelde waarden, worden tijdelijke fluctuaties in de emissie37 Technische Universiteit Delft

Arcadis


immissie relatie uitgemiddeld. Voor emissiehandel betekent dit dat de emissie-immissie relatie als constant verondersteld mag worden. Handelsvolume De totale hoeveelheid emissie die voor handel beschikbaar is wordt bepaald door de mogelijkheden voor reductie van de emissies vanuit de rwzi’s, het reduceerbaar aandeel van emissies uit landbouwgrond en de totale emissie van glastuinbouwbedrijven. De maximale absolute reductie door de aanleg van bufferstroken op grasland bedraagt 0,45 ton stikstof per jaar. Dit is de totale hoeveelheid geëmitteerde stikstof in de Zuidpolder vermenigvuldigd met het reductiepercentage van bufferstroken (zie bijlage I). De totale stikstofemissie van glastuinbouwbedrijven bedraagt 17 ton. In de Zuidpolder bevinden zich geen rwzi. Mocht er wel een rwzi in de Zuidpolder aanwezig zijn, dat worden de handelsmogelijkheden beperkt door het minimale zuiveringsrendement van 75% uit de Richtlijn stedelijk afvalwater. Door het besluit van het hoogheemraadschap Delfland om alle glastuinbouwbedrijven aan te sluiten op het riool, blijven alleen de landbouwbedrijven als potentiële handelspartners over. Hiermee is het maximaal verhandelbare debiet beperkt tot deze 0,45 ton stikstof. Organisatie emittenten Zowel de glastuinbouw- als de overige landbouwbedrijven zijn vaak aangesloten bij vakorganisaties en hebben een hoge organisatiegraad. Deze landbouwbedrijven weten elkaar te vinden. Deze groepen emittenten hebben echter beperkt inzicht in hun eigen emissiesituatie en de kosten van reductiemaatregelen. Deze informatie is wel benodigd wanneer de emittenten willen gaan handelen. De transactiekosten voor het in kaart brengen van de eigen situatie en mogelijkheden zullen dus relatief hoog zijn. Initiële allocatie Een lastig punt bij zowel de landbouw als glastuinbouw is de initiële allocatie van rechten. Worden deze rechten toebedeeld op basis van historische lozingen, dan betekent dit dat glastuinbouwers met hoge emissies door een onzorgvuldige bedrijfsvoering veel rechten toebedeeld krijgen. Bedrijven die in het verleden meer op emissiereductie gericht zijn geweest en lagere emissies hadden krijgen binnen dit systeem juist minder rechten. De aanwezige verschillen in toegepaste technieken en in bedrijfsvoering zijn bij de initiële allocatie dus een bron van discussie en wrijving tussen emittenten. Dit komt het draagvlak voor emissiehandel niet ten goede.

6.1.7 Conclusies Zuidpolder Mogelijkheid tot handel In de vergelijking van de kosteneffectiviteit tussen verschillende emissiereducerende maatregelen, kunnen we concluderen dat het aansluiten van glastuinbouwbedrijven op de riolering de duurste en dus minst kosteneffectieve reductiemaatregel is. In de Zuidpolder bevindt zich geen rwzi, maar in zijn algemeenheid is de realisatie van een extra zuiveringsstap bij een rwzi relatief kosteneffectief. De kosteneffectiviteit van de aanleg van bufferstroken is het beste, maar vanwege de grote onzekerheid in effectiviteit, moet voor een goede waarborg van de waterkwaliteit worden uitgegaan van de meest conservatieve waarde. De aanleg van bufferstroken ontloopt, wat betreft kosteneffectiviteit, de constructie van een extra zuiveringsstap niet veel. De mogelijkheden tot handel tussen landbouwbedrijven en rwzi’s zijn dus beperkt. De potentie voor handel tussen glastuinbouwbedrijven en de overige emittenten is groot, dankzij de lage kosteneffectiviteit van maatregelen in glastuinbouwbedrijven. Maar het besluit van het Hoogheemraadschap Delfland om alle glastuinbouwbedrijven aan te sluiten op de riolering is al genomen en gedeeltelijk uitgevoerd. 38 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Emissiehandel tussen glastuinbouwbedrijven en landbouwbedrijven of rwzi’s is in de Zuidpolder dan ook geen optie. Daarnaast hebben we gezien dat de verschillen tussen handelsfactoren in de Zuidpolder klein zijn. Vanwege deze kleine verschillen volstaat uit het oogpunt van emissiehandel, het gebruik van één receptorpunt. De waterbeheerder kan ervoor kiezen om lokale overschrijdingen van de waterkwaliteit te ondervangen door de inzet van extra receptorpunten. De toerekenbaarheid van rwzi’s is goed, terwijl voor glastuinbouwbedrijven de toerekenbaarheid afhangt van de teelt- en lozingswijze. In de landbouw is de toerekenbaarheid juist als slecht aan te merken. Ook hebben we gezien dat de seizoensgemiddelde norm voor fosfor- en stikstof concentraties een goede basis vormt voor een strak emissieplafond. Voor de mogelijkheid tot handel in de Zuidpolder kunnen we concluderen dat de geringe toerekenbare verschillen in kosteneffectiviteit, in combinatie met de slechte toerekenbaarheid van veel emittenten, de mogelijkheid tot handel in de Zuidpolder minimaliseren. Niveau transactiekosten Voor een emissiehandelsysteem in de Zuidpolder is maar één receptorpunt nodig. De emissieimmissie is aan variatie onderhevig, maar dankzij de seizoensgemiddelde waterkwaliteitsnorm kan het emissieplafond ook op basis van seizoensgemiddelde waarde gehandhaafd worden. De handelsfactoren worden exogeen vastgesteld. De omstandigheden in Zuidpolder leiden dus tot een eenvoudig handelssysteem met lage transactiekosten. De landbouw- en glastuinbouwbedrijven hebben weinig inzicht in zowel hun emissiesituatie, als de kosteneffectiviteit van reductiemaatregelen. Om transacties mogelijk te maken zullen deze eerst in kaart gebracht moeten worden. Dit leidt tot extra transactiekosten. Draagvlak onder emittenten We hebben gezien dat de te verwachten problemen met de initiële allocatie en de slechte toerekenbaarheid van emissie(-reducties) afbreuk doen aan het draagvlak onder emittenten. De relatief lage handelsfactoren kunnen dit effect niet compenseren. Het verwerven van voldoende draagvlak voor emissiehandel onder de emittenten zal dan ook moeizaam zijn. Economisch voordeel De mogelijkheid tot handel in de Zuidpolder is dus minimaal. Zelfs in het hypothetische geval dat de verschillen in kosteneffectiviteit tussen emittenten groot genoeg zijn voor handel, zal het totale economische voordeel beperkt blijven. Het handelsvolume door de aanleg van bufferstroken bedraagt in de Zuidpolder namelijk slechts 450 kilo stikstof per jaar. Met een hypothetisch verschil in kosteneffectiviteit van 50 euro per kg stikstof per jaar, betekent dit een totale winst in kosteneffectiviteit van maximaal 22.500 euro op jaarbasis. Voor de totale maatschappelijke winst moeten van dit bedrag nog de transactie-, investerings- en onderhoudkosten van het handelssysteem worden afgetrokken. Conclusie Zuidpolder Handel tussen landbouw en rwzi’s zal niet plaatsvinden door lage verschillen in kosteneffectiviteit en de slechte toerekenbaarheid van veel emittenten. Daarnaast werpen ongunstige omstandigheden voor het draagvlak extra obstakels op voor een succesvolle toepassing van emissiehandel in de Zuidpolder.


Arcadis


6.2

Emissiehandel in koelwater op de Rijn

In deze paragraaf wordt emissiehandel als beheersinstrument voor de maximale watertemperatuur in de Rijn besproken. Allereerst zullen de processen van (kunstmatige) opwarming van oppervlaktewater in het algemeen worden bestudeerd. Vervolgens komen de reductiemaatregelen en het juridische kader aan bod. Als laatste worden de vier haalbaarheidsaspecten door middel van de verschillende factoren uit het beoordelingskader onderzocht.

6.2.1 Koelwater algemeen De oppervlaktewatertemperatuur kan op drie manieren worden beïnvloed. Ten eerste is er de natuurlijke weg waarop oppervlaktewater aan temperatuursuitwisseling bloot staat. Het oppervlaktewater wisselt vooral warmte uit met de atmosfeer. De omvang van deze uitwisseling wordt bepaald door de meteorologische parameters zon, wind, luchtvochtigheid en temperatuur. Daarnaast kan oppervlaktewatertemperatuur beïnvloed worden door instroom van grondwater of laterale debieten. Ten slotte kan de watertemperatuur door koelwaterlozingen kunstmatig verhoogd worden. Koelwaterlozingen hebben een lokale en een globale component met bijbehorende processen. Door een koelwaterlozing zal lokaal een mengzone tussen koel- en oppervlaktewater ontstaan. Deze mengzone bestaat uit koelwater dat zich door turbulente menging steeds meer met het ontvangende oppervlaktewater mengt en zo de warmte-energie verspreid. Globaal zal de lozing resulteren in een kunstmatig verhoogde temperatuur voor het gehele oppervlaktewaterlichaam. Deze kunstmatige opwarming neemt af naar tijd en plaats door twee verschillende processen. Het eerste proces is verdunning en het tweede is het verlies van de kunstmatig toegevoegde warmte door uitwisseling met de atmosfeer. Verdunning betekent dat dezelfde hoeveelheid kunstmatige toegevoegde warmte over een steeds groter volume water moet worden verdeeld. Een eenheid geloosde warmte meer bovenstrooms in de Rijn, leidt door het lagere debiet tot hogere immissiewaarden, dan dezelfde lozing meer benedenstrooms. Atmosferische uitwisseling leidt tot een afname van de immissiewaarde met de tijd en, in het geval van de Rijn, ook met de plaats (Icke e.a., p.4-9, 2005). In het vervolg van de casestudie zal gefocussed worden op de globale opwarming van het waterlichaam ten gevolge van de koelwaterlozingen. De lokale component is belangrijk in het voorkomen van hotspots, maar niet direct van belang in emissiehandel.

6.2.2 De emittenten Langs het hele stroomgebied van de Rijn en haar belangrijkste zijrivieren staan energiecentrales en industriële installaties. De koelsystemen van deze installaties zijn op hoofdlijnen onder te verdelen in doorstroom- en circulatiesystemen. In een doorstroomsysteem wordt oppervlaktewater ingenomen dat via een warmtewisselaar voor de koeling in de installatie voorziet. Vervolgens wordt dit water direct weer op het oppervlaktewater geloosd. Koeling in circulatiesystemen wordt bereikt door koelwater dat wordt rondgepompt en afkoelt door verdamping over een groot oppervlak. Dit gebeurt bij grote installaties meestal met behulp van koeltorens. Oppervlaktewaterverwarming vindt dus hoofdzakelijk plaats bij doorstroomsystemen, hier wordt alle warmte uit de installatie overgebracht op het oppervlaktewater. Bij circulatiesystemen verdwijnt bijna alle warmte door verdamping, slechts 2 procent wordt afgevoerd via het restant circulatiewater dat geloosd wordt (CIW, 2004, p. 17).


Arcadis


6.2.3 Juridisch kader De vergunningen voor thermische lozingen vallen onder de Best Beschikbare Techniek-regeling uit de IPPC-richtlijn. De waterbeheerder stelt in Nederland met behulp van de Beoordelingssystematiek Warmtelozingen eisen aan de inrichting van koelwaterinstallaties (CIW, 2004). In de toepassing van emissiehandel op koelwater gaat het over het vraagstuk van de alternatieve verdeling van de lozingsreducties. Emissies zullen alleen worden gereduceerd, niet verhoogd. Vergunningen hoeven daarom niet open gebroken te worden. Emissiehandel kan dus zonder problemen binnen het huidige vergunningstelsel worden opgezet.

6.2.4 Rijn & waterkwaliteitstoestand In perioden waarin het debiet in de Rijn laag is en er sprake is van een hoge luchttemperatuur, stijgt de watertemperatuur in de Rijn en komt de vispopulatie in gevaar. De waterkwaliteitsnorm van 28 °C werd in de zomer van 2003 in het Rijnstroomgebied overschreden. De Duitse en Nederlandse overheid stelden daarom beperkingen aan de koelwaterlozingen in de Rijn. Ook in 2006 was er sprake van een hittegolf in combinatie met lage rivierafvoeren en moesten elektriciteitscentrales hun warmtelozingen beperken (Muller ea, 2007). De hoogste riviertemperatuur werd in 2003 gemeten in Mainz (zie Figuur 20).

Figuur 20: Resultaten van het gekalibreerde model bij Lobith in vergelijking met de ongekalibreerde Riviertemperatuur(Riza, 2006, p. 3-4).

Figuur 20 geeft naast de gemeten riviertemperaturen ook de resultaten van het door Deltaris ontwikkelde temperatuurmodel van de Rijn. In dit model is onderscheid gemaakt tussen de natuurlijke (NatTemp) en kunstmatige temperatuur (ModTemp). Op deze manier kunnen de veranderingen in kunstmatige temperatuur ten gevolge van koelwaterlozingen onderscheiden worden van de natuurlijk variatie in watertemperatuur. Deze waarden voor ModTemp en NatTemp worden vervolgens opgeteld. Dit resulteert in Temp, dit is de totale oppervlaktewatertemperatuur in de Rijn als resultaat van het model.


Arcadis


In figuur 21 zien we de cumulatieve distributie van de warmtevracht in de Rijn. Hier zien we dat stroomopwaarts van Mainz (rond km 500) de grootste koelwateremissies plaatsvinden en dus ook de grootste kunstmatige temperatuursverhoging van oppervlaktewater te verwachten is.

figuur 21: Cumulatieve verdeling van vergunde warmtelozing langs de Rijn, in stroomafwaartse richting (Riza, 2006, p. 2-11)

In figuur 22 is de kunstmatige temperatuursverhoging van de Rijn in de zomer van 2003 ter hoogte van verschillende steden langs de Rijn weergegeven. In deze figuur zijn de verschillen in kunstmatige opwarming door koelwaterlozingen duidelijk terug te zien. Dit kunstmatige deel van de temperatuur varieert geografisch over de loop van de Rijn. Ter hoogte van Mainz is de kunstmatige opwarming maximaal 6,3 graden terwijl in Maassluis de maximum opwarming niet boven de 1,4 graden uitkomt.

figuur 22: Temperatuursverhoging als gevolg van warmtelozing op verschillende locaties (Riza, 2006, p 4-2)


Arcadis


De zomer van 2003 vormde in de meteorologische geschiedenis een uitzonderingssituatie. Maar door klimaatverandering zal de natuurlijke temperatuur van de Rijn steeds hoger worden. In het jaar 2030 zal een extreme toestand als in 2003 ieder jaar te verwachten zijn (CIW, 2004, p. 22). De waterkwaliteitsnorm Te hoge watertemperaturen zijn slecht voor de ecologische waterkwaliteit van de Rijn. De Europese viswaterrichtlijn stelt een maximum aan de oppervlaktewatertemperatuur van 28 graden. Deze mag in extreme situaties in maximaal 2% van de tijd (of zeven dagen per jaar) overschreden worden (Richtlijn 78/659/EEG). Naast de Viswaterrichtlijn, wordt in het kader van de KRW een nieuwe norm voor de oppervlaktewatertemperatuur in de Rijn vastgesteld. Omdat de Rijn is aangemerkt als een nietnatuurlijk water, zal deze norm het Goed Ecologische Potentieel (GEP) van de Rijn moeten waarborgen. Dit GEP wordt vastgesteld op basis van de Goede Ecologische Toestand (GET). Voor Nederland heeft het Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM) een GET geadviseerd van 25 graden Celsius (RIVM, 2007, p.60). Het GEP, dat voorvloeit uit deze GET, was bij de publicatie van dit rapport nog niet vastgesteld.

6.2.5 Onderzoek waterkwaliteitsmodel Om de haalbaarheid van emissiehandel met het beoordelingskader te evalueren is voor de vaststelling van de handelsfactoren gebruik gemaakt van het door Deltares opgestelde temperatuurmodel van de Rijn. Het temperatuurmodel geeft inzicht in de effecten van fluctuaties in koelwaterlozingen op de Rijn. Ook is met de hulp van het temperatuurmodel de invloed van de omgevingsomstandigheden op de handelsfactoren en de emissie-immissie relatie vastgesteld. Het waterkwaliteitsmodel In het temperatuurmodel dat voor deze casestudie gebruikt wordt de warmteflux beschreven met de volgende vergelijking. qtot = - λ (Ts)

Waar qtot de warmteflux is, Ts de kunstmatige temperatuursverhoging van het water voorstelt en λ de warmte uitwisseling coëfficiënt. Door middel van linearisatie van uitwisselingseffecten is voor λ de volgende vergelijking afgeleid: λ = 4.48 + 0.049 + F(W a)(1.12 + 1.018Ts + 0.00158Ts2)

Ta is hier de luchttemperatuur en F(Wa) is de windfunctie bepaald met behulp van de windsnelheid op tien meter hoogte (Rutte, 2006, p 17). Zowel de omgevingstemperatuur, de windsnelheid als de kunstmatige temperatuursverhoging, zijn dus van invloed op de warmteflux. De invloed van de kunstmatige temperatuursverhoging op de warmteflux heeft zowel een nulde-, eerste- als tweede orde component. Bij relatief lage waarden voor de kunstmatige temperatuurverhoging valt de tweede orde component weg tegen de constante en lineaire component. Handelsfactoren in het waterkwaliteitsmodel Om de omvang van de handelsfactoren vast te stellen is op verschillende afstanden tot een vast referentiepunt gevarieerd in de emissies van verschillende emittenten. Door van een bovenstroomse emittent de emissie te veranderen, verandert de waarde van kunstmatige temperatuur in het referentiepunt ook. De verandering in dit effect op de kunstmatige temperatuur vormt de basis voor de handelsfactor. Door zowel de omvang als plaats van de 43 Technische Universiteit Delft

Arcadis


variatie van de emissie te variëren, kan de handelsfactor op empirische wijze worden vastgesteld. Deze methode is voor verschillende plaatsen en op verschillende tijdstippen op het Duitse deel van de Rijn herhaald om de invloed van omgevingsomstandigheden op de handelsfactoren vast te stellen. Resultaten worden in de volgende paragraaf gepresenteerd.

6.2.6 Factoren uit beoordelingskader In de subparagraaf wordt invulling gegeven aan de verschillende factoren uit het beoordelingskader. Kosteneffectiviteit reductiemaatregelen Op korte termijn is het terugbrengen of het compleet stilleggen van het productieproces de enige mogelijkheid voor emittenten om hun koelwateremissie te reduceren. Op langere termijn kunnen de emittenten ook overwegen over te schakelen van een doorstroomsysteem op een circulatiesysteem. De kosten van het (gedeeltelijk) stilleggen van het productieproces verschillen per emittent. Gezien het feit dat het overgrote deel van de emittenten langs de Rijn elektriciteitscentrales is, zijn in dit onderzoek de rendementen van de centrales vergeleken. Vooral tussen kerncentrales en centrales op fossiele brandstoffen blijkt een verschil in rendement te bestaan.

1800

Warmtelozing (MW)

1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 0

200

400

600

800

1000

Elektriciteitsproductie (MW)

1200

1400

y = 1,2227x

figuur 23: Rendement centrales fossiele brandstoffen

Voor de centrales die draaien op fossiele brandstoffen zijn de elektriciteitsproductie en de warmtelozingen in figuur 23 in kaart gebracht. De verschillen in rendement binnen deze groep zijn relatief klein. De centrales op fossiele brandstoffen hebben met een gemiddelde warmtelozing van 1,22 MW per megawatt geproduceerde elektriciteit een aanzienlijk hoger rendement dan de kerncentrales met 1,83 MW warmte per megawatt geproduceerde elektriciteit. Wanneer een nutsbedrijf een gedeelte van zijn centrale stillegt, moet hij het verlies in elektriciteitsproductie inkopen. Uitgaande van 0,05 euro extra kosten voor de inkoop van één KWh, betekent dit voor centrales op fossiele brandstoffen dat de reductie van 1000 megawatt warmte per dag 983.000 euro kost. Voor kerncentrales is dit 655.000 euro per 1000 megawatt per dag.


Arcadis


Hard emissieplafond Het emissieplafond kan worden gevormd door het verschil in natuurlijke temperatuur en de maximumtemperatuur uit de Viswaterrichtlijn. De norm uit de Viswaterrichtlijn zal op termijn worden aangevuld met de GEP-norm die in het kader van de KRW wordt vastgesteld. De Viswaterrichtlijn mag in extreme gevallen tot zeven dagen per jaar overschreden worden. De waterbeheerder kan zelf bepalen of hij gebruik maakt van de mogelijkheid de 28 °C grens te overschrijden. Toerekenbaarheid De toerekening van warmtelozing aan de verschillende emittenten is zeer goed. De emissie van de verschillende emittenten zijn opgenomen in vergunningen en ze kunnen eenvoudig hun warmte-emissie registreren. De handelsfactoren Uit de eerste resultaten van het temperatuurmodel blijkt dat de temperatuursverandering door variatie in emissies, lineair te benaderen is (zie figuur 24). In de figuur zien we een lineaire afname van het temperatuurseffect bij verschillende emissiereducties ten opzichte van de afstand. Dit wijst op een warmteflux die als constant benaderbaar is. Ook blijkt dat de grootte van de sprong in kunstmatige temperatuur lineair afhankelijk is van de emissiereductie.

kunstmatige opwarming (C)

6,60

Omvang reductie:

6,40 6,20

418 MW 836 MW

6,00

1672 MW 5,80

3344 MW

5,60 5,40 5,20

0

50

100

150

afstand reductie tot referentiepunt (km)

figuur 24: Kunstmatige temperatuur in Mainz bij reductie koelwaterlozing op verschillende afstanden stroomopwaarts van Mainz


Arcadis


Het grote voordeel van lineaire relaties tussen de afstand en het temperatuurseffect, is dat een lineaire relatie de handelsfactoren eenvoudig te voorspellen maakt. Dit betekent dat de handelsfactoren exogeen vastgesteld kunnen worden en transactiekosten lager zullen uitvallen. tabel 4: Minimum, maximum en gemiddelde waarden voor handelsfactoren voor oplopende afstanden tussen emittenten afstand tussen emittenten (km) handelsfactor 50 100 150 1,04 1,09 1,15 minimum waarde 1,17 1,42 1,79 maximum waarde 1,09 1,20 1,34 gemiddelde waarde 0,02 0,06 0,11 standaard deviatie

Over langere afstanden valt echter waar te nemen dat deze lineaire relatie niet meer opgaat. Naast de eerste- en tweede- orde termen die over een langere tijdsperiode een grotere rol gaan spelen, dragen wisselende meteorologische omstandigheden bij aan de gebrekkige voorspelbaarheid van handelsfactoren. Op een drietal verschillende locaties langs de Rijn zijn gedurende de meteorologische zomer van 2003 de handelsfactoren per dag bepaald. In tabel 4 staan de samenvattende waarden van de resultaten voor de handelsfactoren uit het temperatuurmodel. In de tabel zien we dat hoe groter de afstand tussen de emittenten wordt, hoe groter de spreiding in handelsfactoren is. Bij een afstand van 150 km tussen de emittenten variëren de waarden voor de handelsfactoren tussen de 1,15 en 1,79. Deze spreiding is groot ten opzichte van de gevonden verschillen in kosteneffectiviteit. Wanneer geen grotere nauwkeurigheid in voorspelling van de handelsfactoren bereikt wordt, zal de exogene vaststelling van handelsfactoren de waterkwaliteit onvoldoende waarborgen. Vaststelling handelsfactoren Omdat een exogene vaststelling van handelsfactoren de transactiekosten drukt, loont het om de voorspelbaarheid van de handelsfactoren te vergroten. Hiertoe wordt het verband tussen de variatie in handelsfactoren onderzocht. In dit kader zijn in figuur 25 de handelsfactoren uitgezet tegen de kunstmatige temperatuur.


Arcadis


1,70

Handelsfactor

1,60 1,50 1,40 1,30 1,20 1,10 1,00 0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

7,00

Kunstmatige temperatuur (C) figuur 25: Hoogte handelsfactor (bij 150 km afstand tussen de emittenten) in relatie tot de kunstmatige temperatuur

Uit figuur 25 blijkt dat er positief maar onduidelijk verband bestaat tussen de handelsfactor en de kunstmatige watertemperatuur. De oorzaak voor de grote variatie in handelsfactoren moet dus liggen in andere factoren. De meteorologische omstandigheden zijn de enige overgebleven oorzaak van deze variatie in handelsfactoren. De tijdsschaal van de fluctuatie in meteorologische omstandigheden is kort ten opzichte van de verblijftijd van emissies in de rivier. Het Rijnwater legt bij een zomerse stroomsnelheid van 0,8 m/s slechts 70 km per etmaal af, terwijl in dezelfde periode de meteorologische omstandigheden sterk veranderd kunnen zijn. De exogene vaststelling van handelsfactoren is door deze snel veranderende meteorologische omstandigheden niet mogelijk. De handelsfactoren zullen dus endogeen bepaald moeten worden.

Effect zijrivieren De stroomafwaartse toename in debiet leidt tot een afname van het opwarmingseffect door de kunstmatig toegevoegde warmte. Immers hoe groter het debiet hoe meer warmte-energie toegevoegd nodig is voor hetzelfde temperatuurseffect. In een handelssysteem met vaste receptorpunten hebben deze zijrivieren echter geen effect. De twee variabelen die van belang zijn voor de kunstmatige temperatuur zijn het debiet en de totale hoeveelheid kunstmatig toegevoegde warmte op een bepaald punt. Op welke plek of bij welke afvoer deze warmte is toegevoegd is in het handelssysteem niet van belang. Aantal emittenten Nu er inzicht is in de waarden van de handelsfactoren is het ook mogelijk om een inventarisatie te geven van de maximale afstand tussen receptorpunten waarbinnen emittenten met elkaar kunnen handelen. De gemiddelde waarde van een handelsfactor over een afstand van 150 km is 1,34. Dit is een kritische waarde bij verschillen in kosteneffectiviteit van een factor 1,5. Tot een invloedszone van maximaal 150 km is er dus voldoende potentie tot handel tussen emittenten. Op het traject met grootste emissies betekent dit dat gemiddeld acht emittenten binnen elkaars invloedszone liggen (zie figuur 26).


Arcadis


Variatie emissie-immissie relatie Het emissieplafond is de maximale hoeveelheid warmte-energie die kunstmatig aan het oppervlaktewater mag worden toegevoegd, zonder dat het emissieplafond wordt overschreden. De hoogte van het emissieplafond hangt af van de natuurlijke watertemperatuur, de afvoer van de Rijn en de meteorologische omstandigheden. De relatie tussen emissie en immissie verandert snel. Het emissieplafond zal dus frequent aangepast moeten worden. Anders dan bij nutriënten geeft een tijdelijke overschrijding van de maximale oppervlaktewatertemperatuur op korte termijn schade aan het ecosysteem. Snelle aanpassingen van het emissieplafond aan de omgevingsomstandigheden zijn daarom noodzakelijk. Organisatie emittenten Koelwater emittenten bestaan uit industriële- of elektriciteitscentrales. Dit zijn grote bedrijven die goed zicht hebben op hun productieprocessen en emissies. Daarnaast nemen de meeste emittenten al deel aan het emissiehandelprogramma met broeikasgassen. Handelsvolume Op de gehele Rijn wordt in totaal 37 000 megawatt warmte geloosd. De grootste concentratie emissies bevindt zich tussen kilometer 330 en 840 van de Rijn. Op dit traject wordt bijna 30 000 megawatt aan warmte geloosd (zie figuur 26) . Dit is het traject met de grootste dichtheid in zowel emissies als emittenten. Op dit traject zal dus de meeste handel plaatsvinden.

figuur 26: Traject met grootste handelspotentie

Wanneer op dit hele traject de temperatuur van de Rijn met gemiddeld één graad naar beneden moet worden gebracht, betekent dit dat de kunstmatige opwarming met een derde moet worden teruggebracht. Op dit traject moet dan een emissiereductie van 10 000 megawatt worden gerealiseerd. Economisch voordeel In bijlage II zien we dat op het traject bovenstrooms van Mainz door emissiehandel een kostenbesparing van 1,57 miljoen euro per dag bij een emissiereductie van 4200 megawatt 48 Technische Universiteit Delft

Arcadis


wordt behaald. Voor een totaal handelsvolume van 10 000 megawatt zou een maximale besparing van 3,75 miljoen euro per dag behaald kunnen worden. Nederlandse situatie Bovenstaande resultaten voor handelsfactoren, handelsvolume en verschillen in kosteneffectiviteit zijn hoofdzakelijk ontleent aan het Duitse deel van de Rijn. De vraag is of de conclusies ook gelden op het Nederlandse deel van de Rijn. Met de stroomsafwaartse toename van het debiet in de Rijn, neemt het effect van koelwaterlozingen op de watertemperatuur steeds verder af. Daarnaast is de atmosferische uitwisseling van een rivier met een grote stroombreedte hoger. Hierdoor zal de Rijn na kunstmatige opwarming ook sneller afkoelen tot haar natuurlijke temperatuur. Wanneer we naar figuur 27 kijken zien we dat de kunstmatige opwarming ter hoogte van Lobith inderdaad beperkt is. Grote ingrepen in de koelwaterlozingen hebben slechts gering invloed op de kunstmatige watertemperatuur in Lobith. Van ingrepen in de Duitse emissiesituatie moet in Nederland dan ook niet veel effect verwacht worden. 3,3

3,1

Kunstmatige opwarming (C)

2,9

2,7

2,5

Oorspronkelijke situatie Reductie lozingen 1700MW Reductie lozingen 3400MW

2,3

2,1

1,9

1,7

15 -5 22 2 0 -5 03 29 2 00 -5 3 -2 5- 003 612 20 -6 03 19 2 00 -6 3 26 -2 0 -6 03 -2 3- 003 710 20 -7 03 17 2 00 -7 3 24 2 00 -7 3 31 2 0 -7 03 -2 7- 003 8 14 -20 -8 03 21 2 00 -8 3 28 2 00 -8 3 -2 4- 00 9- 3 11 20 0 -9 3 18 2 0 -9 03 -2 25 00 -9 3 -2 00 3

1,5

Datum

figuur 27: ModTemp Lobith bij verschillende lozingsreducties

Binnen Nederland worden geen grote hoeveelheden warmte op de Rijn geloosd. De grotere emittenten in Nederland bestaan daarnaast uitsluitend uit elektriciteitscentrales die op fossiele brandstoffen draaien. Zoals eerder gedemonstreerd zijn de verschillen in reductiekosten binnen deze groep emittenten gering. Buiten de groep elektriciteitscentrales bevinden zich in slechts enkele kleine industriële emittenten. De grootste industriële lozing op het Nederlandse deel van de Rijn is 88 MW en is daarmee geen interessante handelspartner. De Nederlandse Rijntakken met haar emittenten bieden dus geen mogelijkheden voor emissiehandel.


Arcadis


6.2.7 Conclusies Rijn Mogelijkheid tot handel Tussen de elektriciteitscentrales, die verantwoordelijk zijn voor het overgrote deel van de warmtelozingen op de Rijn, bestaan kostenverschillen tot een factor 1,5. Dit verschil is niet enorm groot, maar de goede toerekenbaarheid van emissies en reductiemaatregelen maken dat deze verschillen een voldoende basis voor emissiehandel geven. De invloedszone van emissies op de Rijn is groot genoeg om voor gemiddeld acht emittenten emissiehandel aantrekkelijk te maken. Transactiekosten De watertemperatuur reageert relatief snel op veranderingen in omgevingsomstandigheden. Dit veroorzaakt een snelle variatie van de handelsfactoren naar plaats en tijd en maakt dat de waterbeheerder scherp toe zal moeten zien op de waarborging van de waterkwaliteit. Endogene vaststelling van handelsfactoren is noodzakelijk. Ook de hoogte van het emissieplafond zal frequent aangepast moeten worden. Deze noodzakelijke intensieve handhaving en monitoring leidt tot aanzienlijke transactiekosten voor de waterbeheerder. Het voordeel van industriële- en elektriciteitscentrales is dat deze emittenten goed op de hoogte zijn van hun emissies en reductiekosten. Daarnaast nemen de meeste emittenten ook al deel aan emissiehandel in broeikasgassen. De transactiekosten voor emittenten zijn dus laag. Draagvlak De verschillen tussen handelsfactoren zijn relatief klein. De toerekenbaarheid van emissies is goed en de verschillen in stand van techniek zijn beperkt, wat de initiële allocatie eenvoudiger maakt. Draagvlak voor emissiehandel onder emittenten op de Rijn zal dan ook eenvoudig verkregen worden. Economisch voordeel Vooral tussen Rijnkilometer 330 en 840 bestaan goede mogelijkheden voor handel. Het handelsvolume is op dit traject 10 000 megawatt en de maximale winst in kosteneffectiviteit bedraagt 3,75 miljoen euro per jaar. Conclusie Voor de Rijn kunnen we concluderen dat er goede handelsmogelijkheden aanwezig zijn. Ook het potentiële draagvlak voor emissiehandel is in orde. De maximale kostenwinst van 3,75 miljoen op jaarbasis is goed. Deze kostenwinst weegt op tegen de investering in de opzet en het beheer van een emissiehandelsysteem. De sterke en snelle invloed van meteorologische omstandigheden maken een variabel emissieplafond en de endogene vaststelling van handelsfactoren noodzakelijk. Deze dynamiek leidt tot hogere transactiekosten voor de waterbeheerder. De transactiekosten voor de emittenten zijn juist laag. Ten slotte moet geconcludeerd worden dat waar emissiehandel op het Duitse deel van de Rijn zeker kansen heeft, deze op het Nederlandse deel van de Rijn ontbreken.


Arcadis


7 Conclusies, discussie & aanbevelingen Emissiehandel heeft vooral meerwaarde boven andere beleidsinstrumenten, omdat dit instrument tot een meer kosteneffectieve verdeling van emissies leidt. De omvang van deze potentiële economische winst hangt vooral van de handelsmogelijkheden af. De aanwezigheid van goede handelsmogelijkheden hangt op haar beurt weer samen met verschillende factoren. De eerste en belangrijkste factor is de aanwezigheid van kostenverschillen in reductiemaatregelen tussen emittenten. Verschillen in kosteneffectiviteit vormen de motor achter emissiehandel. De afwezigheid van deze verschillen betekent dat niet gehandeld zal worden en het handelssysteem geen meerwaarde heeft. Ten tweede hebben we gezien dat emissiehandel alleen als immissie gebaseerd systeem met hard emissieplafond werkelijk kans van slagen heeft. Het instrument vraagt in een dergelijk systeem een grotere inspanning op het gebied van monitoring en handhaving, dan in een op directe regulering gebaseerd systeem. De waterbeheerder die de inzet van emissiehandel overweegt, moet doordrongen zijn van deze consequentie. Daarnaast is gebleken dat samenhang bestaat tussen de inrichting en de handelsmogelijkheden van een handelssysteem. Een gedetailleerder en meer complexe inrichting van een handelssysteem resulteert in een betere waarborging van de waterkwaliteit, maar ook in hogere transactiekosten. Ook hebben we gezien dat voor verontreiniging die op basis van seizoensgemiddelde waarden wordt beheerst, een eenvoudiger handelssysteem kan worden toegepast, dan bij verontreiniging die een nauwgezettere beheersing vragen. Nutriënten zijn een voorbeeld van de eerste en warmte van de tweede soort verontreiniging. Vanuit de milieubeginselen en de Kaderrichtlijn Water gezien, is emissiehandel een milieubeleidsinstrument dat goed aamsluit op de ontwikkelingen in het milieu- en waterbeleid. In de huidige wetgeving beperkt vooral de norm voor het minimale zuiveringsrendement uit de Richtlijn Stedelijk Afvalwater de mogelijkheden voor emissiehandel. De Europese Commissie heeft met de handel in CO2-emissierechten laten zien positief tegenover emissiehandel te staan. Aanpassing van de weten regelgeving door de Commissie aan emissiehandel is op lange termijn dus goed denkbaar. Op de korte termijn zullen de juridische obstakels voor emissiehandel echter blijven bestaan. Algemene conclusies nutriëntenhandel In paragraaf 6.1.7 zijn de conclusies over de haalbaarheid van handel in nutriënten in de Zuidpolder besproken. De conclusies uit deze paragraaf zullen hier opgeschaald worden tot conclusies over de algemene haalbaarheid van emissiehandel in nutriënten. Het besluit van het Hoogheemraadschap Delfland om alle glastuinbouwbedrijven aan te sluiten op de riolering, heeft voor de Zuidpolder de consequentie dat deze bedrijven geen handelspartner kunnen zijn. In andere waterschappen kunnen glastuinbouwbedrijven wel deelnemen aan emissiehandel. Gezien de grote variatie in kosteneffectiviteit tussen glastuinbouwbedrijven (zie bijlage I), ontstaan in deze gebieden wél goede handelsmogelijkheden. Glastuinbouwbedrijven kunnen dan zowel onderling, als met rwzi’s en landbouwbedrijven handelen. Emissiehandel in nutriënten is dus vooral mogelijk in watersystemen met glastuinbouwbedrijven die níet verplicht op het riool worden aangesloten. Het obstakel van de slechte toerekenbaarheid van handel met landbouwbedrijven blijft echter bestaan.


Arcadis


Algemene conclusies emissiehandel in koelwater In paragraaf 6.2.7 is geconcludeerd dat emissiehandel op het Duitse deel van de Rijn een goed en voordelig beleidsinstrument kan zijn. De grote concentratie emittenten en het grote potentiële handelsvolume zijn hier debet aan. Op het Nederlandse deel van de Rijn is emissiehandel door de lage concentratie emittenten en het beperkte potentiële handelsvolume niet haalbaar. Dit geldt ook voor de andere Nederlandse wateren. Handel in koelwater biedt voor het Nederlandse waterbeheer dan ook geen meerwaarde. Emissiehandel versus Directe regulering en Milieuheffingen In hoofdstuk twee hebben we geconcludeerd dat naast de innovatieve prikkel en de vrijheid voor emittenten, emissiehandel vooral in economische zin voordeel biedt ten opzichte van andere beleidsinstrumenten. Wanneer in een watersysteem grote verschillen in kosteneffectiviteit bestaan, vormt emissiehandel niet de enige optie om economisch voordeel in deze situatie te creëeren. In een watersysteem met een beperkt aantal emittenten en inzicht in de kosten van reductiemaatregelen, kan ook met behulp van andere instrumenten de emissie op een economisch aantrekkelijke wijze worden verdeeld. Directe regulering of andere instrumenten kunnen in een dergelijk geval een stuk eenvoudiger en goedkoper zijn dan de toepassing van een handelssysteem. In hoofdstuk twee hebben we echter geconcludeerd dat voor emissiehandel geen inzicht in de verdeling van marginale reductiekosten onder emittenten nodig is. Juist dit is de kracht van emissiehandel boven andere beleidsinstrumenten. In een complexe emissiesituatie met veel verschillende soorten emittenten en dito reductiemaatregelen, heeft de waterbeheerder geen zicht op de verschillen in kosteneffectiviteit en is emissiehandel het meest geschikte beleidsinstrument. In watersystemen met slechts enkele (soorten) emittenten en inzicht in de marginale kosten kan emissiehandel dus gebruikt worden, maar is het waarschijnlijk niet het meest geschikte beleidsinstrument. Wanneer in een watersysteem alleen rwzi´s en landbouwbedrijven potentiële handelspartners zijn, is emissiehandel bijvoorbeeld niet de beste optie. De waterbeheerder doet er in dat geval beter aan, om door middel van subsidies de landbouwbedrijven te stimuleren bufferstroken aan te leggen. De Rijn en polders waar veel glastuinbouwbedrijven op het oppervlaktewater lozen, zijn voorbeelden van watersystemen waar inzicht in de marginale reductiekosten van emittenten ontbreekt. Emissiehandel vormt in deze watersystemen dus het meeste geschikte beleidsinstrument.

Discussie In de conclusie over de mogelijkheid tot handel voor landbouwbedrijven is uitgegaan van de meest conservatieve waarde van het effect van bufferstroken. Men kan overwegen om niet de meest conservatieve waarde, maar een positievere waarde voor de effectiviteit van bufferstroken als uitgangspunt te nemen. De mogelijkheid tot handel is dan groter, maar het risico op een achteruitgang in de waterkwaliteit, door een te positieve inschatting van het effect van de bufferstroken, neemt dan ook toe. Hier op aansluitend kan de nauwkeurigheid waarmee de waterkwaliteit gemonitoord moet worden ter discussie worden gesteld. In dit onderzoek is een zo nauwkeurig mogelijke monitoring van de waterkwaliteit als uitgangspunt genomen. Om de nauwkeurige handhaving van de waterkwaliteit te waarborgen is een complex, en daardoor relatief duur, op immissie gebaseerd systeem noodzakelijk. Wanneer de waterbeheerder kiest om de waterkwaliteit op een minder nauwkeurig niveau te handhaven, kan worden volstaan met een eenvoudiger en goedkoper systeem. 52 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Tot slot is in dit onderzoek vooral gefocussed op de economische voordelen en het draagvlak onder emittenten. Dit economische voordeel is belangrijk, maar andere argumenten zoals de prikkel tot innovatie of de grote vrijheid voor emittenten kunnen ook doorslaggevend zijn in de keuze van emissiehandel als beleidsinstrument. Deze voordelen zijn in dit onderzoek minder uitgebreid besproken en zijn ook moeilijker te waarderen. Het blijft dan ook aan de beleidsmakers om te beslissen op basis van welke argumenten emissiehandel wel of niet wordt toegepast.

Aanbevelingen •

Emissiehandel is vooral veelbelovend in de toepassing op handel in nutriënten met glastuinbouwbedrijven en in koelwater op de Rijn. Deze twee toepassingsmogelijkheden verdienen een gedetailleerdere uitwerking

•

Voor de handel in nutriënten is een overzicht van het aantal glastuinbouwbedrijven dat potentieel handelspartner in emissiehandel waardevol.

•

Om landbouwbedrijven een goede plek binnen emissiehandel te geven, is meer zekerheid in het effect van bufferstroken nodig. Een uitvoeriger (literatuur-)studie naar het effect van bufferstroken is dan ook gewenst.

•

In dit onderzoek zijn enkele suggesties gegeven over de vraag hoe een handelssysteem organisatorisch vorm zou moeten krijgen. Ook dit vraagstuk verdient nader onderzoek.

•

Naast emissiehandel in beheer van de oppervlaktewaterkwaliteit, bestaan ook andere interessante toepassingsmogelijkheden voor emissiehandel in het waterbeheer. Emissiehandel tussen glastuinbouwbedrijven met hun emissie op het riool is hier een goed voorbeeld van.

•

In paragraaf 3.3 zijn complicaties in de waarborging van de waterkwaliteit bij handel in bovenstroomse richting geconstateerd. Een grondige analyse van oplossingen voor deze complicatie is een interessant én relevant onderwerp voor nader onderzoek.

•

In dit onderzoek is gebleken dat er grote verschillen in kosteneffectiviteit tussen verschillende emissiereducerende maatregelen bestaan. Meer aandacht voor kosteneffectiviteit in de beleidsvorming van het waterkwaliteitsbeheer is dus gewenst.

•

De vraag of voor de juridische waarborging van een emissiehandel een nieuw juridisch kader nodig is, verdient nader onderzoek.


Arcadis


8 Referenties Literatuur •

Arcadis Heidemij Advies (1999); Glastuinbouw en de Kwaliteit van het oppervlaktewater, emissie uit glastuinbouwgebieden.

•

Assinck, F.B.T., P. de Willigen & C.L. van Beek (2002); Modelstudie naar het effect van onbemeste stroken op de stikstofuitspoeling naar grond- en oppervlaktewater; rapport 510; Alterra; Wageningen.

•

Beek, van C.L., e.a. (2002); Nitrogen losses from surface water from intensively managed grassland on sandy soils: the impact of bufferstrips; Wageningen.

•

Berkhout, P & C. van Bruchem (2007); Landbouweconomisch bericht 2007; LEI; Den Haag.

•

Commissie Integraal Waterbeheer (1998); Aansluiten glastuinbouw op bestaande rioleringsystemen; Ministerie van Verkeer & Waterstaat; Den Haag.

•

Commissie Integraal Waterbeheer (2004); Beoordelingssystematiek Warmtelozingen; Ministerie van Verkeer & Waterstaat; Den Haag.

•

De Smedt, P.., Maes, F.(2006); Naar een markt voor verhandelbare lozingsrechten?; Universiteit Gent; Gent.

•

Dijk, W van; e.a. (2003); Effecten bufferstroken op de kwaliteit van oppervlaktewater in NoordBrabant, Praktijkonderzoek Plant & Omgeving; Lelystad.

•

Hoogheemraadschap Delfland (2007); Watersysteemanalyse Zuidpolder; Delft.

•

Ison, S.; e.a. (2002); Environmental issues and policies; Pearson Education; New York.

•

Keudel, M.(2007); Water quality trading systems, an integrated economic analysis of theoretical and practical approaches; Keulen.

•

De Klein, J.J.M.; R.H. Aalderink & R. Portielje (2006); Impact of aquatic macrophytes and management strategies on nutrient retention in streams, using the process-model AquaVENUS; www.krwverkenner.nl.

•

Klooster, J.P.G.N.; e.a. (2007); Verhandelbare waterrechten, verkenning van een nieuw instrument in het integraal waterbeheer; CE; Delft.

•

KPMG (2008); Verdeling emissies, verkennende studie naar de mogelijke instrumenten voor alternatieve verdeling van emissies naar water.

•

Kraemer, R.A.; e.a. (2003); The role of tradable permits in water pollution control; Ecologic Institute for International and European Environmental Policy; Berlin.

•

Ministerie van Verkeer & Waterstaat (2008); Water in beeld 2008; Den Haag. 54

Technische Universiteit Delft

Arcadis


•

Mostert, E. (2008); Dictaat Waterrecht (in voorbereiding); TU Delft; Delft.

•

Muller, U e.a. (2008) Impacts on Water Temperatures of Selected German Rivers and on Electricity Production of Thermal Power Plants due to Climate Change; Karlsruhe University; www.cedim.de.

•

Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (2007); Afleiding maximale temperatuurnorm goede ecologische toestand (GET) voor Nederlandse grote rivieren, Bilthoven.

•

RIZA (2006); De invloed van warmtelozingen op de temperatuur van de Rijn, Delft.

•

RIZA (1995); Inventarisatie en evaluatie van technieken voor het polijsten van effluent van rioolwaterzuiveringsinrichtingen, Lelystad.

•

RIZA (2005); Onderzoek naar emissies van N en P vanuit de glastuinbouw; Lelystad.

•

Rousseau, S. (2001); Effluent trading to improve water quality, what do we know today?; K.U. Leuven; Leuven.

•

Rutte, M. (2006); Forecasting cooling water problems in the River Rhine; Delft

•

Stavins, R.N. (1995); Transaction costs and tradable permits, Journal of Environmental Economics and Management.

•

Solomon, B. (1998); Point-nonpoint effluent trading in watersheds: a review and critique; Environmental Impact Assessment Reviews.

•

Tauw (2001); Pilotstudie ABC-polders: Zuidpolder Delfgauw; Deventer.

•

Tietenberg, T. (2002); The tradable permit approach to protecting the commons: what have we learned?; Colby College; Maine.

•

Waterschap Aa & Maas; Korte projectbeschrijving nazuiveren Effluent Land van Cuijk; www.aaenmaas.nl.

•

Waterschap de Brabantse Delta (2007); Brochure bestuurssymposium Rietkreek, De Kaderrichtlijn Water in praktijk, Breda.

Wet- en regelgeving •

Besluit Glastuinbouw.

•

Richtlijn stedelijk afvalwater, 91/271/EEG.

•

Viswaterrichtlijn, 78/659/EEG


Arcadis


Internet •

www.bioplek.org.

•

Centraal Bureau voor Statistiek, www.cbs.nl.

•

Nederland leeft met Water, Handleiding KRW-verkenner; www.krw-verkenner.nl.

•

www.helpdeskwater.nl.

•

www.milieuhulp.nl.


Arcadis


Bijlage I:

Reductiemaatregelen nutriënten

Deze bijlage biedt een overzicht van de emissiesituaties en reductiemaatregelen van de drie belangrijkste groepen emittenten bij emissiehandel in nutriënten. Zowel bij de emissiesituatie in de glastuinbouwsector als de werking van bufferstroken wordt uitgebreid stilgestaan.

De glastuinbouw Glastuinbouwbedrijven nemen landelijk gezien slechts een gering aandeel van de totale nutriëntenbelasting voor hun rekening. Door het intensieve grondgebruik, kan het aandeel van de bedrijfstak in de nutriëntenbelasting lokaal echter zeer groot zijn. Er zijn twee teelttechnieken in de glastuinbouw te onderscheiden: de teelt op volle grond en de substraatteelt. Teelt op volle grond betekent dat de gewassen in de aanwezige bodem geteeld worden. Het gebruikte bevloeiingswater wordt in deze teeltwijze, gedeeltelijk met drainagebuizen opgevangen, waarna het geloosd wordt op het oppervlaktewater. Een ander deel komt via het grondwater in het oppervlaktewater terecht. Bij substraatteelt bevindt zich een betonnen vloer in de kas waarop een kunstmatige voedingsbodem (het substraat) is aangebracht. De wateren meststofhuishouding wordt in deze systemen gereguleerd met behulp van druppelaars. De vloer maakt het mogelijk het water her te gebruiken (Arcadis, 1999, p. 6). Wanneer de zoutconcentratie in het gecirculeerde water te hoog is, wordt dit water geloosd en vers water voor de bevloeiing gebruikt. Naast deze twee hoofdtechnieken bestaat er ook een tussenvorm: grondteelt met recirculatie. In deze teeltvorm wordt een gedeelte van het drainagewater opgevangen en hergebruikt. Een gedeelte van de niet opgenomen voedingstoffen uit het gietwater komt via de bodem in het oppervlaktewater terecht. Een ander gedeelte van de voedingstoffen wordt via de drainage en circulatie hergebruikt. De verdelingen van deze drie teeltechnieken over de voedingstuinbouw en sierteelt zijn in figuur 28 uiteengezet. Bijna alle nieuwe kassen maken gebruik van substraatteelt. Op de lange termijn zal substraatteelt de grondteelt verder verdrijven.

figuur 28: Verdeling teeltwijzen (RIZA, 2005, p. 2)

Nieuwe glastuinbouwbedrijven moeten vanaf 1994 conform het Lozingsbesluit Wvo Glastuinbouw aangesloten worden op de riolering. De waterbeheerder mag hier uitzonderingen op maken. Vanwege een beperkte rioolcapaciteit wordt ook voor nieuwe glastuinbouwbedrijven regelmatig toegestaan dat ze afvalwater op het oppervlaktewater mogen lozen. Uit figuur 29 blijkt dan ook dat slechts een gering aantal glastuinbouwbedrijven is aangesloten op het riool. 57 Technische Universiteit Delft

Arcadis


figuur 29: Percentuele verdeling lozingssituatie glastuinbouwbedrijven (RIZA, 2005 p. 2)

Glastuinbouwbedrijven worden in de AMvB Besluit Glastuinbouw verplicht om het volume spuiwater en drainagewater dat elke maand wordt geloosd te registreren. Ook moet minimaal één keer per maand het totale gehalte aan stikstof- en fosfaatverbindingen worden gemeten en geregistreerd. Waterschappen hebben in de praktijk echter weinig inzicht in de lozingen van glastuinbouwbedrijven (RIZA, 2005, p.31). De afvalwaterlozing vanuit glastuinbouwbedrijven bestaan uit verschillende componenten en zijn onder andere afhankelijk van: het geteelde gewas, de teeltwijze, de technische uitrusting van het bedrijf. Maar ook binnen de teelt van een gewas met dezelfde teeltwijze treden grote verschillen in emissieniveaus op (RIZA, 2005, p.26).

figuur 30: Gemiddelde emissie N per bedrijf (kg/ha/jr.) (RIZA, 2005, p. 22)

Mogelijke maatregelen Glastuinbouwbedrijven kunnen door verbetering van hun voedingsstoffen huishouding, door de toepassing van innovatieve teelttechnieken of door de installatie van lokale afvalwaterzuiveringsinstallaties hun emissie beperken. De grote verschillen in emissies binnen een zelfde gewas en teelttechniek tonen aan dat grote verbeteringen mogelijk zijn. 58 Technische Universiteit Delft

Arcadis


Een definitieve oplossing voor emissies op het oppervlaktewater het aansluiten van bedrijven op de riolering. Met deze maatregel worden de directe emissies op het oppervlaktewater voorkomen. Ondanks deze maatregel blijven nog verschillende mogelijkheden emissieroutes van nutriënten naar het oppervlaktewater bestaan (Arcadis Heijdemij, 1999, p.23). Kosteneffectiviteit maatregelen De emissiesituatie van veel glastuinbouwbedrijven is zo slecht dat met geringe inspanning en investeringen grote reducties in emissies bereikt kunnen worden. De kosteneffectiviteit voor deze maatregelen zal erg hoog zijn. De kosten voor aansluiting van een glastuinbouwbedrijf op de riolering worden op 15.000,euro per hectare glastuinbouwbedrijf geraamd (CIW, 1998). Voor één kg minder stikstof emissie per jaar, wordt op deze manier gemiddeld 119 euro betaald. Daar komen de zuiveringkosten van de rwzi nog bij. Het zuiveren van één kg stikstof kost ongeveer 74 euro. De totale kosteneffectiviteit voor stikstok van het aansluiten van glastuinbouwbedrijven op het riool is dus 193 euro/kg/jr.

De landbouw Emissies van nutriënten door landbouwbedrijven vinden plaats via twee wegen. De eerste is meemesten: bij het mesten komt een gedeelte van de (kunst-)mest in de sloot terecht. De tweede weg is de diffuse uitspoeling van nutriënten via het grondwater in de sloot. De hoeveelheid uitspoeling hangt sterk af van het grondgebruik, de bemesting, de bodemsoort en de hydrologische omstandigheden. Hierdoor treden grote verschillen tussen verschillende percelen in uitspoeling op. De uitspoeling van nutriënten is vanuit overheidswege beperkt door het opstellen van mestwetgeving. De hoeveelheid emissie door uitspoeling is door het diffuse karakter echter moeilijk meet- en reguleerbaar (Praktijkonderzoek Plant & Omgeving, 2003, p. 5). Mogelijke maatregelen Reductie van emissie uit gras- en bouwland kan gerealiseerd worden door de aanleg van bufferstroken. Bufferstroken zijn de buitenste gedeelten van landbouwpercelen die bewust niet bemest worden. Doel van de bufferstroken is het verminderen van eutrofiëring van de sloten langs de percelen. Enerzijds vangen de bufferstroken de (kunst)mest op die normaal direct in de sloot terecht gekomen was. Anderzijds wordt ook de indirecte lozing van meststoffen tegengegaan doordat de begroeiing van de bufferstroken de uitstroom van nutriënten reduceert. Het effect van bufferstroken op de directe emissie van nutriënten in de sloten langs landbouwgrond is in het kader van het project Actief Randenbeheer van Waterschap Brabantse Delta onderzocht door Praktijkonderzoek Plant & Omgeving. Het onderzoek concludeert dat de directe emissie van nutriënten, afhankelijk van de bemestingswijze en de breedte van de bufferstrook, met 50-89% afneemt (zie figuur 31).

figuur 31 De hoeveelheid N en P2O5 (g/km) die door meemesten in de teeltvrije zone, bufferstrook (buffer) of sloot (S400, S550 en S700) terechtkomt (Praktijkonderzoek Plant & Omgeving, 2003)


Arcadis


De vermindering van de directe lozing door bufferstroken toegepast op grasland met klei als bodem is ongeveer 1 kilogram per kilometer bufferstrook (Praktijkonderzoek Plant & Omgeving, 2003, p. 16). Typische afmeting van een perceel in de Zuidpolder is 50 bij 300 meter. Voor de Zuidpolder leidt een bufferstrook van vier meter breed dus tot een emissiereductie van stikstof van 0,5 kg/hec/jr. Voor fosfor geldt een reductie van 0,04 kg/hec/jr. De effecten van bufferstroken per oppervlakte eenheid zijn sterk afhankelijk van de afmetingen van de percelen. Hoe kleiner de percelen, hoe groter de effecten per oppervlakteeenheid zijn. Naast onderzoek naar directe emissies heeft het instituut Plantonderzoek Plant & Omgeving ook onderzoek gedaan naar de indirect emissiereductie. In dit kader zijn modelberekeningen voor maïs bouwland gedaan. In figuur 32 is te zien dat het effect van een bufferstrook op de indirect emissie zeer klein is. De uitspoeling van fosfaat is gedurende een lange tijd zelfs groter dan in een situatie zonder bufferstrook.

figuur 32 Relatief effect bufferstrook op emissie uit maïs bouwland

Het aanleggen van een gras bufferstrook leidt tot een vermindering van de cumulatieve uitspoeling naar de sloot met resp. 16 kilogram stikstof en 15 kilogram fosfor per ha na een periode van 30 jaar. Per jaar spoelt dus gemiddeld 0,53 kilogram stikstof en 0,5 kilogram fosfor per hectare minder uit. Gebruiken we deze gegevens voor de Zuidpolder dan betekent dit een emissiereductie van 2,5 kg/hec/jr. voor stikstof en 2,3 kg/hec/jr. voor fosfor. Relatief is deze reductie gering, maar is absoluut gezien hoger dan de reductie van directe emissie door bufferstroken (Praktijkonderzoek Plant & Omgeving, 2003, p. 18). tabel 5: Absolute en relatieve effectiviteit bufferstroken N Relatief (%) Absoluut (algemeen) (Zuidpolder) (kg/ha/jr.) Afname directe 50-89 0,5 emissies Afname indirecte 2-3 2,5 emissie 3,0 Totaal

P Relatief (%) (algemeen) 50-89

Absoluut (Zuidpolder) (kg/ha/jr.) 0,04

2-3

2,3 2,34


Arcadis


Kosteneffectiviteit bufferstroken Agrariërs ontvangen voor het aanleggen en onderhouden van bufferstroken een vergoeding. Uitgaande van de vergoeding van 0,50 euro per meter bufferstrook per jaar die in Waterschap Brabantse Delta wordt gehanteerd, is in de Zuidpolder 300 euro per jaar nodig om een hectare landbouwgrond van bufferstroken te voorzien. Op basis van deze resultaten kost de reductie van een stikstof door de inzet van bufferstroken 100 euro/kg/jr. We hebben al geconstateerd dat de uitspoeling sterk afhankelijk is van de lokale omstandigheden. Hetzelfde geld voor het effect van bufferstroken. Vooral de effecten van de bufferstroken op indirecte uitspoeling laten een sterke variatie zien. Assinck e.a. concluderen dat het effect van bufferstroken toegepast op grasland een reductie van 20% in de uitspoeling van stikstof teweeg brengt (2002). Van Beek e.a. gaan daar zelfs overheen met als resultaat van een modelstudie een stikstof reductie door bufferstroken van 33% (2002). Ook in deze studies wordt een grote variatie in effectiviteit van de bufferstroken met de tijd geconstateerd. De effectiviteit van bufferstroken varieert dus sterk over de verschillende onderzoeken. De variatie wordt veroorzaakt door de lokale omgevingsomstandigheden. Hoe deze omgevingsomstandigheden samenhangen met de effectiviteit van bufferstroken is niet eenvoudig vast te stellen. Het effect van een bufferstrook op de uitspoeling van nutriënten is daarom moeilijk te voorspellen. In het onderzoek wordt de hele breedte van de effecten van bufferstroken meegenomen. Dit resulteert in ook in een grote variatie in de effectiviteit van bufferstroken van 7,5 tot 100 euro/kg/jr.

Rwzi’s Voor rwzi’s is de installatie van een extra zuiveringsstap als maatregel om de emissie van rwzi’s te reduceren. Door het RIZA is er een studie uitgevoerd naar de kosten van de verschillende nazuiveringsmethoden, ook wel het ‘Polijsten van het effluent’ genoemd. Uit de studie blijkt dat de kosten per verwijderde eenheid afvalwater afnemen, wanneer het totale zuiveringsvolume toeneemt. Daarnaast bestaan er grote verschil in kosteneffectiviteit tussen de verschillende zuiveringscombinaties. In de meest kosteneffectieve zuiveringscombinatie kan stikstof voor 57 euro/kg/jr. verwijderd worden. De duurste zuiveringscombinaties kosten echter het twintigvoudige van dit bedrag (RIZA, 1995, p. 42). Hiernaast zijn van twee uitbreidingen van rwzi’s de kosten per kilogram verwijderde stikstof berekend. In het waterschap Aa en Maas is bij één van zijn rwzi’s een extra zandfilter toegepast. De investeringskosten bedragen 350.000 euro op jaarbasis. Voor dit bedrag wordt op jaarbasis 5,36 ton minder stikstof uitgestoten (Waterschap Aa en Maas, 2002). De kosteneffectiviteit van deze uitbreiding voor stikstof is 65 euro/kg/jr. In waterschap Brabantse Delta wordt nagedacht over de het toepassen van een extra zuiveringsstap in de vorm van een Fuzzy Filter. Deze filter levert voor een de investeringskosten van 150 000 euro per jaar een reductie van 990 kg stikstof (Waterschap Branbantse Delta, 2007) . De kosteneffectiviteit van de installatie van de Fuzzy Filter bedraagt 91 euro/kg/jr.

De kosten voor de extra zuivering van nutriënten in rwzi’s varieert dus tussen de 57 en 91 euro/kg/jr.


Arcadis


Bijlage II:

Economisch voordeel emissiehandel Rijn

In deze bijlage wordt uiteengezet hoe groot de maximale winst in kosteneffectiviteit op de Rijn door emissiehandel zal zijn. Om winst in kosteneffectiviteit voor de hele Rijn te berekenen is eerst de mogelijke kostenbesparing op een gedeelte van de Rijn onderzocht. De resultaten over dit traject zijn vervolgens opgeschaald naar de hele Rijn. Het voorbeeldtraject Op het traject bovenstrooms van Mainz worden grote hoeveelheiden koelwater geloosd. Dit traject leent zich daarom goed voor de berekening van de mogelijke besparing door middel van emissiehandel. Omdat de werkelijke verdeling van reductiekosten over de emittenten niet bekend is, is voor deze berekening een drietal verschillende verdelingen van deze reductiekosten over de emittenten gebruikt. Hierbij is uitgegaan van een maximaal verschil in reductiekosten van een factor 1,66. Wanneer we nu de kunstmatige opwarming van Rijn ter hoogte van Mainz met 1,5 graad willen verlagen, moet de warmtevracht op het traject bovenstrooms van Mainz met 4186MW worden teruggebracht. Wanneer geen inzicht in de verschillen in kosteneffectiviteit aanwezig is, is het in het in het traditionele beheer logisch om alle emittenten een gelijke relatieve reductie in koelwateremissie op te leggen. Voor alle drie de kostenverdelingen zijn de kosten voor in deze aanpak vastgesteld. Wanneer emissiehandel mogelijk is, kan een economische optimale verdeling van de lozingsreducties over de emittenten ontstaan. De emittenten met hoge reductiekosten zullen in deze optimale situatie hun emissies niet te reduceren, terwijl emittenten met lage reductiekosten de koelwateremissie volledig zullen stoppen. Met inachtneming van de handelsfactoren zijn ook in het geval van emissiehandel de totale kosten voor de drie verschillende kostenverdelingen berekend. De drie verschillende kostenverdelingen leiden ook tot drie verschillende kostenbesparingen voor het verschil tussen het toepassen van de relatieve reducties en het toepassen van emissiehandel. Deze besparingen zijn respectievelijk 860.000, 1,58 miljoen en 1,38 miljoen euro per dag. Winst kosteneffectiviteit complete Rijn Wanneer we dit resultaat opschalen naar de maximale winst in kosteneffectiviteit voor de hele Rijn moeten we aantal aannamen doen. Ten eerste nemen we aan de uitsluitend op het traject tussen kilometer 330 en 840 van de Rijn gehandeld gaat worden. Wanneer we de kunstmatige riviertemperatuur op dit traject met één graad terug wil brengen moeten de emissies in dit gedeelte van de Rijn met 10.000 megawatt worden teruggebracht. Wanneer we uitgaan van behaalde kostenwinst uit het voorbeeldtraject zal de winst in kosteneffectiviteit tussen de 2,05 en 3,75 miljoen euro per dag liggen.


Arcadis


Bijlage III: Handelsfactoren Zuidpolder tabel 6: Relatieve handelsfactoren voor alle lozingspunten van de Zuidpolder Handelsfactor per lozingspunt

emittent 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 min max gemiddeld standaard deviatie

met planten

zonder planten

stikstof

stikstof

2,7 2,8 2,8 1,8 2,8 2,8 2,8 2,9 1,4 1,4 1,0 2,4 2,3 1,9 1,3 1,0 1,8 2,4 2,9 1,3 2,8 2,7 1,9 2,3 1,7 2,8 1,7 1,6 2,9 1,6 2,9 1,0 2,9 2,1 0,67

fosfaat

12,1 13,8 16,3 3,2 14,3 15,5 16,4 17,7 2,1 1,9 1,2 7,3 6,7 3,6 1,8 1,2 3,3 6,8 17,4 1,8 17,1 13,0 3,7 6,5 2,8 15,6 2,8 1,0 2,7 18,2 2,5 1,0 18,2 8,1 6,41

1,5 1,5 1,5 1,3 1,5 1,5 1,5 1,5 1,2 1,2 1,0 1,4 1,4 1,3 1,1 1,0 1,3 1,4 1,5 1,1 1,5 1,5 1,3 1,4 1,3 1,5 1,3 1,2 1,5 1,2 1,5 1,0 1,5 1,4 0,16

gemengd

fosfaat

1,3 1,3 1,3 1,2 1,3 1,3 1,3 1,3 1,2 1,2 1,0 1,3 1,3 1,2 1,1 1,0 1,2 1,3 1,3 1,1 1,3 1,3 1,3 1,3 1,2 1,3 1,2 1,0 1,2 1,3 1,2 1,0 1,3 1,3 0,10

stikstof

1,8 1,8 1,9 1,5 1,8 1,8 1,9 1,9 1,3 1,2 1,0 1,7 1,7 1,5 1,2 1,0 1,5 1,7 1,9 1,2 1,9 1,8 1,5 1,7 1,4 1,8 1,4 1,4 1,9 1,3 1,9 1,0 1,9 1,6 0,28

fosfaat

1,8 1,9 1,9 1,5 1,9 1,9 1,9 1,9 1,4 1,3 1,1 1,8 1,7 1,6 1,3 1,1 1,5 1,7 1,9 1,3 1,9 1,9 1,6 1,7 1,5 1,9 1,5 1,0 1,4 1,9 1,4 1,0 1,9 1,6 0,28


Arcadis

Emissiehandel in het Nederlandse Waterkwaliteitsbeheer

Recommend Documents