Toxiciteit heeft z'n prijs

Ministerie van Verkeer en Waterstaat

opq

Toxiciteit heeft z'n prijs

Schaduwprijzen voor (eco-)toxiciteit en uitputting van abiotische grondstoffen binnen DuboCalc 8 maart 2004

........................................................................................

Colofon Uitgegeven door: Rijkswaterstaat

Informatie: Telefoon: Fax:

Joris Broers 015-2518 203 015-2518 555

Uitgevoerd door:

TNO-MEP Postbus 342 7300 AH Apeldoorn drs. A.K. van Harmelen drs. ing. R.H.J. Korenromp dr. T.N. Ligthart mw. ir. S.M.H. van Leeuwen ing. R.N. van Gijlswijk

Opmaak:

Rijkswaterstaat

Datum:

8 maart 2004

Status:

definitief

Versienummer:

1.0

3


4


Voorwoord Het project is uitgevoerd in de periode oktober 2003 tot en met februari 2004 in opdracht van Ministerie van Verkeer en Waterstaat, Bouwdienst Rijkswaterstaat (RWS). Het project is begeleid door een begeleidingscommissie onder leiding van de heer L.J.E. Duijsens (RWS). In de begeleidingscommissie hadden tevens de heren J.W. Broers (RWS) en G. Huppes (CML) zitting. De auteurs willen de leden van de Begeleidingscommissie hartelijk danken voor hun bijdragen.

5


6


Samenvatting Opzet van het onderzoek Rijkswaterstaat is voornemens de schaduwprijsmethode te gebruiken voor het wegen van milieuthema’s binnen het in ontwikkeling zijnde DuboCalc. Dit is een instrument waarmee ontwerpers in de GWWsector de milieubelasting van hun ontwerpen kunnen bepalen. Om tot een enkelvoudige indicator voor milieubelasting te komen is het wegen en samenvoegen van de scores op de momenteel tien gebruikte effectcategorieën noodzakelijk. Hiertoe staan een aantal opties ter beschikking. In dit rapport wordt een van die opties uitgewerkt: de schaduwprijsmethodiek. De schaduwprijs is het voor de overheid hoogste toelaatbare kostenniveau per eenheid emissiebestrijding. De schaduwprijsmethode is consistent met marktconforme instrumenten. De methode heeft tevens als voordeel dat het aansluit bij de huidige economische realiteit doordat het de externe kosten zichtbaar maakt. Tevens kan bij het hanteren van de schaduwprijsmethode transparantie worden geboden. Het ondersteunt integrale analyses om doorzichtige resultaten op te leveren waar overheden en bedrijfsleven hun eigen activiteiten en de relatie met milieuthema’s in kunnen herkennen. Om de schaduwprijs te bepalen dienen de milieueffecten gemonetariseerd te worden. In het recente verleden is voor een aantal thema’s reeds een schaduwprijs vastgesteld. In dit onderzoek is deze stap gezet voor de milieueffectcategorieën uitputting van abiotische grondstoffen en toxiciteit. Er is daartoe een aanpak ontwikkeld in vijf stappen: 1. Vaststellen van het huidige beleid voor de onderscheiden milieueffectcategorieën; 2. Selecteren van relevante gidsstoffen, sectoren en bedrijven voor het realiseren van het beleid; 3. Verzamelen van kostengegevens van maatregelen door middel van literatuuronderzoek en telefonisch interviewen van bedrijven, vergunningverleners en experts; 4. Berekenen van de schaduwprijs op basis van de kostenschattingen van maatregelen; 5. IJken van de schaduwprijs aan de hand van werkelijk gemaakte maatschappelijke milieukosten. Resultaten Uit het onderzoek komt naar voren dat er een grote spreiding bestaat in de kosten van maatregelen. Een kostenplaatje in termen van € per vermeden kilogram stof kan er dus zeer heterogeen uitzien. Als het kostenbeeld in dezelfde termen wordt geformuleerd als die waar het beleid mee werkt, zal een meer homogeen beeld met een kleinere spreiding van de kosten ontstaan als het beleid kosteneffectief werkt. Het blijkt dat milieueffectcategorieën zoals klimaatverandering, verzuring etc. een homogeen beeld van maatregelen en marginale kosten te zien geven als de in het beleid gebruikte equivalenten gehanteerd worden. Voor de toxiciteitcategorieën is dit beeld geheel anders. De afgeleide schaduwkosten blijken geen consistent beeld te leveren met het gevoerde beleid. Door de afgeleide schaduwkosten te

7


ijken aan de werkelijk gemaakte maatschappelijke kosten is er een manier gevonden om schaduwprijzen te berekenen op basis van de CML-2 karakteriseringfactoren die recht doet aan de praktische, beleidsmatig gekozen preferenties. In een aantal toetsen die binnen dit project zijn uitgevoerd met bestaande levenscyclusanalyses en de nationale equivalentemissies is gebleken dat de afgeleide schaduwkosten een realistisch beeld opleveren van de huidige beleidspreferenties en de maatschappelijke milieukosten. Voor de milieueffectcategorieën van de CML-2 methode is nu een complete set van Nederlandse schaduwprijzen beschikbaar voor het vaststellen van milieu(kosten)profielen volgens de huidige beleidsprioriteitstellingen en het beoordelen van (milieu)maatregelen in kosten-batenanalyses. De Nederlandse schaduwprijzen voor de milieueffectcategorieën zijn als volgt: Milieueffectcategorie

Equivalent eenheid

Schaduwprijs

Bron

[€ / kg equivalent]

.................................................................. Humane toxiciteit – HTP 1,4-DCB eq € 0,09 TNO Zoetwater aquatische ecotoxiciteit – FAETP 1,4-DCB eq € 0,03 TNO Mariene aquatische ecotoxiciteit – MAETP

1,4-DCB eq

€ 0,0001

TNO

Zoetwater sediment ecotoxiciteit – FSETP

1,4-DCB eq

€ 0,02

TNO

Mariene sediment ecotoxiciteit – MSETP

1,4-DCB eq

€ 0,0003

TNO

Terrestrische ecotoxiciteit – TETP

1,4-DCB eq

€ 0,06

Sb eq

€0

TNO TNO

Verandering van klimaat – GWP 100 j.

CO2 eq

€ 0,05

CE

Fotochemische oxidantvorming – POCP

C2H 2 eq

€2

CE

Verzuring – AP

SO2 eq

€4

CE

Vermesting – EP

PO4 eq

€9

CE

CFK-11 eq

€ 30

CE

Abiotische grondstofuitputting – ADP

Aantasting ozonlaag – ODP

8


Inhoudsopgave ........................................................................................

Voorwoord 5 Samenvatting 7 1. 1.1 1.2 1.3

Inleiding 11 Achtergrond en vraagstelling 11 Doelstelling 11 Leeswijzer 12

2. 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6 2.7

Aanpak 13 Methodologische achtergrond 13 Overzicht van ondernomen stappen 16 Vaststellen van het huidige beleid 17 Selecteren van gidsstoffen, sectoren en bedrijven 17 Verzamelen van kostengegevens van maatregelen 18 Berekenen van de schaduwprijs 18 IJken van de schaduwprijs 19

3. 3.1 3.2 3.3 3.4

Selectie van gidsstoffen 21 Huidig beleid 21 De relatie tussen beleid, schaduwkosten en equivalenten 22 Gebruik van de EmissieMonitor voor de selectie van stoffen 22 Selectie van gidsstoffen en sectoren 23

4. 4.1 4.1.1. 4.1.2. 4.1.3. 4.1.4. 4.1.5. 4.1.6. 4.1.7. 4.2 4.2.1. 4.2.2. 4.2.3. 4.3 4.3.1. 4.3.2. 4.3.3. 4.4 4.4.1. 4.4.2. 4.4.3.

Maatregelen, kosten en schaduwprijzen 31 Maatregelen en kosten 31 Depletie van abiotische grondstoffen (ADP) 31 Fijn stof 32 Fluorwaterstof 32 Organische verbindingen 32 Zware metalen (naar lucht) 33 Gewasbeschermingsmiddelen 34 Waterverontreiniging 36 Berekening van de schaduwprijzen 37 Kostenallocatiemethode 37 Van marginale kosten naar schaduwprijzen 38 Schaduwprijzen in de literatuur 41 IJking van de schaduwprijzen 43 Heterogeniteit leidt tot hoge schaduwkosten 43 Oorzaken van heterogeniteit 46 Geijkte schaduwprijzen 48 Toepassing van de schaduwprijzen 50 Geluidsschermen 50 Koelkast 52 Nederlandse milieuschade 54

9


5. 5.1 5.2

Conclusies en aanbevelingen 55 Conclusies 55 Aanbevelingen 57

Referenties 59 Bijlage A

Omschrijving milieueffectcategorieën 63

Bijlage B

Loketvraag EmissieMonitor 67

Bijlage C

Stofkoppellijst 69

Bijlage D.1 D.2 D.3

10

D Overzicht huidig beleid 71 Lucht 71 Water 73 Bodem 76


1. Inleiding ...............................................................................

1.1

Achtergrond en vraagstelling

Rijkswaterstaat is voornemens de schaduwprijsmethode te gebruiken voor het wegen van milieuthema’s binnen het in ontwikkeling zijnde DuboCalc [10]. Dit is een op Eco-Quantum en GreenCalc gelijkend instrument waarmee ontwerpers in de GWW-sector de milieubelasting van hun ontwerpen kunnen bepalen. DuboCalc maakt gebruik van de CML-2 methode. Om de resultaten van DuboCalc ook bruikbaar te laten zijn voor niet met LCA bekende ontwerpers is het gewenst de resultaten ook in een enkelvoudige indicator uit te drukken [9]. Om tot een dergelijke enkelvoudige indicator te komen is het wegen en samenvoegen van de scores op de momenteel tien gebruikte effectcategorieën noodzakelijk. Hiertoe staan een aantal opties ter beschikking [10][18]: • Panel methodes; • Distance to Target methodes; • Technologie methodes; • Monetariseringsmethodes. Panel methodes laten een panel weegfactoren toekennen aan bijvoorbeeld iedere effectcategorie. Distance to Target methodes gebruiken als weegfactor veelal de afstand tot een beleidsdoel zoals een emissieplafond. Een voorbeeld van een technologiemethode is de Ecological Footprint waarbij de milieubelasting wordt uitgedrukt in een benodigd oppervlakte voor het teniet doen van de milieubelasting. De laatste optie is het monetariseren van de milieubelasting. Een belangrijke invulling hiervan is de schaduwprijsmethode. Deze methode is binnen Nederland door CE [39] geoperationaliseerd voor enkele milieuthema’s zoals klimaatverandering en verzuring maar dekt niet de effectcategorieën op het gebied van (eco-)toxiciteit en abiotische grondstofuitputting. TNO is daarom gevraagd om onderzoek te doen naar de schaduwprijs voor deze milieueffectcategorieën.

1.2

Doelstelling

De doelstelling van het project is het opleveren van een set van schaduwprijzen voor de milieueffectcategorieën op het gebied van (eco-)toxiciteit en uitputting van abiotische grondstoffen voor gebruik in het programma DuboCalc.

11


Deze schaduwprijzen dienen zo consistent mogelijk te zijn met die van de overige milieueffectcategorieën waar al schaduwprijzen voor beschikbaar zijn. Tevens dient een methodische onderbouwing en een kwalitatieve schatting van de betrouwbaarheid gegeven te worden.

1.3

Leeswijzer

In hoofdstuk 2 Aanpak wordt de aanpak op hoofdlijnen aan de hand van een vijftal stappen beschreven nadat een methodische introductie is gegeven. In hoofdstuk 3 Selectie van gidsstoffen wordt een selectie op basis van het huidige beleid en de ontwikkeling van emissies van stoffen in sectoren (gebaseerd op gegevens uit de Emissiemonitor) beschreven. Het maken van de juiste selectie van stoffen, sectoren en hiermee maatregelen voor de verschillende milieueffectcategorieën is een belangrijke stap in de berekening van schaduwprijzen. Een volledig overzicht van maatregelen is in de praktijk namelijk niet haalbaar. Na de selectie van relevante stoffen en sectoren worden maatregelen en kosten geïnventariseerd en beschreven in hoofdstuk 4 Maatregelen, kosten en schaduwprijzen. Zoals deze titel aangeeft wordt op basis van de kosten van maatregelen per milieueffectcategorie een schaduwprijs berekend volgens een ontwikkelde methodiek voor kostentoedeling aan en weging van milieueffectcategorieën. De berekende schaduwprijzen worden vervolgens geijkt op basis van een analyse van werkelijke gemaakte kosten en de eigenschappen van de gehanteerde methodiek, mede in relatie tot die van de andere milieueffectcategorieën. Voor correcte toepassing moeten de schaduwprijzen voor alle milieueffectcategorieën namelijk vergelijkbaar zijn. Tenslotte wordt de vastgestelde set van schaduwprijzen toegepast in een drietal cases. Het rapport sluit af met hoofdstuk 5 Conclusies en aanbevelingen. De conclusies betreffen de vastgestelde set van schaduwprijzen in relatie tot de ontwikkelde methode en verzamelde data. De aanbevelingen naar aanleiding van de schaduwprijzen voor humane toxiciteit, ecotoxiciteit en abiotische grondstofdepletie zijn bedoeld voor onderzoekers, beleidsmakers en gebruikers van schaduwprijzen in het algemeen en die van DuboCalc in het bijzonder.

12


2. Aanpak ...............................................................................

2.1

Methodologische achtergrond

Milieukosten zijn externe kosten Economische activiteiten gaan bijna zonder uitzondering gepaard met een zekere belasting van mens of milieu. Voor de mens betreft het aantasting van gezondheid en veiligheid, bij milieu gaat het om verstoring van ecosystemen, vaak gekwantificeerd in vermindering van voorraden schone lucht, water, bodem en (a)biotisch materiaal [15]. Kosten van belasting van milieu en mens worden niet via de markt in de productprijs verdisconteerd. Daarom worden het externe kosten genoemd, in tegenstelling tot de interne productiekosten. De kosten van milieubelasting hangen af van de prijs die de samenleving voor een schoon milieu over heeft en is situatie- en momentgebonden. In het algemeen zal naarmate de milieubelasting hoger is, de bereidheid groter zijn om een hogere prijs te betalen voor beperking van de milieuschade. Op deze manier komt een vraag-curve naar de beperking van milieuschade tot stand (zie figuur 2.1).

€/ee nheid

emissiedoelst elling Aanbod: bestrijding

Margi nale koste n

............................... Figuur 2.1 Vraag naar beperking en aanbod van bestrijding van emissies op de virtuele milieumarkt vormen een evenwichtsprijs. Als een overheidsdoelstelling het evenwichtspunt van vraag en aanbod kruist zal de schaduwprijs bij deze doelstelling gelijk zijn aan de evenwichtsprijs.

Acceptabele schade 0

Vraag: schadebepe rking

schaduwprijs Kosten bestrijding Emissie

100%

Een virtuele milieumarkt Naast de vraag naar emissiebeperking is er een aanbod van emissiebestrijdingsmogelijkheden, dat voor elk niveau van bestrijding ook een bepaalde prijs heeft. In het algemeen neemt de prijs toe naarmate de verlangde reductie groter is. Als er een markt voor milieu zou zijn, wordt door vraag en aanbod een evenwichtsprijs gevormd op het snijpunt van de curven van marginale schadebeperking en marginale bestrijdingskosten.

13


Overheidsrestricties op externe effecten geven een schaduwprijs Omdat externe kosten niet via de markt vergoed worden zal een overheid moeten bepalen in welke mate de schade beperkt moet worden. Dit kan door het formuleren van een emissiedoelstelling. Het punt waar deze doelstelling de marginale schadecurve snijdt wordt de schaduwprijs genoemd. Dit is de mate waarin de totale kosten en baten veranderen als gevolg van een verandering in een beperkende factor, in dit geval de emissiebeperking. In het huidige milieuvoorbeeld is de schaduwprijs in feite het hoogst toelaatbare milieukostenniveau per eenheid milieuschade die de overheid nog bereid is te dragen. Een kosteneffectieve schaduwprijs benadert de evenwichtsprijs Een overheid die kosteneffectief wil werken plaatst haar emissiedoelstelling zo dat deze op het snijpunt uitkomt zodat vraag en aanbod in evenwicht zijn. Deze totale kosten betreffen de kosten van genomen bestrijdingsmaatregelen (het oppervlak onder de marginale bestrijdingscurve rechts van de emissiedoelstelling) plus de geleden milieuschade als gevolg van onbestreden emissies, het oppervlak onder de schaduwprijs links van de doelstelling. Als de overheid haar taak als vertegenwoordiger van de samenleving goed uitvoert en kosteneffectief werkt zorgt zij er voor dat de schaduwprijs van haar milieudoelstelling samenvalt met de evenwichtsprijs die in de samenleving leeft. Als dat namelijk niet het geval is zal ten opzichte van het marktevenwicht de gepercipieerde milieuschade sterker toenemen dan de bestrijdingskosten afnemen (bij een te lage reductiedoelstelling) of de bestrijdingskosten zullen sterker toenemen dan de vermeden milieuschade (bij een te hoge reductiedoelstelling). Het doorberekenen van de schaduwprijs creëert een milieumarkt Echter, omdat de schade collectief is komen baten in de vorm van vermeden schade vaak niet rechtstreeks toe aan de investeerder in bestrijdingskosten. In feite is de evenwichtsprijs virtueel. Als daarentegen de externe kosten als gevolg van milieuschade worden doorberekend aan de vervuiler, zullen investeringen in bestrijding wel leiden tot baten voor de vervuiler. Bijv. via een heffing kan de schade in de productprijs geïnternaliseerd worden. Hiermee is een principieel uitgangspunt van het huidige milieubeleid, het ‘polluter pays’ beginsel, vorm gegeven. Dit houdt in dat elk individu en elke organisatie in principe verantwoordelijk is voor de door hem of haar veroorzaakte schade aan het milieu. Bovendien gebeurt dit op deze manier op een economisch kosteneffectieve wijze. Het milieu heeft hiermee een prijs gekregen die een rol speelt in het economisch verkeer. Een vervuiler kan zelf bepalen of het voordelig is om een heffing te betalen of om zelf zijn emissies te reduceren en hiermee extra kosten te maken voor de te treffen reductiemaatregelen. In beide gevallen worden de milieubelastende producten duurder en de milieuvriendelijke minder duur. Deze aanpak met behulp van marktconforme instrumenten staat de laatste jaren erg in de aandacht. NOx-verevening in de zware industrie en verhandelbare CO2-emissierechten zijn daarvan bekende voorbeelden.

14


Toepassing van de schaduwprijs Naast het daadwerkelijk doorberekenen van de schaduwprijs via bijv. een milieuheffing, is de schaduwprijs, net als de marktprijs, een eenvoudig te interpreteren signaal van economisch schaarste. In studies met variërende onderwerpen als levenscyclusanalyses, technologische ontwikkeling, duurzaamheidstrategieën of milieuvriendelijk ontwerpen, waarin milieueffecten van verschillende aard met elkaar vergeleken dienen te worden, kan de schaduwprijs eenvoudig ingezet worden om de milieuschade te berekenen. Dit gebeurt door de emissies te vermenigvuldigen met de schaduwprijs. De zo berekende milieuschade, ook wel milieukosten of schaduwkosten genoemd, geeft een indicatie van de milieuverliezen rond de huidige of toekomstige emissiedoelstelling [19][22][23][34][38]. Sommige studies gebruiken de op deze manier berekende milieuschade in micro-economische kostenbatenanalyses, andere in macro-economische studies om het BNP te corrigeren om zodoende een groen BNP te berekenen [19]. Voordelen van de schaduwprijsmethode De schaduwprijs heeft een neutrale eenheid waarmee verschillende milieueffecten onder een noemer gebracht kunnen worden. Met behulp van de schaduwprijsmethode kunnen verschillende milieueffectcategorieën makkelijk gewogen worden. De schaduwprijs heeft tevens als voordeel dat deze aansluit bij het gebruik van marktconforme instrumenten. Ook sluit het aan bij de huidige economische realiteit in het bedrijfsleven doordat het de externe kosten zichtbaar maakt. Het ondersteunt integrale analyses om doorzichtige resultaten op te leveren waar beleid en bedrijfsleven hun eigen activiteiten en de relatie met milieuthema’s in kunnen herkennen. Randvoorwaarden voor toepassing van de schaduwprijsmethode De schaduwprijsbenadering is met name geschikt voor het doorrekenen van het huidige beleid c.q. de huidige collectieve preferenties en niet voor lange termijn duurzame oplossingen omdat de schaduwprijs van deze lange termijn doelen lastig is vast te stellen. De huidige collectieve preferenties verschillen per land [18]. Dit impliceert dat het gebruik van schaduwkosten zinvol is op nationaal of Europees niveau, waar milieudruk en milieuwensen min of meer van een vergelijkbare orde zijn. Dit is niet het geval op mondiale schaal. Twee mogelijke routes om de schaduwprijs te bepalen De schaduwprijs kan ten eerste bepaald worden door schatting van de milieuschade rond de vastgestelde emissiedoelstellingen. Onder de aanname dat de overheid kosteneffectief werkt kan ten tweede de schaduwprijs ook afgeleid worden door de bestrijdingskosten te combineren met de gehanteerde emissiedoelstellingen. Milieuschade is lastig vast te stellen De (monetaire) waarde van milieuschade is moeilijk vast te stellen. Een aanpak hiervoor is volgens het ‘willingness-to-pay’ principe, waarbij wordt vastgesteld welk bedrag (groepen uit) de maatschappij over heeft om een bepaalde milieuschade te voorkomen. Dit kan in directe zin (‘stated preferences’) door middel van enquêtes (Contingent

15


Valuation Method) of door het herleiden van gebleken invloed van milieubelasting op marktprijzen (‘revealed preferences’). Nadeel van deze methoden van betalingsbereidheid is dat ze erg momentgebonden zijn en voor alle milieueffectcategorieën tegelijk uitgevoerd dienen te worden om vergelijkbare resultaten te verkrijgen. Met name voor de beweerde preferenties is de vraag of de hinder op de juiste waarde wordt geschat, dat wil zeggen in juiste relatie met reële investeringsbeslissingen [44]. Emissiebestrijdingskosten zijn nauwkeuriger vast te stellen De emissiebestrijdingskosten of preventiekosten zijn nauwkeuriger vast te stellen. Hiervoor kan worden uitgegaan van de hoogst toelaatbare kosten voor het bestrijden van bepaalde milieueffecten, de zogenaamde marginale kosten die door de maatschappij moeten worden gemaakt om aan de door de overheid gewenste emissiedoelstelling te voldoen. Een alternatieve methode is met behulp van prijselasticiteiten, maar deze zijn slechts in beperkte mate beschikbaar. In figuur 2.1 wordt verondersteld dat de overheid c.q. de maatschappij zo rationeel is om haar doelstelling op het punt van de evenwichtsprijs te leggen én dat de positie van dit punt bekend is. Met andere woorden: dat de marginale milieuschade gekwantificeerd is. Nu is dit niet feitelijk het geval, waardoor de schaduwprijs die afgeleid wordt uit de combinatie van huidige beleidsdoelstelling en marginale bestrijdingscurve meer geïnterpreteerd dient te worden als een maatstaf van de huidige beleidspreferenties. De schaduwprijs is vooral een inschatting van de evenwichtsprijs door het huidige beleid. Aangezien beleidsmakers kosteneffectief te werk wensen te gaan is de consequentie van de huidige doelstelling dat de marginale schade blijkbaar op het niveau van de schaduwprijs wordt ingeschat. De werkelijke milieuschade zoals gepercipieerd in de samenleving kan van een heel ander niveau zijn. CE heeft binnen Nederland de schaduwprijzen vastgesteld [44] voor de milieueffectcategorieën van de CML-2 methode met uitzondering van zes categorieën op het gebied van humane toxiciteit, ecotoxiciteit en abiotische grondstofdepletie. Hierbij dient aangetekend te worden dat CE feitelijk de schaduwprijs rond emissiedoelstellingen voor het jaar 2010 vaststelt. Dit is mogelijk omdat de milieueffectcategorieën die CE behandelt, in beleidsplannen en maatregelen goed uitgewerkt en gedocumenteerd zijn. Dit is niet het geval voor de overige thema’s, waarbij doelstellingen, voor zover ze gesteld zijn, vaak meerdere milieueffectcategorieën beïnvloeden. Daarom is een analyse van de huidige situatie meer opportuun, om hieruit af te leiden op basis van genomen maatregelen wat de schaduwprijs van het huidige beleid is.

2.2

Overzicht van ondernomen stappen

De in de weegmethode te gebruiken schaduwprijzen voor de milieueffectcategorieën uitputting van abiotische grondstoffen en toxiciteit worden vastgesteld in een vijftal stappen: 1. Vaststellen van het huidige beleid voor de onderscheiden milieueffectcategorieën;

16


2. Selecteren van relevante gidsstoffen, sectoren en bedrijven voor het realiseren van het beleid; 3. Verzamelen van kostengegevens van maatregelen door middel van literatuuronderzoek en telefonisch interviewen van bedrijven, vergunningverleners en experts; 4. Berekenen van de schaduwprijs op basis van de kostenschattingen van maatregelen; 5. IJken van de schaduwprijs aan de hand van werkelijk gemaakte milieukosten.

2.3

Vaststellen van het huidige beleid

Het huidige beleid dat relevant is voor de onderzochte milieueffectcategorieën is geanalyseerd om te kijken op welke manier de samenleving gestimuleerd wordt om maatregelen te nemen, zodat bij de selectie van gidsstoffen, sectoren en maatregelen hier rekening mee gehouden kan worden. Hierbij is gekeken naar de vorm van beleid: concentratienorm, emissiestandaard, doelstelling voor emissies, concentraties of reductie gebruik, voor bedrijf, sector of land. Daarbij is vooral gekeken naar nationale en Europese weten regelgeving.

2.4

Selecteren van gidsstoffen, sectoren en bedrijven

In deze stap is een selectie van relevante stoffen en sectoren gemaakt waarvan verwacht wordt dat er maatregelen genomen zijn om aan het huidige beleid te voldoen. Deze selectie is gemaakt met behulp van de gegevens uit de Emissieregistratie (Collectief en Individuele bedrijven) die door TNO-MEP jaarlijks wordt gecoördineerd [13]. Deze zijn voor elke milieueffectcategorie omgerekend in equivalente emissies met behulp van karakteriseringfactoren volgens CML-2 [16]. De 1,4-dichloorbenzeenequivalenten die voor (eco-)toxiciteit worden gebruikt zijn niet vergelijkbaar voor de toxische milieueffectcategorieën omdat de betekenis van de effecten van een eenheid 1,4-dichloorbenzeen verschilt per milieueffectcategorie. Dichloorbenzeenequivalenten van verschillende milieueffectcategorieën mogen dan ook niet worden opgeteld. De selectie van gidsstoffen wordt dan ook voor elke milieueffectcategorie afzonderlijk gemaakt. Voor elke milieueffectcategorie is een selectie van gidsstoffen en sectoren gemaakt op basis van drie criteria voor elke stof: 1. Aandeel in landelijke en sectorale equivalente emissie; 2. Historische verandering in equivalente emissie; 3. Huidige beleidsdruk om maatregelen te nemen. Door de selectie van de meest aan het nationale of sectorale totaal bijdragende stoffen per milieueffectcategorie wordt de kans vergroot dat deze stoffen van belang zijn voor maatregelen binnen een bepaalde milieueffectcategorie. Tevens zijn stoffen en sectoren geselecteerd waar aanzienlijke reductie al heeft plaats gevonden en waar de beleidsdruk om maatregelen te

17


nemen aanzienlijk is, zodat men aan mag nemen dat men hier het verst op de marginale reductiekostencurve is gevorderd (m.a.w. de marginale kosten zijn hoog). Hier wordt de koppeling gelegd met de verzamelde gegevens over beleidsmaatregelen voor het betreffende milieuthema. Vervolgens zijn een aantal bedrijven uit de geselecteerde sectoren gekozen waar gegevens over kosten van maatregelen per stof verzameld zijn.

2.5

Verzamelen van kostengegevens van maatregelen

In deze derde stap is door middel van literatuuronderzoek en telefonische interviews bij geselecteerde bedrijven, provincies en experts gegevens verzameld over kosten en emissiereducties van maatregelen. Uiteindelijk doel is het vaststellen van de marginale bestrijdingskosten ofwel de duurste maatregel die genomen wordt om een (equivalent) reductie te behalen, want dit is de schaduwprijs. We hebben ons sterk moeten verlaten op de gegevens in de internationale literatuur omdat de telefonische enquêtes bij bedrijven niet veel niet opleverden. Bedrijven willen hun gegevens niet uit handen geven uit concurrentieoverwegingen, zijn deels enquêtemoe of willen om andere redenen niet meewerken.

2.6

Berekenen van de schaduwprijs

In deze vierde stap is op basis van kostengegevens en emissiereducties van maatregelen verkregen uit de literatuur en interviews een schatting gemaakt van de schaduwprijs voor een bepaalde milieueffectcategorie. Dit zijn de marginale bestrijdingskosten ofwel de duurste emissiereductiemaatregel die genomen wordt om aan het beleid te voldoen. Deze kostengegevens zijn omgerekend in € per equivalent reductie. Omdat vele maatregelen meerdere milieueffectcategorieën bestrijken, kunnen reductiekosten in € per equivalent reductie alleen berekend worden indien kostenallocatie naar milieueffectcategorieën geregeld is. Daarom is de volgende kostenallocatiemethodiek ontwikkeld voor opties die meerdere milieueffectcategorieën beïnvloeden: 1. initiële weging van milieueffectcategorieën die de prioriteit van het huidige beleid weerspiegelt is nodig om deze c.q. de equivalenten te kunnen vergelijken; 2. daadwerkelijke toedeling van reductiekosten dient vervolgens plaats te vinden op basis van het relatieve belang dat een maatregel heeft voor een milieueffectcategorie; 3. geringe milieueffecten binnen een milieueffectcategorie worden afgekapt wegens hun verstorend effect. Een nadere beschrijving van deze kostenallocatiemethodiek wordt gegeven in hoofdstuk 4.2.1 Kostenallocatiemethode.

18


2.7

IJken van de schaduwprijs

De volgens de hiervoor beschreven methodiek vastgestelde schaduwprijzen voor de toxische milieueffectcategorieën blijken in de praktijk niet te voldoen. De voornaamste reden hiervoor is dat het huidige toxiciteitbeleid niet consistent is met de gebruikte CML-2 methode. Het beleid werkt niet exact volgens de karakteriseringfactoren van CML, mede omdat locale en praktische zaken (terecht) een rol spelen. Hierdoor kan de kosteneffectiviteit van maatregelen in termen van CML karakteriseringfactoren lager zijn. Hierdoor zijn de berekende schaduwprijzen niet de ‘revealed collective preferences’ van het huidige beleid. Het gevolg is dat de schaduwprijzen dermate hoog zijn dat elke toepassing gedomineerd wordt door de schaduwkosten van toxiciteit. Om toch een in DuboCalc en andere instrumenten en analyses bruikbare schaduwprijs te berekenen zijn de schaduwprijzen van de verschillende milieueffectcategorieën geijkt op basis van gerealiseerde uitgaven voor verspreiding van toxische stoffen volgens de Milieubalans [31]. Op deze manier zijn de berekende schaduwprijzen meer representatief voor de huidige beleidsvoorkeuren. Deze ijkingsprocedure wordt nader omschreven in hoofdstuk 4.3 IJking van de schaduwprijzen.

19


20


3. Selectie van gidsstoffen ...............................................................................

3.1

Huidig beleid

Het huidige milieubeleid is geformuleerd in het Nationaal MilieubeleidsPlan 4 (NMP4, [35]). De milieueffectthema’s van de onderhavige studie, te weten abiotische grondstofdepletie en humane toxiciteit en aquatische en terrestrische ecotoxiciteit worden hierin beschreven. De geformuleerde doelen zijn voor de lange termijn duidelijk: het behalen van duurzaamheidsniveaus. Deze blijven echter voor de milieueffectcategorieën kwalitatief. Op het niveau van afzonderlijke stoffen en compartimenten zijn wel kwantitatieve doelstellingen gesteld, soms in termen van stofconcentraties in een bepaald compartiment, soms in termen van emissiereductie. In beide gevallen is er sprake van beleid dat het nemen van maatregelen afdwingt. Dit kwantitatieve milieubeleid is langs de conventionele lijnen van compartimenten en doelgroepen georganiseerd. Hiervan is eenvoudig vast te stellen welke doelstellingen relevant zijn voor de milieueffectcategorieën die onder de loep genomen worden in de het huidige project. In tabel 3.1 wordt een overzicht gegeven van het NMP4 beleid op de relevante milieueffectcategorieën. ............................... Tabel 3.1 Overzicht van het huidige NMP-4 beleid van relevante milieueffectcategorieën en stofgroepen.

Depletie van abiotische grondstoffen Toxiciteit

Lucht

Water Bodem

indicator in ontwikkeling, nog geen beleidsinstrumenten ingezet om indicatieve lange termijn streefwaarde te halen, marginale kosten=0 Organische stoffen en zware metalen: veel expliciete normen, bijv. voor verbrandingsprocessen (PAK, dioxine, fijn stof) en oplosmiddelen etc. Bestrijdingsmiddelen: MTRs en verboden Normen afvalwater bedrijven en RWZI (VOS en zware metalen) Saneren voor zover kosteneffectief, marginale kosten=0; Streefwaarden voor zware metalen Bouwstoffenbesluit

Omdat er geen kwantitatieve beleidsdoelstelling voor het ontrekken van abiotische grondstoffen, kan niet worden vastgesteld welk niveau van onttrekking toelaatbaar is. In eerste instantie moeten de marginale kosten dus op 0 € worden gezet. Een aanpak waarbij gekeken wordt welke kosten op dit moment worden gemaakt om de uitputting van abiotische grondstoffen te voorkomen is wel mogelijk. In paragraaf 4.1.1 wordt dit in detail behandeld.

21


Ten aanzien van het compartiment bodem geldt dat sanering van bodems die met toxische stoffen zijn verontreinigd alleen plaatsvindt wanneer de sanering kosteneffectief is. Dat wil zeggen, dat de opbrengsten groter zijn dan de kosten. Hieruit volgt dat er sprake is van nul of negatieve marginale kosten. In Bijlage C is het huidige beleid in groter detail beschreven.

3.2

De relatie tussen beleid, schaduwkosten en equivalenten

De schaduwkosten voor een milieuthema worden bepaald door de mate waarin het beleid op het betreffende milieuthema de consument of het bedrijf dwingt om kosten te maken. In eerste instantie gaat het daarbij om de kosten voor het vermijden van een eenheid emissie. Op dit moment kan grofweg gesteld worden dat het milieubeleid vaak geformuleerd is in termen van emissiedoelstellingen, emissiestandaards en concentratie-eisen, gericht op de emissieveroorzaker en niet direct de blootstellingroute en de effecten. Daarom zal de mate van detail van het beleid en niet die van de blootstellingroutes en effecten leidend moeten zijn bij het bepalen van de schaduwkosten. De emissieoorzaken en tot op zekere hoogte de lozingsroute (compartimenten lucht, water, bodem) worden jaarlijks gemonitord in de EmissieMonitor. Hierbij wordt een indeling naar veroorzakercategorie gehanteerd, de zogenaamde doelgroepen. Zonder monitoring kan er eigenlijk geen sprake zijn van een effectief beleid omdat er dan geen dwingende kracht vanuit gaat naar de samenleving. Het is daarom logisch om de bij het beleid behorende monitoring als uitgangspunt te nemen voor de bepaling van schaduwkosten. Toch kunnen de toxische effecten (in equivalenten) onder een zelfde emissiebeleid variëren, omdat er mogelijke verschillen in blootstelling en effect kunnen zijn bij een zelfde nationaal emissieprofiel. Het lijkt niet efficiënt en nauwkeurig om deze verschillen in blootstelling en effect zeer gedetailleerd door te rekenen in relatie met mogelijke emissieveroorzakers en beleid. Het verdient daarom ook de voorkeur om deze invloed in de vorm van een onzekerheidsmarge mee te nemen. Hiervoor wordt verwezen naar de CML-2 methode [15][16].

3.3

Gebruik van de EmissieMonitor voor de selectie van stoffen

De emissiegegevens van de EmissieMonitor [13] kunnen niet zonder meer gebruikt worden voor het selecteren van relevante stoffen die substantieel bijdragen aan de milieueffectcategorieën in termen van equivalentbijdrages. Vergelijking van de definitie van enerzijds de toxiciteitequivalenten zoals gebruikt voor de milieueffectcategorieën en anderzijds de EmissieMonitor leert dat de emissiecompartimenten zoals gebruikt in het kader van de toxiciteitequivalenten meer gedetailleerd

22


zijn dan de compartimenten in de EmissieMonitor. Het gaat hier dan om de emissiebronindeling, niet de blootstellingroute en effecten. Zoet en zout water wordt in de EmissieMonitor niet onderscheiden en gesimuleerd door een schatting van de verdeling toe te passen (90% zoet, 10% zout). Het blijkt dat variatie van deze verdeling niet veel invloed heeft op de totale equivalentemissie en de belangrijkste stoffen die bijdragen. Het onderscheid naar emissie naar industriële bodem en landbouwbodem wordt benaderd door de emissies naar de bodem van de doelgroepen industrie respectievelijk landbouw. De EmissieMonitor onderscheidt per doelgroep de emissies naar lucht, bodem en direct naar water. Hiernaast worden de indirecte emissies naar water onderscheiden: de lozingen op het riool. De trend in al deze emissies kan een indicatie geven voor de geleverde reductieinspanning in een bepaalde doelgroep in de afgelopen periode. De lozingen worden in rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI’s) gezuiverd. Hier worden substantiële kosten gemaakt om de belasting van het oppervlaktewater met o.a. toxische stoffen terug te dringen. De zuivering kan berekend worden door het verschil van de indirecte emissies enerzijds en de effluenten, zuiveringsslib, overstorten, ongezuiverd gerioleerd, regenwaterriolen en indirecte depositie vanuit de lucht te nemen. De zuivering door RWZI’s zou een belangrijke bijdrage kunnen hebben in de schaduwprijs van toxiciteitbeleid en wordt daarom expliciet meegenomen. Hier zullen de bestrijdingskosten voor de toxiciteitthema’s gedeeld worden door de vermeden equivalentemissie van alle stoffen samen. In geval van overlap met andere thema’s dan toxiciteit en abiotische grondstofdepletie wordt een analyse gemaakt en de mogelijke invloed op toe te delen bestrijdingskosten gerapporteerd. Verder zijn de stoffen voor de toxiciteitequivalenten in sommige gevallen specifieker gedefinieerd dan de stoffen en stofgroepen die in de EmissieMonitor gehanteerd worden. Hier wordt met behulp van een factor op basis van expert judgment de emissie van de stofgroep omgerekend naar de benodigde specifieke stof als deze voor de emissieveroorzaker duidelijk onderscheidbaar is. Is dit niet het geval dan zal de stofdefinitie volgens de EmissieMonitor (en het beleid) gebruikt worden. Net als bij de aggregatie van emissiecompartimenten wordt hiervoor op basis van de toxiciteitequivalenten en een schatting van de bijdrage van de onderliggende specifiekere stoffen een toxiciteitequivalent met onzekerheidsmarge geschat.

3.4

Selectie van gidsstoffen en sectoren

Omdat de methode onder meer gebaseerd is op de hoogte van de equivalente emissie per stof, is het van belang te weten voor welk aandeel van toxische stoffen uit de CML-2 methode, de emissies bekend zijn. Het blijkt dat voor meer dan 80% van de stoffen die een karakteriseringfactor hebben geen emissie bekend is [16]. Dit geeft aan dat de onzekerheden op het terrein van de toxiciteit aanzienlijk zijn. Als het echter om schaduwprijzen gaat zal er een bepaald beleid met

23


doelstellingen geïmplementeerd dienen te zijn. Dit beleid kan alleen effectief zijn als de emissies bekend zijn. In die zin (van beleidsrelevantie dus) kunnen de emissies van de EmissieMonitor als maatgevend gezien worden. Emissiebijdragen Tabel 3.2 presenteert een selectie van stoffen die het meest bijdragen aan een milieueffectcategorie. Voor de in de EmissieMonitor opgenomen stoffen is voor elke milieueffectcategorie afzonderlijk bepaald wat de equivalente emissie is (in 1,4-dichloorbenzeenequivalenten of 1,4-DCB eq.). Vervolgens zijn de stoffen gesorteerd op deze bijdrage en is de cumulatieve bijdrage bepaald. Wanneer tenminste 95% van de equivalente emissie is bereikt zijn de stoffen die daarna komen weggelaten. De gevonden cumulatieve emissie van tenminste 95% is daarna op 100% gesteld. Hiermee werd het aantal stof en initieel medium combinaties van een totaal van 230 teruggebracht naar 30. Per milieueffectcategorie zijn maar rond de 10 stof – medium combinaties bepalend voor 95% van het effect binnen de categorie. De stoffen zijn alfabetisch weergegeven nadat ze zijn gecategoriseerd op initieel medium. Deze presentatievorm verhoogt het inzicht aangezien het initieel medium gerelateerd is aan zowel de verschillende beleidsterreinen (lucht, water en bodem) als (deels) aan de effecten. Omdat de karakteriseringfactoren voor een stof afhangen van het medium van initiële emissie, kunnen stoffen in Tabel 3.2 meerdere malen voorkomen. Zo komt nikkel vier keer voor. Een emissie van een stof naar de bodem, zie bijvoorbeeld koper(II) naar landbouwbodem, kan bijdragen aan verschillende effectcategorieën. Dit komt omdat de stof zich vanuit het initiële medium verspreidt naar andere media zoals zoet water van waaruit het weer in het mariene medium terecht kan komen. Deze verspreiding is voor de CML-2 methodiek bepaald met het USES-model [15][16]. Duidelijk is te zien dat FAETP en FSETP worden gedomineerd door emissies naar zoet water, TETP voornamelijk door emissies naar bodem (en in mindere mate door emissies naar de lucht) en HTP grotendeels wordt bepaald door emissies naar de lucht. Het betreft een aantal zware metalen (alle categorieën), Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (PAK, voor alle categorieën behalve TETP) en andere vluchtige organische stoffen zoals benzeen, dioxine en ethyleenoxide (alleen HTP). Opvallend genoeg worden de mariene milieueffectcategorieën MAETP en MSETP gedomineerd door emissies van vanadium, waterstoffluoride en nikkel naar de lucht. Dit wordt veroorzaakt door een zeer hoge mariene karakteriseringwaarde, o.a. als gevolg van een zeer lange verblijftijd. Een hoge karakteriseringwaarde voor een stof leidt voor bestrijdingsmaatregelen van de emissie van deze stof tot (relatief) lage kosten per equivalent. Logischerwijze betekent dit dat deze maatregelen kosteneffectief zouden zijn om de doelstelling voor een bepaalde

24


milieueffectcategorie te halen. Het betekent ook dat deze maatregelen waarschijnlijk te kosteneffectief zijn om de schaduwprijs te bepalen. Voor deze studie is het dus geen probleem als de mariene karakteriseringwaarden (te) hoog zijn ingeschat in de CML methodiek. Echter, als de in deze studie berekende schaduwprijs in € per kg 1,4dichloorbenzeenequivalent toegepast gaat worden om de externe kosten van een product te berekenen, zullen producten die vanadium, waterstoffluoride en nikkel naar de lucht uitstoten zeer hoge externe kosten laten zien vanwege (hoog ingeschatte) effecten in het mariene milieu. Emissiereducties Op de onderste regel van tabel 3.2 is de reductie over de periode 19902000 weergegeven. Duidelijk is te zien dat de emissies voor alle milieueffectcategorieën gedaald zijn, waarbij het terrestrische en zoet water milieu met reducties van een vijfde tot de helft wat achterblijven bij humane toxiciteit (meer dan een emissiehalvering) en het mariene milieu (driekwart reductie van de equivalentemissies). Er worden voor de geselecteerde stof – initieel medium combinaties de nodige maatregelen genomen, wat ook blijkt uit de meest rechtse kolom van tabel 3.2 waar per stof – initieel medium combinatie de emissiereductie gepresenteerd is. Wellicht ten overvloede: een emissiereductie als gevolg van een maatregel heeft voor alle milieueffectcategorieën een even grote relatieve reductie van de equivalentemissie tot gevolg. Alleen de relatieve bijdrage aan het effect in een bepaalde milieueffectcategorie kan variëren. Voor emissies naar de bodem worden eigenlijk geen reducties en dus geen maatregelen gemonitord. De volledige ontbrekende emissie in het jaar 2000 van chroom en koper naar landbouwbodems lijkt een monitoringfout te zijn in plaats van een uitbanning van deze stoffen.

25


............................... Tabel 3.2 Bijdragen van gidsstoffen aan elke milieueffectcategorie afzonderlijk (95%-percentiel van 1,4-dichloorbenzeenequivalentemissies), weergegeven met hun emissieaandeel in 1990 voor elke milieueffectcategorie, alsmede de reductie over de periode 1990-2000. Stofnaam

Initieel medium

arseen

bodem - industrie

HTP

chroom (III) ion

bodem - industrie

koper (II) ion

bodem - industrie

lood (II) ion

bodem - industrie

nikkel

bodem - industrie

chroom (III) ion

bodem - landbouw

koper (II) ion

bodem - landbouw

kwik (II) ion

bodem - landbouw

zink (II) ion

bodem - landbouw

acroleine

lucht

benzeen

lucht

beryllium

lucht

FAETP

MAETP

FSETP

MSETP

TETP

Reductie 1990-2000

2%

-50%

49%

-26%

1% 1% 11%

1% 2%

14%

-79% 1%

0%

3%

100%

1% 3%

-10% 1%

22%

1%

100%

2%

2%

5%

2%

10%

4%

2%

30%

19%

45% 1%

98%

chroom (III) ion

lucht

chroom (VI) ion

lucht

1%

4%

59% 97%

dioxinen & furanen

lucht

1%

95%

ethyleenoxide

lucht

3%

kwik (II) ion

lucht

nikkel

lucht

3%

PAK (6 Borneff)

lucht

66%

55%

stikstofoxiden

lucht

1%

20%

vanadium

lucht

2%

Waterstoffluoride

lucht

nikkel

water - marien

93% 1%

9%

7%

69%

1%

12%

8%

77%

10%

80%

1%

64%

20%

89%

17%

7%

47%

1%

1%

34%

acroleine

water - zoet

30%

11%

-2%

benzo[a]pyreen

water - zoet

14%

21%

74%

fluoranthreen

water - zoet

3%

5%

54%

koper (II) ion

water - zoet

3%

1%

4%

1%

31%

nikkel

water - zoet

3%

2%

5%

3%

34%

PAK (6 Borneff)

water - zoet

zink (II) ion

water - zoet

Totaal Reductie 1990-2000

5%

11%

17%

64%

1%

2%

22%

100%

100%

100%

100%

100%

100%

56%

35%

76%

47%

79%

21%

77%

De CML-2 karakteriseringfactor van waterstoffluoride is met een factor 80 verlaagd om te corrigeren voor de te lange verblijftijd die was aangenomen. Aandelen van 25%-50%: vet+cursief, van 50%-75%: gearceerd en van meer dan 75%:vet+gearceerd.

26


............................... Tabel 3.3 Doelgroepbijdragen (%) voor elke gidsstof en initieel medium combinatie in het jaar 1990. Aandelen van 25%-50%: vet+cursief, van 50%-75%: gearceerd en van meer dan 75%:vet+gearceerd. Stofnaam

Initieel medium

arseen chroom (III) ion koper (II) ion lood (II) ion nikkel chroom (III) ion koper (II) ion kwik (II) ion zink (II) ion acroleine benzeen beryllium chroom (III) ion chroom (VI) ion dioxinen & furanen ethyleenoxide kwik (II) ion Nikkel PAK (6 Borneff) stikstofoxiden Vanadium waterstoffluoride Nikkel Acroleine benzo[a]pyreen fluoranthreen koper (II) ion Nikkel PAK (6 Borneff) zink (II) ion Totaal

bodem - industrie bodem - industrie bodem - industrie bodem - industrie bodem - industrie bodem - landbouw bodem - landbouw bodem - landbouw bodem - landbouw lucht lucht lucht lucht lucht lucht lucht lucht lucht lucht lucht lucht lucht water - marien water - zoet water - zoet water - zoet water - zoet water - zoet water - zoet water - zoet

27

Afvalverwijdering

Bouw Chemie

5% 2% 1% 0% 4%

Consumenten

Drink- Energiewatersector bedr.

HDO

Landbouw

0% 1% 34%

0% 1% 0%

88% 45% 3% 0% 1% 0% 2% 0%

0% 0% 0% 0% 1%

0% 0% 0% 0% 0% 0% 0%

0% 0% 0% 0% 0%


1% 1% 18% 3% 1% 0% 0%

6% 23% 0% 8% 5%

0% 0% 2% 0% 0% 2% 1%

Raffinaderijen

RWZI's Verkeer

Totaal

0% 1% 27% 1% 2%

100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100%

82%

94% 100% 94% 100% 89%

30% 7% 7% 0%

Overig Overige industrie

10% 2% 23% 91%

85% 13% 50% 8% 0%

0% 4% 6% 6% 76% 0% 90% 27% 4% 2% 6% 3% 11% 23%

Natuur

0% 0%

5% 0% 0% 0% 0% 0%

0% 20% 78% 3%

0% 6% 0% 1%

3%

0%

8% 2% 0% 13% 2% 0% 0%

2% 2% 6% 2% 2% 4% 0%

1% 0%

0%

0% 2%

2% 0% 0% 1% 2%

6% 11%

6%

0% 5% 4% 24% 24% 4% 10% 14% 5% 57% 6% 3% 83% 5%

9% 24% 1% 6% 16% 6% 0%

0% 0% 14% 5% 8% 7% 14%

0% 3% 0%

0% 2% 7% 2% 2% 0% 25%

3%

20% 25% 36% 5%

0%

2%

0%

18%

69% 56% 13% 1%

2% 70% 0% 3% 78% 0% 0%

40%

0% 0% 0% 0% 61%

3% 4% 37% 40% 3% 34% 2%

0% 0%

0% 11% 10% 61% 8% 0% 100% 88% 72% 17% 0% 73% 7% 7%

Emissies van zware metalen en koolwaterstoffen naar de lucht als gevolg van verbrandingsprocessen zijn in de periode 1990-2000 teruggebracht met reductiepercentages van vaak boven de 80%. Emissies van acroleïne, benzeen en waterstoffluoride zijn grofweg gehalveerd. Stikstofoxiden zijn bescheiden teruggebracht, voornamelijk vanwege de bijdrage aan verzuring en smog. Aangezien de bijdrage aan humane toxiciteit gering is worden reductiemaatregelen en -kosten voor deze stof verder niet meer meegenomen. Emissies van organische stoffen en zware metalen naar water, vooral van belang voor het zoet water milieu, zijn met een derde respectievelijk de helft tot driekwart teruggebracht in de periode 19902000. Doelgroepen In Tabel 3.3 worden de equivalentemissies per doelgroep gepresenteerd om zodoende een indruk te krijgen welke doelgroepen in 1990 verantwoordelijk waren voor het merendeel van de emissiebijdragen. Als er reductie heeft plaatsgevonden is de doelgroep die verantwoordelijk is voor het merendeel van de emissies de partij die het meest waarschijnlijk de maatregelen genomen (kan) hebben, zodat er gericht gezocht kan worden naar kostengegevens van maatregelen. In de tabel is geen onderscheid meer gemaakt naar milieueffectcategorie. Enerzijds geeft de stof en het initieel medium een indruk om welke milieueffectcategorie het gaat, anderzijds gaat het vooral ook om de doelgroep en de stof – initieel medium combinaties, omdat daar maatregelen op genomen worden. Het blijkt dat vaak een beperkt aantal doelgroepen verantwoordelijk is voor de emissies van een bepaalde stof in een bepaald initieel medium. De emissies van enkele zware metalen naar de bodem worden voor een groot deel veroorzaakt door de doelgroepen Landbouw, Consumenten, HDO en overige industrie. Tegen deze emissies zijn echter geen maatregelen genomen. Emissies naar lucht van acroleïne en benzeen worden voornamelijk veroorzaakt door transport. Deze emissies zijn ongeveer gehalveerd. Afvalverwijdering emitteert in 1990 grote delen van de emissies van dioxine en zware metalen als kwik en chroom. Dit zijn juist stoffen die nu zeer sterk zijn gereduceerd. Stikstofoxiden komen voornamelijk uit transport, maar deze emissies worden verder niet meer meegenomen aangezien de bijdrage aan HTP gering is en maatregelen ook vanuit het perspectief van verzuring en smog genomen worden. Emissies naar lucht van chroom en ethyleenoxide zijn afkomstig uit de chemie en zijn drastisch teruggebracht. Beryllium komt voornamelijk uit de energiesector, vanadium en nikkel uit de raffinaderijen en waterstof-

28


fluoride en PAK uit de overige industrie. Waterstoffluoride komt voor het merendeel uit de steen- en tegelproductie. Industriële doelgroepen als de chemie, energiesector, raffinaderijen en overige industrie zijn wel belangrijk maar bepalen zeker niet het gehele beeld. In die zin moet de huidige studie zich niet geheel richten op maatregelen in de industrie. Emissies naar water van organische stoffen en zware metalen zijn voornamelijk afkomstig uit verkeer en vervoer en Rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI). Deze emissies worden matig tot sterk bestreden. Uitzondering is zink dat ook afkomstig is uit de landbouw. De bouw, drinkwaterbedrijven en natuur hebben geen toxische emissies van betekenis. Hierbij moet wel worden aangetekend dat voor de doelgroep Bouw emissies die door uitloging in de bodem komen, niet zijn meegenomen in de EmissieMonitor. Sinds vorig jaar worden wel emissies uit gewolmaniseerd hout meegenomen.

29


30


4. Maatregelen, kosten en schaduwprijzen ...............................................................................

4.1

Maatregelen en kosten

4.1.1. Depletie van abiotische grondstoffen (ADP) Het Besluit stortverbod afvalstoffen heeft tot doel het storten van herbruikbaar afval te verbieden. Dit past namelijk niet binnen de duurzame ontwikkeling voorzien in het NMP. Hoofddoel is het voorkomen van negatieve lange termijn effecten van het storten en het beslag op schaarse ruimte. Hoewel de ladder van Lansink wordt aangehaald (preventie, hergebruik, verbranden, storten) is het doel van het stortverbod niet alleen het tegengaan van de uitputting van grondstoffen. Uit een aantal LCA-studies van de behandeling van afval komt wel naar voren dat recycling en recovery duidelijk het gebruik van primaire grondstoffen terugdringen en hiermee uitputting van abiotische grondstoffen voorkomt. Hierbij is veelal wel het besparen op primaire grondstoffen een van de belangrijkste doelstellingen. Recycling van grondstoffen is van oorsprong voor niet economisch rendabele systemen ingegeven door het rapport van de Club van Rome. Als het gaat om concreet beleid met kwantitatieve doelstellingen in termen van besparing van grondstoffen, is met name energiebesparing en hergebruik van plastic in het oog springend. Op basis hiervan zijn marginale bestrijdingskosten per antimoonequivalent te berekenen. Echter, in tegenstelling tot in het beleid heeft het verbruik van fossiele brandstoffen op mondiale en nationale schaal in termen van antimoonequivalent een zeer bescheiden aandeel van minder dan 1%.1 De verklaring hiervoor is dat tegenwoordig met economische reserves wordt gerekend. Deze zijn van niet-fossiele grondstoffen als metalen relatief beperkter zodat deze zwaarder meetellen in het totaal aan antimoonequivalenten. Voor deze gidsstoffen in termen van depletie wordt in Nederland echter geen beleid gemaakt. In feite verlaat het beleid zich hier op het marktmechanisme waar schaarste de prijs doet stijgen. Op basis hiervan wordt aangenomen dat de marktprijs de aantasting van voorraden dekt, wat resulteert in marginale kosten voor abiotische grondstofdepletie van 0 €/kg Sb-eq. Verondersteld wordt dat de kosten van milieuaantasting als gevolg van het winnen van grondstoffen onder andere milieueffectcategorieën zoals klimaatverandering en verzuring worden meegenomen.

1

In termen van totaal aanwezige voorraden hebben fossiele brandstoffen een aandeel van bijna 100%.

31


4.1.2. Fijn stof In het rapport van Dellink en Van der Woerd [11] van IVM wordt een kosteneffectiviteitcurve weergegeven voor fijn stof. Vogtländer [42] noemt voor het milieuthema wintersmog een schaduwprijs van 12,30 €/kg fijn stof. Met behulp van de equivalentfactoren voor de toxiciteitthema’s zijn de marginale kosten per kg 1,4-dichloorbenzeeneq. berekend. Dit resulteert in marginale bestrijdingskosten van 15 €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. Hierbij dient aangetekend te worden dat er overlap bestaat met de milieueffectcategorie fotochemische oxidantvorming. Een deel van de kosten zou daar aan toegerekend moeten worden. Er zijn echter grotere bronnen van onzekerheid. Fijn stof is gedefinieerd als PM10, Particulate Matter (stofdeeltjes) met een doorsnede van 10 µm of kleiner. De stof is dus fysiek en niet qua chemisch samenstelling gedefinieerd. De samenstelling kan bestaan uit metalen, organische stoffen, zouten etc. Dit kan deels verklaren waarom de karakteriseringfactor van fijn stof, die gebaseerd is op de toxiciteit van fijn stof, erg laag is. Anderzijds blijkt er uit epidemiologisch onderzoek dat fijn stof verantwoordelijk is voor honderden doden per jaar. De exacte mechanismen hierachter zijn niet duidelijk, al wordt er gedacht aan chemische reacties en transport van deeltjes die in de longen uiteindelijk schadelijke (kankerverwekkende) effecten hebben. Als deze zaken meegenomen worden komen de marginale reductiekosten van fijn stof per equivalent een (factoren) lager uit. 4.1.3. Fluorwaterstof Op basis van praktijkwaarden berekend op basis van informatie verkregen via (telefonische) bedrijfsinterviews (12,50 en 140 €/kg HF) zijn de volgende marginale bestrijdingskosten berekend: 0,00002 en 0,00021 €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. 4.1.4. Organische verbindingen Vluchtige organische stoffen (VOS) In het rapport van Dellink en Van der Woerd van IVM [11] wordt een kosteneffectiviteitcurve weergegeven voor VOS. Vogtländer [42] noemt voor het milieuthema zomersmog een schaduwprijs van 50,0 €/kg VOS. Voorlopig is een gemiddelde equivalentwaarde aangenomen van 1x105 1,4-dichloorbenzeeneq. per kg VOS. Dit resulteert in lage marginale bestrijdingskosten van 0,0005 € / kg 1,4-dichloorbenzeeneq. Hierbij dient nog aangetekend te worden dat er overlap bestaat met de milieueffectcategorie fotochemische oxidantvorming, zodat een deel van de kosten daar aan toegerekend zou moeten worden.

32


Dioxine Voor het Verenigd Koninkrijk zijn schattingen gemaakt van de reductie in dioxinen en de benodigde kosten daarvoor 1. Deze schattingen zijn gebaseerd op een AEA Technology rapport van Peirce et al uit 2002 [36] waarin ook een kostencurve2 is gegeven. Nadeel van deze bron is dat de onderliggende economische structuur anders kan zijn dan de Nederlandse, evenals het startpunt van maatregelen. Tenslotte is het niveau van de emissiereductiedoelstelling niet bekend, zodat eigenlijk onbekend is waarop de curve de schaduwprijs gezocht moet worden. Een ruwe eerste aanname is om de marginale kosten te bepalen op basis van de richtingscoëfficiënt bij het buigpunt. Voor het buigpunt zijn de kosten namelijk zeer gering. Hieruit kwamen marginale bestrijdingskosten van 6,89E-05 €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. Dit is laag in vergelijking met andere waarden. PAK In ditzelfde rapport van AEA Technology [36] zijn kostencurven weergegeven van de stoffen benzo[a]pyreen, benzo[ghi]peryleen en benzo[k]fluoranthreen. Op basis van deze kostencurven zijn eveneens marginale bestrijdingskosten bepaald volgens de hierboven beschreven methode en gepresenteerd in tabel 4.1. De marginale bestrijdingskosten voor met name benzo[a]pyreen en benzo[ghi]peryleen zijn hoog. Wanneer rekening wordt gehouden met het feit dat een maatregel voor een specifieke stof door kan werken op andere stoffen en vice versa, worden de marginale bestrijdingskosten overschat. In de studie van AEA Technology [36] is een figuur (Figure 6.3) opgenomen waar met dit effect rekening is gehouden. De marginale bestrijdingskosten voor benzo(a)pyreen op basis van deze grafiek veranderen echter niet. ............................... Tabel 4.1 Marginale reductiekosten van enkele Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen [36].

Stof

Marginale reductiekosten (€ / kg 1,4-dichloorbenzeeneq.)

............................................. benzo[a]pyreen

544

benzo[ghi]peryleen

543

benzo[k]fluoranthreen

20,6

4.1.5. Zware metalen (naar lucht) Uit het rapport van AEA Technology [36] waarin kostencurves voor het terugdringen van emissies van dioxinen, zware metalen en PAKs naar de lucht worden gegeven zijn de marginale prijzen berekend uit de kostencurven. Nogmaals: de curve kan voor de Nederlandse situatie een ander verloop hebben wanneer de huidige penetratiegraden c.q het beleid afwijken van die in het Verenigd Koninkrijk. De marginale kosten zijn berekend door in de kostencurve het maximale buigpunt te zoeken en hier de richtingscoëfficiënt te bepalen. 1

Department for Environment, Food & Rural Affairs, Partial Regulatory Impact

2

De koers van het pond bedroeg op 1-1-2000 1.603 €.

Assessment, Dioxins and Dioxin-like PCBs in the UK Environment.

33


Hiermee is bekend wat de marginale kosten per ton bedragen. Omdat ook het aantal 1,4-dichloorbenzeenequivalenten1 voor de emissie naar lucht van de stof bekend is, kan nu worden bepaald wat de kosten in €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. zijn. De kosten zijn voor chroom het hoogste en bedragen 5,4 € per kg 1,4dichloorbenzeeneq. ............................... Tabel 4.2 Marginale kosten voor bestrijding van verschillende zware metalen [36]. De koers van het pond bedroeg op 1-12000 1,603 €.

stof

kg 1,4-DCB eq.

£/ton

€/kg 1,4-DCB eq.

................................................... ............ chroom (III) ion

1.43E+04

50.87

5.44E-00

lood (II) ion

1.47E+04

47.95

5.21E-00

zink (II) ion

2.83E+04

40.85

2.32E-00

cadmium (II) ion

2.37E+06

1698.49

1.15E-00

kwik (II) ion

2.46E+06

515.37

3.36E-01

arseen

8.11E+05

148.35

2.93E-01

koper (II) ion

1.78E+06

67.36

6.07E-02

nikkel

7.53E+06

206.16

4.39E-02

selenium

3.03E+07

705.16

3.74E-02

vanadium

2.35E+07

27.86

1.90E-03

Er is gebruik gemaakt van maatregelen zoals die ook in Nederland kunnen worden toegepast (gebruik elektrostatische stoffilters, overgang naar andere brandstoffen, etc.). In feite zijn dit maatregelen die voor fijn stof, samengesteld uit verschillende zware metalen maar ook andere, soms organische deeltjes. Het is eigenlijk methodisch onjuist om deze kosten naar een metaal als onderdeel van de samenstelling toe te rekenen. Dit kan zo enkele factoren schelen als bedacht wordt dat meerdere metalen of organische stoffen in het fijn stof kunnen zitten. De kosten zijn hierdoor waarschijnlijk enkele malen overschat. 4.1.6. Gewasbeschermingsmiddelen In het MeerJarenProgramma Gewasbescherming van het ministerie van Landbouw, Visserij en Natuur zijn de te behalen reducties in het gebruik van gewasbeschermingsmiddelen aangegeven. Deze zijn gepresenteerd in tabel 4.3. Hieruit valt te berekenen dat de beoogde reductie in 2000 t.o.v. 1995 57% bedroeg. In 2000 waren de doelstellingen niet gehaald. Er moeten dus nog steeds maatregelen worden getroffen. ............................... Tabel 4.3 Taakstellingen MJP-G voor de reductie van emissies van chemische gewasbeschermingsmiddelen naar bodem en grondwater (gezamenlijk), lucht en oppervlaktewater.

Compartiment

Beoogde reductie

Beoogde reductie

1995

2000

(MJP-G taakstelling)

(MJP-G taakstelling)

.................................................................. Bodem + Grondwater

40 – 45%

≧ 75%

Lucht

30 – 35%

≧ 50%

> 70%

≧ 90%

Oppervlaktewater Bron: Min. van LNV, 1991.

1

Hierbij worden de karakteriseringfactoren voor de emissie naar lucht voor de vijf toxiciteitcategorieën gesommeerd.

34


De akkerbouwbedrijven die kunnen voldoen aan de eisen van het nulpakket (milieuvoorschriften 2005), reduceren het aantal milieubelastingspunten1,2, met gemiddeld 96%. Bij de fruitteeltbedrijven ligt dit gemiddeld op 90%. De reductie op de fruitteeltbedrijven wordt bereikt door vervanging van milieubelastende middelen en door het aanleggen van windschermen of windhaag om drift te reduceren [24]. Zie hiervoor ook tabel 4.4. ............................... Tabel 4.4 Gemiddelde kosten en hoogte van investeringen in guldens per bedrijf voor het Nulpakket en spreiding tussen bedrijven die technisch en financieel aan de invoer van het nulpakket kunnen voldoen (gld.)

Gemiddeld/bedrijf

Percentiel 5

Percentiel 95 b)

.................................................................. Akkerbouw Investeringen

17.900

3.900

46.000

Totale jaarkosten a)

16.000

-3.700

65.600

Investeringen

3.200

1

29.000

Totale jaarkosten

29.900

8.800

89.000

Investeringen

3.100

2.800

3.900

Totale jaarkosten

51.500

5.000

140.000

Fruitteelt

Bloembollenteelt

a) Jaarkosten bestaan uit: onder andere afschrijvingen, onderhoud en rentekosten van nieuwe investeringen, toename middelkosten; b) Gemiddelde waarde van de 5% laagste (5% percentiel) en 5% hoogste waarnemingen (95% percentiel) van het desbetreffende kengetal. ............................... Tabel 4.5 Aantal akkerbouwbedrijven per gewastype en de gemiddelde jaarkosten in 1998.

Type bedrijf

Aantal (1998)

Jaarkosten €

................................................................. Met akkerbouwgewassen Fruit Bloembollen en -knollen Totaal

55585

4,04E+08

3928

5,33E+07

2970

6,94E+07

62483

5,26E+08

Op basis van het aantal milieupunten in 1998 en het te behalen niveau in 2005 (Nulpakket) is het re-ductiepercentage bepaald in Buurma et al [8]. Dit percentage is 87%. Uit de CML-2 methode is bekend dat in midden 90-er jaren de emissie van bestrijdingsmiddelen (pesticiden) naar landbouwbodems (emissies naar lucht en oppervlaktewater komen nauwelijks voor) 6,62E+09 kg 1,4-dichloorbenzeenequivalent bedroeg. De te reduceren hoeveelheid bedraagt hiermee 5,78E+09 kg 1,4dichloorbenzeenequivalent. De gemiddelde kosten bedragen hiermee 0,091 €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. 1

Het puntensysteem is zo opgezet dat per bespuiting een score van maximaal 10 MBP (voor waterleven) of maximaal 100 MBP (voor bodemleven) nog aanvaardbaar is. De score wordt per bespuiting berekend. De scores van verschillende bespuitingen worden dus niet bij elkaar opgeteld, of gemiddeld over het hele bedrijf. http://www.telenmettoekomst.nl/pages/resultaten/Boomteelt/BRI-MBP.doc

2

Voor een belasting van een compartiment precies gelijk aan de 50% effectconcentratie (of het niveau van 0,1 µg/l voor grondwater) worden 100 milieubelastingspunten gegeven.

35


Er zullen echter dure maatregelen moeten worden ingezet zoals een vloeistofdichte vloer bij akkerbouwers. De jaarlasten bij een afschrijftermijn van 10 jaar en een rentevoet van 3% bedragen 1172 € per jaar. Het rapport van LEI [24] stelt dat circa 30% van de bedrijven de kosten niet kunnen dragen. Als schatter van de marginale kosten zou dus het 70-percentiel kunnen worden genomen; de kosten die hoger zijn kunnen niet worden opgebracht en worden dan ook niet gemaakt. Als inschatting hiervan lijkt een bedrag van 0,2 €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. te rechtvaardigen. 4.1.7. Waterverontreiniging Zink naar water In het rapport Kosteneffectiviteit van Verspreiding naar water van Dellink en Van der Woerd van IVM [11] wordt een kosteneffectiviteitcurve weergegeven voor zink naar water. Vogtländer [42] heeft op basis van deze curve en de norm de marginale kosten bepaald op 680 €/kg zink. Zink is gekozen als de norm voor zware metalen, aangezien zinkemissies ongeveer 60% (in gewicht, niet toxiciteit) van de totale emissies van zware metalen vormen. Met behulp van de equivalentfactoren voor de toxiciteitthema’s zijn de marginale kosten per kg 1,4dichloorbenzeeneq. berekend. Dit resulteert in marginale bestrijdingskosten van 0,014 €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. Op basis van een praktijkwaarde berekend op basis van een bedrijfsinterview (24,50 €/kg Zn) zijn marginale bestrijdingskosten van 0,0005 €/kg 1,4-dichloorbenzeeneq. berekend. Waterzuivering Waterzuivering is typisch een proces waarbij verschillende stoffen tegelijk uit het water worden gehaald. Het ligt dan ook het meest voor de hand om emissiereductiekosten voor het totaal aan stofreducties te berekenen, uitgedrukt in kg 1,4-dichloorbenzeenequivalenten. Door Dellink et al [11] is een kosteneffectiviteitanalyse van toxische stoffen naar water gemaakt. Helaas zijn de daarin gebruikte milieueffectmaten allen anders dan die in de onderhavige studie. Ook is niet duidelijk welke maatregelen onder het huidige beleid vallen en waar de beleidsdoelstellingen liggen, zodat niet duidelijk is op welk punt van de marginale reductiekostencurve de schaduwprijs ligt. Een schat aan gegevens op het gebied van waterzuiveringsmaatregelen en -kosten is bekend via het rapport Waterverkenningen: een strategie voor de aanpak van microverontreinigingen in communaal afvalwater (Wagemaker et al., RIZA 1999, [43]). Op basis hiervan is een berekening gemaakt om de marginale bestrijdingskosten van toxische stoffen te schatten. Voor de variant Huidig Beleid is de toename in de jaarlijkse kosten van 1995 naar 2000 gedeeld door de extra reductie die in 2000 ten opzichte van 1995 bereikt wordt. De reductie uitgedrukt in kg 1,4-dichloorbenzeen-

36


equivalenten betreft kwik, cadmium, lood, zink, koper, nikkel, chroom, arseen en PAK. Voor de periode 1995-2000 bedragen de additionele reductiekosten voor eindzuivering door de RWZI’s € 0,02 / kg 1,4dichloorbenzeenequivalent. Dit betreft in wezen geen echte marginale kosten omdat er voor een sector als geheel is gerekend en de kosten over een periode worden gemiddeld. Daarom kan gesteld worden dat de werkelijke marginale kosten waarschijnlijk hoger ligt. Toch is dit een belangrijke berekening omdat het werkelijke bestrijdingskosten van een groep van toxische stoffen gaat die bestreden worden puur vanuit het oogpunt van bestrijding van toxiciteit. Reductiebijdragen aan verzuring en vermesting worden verwaarloosd omdat het de vierde fase in waterzuivering betreft, bestaande uit detoxificatie en niet denitrificatie en fosfaatbestrijding.

4.2

Berekening van de schaduwprijzen

Op basis van de kostengegevens per stof uit paragraaf 4.1 worden in het vervolg de schaduwprijzen per milieueffectcategorie berekend. Hiervoor is een kostenallocatiemethode ontwikkeld die in de volgende paragraaf wordt gepresenteerd en vervolgens toegepast in paragraaf 4.3. Daar wordt in tabel 4.6 een overzicht gepresenteerd van marginale kosten per stof zoals besproken in de vorige paragraaf. 4.2.1. Kostenallocatiemethode De 1,4-dichloorbenzeenequivalenten die voor (eco-)toxiciteit worden gebruikt zijn niet vergelijkbaar voor de toxische milieueffectcategorieën omdat de betekenis van de effecten van een eenheid 1,4-dichloorbenzeen verschilt per effectcategorie. Dichloorbenzeenequivalenten van verschillende milieueffectcategorieën mogen dan ook niet simpelweg worden opgeteld. Niettemin bestaan er veel maatregelen c.q. stoffen die meerdere effectcategorieën beïnvloeden. Daarom is het nodig om de kosten van deze maatregelen toe te delen aan verschillende milieueffectcategorieën om vervolgens te bepalen wat de marginale kosten voor deze milieueffectcategorieën zijn. Dat de kosten niet direct over de 1,4-dichloorbenzeenequivalenten verdeeld mogen worden wordt nog eens geïllustreerd door de sterk onvergelijkbare volumes equivalentemissies voor elke milieueffectcategorie. Bijv. de mariene equivalentemissies zijn door de lange verblijftijd honderden malen hoger dan de terrestrische equivalentemissies. Toewijzing op basis van equivalentemissies zou nagenoeg alle kosten aan de mariene effectcategorie toedelen en bijna niets aan de terrestrische effectcategorie. Dit op basis van de toxische gevoeligheid van het mariene milieu. Deze hoeft echter niet te stroken met de huidige beleidspreferenties.

37


Weging van milieueffectcategorieën Weging van milieueffectcategorieën is nodig met betrekking tot opties die meerdere milieueffectcategorieën beïnvloeden. Voor de duidelijkheid: opties die effect hebben in één milieueffectcategorie hoeven niet gewogen te worden, hiervoor worden eenvoudigweg de marginale kosten als basis genomen voor de bepaling van de schaduwprijs. Voor de opties die meerdere milieueffectcategorieën beïnvloeden kan dit niet en moet er bepaald worden welk deel van de kosten toegedeeld dient te worden aan welke milieueffectcategorie. In de praktijk kan het beleid verschillende prioriteiten stellen met betrekking tot de milieueffectcategorieën, het is lastig om ze daadwerkelijk vast te stellen. Daarom is eenvoudig een aantal wegingen doorgerekend en vervolgens gekeken wat de invloed hiervan is op de hoogste marginale kosten ofwel de schaduwprijs. Om de weging zo transparant mogelijk te maken zijn de equivalentemissies per milieueffectcategorie eerst genormaliseerd. Kostentoedeling naar reductiebelang Voor elke maatregel wordt berekend in welke mate deze de genormaliseerde equivalentemissie binnen een milieueffectcategorie terugdringt. Op basis van dit reductiepercentage vindt een toedeling van de kosten plaats, zodat een maatregel van groot belang voor een milieueffectcategorie een groot deel van de kosten toegedeeld krijgt terwijl een maatregel met een laag reductiepercentage een klein deel van de kosten op zijn conto krijgt. De kosten worden gedeeld door de maatregel betreffende equivalente emissiereductie om de marginale kosten per 1,4-dichloorbenzeenequivalent te berekenen. Afkap Bij deze toedeling blijkt er een effect op te kunnen treden, waarbij een gering bijeffect in equivalentemissies voor een milieueffectcategorie er toe leidt dat een deel van de kosten aan deze categorie wordt toegedeeld terwijl dit maar weinig kosteneffectief is. Dit leidt dan tot zeer hoge marginale kosten. De maatregel is eigenlijk genomen ondanks deze hoge marginale kosten, vanwege een hoge kosteneffectiviteit voor een andere milieueffectcategorie. Deze hoge marginale kosten als bijeffect zijn niet representatief voor de prioriteitstelling en kosteneffectiviteit van beleid. Het is zuiverder om deze kosten gewoon toe te reken aan de meest belangrijke milieueffectcategorie. Daarom is er voor gekozen om een zeker aandeel van de kosten te hanteren als minimum voor kostentoedeling. Beneden dit afkappercentage worden geen kosten aan een milieueffectcategorie toegedeeld. Een analyse van de gevoeligheid voor het afkappercentage wordt gepresenteerd. 4.2.2. Van marginale kosten naar schaduwprijzen Tabel 4.6 presenteert per milieueffectcategorie de marginale reductiekosten per stofgroep en op de onderste regel de schaduwprijs, zijnde de hoogste marginale kosten binnen een milieueffectcategorie. De marginale kosten zijn tot stand gekomen na een gelijke weging van humane toxiciteit (gewicht 5) en ecotoxiciteit (elk gewicht 1). Reductie

38


binnen een milieueffectcategorie beneden het afkapcriterium van 10% van het totaal zijn in de kostentoedeling verwaarloosd. Op enkele stoffen met een humaan toxische werking na hebben de stoffen een effect in meer dan een milieueffectcategorie. Dit illustreert waarom de kostentoedelingmethodiek zo relevant is. De marginale kosten van stofgroepen zoals zware metalen, PAK’s en RWZI zijn in feite, door middel van nationale equivalentemissies, gewogen kosten van reductie van meerdere stoffen. Waarschijnlijk geldt dat de betreffende reductiemaatregelen een veelvoud aan effect hebben doordat ook andere stoffen worden gereduceerd. Hierdoor zouden de kosten overschat kunnen zijn. Bestrijdingskosten van PM10 en gewasbeschermingsmiddelen zijn minder onzeker, al is van PM10 niet helemaal duidelijk of deze kosten puur aan de toxische milieueffectcategorieën toegedeeld mogen worden. De kostenschatting van gewasbeschermingsmiddelen lijkt eerder aan de lage kant omdat het gemiddelden betreft. De schaduwprijs van alle milieueffectcategorieën behalve terrestrische ecotoxiciteit is meestal gebaseerd op meerdere maatregelen uit verschillende bronnen met marginale kosten die in dezelfde orde liggen. Alleen voor mariene ecotoxiciteit liggen de op een na hoogste kosten een ruim een factor 2 lager. De schaduwprijs van mariene ecotoxiciteit is per 1,4-dichloorbenzeenequivalent circa een factor 100 lager dan voor de andere milieueffectcategorieën. De nationale equivalentemissie voor mariene eco-toxiciteit is wegens grotere toxische gevoeligheid van het mariene ecosysteem ook veel hoger dan die van de andere milieueffectcategorieën. De gemaakte kosten lopen echter duidelijk niet mee, waardoor een veel lagere schaduwprijs per equivalent ontstaat. De gevoeligheid van de schaduwprijs voor kostentoedeling op basis van verschillende weging is getest aan de hand van een zestal voorbeelden. Het gaat hierbij alleen om toedeling van kosten van reductiemaatregelen die meerdere milieueffectcategorieën beïnvloeden. Deze verschillende wegingen zijn niet lukraak gekozen maar gebaseerd op een idee over de mogelijke achtergrond van een beleidsprioriteitstelling. Elk van de voorbeelden representeert een zeker beleidsperspectief. In het voorbeeld Effectgericht krijgen alle milieueffectcategorieën evenveel aandacht en hiermee een gelijk gewicht in de weging (1:1:1:1:1:1). Volgens het Humaan-Ecologisch perspectief wordt de beleidsprioriteit evenredig verdeeld over Humane toxiciteit en Ecotoxiciteit, waarmee de weging van HTP 5 maal hoger wordt dan die van de andere ecologische effectcategorieën (5:1:1:1:1:1). In een variant hierop is gekeken naar de effecten van een onevenredige verdeling over zoet en zoutwater milieu. In een meer conventionele benadering waar de compartimenten lucht, water en bodem evenveel aandacht ontvangen is de weging van HTP en TETP afzonderlijk even groot als die van FAETP, MAETP, FSETP en MSETP samen (4:1:1:1:1:4).

39


Ook is het perspectief Humaan-dominant getest waarbij de aandacht voor de mens (HTP) vele malen groter is dan voor de ecologische milieueffectcategorieën (10:1:1:1:1:1). Tenslotte zijn de preferenties uit een panelstudie van CML getest. De resultaten in tabel 4.7 laten zien dat de schaduwprijs voor een milieueffectcategorie niet bijzonder gevoelig is voor verschillende perspectieven c.q. wegingen, met uitzondering van de prijs voor TETP, waar maar één meetpunt beschikbaar is dat bovendien afhankelijk is van kostentoedeling aan meerdere andere effectcategorieën. Gekozen wordt om de schaduwprijzen volgens het Humaan-Ecologisch perspectief te bepalen aangezien deze enerzijds intuïtief overeenstemt met het huidige beleid en anderzijds niet te extreme waarden oplevert.

............................... Tabel 4.6 Marginale reductiekosten per stof(groep) en hieruit resulterende schaduwprijs per milieueffectcategorie voor een kostentoedeling op basis van 5:1:1:1:1:1 weging van milieueffectcategorieën, bij een afkappercentage van 10% [€ / 1,4-dichloorbenzeenequivalent]. stof(groep)

initieel medium

HTP

FAETP

MAETP

.................................................................. gewasbeschermingsmiddelen

lucht

0,7

“RWZI”

water

2,8

Zink

water

2,1

vanadium

lucht

FSETP

MSETP

TETP

...................... 0,5

0,0071

1,8

0,0054

1,3

0,0096 0,0072

0,0010

0,0014

HF

lucht

0,017

0,00013

0,00017

zware metalen

lucht

6,1

0,014

0,033

5,8

dioxines

lucht

0,00007

VOS

lucht

0,026

PM10

lucht

4,9

PAKs

lucht

8,7 0,033

5,8

Schaduwprijs

8,7

2,8

0,014

1,8

............................... Tabel 4.7 Schaduwprijs per milieueffectcategorie met kostentoedeling op basis van verschillende wegingen van milieueffectcategorieën, bij een afkappercentage van 10%. Perspectief (weging)

HTP

FAETP

MAETP

FSETP

MSETP

TETP

........................................................................................... Effectgericht (1:1:1:1:1:1)

8,7

2,8

0,022

1,8

0,051

8,9

Humaan-Ecologisch (5:1:1:1:1:1)

8,7

2,8

0,014

1,8

0,033

5,8

H-E marien (5:0,4:1,6:0,4:1,6:1)

8,7

1,2

0,019

0,8

0,044

7,3

Compartimenteel (4:1:1:1:1:4)

8,7

2,5

0,011

1,5

0,026

46,6

Humaan-dominant (10:1:1:1:1:1)

9,9

2,8

0,011

1,8

0,027

0,0

CML panel [18] (16:3:4:3:4:5)1

8,7

2,5

0,015

1,5

0,034

7,5

1

Aquatische en sediment toxiciteit zijn in deze studie niet onderscheiden en krijgen elk de halve weegfactor.

40


............................... Tabel 4.8 Schaduwprijzen per milieueffectcategorie met kostentoedeling volgens een humaan-ecologisch perspectief (5:1:1:1:1:1 weging) voor verschillende afkappercentages. Afkap-% HTP FAETP MAETP FSETP MSETP TETP .......................................................................................... 25%

9,4

2,8

0,001

5,1

0,050

0,0

10%

8,7

2,8

0,014

1,8

0,033

5,8

5%

8,7

2,8

0,014

1,8

0,033

5,8

1%

8,6

14,4

0,014

15,7

0,032

12,6

0%

8,5

25,0

0,063

15,6

0,085

118,5

De berekende schaduwprijzen zijn volgens de theorie van ‘revealed collective preferences’ op hun beurt een kwantificering van de huidige beleidsprioriteiten die als basis kan dienen voor een intern consistente kostentoedeling. Deze aanpak is in een iteratieve berekening verkend. Hierin blijkt dat HTP in feite ondergewaardeerd is in het gekozen Humaan-Ecologisch perspectief. Dit is logisch omdat de huidige afgeleide schaduwprijzen tot schaduwkosten voor HTP leiden die 85% bedragen van het totaal aan schaduwkosten van humane toxiciteit en ecotoxiciteit (zie Hoofdstuk 4.3.3 en 4.4.3). Niettemin wordt deze iteratieve berekening als verkennend beschouwd omdat het aantal opties c.q. gege-venspunten te gering is om met voldoende betrouwbaarheid iteratief te kunnen rekenen. Om de invloed van het afkappercentage op de schaduwprijzen te testen staan in tabel 4.8 de schaduwprijzen volgens humaan-ecologisch perspectief gepresenteerd voor een variatie aan afkappercentage. Duidelijk is te zien dat bij geen afkap er voor sommige milieueffectcategorieën pieken in de schaduwprijs kunnen optreden omdat deelkosten worden toegedeeld die klaarblijkelijk minder kosteneffectief zijn. Het lijkt logisch om deze hoge schaduwprijzen te verwaarlozen omdat de kosteneffectiviteit van de maatregel voor het beleid in een andere milieueffectcategorie zit. Afkappercentages van 5% en 10% leveren exact dezelfde resultaten op, terwijl 25% afkap voor een aantal milieueffectcategorieën significant afwijkende schaduwprijzen oplevert, zoals verwacht omdat een kwart van de effecten niet verwaarloosbaar meer te noemen is. Vandaar dat gekozen is om de schaduwprijzen bij een afkappercentage van 10% te bepalen. 4.2.3. Schaduwprijzen in de literatuur In de literatuur worden verschillende schaduwprijzen, ofwel marginale bestrijdingskosten, vermeld. In tabel 4.9 staan voor een tweetal bronnen, te weten CE [22][39][44] en TWIN 2002 (NIBE, [34]), de schaduwprijzen voor de verschillende milieueffectcategorieën gepresenteerd. De enige alternatieve bron voor vergelijking van de schaduwprijs voor toxiciteit is TWIN. TWIN bepaalt één schaduwprijs voor toxiciteit op basis van kostendata voor wintersmog, zware metalen, pesticiden en carcinogenen (Eco-indicator 95) en de totale belasting van toxiciteitthema’s berekend uit oude data van CML. Dit is dus niet op basis van

41


marginale kosten. De hoogte van de schaduwprijs zal in paragraaf 4.5 bediscussieerd worden. Meest opvallend zijn de verschillen in schaduwprijzen voor het thema ozonlaagaantasting. De marginale kosten verschillen een factor 190. De thema’s broeikaseffect, fotochemische oxidantvorming, verzuring verschillen ongeveer een factor 2. Dit geeft aan dat op het moment sterk uiteenlopende schaduwprijzen worden berekend. De onzekerheid rondom schaduwprijzen is dan ook groot te noemen. Er zijn ook sets van marginale kosten beschikbaar die de vertaling naar equivalenten niet maken maar blijven bij € per kg stof. Het Instituut voor Toegepaste Milieu-Economie (TME) beschrijft in het artikel ‘Milieuschade bepalen op basis van marginale bestrijdingskosten’ verschillende sets van schaduwprijzen voor vervuilende stoffen [40]. Er bestaan aanzienlijke verschillen tussen de sets, echter in veel gevallen liggen de verschillende sets van eenheidskosten toch redelijk bij elkaar in de buurt. In een eerder artikel van TME getiteld ‘Zijn milieudoelen haalbaar met milieuheffingen?’, uitgebracht ten behoeve van een workshop georganiseerd door de Stichting Natuur en Milieu in 1999, zijn indicatieve marginale tarieven genoemd gebaseerd op de milieudoelstelling voor 2030 [20]. In een rapport van KPMG Sustainability en CE (2002) zijn milieuschaduwprijzen van verschillende milieuthema’s gebruikt [22]. Een eerder rapport van CE geeft eveneens voor verschillende milieuthema’s schaduwprijzen [39]. ............................... Tabel 4.9 Schaduwprijzen per milieueffectcategorie volgens TWIN [34] en CE [22]. Milieueffect

Eenheid

Schaduwprijs TWIN-model 2002

CE-methode

............................................................................. broeikaseffect

€ / kg CO2 eq.

ozonlaagaantasting

€ / kg CFC-11 eq.

0,091

0,05

5724,691

30

humane toxiciteit

€ / kg 1,4-DCB eq.

0,048

aquatische toxiciteit (zoet water)

€ / kg 1,4-DCB eq.

0,048

-

terrestrische toxiciteit

€ / kg 1,4-DCB eq.

0,048

-

fotochemische oxidantvorming

€ / kg C2H 4 eq.

4,402

2

(per kg PM10)

2,30

verzuring

€ / kg SO2 eq.

2,723

4

eutrofiëring

€ / kg PO4 eq.

54,454

9

uitputting grondstoffen

€ / mbp

0,042

0

42


............................... Tabel 4.10 Kosten per kg vervuilende stof. Stof

Milieukosten ( € / kg ) TME-LCC

1

RIVM / Eftec

ECOTEC

[38]

[40]

[40]

TME (1999)

2

CE (1997)

CE / KPMG

[39]

[22]

[20] .............................................................................................. CO2

0,068

0,0095

0,004

0,25

SO2

3,69

9,15

9

3,50 35

NOx

3,55

2,14

16

VOS

0,86

27,6

1,5

NH3

12,4

1,554

PM10

28,4

92,4

Stof

21,9

Zware Metalen

295

1

Op basis van doelstellingen voor 2010

2

Op basis van doelstellingen voor 2030

3

(Niet-methaan) VOS

4

in 1,4-dichloorbenzeenequivalenten

0,045

0,050

1,36

6,6

4,54

3

9,5 24 12,2 600

4

10 000

Ook in tabel 4.10 lopen de schaduwkosten sterk uiteen. Vooral voor zware metalen worden grote verschillen gevonden tussen schaduwprijzen. Een van de oorzaken van deze verschillen is dat in de berekeningsmethode andere doelstellingen worden gehanteerd, bijvoorbeeld doelstellingen voor het lopende jaar, 2010 of 2030.

4.3

IJking van de schaduwprijzen

4.3.1. Heterogeniteit leidt tot hoge schaduwkosten Zoals in de voorgaande paragrafen is gebleken zijn voor een aantal stoffen de marginale reductiekosten per kg stof vrij goed bekend. Door de omrekening naar marginale kosten per equivalent vallen de bestrijdingskosten van zeer toxische stoffen met een hoge karakteriseringfactor laag uit. De stoffen met een lage of gemiddelde karakteriseringfactor vormen de top van marginale bestrijdingskosten en bepalen de schaduwprijs. De kostentoedeling met behulp van weegfactoren voor opties met effect op meerdere milieueffectcategorieën lijkt niet veel invloed op de schaduwprijs te hebben zolang er maar enigszins gecorrigeerd wordt naar rato van de relatieve bijdrage van een stof aan de totale impactcategorie. Hierdoor kan het belang van en dus de kostentoedeling aan een marien effect relatief gering zijn ondanks een hoge equivalentemissie. De totale reductie van emissies kan met behulp van de schaduwprijs worden uitgedrukt in schaduwkosten en worden vergeleken met de werkelijk gemaakte kosten voor een milieueffectcategorie. Deze berekening staat met resultaten geïllustreerd in tabel 4.11. Zo wordt voor bijv. verzuring aan schaduwkosten van reductie een bedrag van

43


1.3 miljard € geschat tegenover werkelijke kosten van 0.8 miljard € (Milieubalans 2000, [31]). Het is te verwachten dat de schatting van schaduwkosten een overschatting van de kosten geeft aangezien nagenoeg alle opties in feite goedkoper zijn dan de schaduwprijs. Alleen in het geval dat een marginale kostencurve voor een beleidsterrein uit één optie bestaat zullen de schaduwkosten en gerealiseerde kosten gelijk zijn. Op dezelfde manier kunnen voor toxiciteit de schaduwkosten van emissiereductie worden berekend op basis van de vastgestelde schaduwprijzen voor de verschillende milieueffectcategorieën. Deze bedragen meer dan 700 miljard € (zie ook tabel 4.11). Dit bedrag is buiten proportie, namelijk ruim meer dan het huidige Bruto Nationaal Product. Het verschil tussen schaduwkosten en gerealiseerde kosten bedraagt een factor 400. Voor een deel kunnen de kosten overschat zijn als gevolg van een (foutieve) toedeling van alle kosten aan één stof, bijv. aan fluorantheen in plaats van PAK, of zink in plaats van zware metalen, ook al is hier zoveel mogelijk voor gecorrigeerd. ............................... Tabel 4.11 Overzicht per milieueffectcategorie van emissies, reducties en schaduwprijzen, uitgedrukt in equivalente eenheden, de bron van de schaduwprijs en voor deze reductie resulterende schaduwkosten en werkelijke kosten volgens de Milieubalans 2000. Milieueffectcategorie

Eenheid

Emissies 1999/2000

Netto reductie Schaduw-prijs

Bron

Reductie-

1990-2000 €/eq

Milieu-kosten

kosten

MB

miljard €

miljard €

.................................................................................................. a

€ 0,05

CE

705

333

€ 4,00

57

20

€ 9,00

Klimaatverandering

kt CO2 eq

230.000

Verzuring

kt SO2 eq

Vermesting

kt PO4 eq

20.000

a

€ 0,4

CE

€ 1,3

€ 0,8

CE

€ 0,2

€ 0,5

€ 1,0

.................................................................................................. HTP

kt DCB-eq

48.018

63.726

€ 8,69

PAK AEA

€ 554

FAETP

kt DCB-eq

3.269

1.705

€ 2,81

RWZI

€5

MAETP

kt DCB-eq

1.286.843

3.546.718

€ 0,01

metalen AEA

€ 50

FSETP

kt DCB-eq

5.232

4.467

€ 1,76

RWZI

€8

MSETP

kt DCB-eq

956.092

3.054.486

€ 0,03

metalen AEA

€ 101

metalen AEA

TETP

kt DCB-eq

689

196

€ 5,77

Totaal verspreiding

kt DCB-eq

2.300.142

6.671.297

€ 0,11

€ 718

€ 1,8

230.000

a

€ 0,05

a

€ 0,4

Klimaatverandering

kt CO2 eq

20.000

CE

€1 € 1,0

.................................................................................................. ADP a

kt Sb eq

1,7

€ 16,40

TNO

voor 2010 in Nederland

Als dezelfde exercitie zonder gebruik van equivalenten in kilogrammen gedaan wordt is het resultaat vergelijkbaar in ordegrootte. Op basis van de kostprijs van 14000 € per kg verwijderde stof van een RWZI, zijnde zware metalen en organische stoffen, zijn de schaduwkosten van reductie van toxische emissies 100 miljard €. Een RWZI haalt vrij toxische stoffen uit het water, wat per kilogram vrij duur uitvalt. De marginale bestrijdingskosten voor een minder toxische stof als zink

44


komen met 680 €/kg [11] beduidend lager uit. De schaduwkosten van reductie van toxiciteit bedragen dan 5 miljard €. Hieruit blijkt dat de marginale kosten in termen van € per kg vermeden stof voor de maatregelen in de toxische milieueffectcategorieën sterk uiteenlopen. Het zijn dus in fysieke volumes gesproken sterk heterogene milieueffectcategorieën. De sterke spreiding in marginale kosten kan grafisch gezien worden als een zeer platte en vervolgens zeer sterk stijgende marginale reductiekostencurve. Het gevolg van de sterke spreiding in marginale kosten en reductie potentiëlen van maatregelen is dat de top van de curve met relatief extreem hoge kosten per eenheid een zeer hoge schaduwprijs oplevert. Als deze wordt toegepast resulteert dit in hoge totaalkosten die de kosten van overige milieueffectcategorieën overschaduwen (zie figuur 4.1). Het voorbeeld in de figuur betreft een factor 33 verschil in schaduwkosten en gerealiseerde kosten. ............................... Figuur 4.1 Voorbeeld van de verhouding in gerealiseerde kosten (0,03, oppervlakte onder de curve) en schaduwkosten (1, oppervlakte grafiek) voor een gefingeerd voorbeeld van een heterogene milieueffectcategorie.

kosten €/eenheid reductie 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 0

0,2

0,4

reductie

0,6

0,8

1

Het doel van de schaduwprijsmethode is dat de huidige beleidspreferenties op een eenvoudige wijze weerspiegeld worden in een economische parameter als de prijs zodat een beoordeling van de milieubelasting door middel van een vergelijking met de kostprijs gemakkelijk gemaakt kan worden. Het probleem is dat toxiciteit met de berekende hoge schaduwprijs in elke case dominant is ten opzichte van de andere milieueffectcategorieën en daarmee elke beslissing stuurt; de andere milieueffectcategorieën spelen geen rol meer. Dat is niet echt wat van een begrijpelijke sturingsindicator die de huidige beleidspreferenties weerspiegelt in DuboCalc verwacht wordt. Sterker nog, het is niet in verhouding met de verhouding in milieukosten die gemaakt worden voor de verschillende milieuthema’s volgens de Milieubalans. De marginale kosten kunnen hierbij een enkele factor afwijken maar niet zo veel verschillen als nu op basis van de berekende schaduwprijs voor toxiciteit het geval is.

45


In de volgende paragraaf zullen mogelijke oorzaken van deze sterke heterogeniteit besproken worden als basis voor het vinden van een oplossing om toch tot schaduwprijzen te komen die werkbaar zijn in DuboCalc en andere vergelijkbare instrumenten en methoden. 4.3.2. Oorzaken van heterogeniteit Beleid voor een bepaalde milieueffectcategorie is zelden of nooit kosteneffectief in termen van € per kilogram vermeden stof, omdat kosteneffectiviteit in termen van € per eenheid vermeden effect wordt nagestreefd. Bijna altijd is dit verschillend van kosteneffectiviteit in € per kilogram vermeden stof. Het is dan ook zo dat de kosten van maatregelen uitgedrukt in € per kilogram vermeden emissie veel sterker uiteenlopen dan die in termen van € per eenheid effect waar het beleid en haar maatregelen zich op richten. Bijv. de broeikasgasreductiemaatregelen ter realisatie van de Nederlandse doelstelling voor Kyoto hebben kosten tot 50 € per kg CO2-equivalent. Dit is de schaduwprijs die door CE is bepaald. Hier behoren ook maatregelen toe die het zeer sterke broeikasgas PFK-116 reduceren. De broeikaswerking van dit gas is 9200 maal sterker dan die van CO2, wat maatregelen vanuit het oogpunt van kosteneffectiviteit van broeikaswerking rechtvaardigt die 9200 maal duurder zijn per vermeden kilogram stof. Met andere woorden, de schaduwprijsmethode op basis van marginale kosten van beleid werkt alleen als gewerkt wordt met dezelfde termen als waarin het beleid geformuleerd wordt. Pas dan kan op basis van een vooronderstelde kosteneffectiviteit vastgesteld worden of het beleid consistent is. Indien de schaduwprijs hoger uitvalt dan de marginale kosten van een aanzienlijk potentieel aan nog resterende maatregelen, dan is het beleid niet kosteneffectief geweest. Een kostenplaatje in termen van € per vermeden kilogram stof kan er dus zeer heterogeen uitzien terwijl het ontwikkelde beleid met maatregelen zeer kosteneffectief is. Als het kostenbeeld in dezelfde termen wordt geformuleerd als die waar het beleid mee werkt, zal een meer homogeen beeld met een kleinere spreiding van de kosten ontstaan. Het blijkt dat milieueffectcategorieën zoals klimaatverandering, verzuring etc. een homogeen beeld van maatregelen en marginale kosten te zien geven als de betreffende equivalenten gehanteerd worden. Voor de toxische milieueffectcategorieën maakt het niet echt uit of er in kg of in 1,4-dichloorbenzeenequivalenten gerekend wordt; het gebruik van equivalenten lijkt de spreiding van kosten eerder te versterken. Zoals gezegd is het in principe van geen betekenis dat de marginale kosten van maatregelen ter bestrijding van toxiciteit erg uiteenlopen per vermeden kilogram stof. Het is wel van betekenis dat deze ook sterk uiteenlopen in termen van kg 1,4-dichloorbenzeenequivalent. Hiervoor zijn meerdere mogelijke oorzaken: 1. Voor het vaststellen van het toxiciteitbeleid wordt wel kosteneffectief gewerkt in termen van 1,4-dichloorbenzeen-

46


equivalenten maar lopen de kosten van maatregelen nu eenmaal sterk uiteen: de geïmplementeerde kosteneffectieve bestrijdingsmaatregelen zijn zeer heterogeen, of 2. Voor het vaststellen van het toxiciteitbeleid en haar maatregelen wordt wel gewerkt in termen van 1,4-dichloorbenzeenequivalenten maar het beleid is niet consistent en dus niet kosteneffectief, of 3. Het reductiebeleid en haar maatregelen worden niet genomen op basis van 1,4-dichloorbenzeenequivalenten binnen een lineair kosteneffectiviteitmodel maar (ook) vanuit andere overwegingen. 4. Praktisch kan zich ook een situatie voordoen waarbij het beleid niet consistent is en ook niet op basis van 1,4dichloorbenzeenequivalenten wordt bepaald (een combinatie van 2 en 3). De verschillende situaties en oorzaken leiden tot verschillende conclusies over de gehanteerde equivalentmethode en het beleid. Deze staan schematisch weergegeven in tabel 4.12. ............................... Tabel 4.12 Mogelijke oorzaken van sterk uiteenlopende marginale reductiekosten (heterogeniteit) met bijbehorende conclusies over de bruikbaarheid van de equivalentmethode en de consistentie c.q. kosteneffectiviteit van het beleid.

Situatie

Oorzaak

Conclusie Methode .............................................. 1 Bestrijdingsmaatregelen zijn zeer Ok heterogeen 2 Beleid is niet consistent c.q. Ok kosteneffectief 3 Maatregelen worden niet genomen Niet ok o.b.v. 1,4-DCB-equivalenten 4 Beleid is niet consistent en Niet ok maatregelen worden niet genomen o.b.v. 1,4-DCB-equivalenten

Conclusie Beleid ........ Ok Niet ok Ok Niet ok

Op basis van de onderzochte maatregelen bestaat de indruk dat maatregelen niet alleen genomen worden op basis van 1,4-dichloorbenzeenequivalenten. Het betreffende proces en het percentage meerkosten van reductiemaatregelen is vaak bepalend voor de verankering van deze maatregelen in het beleid. Ook wordt er gekeken naar grenswaarden, lokale blootstelling en effecten. Met andere woorden, het beleid is zeer pragmatisch en let juist op kosteneffectiviteit in de context van het proces, de locatie en op betaalbaarheid, meer nog dan in termen van de precieze equivalentwaarden. CML-2 is pas enige jaren geleden werkzaam geworden, na een substantiële revisie van karakteriseringfactoren. Met andere woorden, het beleid in de jaren ’80 en ’90 kon zich niet richten op de huidige set equivalentfactoren omdat ze nog niet bestonden. Alle recente inzichten zijn substantieel en maken consistentie van beleid en CML-2 methodiek niet waarschijnlijk.

47


4.3.3. Geijkte schaduwprijzen De hoogte van de totale kosten van maatregelen op basis van de marginale kosten per equivalent reductie is buiten proportie binnen de toxische milieueffectcategorieën. Het is beter om de Milieubalans hier in te volgen voor de juiste ordegrootte. De Milieubalans zegt echter niets over de onderlinge verhoudingen van de toxiciteitcategorieën. Daarom wordt voorgesteld om deze wel te bepalen op basis van de marginale reductiekosten per eenheid 1,4-dichloorbenzeenequivalent. De hoogte van de schaduwprijzen wordt echter geschaald op basis van een factor die bepaald wordt aan de hand van een vergelijking van de totale reductiekosten voor toxiciteit zoals berekend met de gevonden schaduwprijzen en de gerealiseerde milieukosten voor het thema verspreiding volgens de Milieubalans. Deze berekening is geïllustreerd in tabel 4.13. ............................... Tabel 4.13 Overzicht van de schaduwprijzen voor het thema verspreiding zonder en met correctie en voor de afzonderlijke milieueffectcategorieën met correctie factor 100 en de hieruit resul-terende schaduwkosten en werkelijke kosten volgens de Milieubalans 2000. Milieuimpactcategorie

Netto reductie Schaduw-prijs [kt DCB-eq]

kwalificatie

[€/eq]

Reductie-

Milieukosten

kosten

MB

[miljard €]

[miljard €]

Verschil-factor

.................................................................................................. TWIN

6.671.297

€ 0,04800

€ 320

€ 1,8

178

.................................................................................................. Verspreiding

6.671.297

€ 0,11

Verspreiding factor 29

6.671.297

€ 0,00378


6.671.297

€ 0,00108


6.671.297

€ 0,00054

bovengrens ondergrens

€ 718

€ 1,8

400

€ 25

€ 1,8

14

€ 7,2

€ 1,8

4

€ 5,4

€ 1,8

3

.................................................................................................. CORRECTIE / 100 HTP

63.726

€ 0,09

PAK AEA

FAETP

1.705

€ 0,03

RWZI

€ 5,50 € 0,05

MAETP

3.546.718

€ 0,0001

metalen AEA

€ 0,50

FSETP

4.467

€ 0,02

RWZI

€ 0,08

MSETP

3.054.486

€ 0,0003

metalen AEA

€ 1,00

TETP

196

€ 0,06

metalen AEA

Totaal verspreiding

6.671.297

€ 0,00108

€ 0,01 € 7,20

€ 1,8

4

Een korte analyse van marginale reductiekostencurves leert dat het verschil tussen marginale kosten (de oppervlakte onder de kostencurve) en de schaduwkosten (de oppervlakte onder de schaduwprijs) per milieuthema kan variëren. Voor klimaatverandering en verzuring wordt dit verschil geschat op een factor 3. Deze factor wordt overigens maar deels teruggevonden als de gerealiseerde milieukosten van de Milieubalans 2000 [31] worden vergeleken met de op basis van CE schaduwprijzen berekende schaduwkosten [22]. Voor toxiciteit zijn de beschikbare reductiekostencurves van fijn stof, zware metalen en vluchtige organische stoffen uit het eerste deel van dit hoofdstuk geanalyseerd. Hieruit komt naar voren dat de schaduw-

48


kosten gemiddeld een factor 14 hoger zijn dan de kosten van implementatie van maatregelen. Deze factor 14 is veel lager dan de factor 400 die op basis van berekeningen met ongecorrigeerde schaduwprijzen gevonden werd en de factor 178 die gevonden wordt met de schaduwprijs voor totale toxiciteit van TWIN [34]. Onder de aanname dat de marginale kosteneffectiviteitscurve in equivalenten voor het totale toxiciteitbeleid een zelfde factor verschilt met de schaduwkosten, representeert de verschilfactor de mate waarin de gehanteerde CML-2 equivalenten (nog) niet corresponderen met het beleid, omdat de verschillen in marginale kosten groter in plaats van kleiner worden. Tevens kunnen fouten in de data en het gebruik er van mede verantwoordelijk zijn voor dit verschil. De analyse van reductiekostencurven op basis van materiaal in termen van kilogrammen reductie bevestigt dat toxiciteit een milieueffectcategorie is met een zeer sterke heterogeniteit waarbij maatregelen met sterk uiteenlopende marginale kosten genomen dienen te worden. Tevens geeft de factor 14 een grove indicatie dat de schaduwkosten significant meer verschillen van de kosten van gerealiseerde maatregelen dan voor andere milieueffectcategorieën zoals verzuring en klimaatverandering. De factor 14 zou echter geringer kunnen zijn voor toxische milieueffectcategorieën omdat hierin reductiekostencurves van verschillende stoffen met verschillende karakteriseringfactoren een rol spelen. De verwachting is dat een rationeel beleid op basis van equivalenten de verschillen tussen marginale kosten van maatregelen in ieder geval beperkt, ook al wordt het kostenoptimale punt niet bereikt. Dat de verschilfactor 14 op basis van kilogrammen een overschatting van de schaduwkosten geeft wordt bevestigd door de hoge schaduwkosten voor de reductie van het afgelopen decennium, namelijk 25 miljard €. Dit getal heeft hiermee theoretische waarde en geeft een bovengrens aan. De verschilfactor 3 van klimaatverandering en verzuring is een ondergrens. Hiernaast is een praktisch punt dat toepassing van schaduwprijzen op dit niveau leidt tot schaduwkosten van toxiciteit die nog steeds de andere thema’s overschaduwen op een voor de gebruiker c.q. beleidsmaker niet reële manier. Een verschilfactor 4 tussen marginale reductiekosten en de gerealiseerde milieukosten voor het thema verspreiding volgens de Milieubalans wordt gerealiseerd door de berekende schaduwprijzen door een factor 100 te delen. Dit is vergeleken met de andere milieueffectcategorieën het grootste verschil tussen marginale reductiekosten en gerealiseerde reductiekosten waarmee rekening gehouden lijkt te zijn met het evident heterogene karakter van milieumaatregelen binnen deze milieueffectcategorie. Tevens blijkt, net als in de Milieubalans, toxiciteitbeleid volgens deze schaduwprijzen tot hogere milieukosten te leiden dan voor de andere milieueffectcategorieën, terwijl andere thema’s niet geheel overschaduwd worden. De verschillende thema’s worden belast met schaduwkosten die in proportie zijn in de zin dat de op dit moment gemaakte kosten van maatregelen weerspiegeld worden maar ook recht is gedaan aan de

49


economische kosteneffectiviteit die werkt volgens het marginale kostenprincipe. De totale set van geijkte schaduwprijzen is gepresenteerd in tabel 4.14. Hierin is ook de milieuschade voor het jaar 2000 opgenomen, die berekend is op basis van de schaduwprijs en de equivalentemissie van het jaar 2000 voor de betreffende milieueffectcategorieën. Hieruit blijkt dat de totale milieuschade circa 20 miljard € bedraagt. Toxiciteit is verantwoordelijk voor een kwart hiervan, waarbij humane toxiciteit het grootste aandeel heeft. ............................... Tabel 4.14 Overzicht van de geijkte schaduwprijzen voor de verschillende milieueffectcategorieën alsmede de hieruit resulterende milieuschade voor het jaar 2000. Milieueffectcategorie

Equivalent eenheid

Schaduwprijs [€ / kg equivalent]

Schade [miljard €]

Bron

................................................................................ Humane toxiciteit – HTP 1,4-DCB eq € 0,09 4,2 TNO Zoetwater aquatische ecotoxiciteit – FAETP 1,4-DCB eq € 0,03 0,1 TNO Mariene aquatische ecotoxiciteit – MAETP 1,4-DCB eq € 0,0001 0,2 TNO Zoetwater sediment ecotoxiciteit – FSETP

1,4-DCB eq

€ 0,02

0,1

TNO


1,4-DCB eq

€ 0,0003

0,3

TNO


1,4-DCB eq

€ 0,06

Sb eq

€0

0,04 0,0

TNO TNO


CO2 eq

€ 0,05

11,5

CE


C2H 2 eq

€2

0,4

CE

Verzuring – AP

SO2 eq

€4

2,8

CE

Vermesting – EP

PO4 eq

€9

0,5

CE

CFK-11 eq

€ 30

0,03

CE


Aantasting ozonlaag – ODP

4.4

Toepassing van de schaduwprijzen

Met de geijkte schaduwprijzen per milieueffectcategorie kunnen nu de schaduwkosten voor milieu ofwel de externe milieukosten worden berekend voor een willekeurig product of proces. Er zijn twee cases doorgerekend, te weten verschillende geluidsschermen en de koelkast. 4.4.1. Geluidsschermen In deze paragraaf worden de berekende schaduwprijzen toegepast op een bekende case bestaande uit verschillende typen geluidsschermen [30]. Figuur 4.2 laat de schaduwkosten per milieueffectcategorie zien voor de verschillende typen schermen.

50


schaduwkosten (€) 250

zoet water ecotoxiciteit verzuring

200

vermesting terrestrische ecotoxiciteit mariene ecotoxiciteit

150 100

klimaatverandering

50

humane toxiciteit

0 L A N PA PV OL CA AA SP TO TW UT TC RM OK AN -50BE U O U E L R H H T L HO HO RM M M SC WA HE ER RM RM ER E H E H SC H H SC SC -100 SC SC

W

ZA AL

ND

fotochemische oxidant vorming abiotische grondstof depletie aantasting ozonlaag

schermtype

............................... Figuur 4.2 Schaduwkosten van verschillende typen geluidsschermen op basis van schaduwprijzen voor abiotische grondstofdepletie, humane en ecotoxiciteit volgens berekeningen in dit rapport en de overige milieueffectcategorieën volgens CE [22]. zoet water ecotoxiciteit

gewogen waarde 3.0E-08

verzuring

2.5E-08

vermesting terrestrische ecotoxiciteit

2.0E-08

mariene ecotoxiciteit 1.5E-08

klimaatverandering

1.0E-08

humane toxiciteit

5.0E-09 0.0E+00 L L A A N PV PA AA CC TO TP WO M NS -5.0E-09BE OK UT OU ER UT L RA O H H O M T L H H R SC M RM WA M RM HE ER HE ER HE SC H C H C C S S S SC schermtype

L WA

ND ZA

fotochemische oxidant vorming abiotische grondstof depletie aantasting ozonlaag

............................... Figuur 4.3 Milieuprofiel van verschillende typen geluidsschermen op basis van genormaliseerde, gelijk gewogen equivalentbijdragen voor alle milieueffectcategorieën.

Het blijkt dat alleen humane toxiciteit, klimaatverandering, mariene ecotoxiciteit , verzuring en zoet water ecotoxiciteit een significante bijdrage leveren. Aquatische en sediment ecotoxiciteit zijn voor het gemak in deze case samengenomen. Alle ander milieueffectcategorieën spelen voor geen van de schermen een rol. Het niveau van kosten tot 150 € lijkt intuïtief niet verkeerd op één strekkende meter scherm van 4 meter hoog. In ieder geval zijn de kosten van de toxische milieueffectcategorieën in een balans met de door milieueffectcategorieën waarvoor CE de schaduwprijs heeft vastgesteld. Naast klimaatverandering en verzuring brengen de (eco)toxische effectcategorieën

51


aanzienlijke schaduwkosten met zich mee, variërend van een kwart (walzand) tot de helft. Ter vergelijking laat figuur 4.3 het milieuprofiel van dezelfde schermen zien op basis van genormaliseerde, gelijk gewogen milieueffectcategorieën. De bijdragen van de milieueffectcategorieën verschillen aanzienlijk met die in het beeld van de schaduwkosten. Abiotische grondstofdepletie komt in het genormaliseerde profiel wel expliciet naar voren in tegenstelling tot bij het schaduwkostenprofiel. Het genormaliseerde profiel wordt voor alle schermen gedomineerd door mariene ecotoxiciteit. Dit wordt in het schaduwkostenprofiel ‘gecorrigeerd’ voor de huidige beleidspreferenties door een relatief lage schaduwprijs zodat andere op dit moment meer prioriteit hebbende milieueffectcategorieën meer naar voren komen. Omdat de schaduwprijsmethode de verschillende milieueffectcategorieën anders weegt op basis van beleidspreferenties en niet op basis van de bijdrage aan het nationale emissietotaal is het eigenlijk nog opvallender dat de volgorde in de milieuscore niet verandert. Dit zou gezien de conclusie hiervoor wel degelijk het geval kunnen zijn. 4.4.2. Koelkast De schaduwkostenmethode kan ook worden toegepast op de volledige levenscyclus van een standaard koelkast [14]. Figuur 4.4 presenteert het schaduwkostenprofiel voor de verschillende milieueffectcategorieën. Duidelijk is dat klimaatverandering met twee derde van de externe kosten een dominante post is, al is 160 € over de gehele levensduur niet heel veel. De energiekosten liggen over een levensduur van 15 jaar in de orde van grootte van het tienvoudige. Verzuring en mariene aquatische ecotoxiciteit dragen elk meer dan 10% bij aan de externe kosten. In totaal dragen de ‘nieuwe’ toxische milieueffectcategorieën inclusief grondstofdepletie circa 20% bij aan de externe kosten. Dit is een stuk lager dan in de case van de geluidsschermen, wat begrijpelijk is omdat er in dat geval geen energiegebruik gedurende de gebruiksfase optreedt dat een groot aandeel in de externe kosten veroorzaakt. Het aandeel van de abiotische grondstofdepletie alleen is in het milieuprofiel volgens genormaliseerde equivalentemissies twee derde op het totaal. Dit is gebaseerd op CML-2 karakteriseringfactoren op basis van totale aanwezige reserves1. In de equivalentemissies volgens deze methode zijn de fossiele energievoorraden dominant (bijna 100%), zodat energiegebruik in een LCA hoog scoort op abiotische grondstofdepletie. Dit hoge aandeel is na weging met een schaduwprijs van 0 verdwenen.

1

De meest recente CML-2 methode gebruikt karakteriseringfactoren op basis van economische reserves. Het aandeel van fossiele energie in de equivalentemissies bedraagt dan minder dan 1%.

52


schaduwkosten (€) 160 120 80 40

fo to c

ab

io

tis

ch e

aa

nt as

tin g

oz on gr o la he nd ag m st is o ch fd ep e ox le tie id an tv or hu m m in an g m e ar t kli ox ie m ic ne aa ite aq tve it u r a m a t nd is ar ch er ie e ne in e g co se to di xic m en ite te te it rre c ot st ris ox ic ch ite e it ec ot ox ic ite zo it ve et rm wa es te tin ra g qu zo ve at et i r sc wa zu he rin te g rs ec ed ot o im xic en ite te it co to xic ite it

0

milieueffectcategorie

............................... Figuur 4.4 Schaduwkosten van een standaard koelkast op basis van schaduwprijzen voor abioti-sche grondstofdepletie, humane en ecotoxiciteit volgens berekeningen in dit rapport en de overige milieueffectcategorieën volgens CE [22].

gewogen waarde 2.0E-10 1.5E-10 1.0E-10 5.0E-11

tis ch e

ab

io

aa

nt as

tin g

oz fo to on gr ch on la em ag ds is to ch fd ep e ox le tie id an tv or hu m m in an g m e ar t k o l ie im xic ne aa ite aq tve it ua r an m t is ar de ch ie rin e ne g ec se ot di o xic m en ite te t it ec rre o st t ox ris ic ch ite e it ec ot ox ic ite zo it v er et m wa es te tin ra g qu zo ve at et is rz wa ch ur in te e g rs ec ed ot ox im ic en ite te it co to xic ite it

0.0E+00

milieueffectcategorie ............................... Figuur 4.5 Milieuprofiel van een standaard koelkast op basis van genormaliseerde equivalentbijdragen voor alle milieueffectcategorieën.

Op basis van de illustratie in de twee cases wordt geconcludeerd dat de verhoudingen van de bijdragen van de verschillende milieueffectcategorieën aan het totale milieuprofiel worden beïnvloedt naar rato van de huidige beleidsprioriteiten door de weging met schaduwprijzen.

53


4.4.3. Nederlandse milieuschade Toepassing van de schaduwprijzen op de huidige Nederlandse emissies geeft een beeld van de gemiddelde verdeling van de schaduwkosten. Mathematisch gezien wordt hiermee de totale gemiddelde prioriteit van milieueffectcategorieën binnen Nederland berekend zoals die op basis van de schaduwprijs wordt vastgesteld. Economisch gesproken betreft het hier de berekening van de milieuschade in € door de vermenigvuldiging van hoeveelheid (equivalentemissie) en prijs (€ per kg equivalentemissie). De milieuschade door Nederland in het jaar 2000 is per milieueffectcategorie gepresenteerd in figuur 4.6. Hierin is de bijdrage van elke milieueffectcategorie gepresenteerd als een percentage van de totale Nederlandse schade, om vergelijking mogelijk te maken met de normalisatie aanpak (gelijk gewogen met aquatisch en sediment samengenomen), die vaak gebruikt wordt in LCA’s. Zie tabel 4.14 voor de exacte getallen van de milieuschade. % totaal milieueffect 60%

Schaduwkosten

Normalisatie

40%

20%

aa ab nt io as t is t in ch fo g to e oz ch gr on em on la ds is ag ch to fd e ep ox le id t ie an tv hu or m m m a in n ar g e ie kl t o ne im xi aa ci aq te tve m ua it ar t is ra ie n c ne de he rin se ec g di ot m o en xi te ci rre te te st co it ris to ch xi ci e te ec it ot ox zo ic et it e ve it wa rm te es ra zo t in qu et g at wa ve is c rz te he ur rs in ec ed g ot im ox en ic te it e co it to xi ci te it

0%

milieueffectcategorie

............................... Figuur 4.6 Gemiddelde prioriteit van milieueffectcategorieën binnen Nederland in het jaar 2000 volgens de methoden van schaduwprijzen en normalisatie (gelijk gewogen met aquatisch en sediment samengenomen), uitgedrukt als percentage van het totale milieueffect.

Duidelijk is te zien dat de schaduwkosten een heel andere weging oplevert dan de gelijke weging (of geen weging) van de normalisatie methode. De huidige beleidsprioriteitstelling spreekt duidelijk uit de schaduwkosten, waarbij de schade als gevolg van klimaat met bijna 60% het beeld domineert, gevolgd door humane toxiciteit, verzuring en tenslotte geringe schade van vermesting, fotochemische oxidantvorming en ecotoxiciteit. Aantasting van de ozonlaag heeft verwaarloosbare schade tot gevolg, abiotische grondstofuitputting heeft een schaduwprijs van 0.

54


5. Conclusies en aanbevelingen ...............................................................................

5.1

Conclusies

Op basis van de ontwikkelde methodiek voor het vaststellen van schaduwprijzen en de analyse van gegevens over beleid, maatregelen en kosten op het gebied van toxiciteit en uitputting van abiotische grondstoffen worden de volgende conclusies getrokken: • In termen van gemaakte jaarlijkse milieuuitgaven zijn de (eco)toxische milieueffectcategorieën belangrijker dan de andere categorieën zoals verzuring, verandering van klimaat en vermesting • De (eco-)toxische milieueffectcategorieën zijn zeer heterogeen qua effecten, maatregelen en kosten. Dit maakt het moeilijk om ze in een methode te vangen • Hierdoor zijn ook weinig data in vergelijkbaar formaat beschikbaar • De verspreidingsroutes, concentraties en blootstelling zijn van belang voor het inschatten van de effecten. De door CML ontwikkelde equivalentmethode is hiervoor een pragmatisch eenvoudige aanpak. • De CML equivalenten voor de toxische milieueffectcategorieën zijn dan weliswaar allemaal uitgedrukt in 1,4-dichloorbenzeen, ze zijn niet vergelijkbaar omdat de milieueffecten en hiermee de beleidsprioriteit totaal verschillend kunnen zijn. Er mag daarom ook niet gerekend worden met een gemiddelde schaduwprijs voor toxiciteit. • Het beleid is niet consistent met de recent ontwikkelde CML-2 methode. Dit is niet verrassend daar de CML methode en het milieubeleid voor een deel andere grondslagen kennen, er van origine andere prioriteiten gesteld zijn in het beleid en het beleid voor de toxiciteitthema’s ook een duidelijke lokale component heeft (wat kan in dit proces, van dit bedrijf, op deze locatie, onder deze omstandigheden worden bereikt). • Vanuit het beleid wordt daarmee wel per situatie naar een kosteneffectiviteit gestreefd, maar per thema pakt dit geheel anders uit, waardoor het beleid niet leidt tot een maximale kosteneffectiviteit op nationale schaal volgens de CMLmethode. • Mede door de sterk heterogene aard van de toxische milieuthema's zijn de marginale kosten en hiermee de schaduwprijs honderden malen hoger dan de werkelijk gemaakte kosten. Dit in tegenstelling tot de situatie voor de andere (homogene) milieuthema's, waar deze in de orde van een factor 3 verschillen.

55


•

De betekenis van schaduwkosten, namelijk de milieukosten die volgens het huidige beleid aan de betreffende milieubelasting gegeven dienen te worden, wordt hiermee voorbij gestreefd. De hoge kosten voor toxische milieueffectcategorieën overschaduwen alle ander milieukosten en domineren elke milieubeslissing, wat niet overeenkomstig de huidige (beleids)preferenties is. Hierdoor zijn deze hoge schaduwprijzen in de praktijk niet goed toepasbaar. • Daarom is ijking van de schaduwprijzen nodig; gekozen is voor een vergelijking met de werkelijke gemaakte milieukosten. • Hiermee zijn de huidige beleidspreferenties in de schaduwprijs uitgedrukt en is toxiciteit duidelijk aanwezig in de schaduwkosten (net als in de werkelijkheid gemaakte kosten die voor toxiciteit het hoogst van alle milieueffectcategorieën is) maar domineren deze niet het hele beeld. De ontwikkelde methodiek levert voor het eerst een complete set van Nederlandse schaduwprijzen op (zie tabel 5.1) voor de op dit moment gangbare milieueffectcategorieën van CML-2, ook al is de onderliggende methode enigszins afwijkend van de door CE vastgestelde schaduwprijzen omdat het daar schaduwprijzen omtrent een toekomstige beleidsdoelstelling betreffen. ............................... Tabel 5.1 Overzicht van Nederlandse schaduwprijzen voor verschillende milieueffectcategorieën.

Milieueffectcategorie

Equivalent Schaduwprijs eenheid [€ / kg equivalent]

Bron

................................................................. Humane toxiciteit – HTP 1,4-DCB eq € 0,09 TNO Zoetwater aquatische ecotoxiciteit – FAETP 1,4-DCB eq € 0,03 TNO Mariene aquatische ecotoxiciteit – MAETP

1,4-DCB eq

€ 0,0001

TNO

Zoetwater sediment ecotoxiciteit – FSETP

1,4-DCB eq

€ 0,02

TNO


1,4-DCB eq

€ 0,0003

TNO


1,4-DCB eq

€ 0,06

Sb eq

€0

TNO TNO


CO2 eq

€ 0,05

CE


C2H 2 eq

€2

CE

SO2 eq

€4

CE


Verzuring – AP Vermesting – EP Aantasting ozonlaag – ODP

PO4 eq

€9

CE

CFK-11 eq

€ 30

CE

De set van schaduwprijzen maakt het vaststellen van milieu(kosten)profielen volgens de huidige beleidsprioriteitstellingen en het beoordelen van (milieu)maatregelen in kosten-batenanalyses in Nederland mogelijk. Zoals de cases, waaronder een DuboCalc toepassing, aantonen heeft het gebruik van schaduwprijzen als meerwaarde dat de huidige beleidspreferenties voor de verschillende milieueffectcategorieën op een kwantitatieve en economisch consistente manier worden vertaald in (milieu-)kosten die zowel voor beleidsmakers als ondernemers als (milieu-)gids kunnen dienen in kosteneffectieve beslissingen.

56


5.2

Aanbevelingen

Op basis van het onderzoek worden de volgende aanbevelingen gemaakt: • er dient nader onderzoek gedaan te worden naar de huidige maatregelen voor de toxische milieueffectcategorieën en de robuustheid, betrouwbaarheid en beperkingen van de huidige vaststellingsmethodiek om een betere fundering onder de huidige set van schaduwprijzen te leggen, zodat de kwaliteit verbeterd wordt en ze ook gebruikt kan worden als terugkoppelingsinstrument over de beleidseffectiviteit. • de CML-2 methode beschrijft potentiële milieueffecten los van de specifieke locatie en voor een groot deel los van de aard van de specifieke emissiebron. Beleidsmaatregelen zijn voor een groot deel juist wel gericht op die lokale en specifieke omstandigheden. Om de CML-2 methode bruikbaarder voor het lokale beleid te maken zou de locatiespecificiteit verder uitgewerkt moeten worden. Ook verdient het aanbeveling om te kijken naar achtergrondconcentraties. Tenslotte is het aan te bevelen om naast de huidige CML-2 methode op basis van een oneindige tijdshorizon die bijzonder geschikt is voor milieuonderzoek, ook een variant met een tijdshorizon van 100 jaar te maken die aansluit bij de lange termijn tijdshorizon van beleid en samenleving en consistent is met de gehanteerde tijdshorizon voor andere milieueffectcategorieën zoals klimaatverandering (uitgedrukt in GWP-100: Global Warming Potential voor 100 jaar). Hierdoor zullen de vast te stellen schaduwprijzen beter aansluiten bij het beleid en dus van hogere kwaliteit zijn. • het beleid kan kosteneffectiever zijn als de kosteneffectiviteit in termen van € per vermeden 1,4-dichloorbenzeenequivalent als uitgangspunt genomen wordt. De berekende schaduwprijs en ontwikkelde rekenmethode kan hierbij een leidraad zijn. • de huidige schaduwprijs set dient te worden toegepast in DuboCalc en geëvalueerd om vast te stellen wat de bijdragen van de milieueffectcategorieën in andere cases is en wat de gebruikers er mee doen en van vinden. Deze terugkoppeling is ook belangrijk voor de verdere ontwikkeling van de CML-2 methode die de andere belangrijke component is voor het berekenen van de schaduwkosten. • de huidige set van schaduwprijzen dient elke paar jaar onderhouden c.q. qua gegevens geüpdate te worden om de laatste stand van het beleid met voldoende kwaliteit te representeren.

57


58


Referenties

............................................................................... [1] [2] [3] [4]

[5]

[6]

[7] [8] [9] [10] [11]

[12]

[13] [14] [15]

[16]

[17] [18]

[19]

59

Ansems, A.M.M., Bepaling van de eco-efficiëntie van innovaties milieu en economie in beeld, R 2002/573, september 2002 Ansems, A.M.M., Productie en benutting van brandstoffen uit papier/kunststof verpakkingen, R 2000/181, mei 2000 Ansems, A.M.M., R.N. van Gijlswijk, Eco-efficiency of routes for selected WEEE products, R 2001/454, september 2001 Ansems, A.M.M., T.N. Ligthart, Data certification for LCA comparisons: Inventory of current status and weakness analysis, R 2002/601, oktober 2002 Ansems, A.M.M., T.N. Ligthart, LCA sensitivity and ecoefficiency analyses of beverage packaging systems, R 2002/179, april 2002 Boer, B. de, et al., Monetarisering van milieuverliezen, Eindrapport van het discussieplatform, Centraal Bureau voor de Statistiek, LNM-reeks 9701 Braakhuis, F.L.M., et al., Milieumanagement: van kosten naar baten, ISBN 90-6092-728-1 p. 167-189, 1995 Buurma et al., Zicht op gezonde teelt; Een scenariostudie voor het gewasbeschermingsbeleid na 2000, 2000 CUR/CROW, Naar een methode voor milieuwaardering in de GWW sector, Gouda, 1998 Davidson, Marc. D., Ron.C.W. Wit, Weging in DuboCalc, Toepasbaarheid van de preventiemethodiek, Delft, 2003 Dellink, R., en F. van der Woerd, Kosteneffectiviteit van milieuthema’s. Instituut voor Milieuvraagstukken. Vrije Universiteit Amsterdam. Juli 1997. Eggels, P.G., A.M.M. Ansems, B.L. van der Ven, Eco-efficiency of recovery scenarios of plastic packaging, R 2000/127, maart 2000 EmissieMonitor/ Loketvraag, zie Bijlage B. Gijlswijk, R.N. van, S.M.H. van Leeuwen, T.N. Ligthart Quick scan LCA of a refrigerator, TNO, in voorbereiding Guinée, J.B. et al, Life cycle assessment - an operational guide to the ISO standard, vol. I, II and III, Centrum voor Milieukunde - Universiteit Leiden, May 2001. Huijbregts, M.A.J., Priority Assessment of Toxic Substances in the frame of LCA – draft, Institute for Biodiversity and Ecosystem Dynamics, Universiteit van Amsterdam, maart 2000. Huppes et al., Revealed preference, 1997 Huppes, G., M.D. Davidson, J. Kuyper, L. van Oers, H.A. Udo de Haes and G. Warringa, Eco-efficient environmental policy in oil and gas production in the Netherlands, Project for NOGEPA, Den Haag, 2002/2003 Jantzen, J., Duurzame groei in Nederland? Het duurzaam Nationaal Inkomen onder Paars (1990-2000), Instituut voor Toegepaste Milieu-Economie (TME), juni 2002.


[20]

[21]

[22]

[23]

[24]

[25] [26]

[27]

[28]

[29] [30]

[31] [32] [33] [34] [35] [36]

[37]

[38]

60

Jantzen, J., Op zoek naar het groene belastingparadijs: Zijn milieudoelen haalbaar met milieuheffingen? 26 Mei 1999 ten behoeve van expert workshop, 7 juni 1999 “op zoek naar het groene belastingparadijs” georganiseerd door de Stichting Natuur en Milieu. Instituut voor Toegepaste Milieu-Economie, Den Haag. http://www.tme.nu/pdf/groen_belpar.pdf. Korenromp, R.H.J., A. Bleeker, Zinc balance of Sewage Water Treatment Plants in relation to diffuse emissions of zinc due to run-off, 2000/161, april 2000 KPMG Sustainability en CE. Duurzame winst! De milieuwinst van de Groenregeling inzichtelijk gemaakt. September 2002. http://www.kpmg.nl/docs/bas_sustainability_advisory_services /rapport%20duurzame%20winst%20kpmg%20en%20ce.pdf Kroon, P., et al, Weegfactoren voor luchtverontreiniging, Systeem voor de integrale evaluatie van de uitworp van luchtverontreiniging, ECN, ECN-R--94-006, juni 1994 LEI, 2002, Effecten van het gewasbeschermingsbeleid op de continuïteit van agrarische bedrijven. Projectcode 63574; Rapport 2.02.02; http://www.lei.nl/home.htm Ligthart, T.N., A.M.M. Ansems, 2003, Eco-efficiency van retoursystemen van kunststof koffiebekers (in prep.) Ligthart, T.N., A.M.M. Ansems, LCA sensitivity and ecoefficiency analyses of beverage packaging system , R 2001/336, mei 2002 Ligthart, T.N., Mw. S.M.H. van Leeuwen, R.H.J. Korenromp, "Blueprint" for future LCA-based environmental studies, 2002/188, april 2002 Ligthart, T.N., R.H.J. Korenromp, G.J. Annokkée, Emissions of hazardous substances from finished products, 2001/121, maart 2001 Maas, K., en J. Jantzen, LifeCycle Costing, RIZA werkdocument 99.107X, TME, Den Haag Meijers, C.P.M. en R.R. Seijdel, LCA geluidwerende voorzieningen A12, Ministerie van Verkeer en Waterstaat, Directoraat-Generaal Rijkswaterstaat, Dienst Weg- en Waterbouwkunde, 1997 Milieubalans 2000, RIVM Mogezomp, H.G., et al., Het MilieuKwaliteitsKostenModel, Milieu 1992/1 p. 13-18. Netherlands Economic Institute, The concept of Life-Cycle Costs, Overview and general methodology, October 1998 NIBE Research, Duurzaam & Gezond Bouwen, juli 2002 NMP4, VROM Peirce, Martin, Haydn Jones, Neil R Passant, Mike Holland, 2002, Cost Curves for the Abatement of Heavy Metal, PAH and Dioxin Emissions, AEAT/R/ENV/0159 Issue 1 Publicatiereeks lucht & energie nr. 119, Kosteneffectiviteit van milieumaatregelen in de industrie, Beschrijving van de methodiek – deel A, december 1995 RIVM/EFTEC, Valueing the benefits of environmental policy: The Netherlands, RIVM rapportnr. 481505024, Bilthoven, juli 2001.


[39]

[40]

[41] [42]

[43]

[44]

61

Soest, Jan Paul van, Hein Sas, Gerrit de Wit. Appels, peren en milieumaatregelen. Afweging van milieumaatregelen op basis van kosteneffectiviteit. CE, Delft. Oktober 1997. TME, Hoe duurzaam zijn AEX-genoteerde bedrijven? Milieuschade bepalen op basis van marginale bestrijdingskosten. Artikel op de website van het Instituut voor Toegepaste Milieu-Economie (TME) http://www.tme.nu/dutch/duurz_aex.htm. November 2003. Tukker, A., P.G. Eggels, Berekening van weegfactoren, intern TNO rapport 99 PO 773 Dst., 1999 Vogtländer, The model of the Eco-costs / Value Ratio. A new LCA based decision support tool. Thesis Delft University of Technology, Delft. Wagemaker et al., Waterverkenningen: een strategie voor de aanpak van microverontreinigingen in communaal afvalwater, RIZA 1999. Wit, R.C.N., et al, Schaduwprijzen Prioriteringsmethodiek voor Milieumaatregelen (SPM), CE, december 1997


62


Bijlage A

Omschrijving milieueffectcategorieën

............................................................................... In deze • • • • • • •

studie worden de volgende milieueffectcategorieën beschouwd: abiotische grondstofuitputting, humane toxiciteit, terrestrische ecotoxiciteit, zoet water aquatische ecotoxiciteit, mariene aquatische ecotoxiciteit, zoet water sediment ecotoxiciteit, mariene sediment ecotoxiciteit.

Deze effectcategorieën zijn hieronder kort beschreven [Guinée, J.B. et al, Life cycle assessment]. Volledigheidshalve zijn klimaatverandering, verzuring, vermesting, aantasting van de ozonlaag en fotochemische oxidantvorming ook meegenomen zodat alle milieueffectcategorieën die gebruikt worden in DuboCalc toegelicht zijn. Uitputting van abiotische grondstoffen (ADP) Abiotische grondstoffen zijn natuurlijke hulpbronnen die als levenloos worden beschouwd, zoals ijzererts, ruwe olie en windenergie. De uitputting van abiotische grondstoffen is een van de meest bediscussieerde effectcategorieën en er is dientengevolge een grote hoeveelheid verschillende methodes beschikbaar om de bijdrages aan deze categorie te karakteriseren. Het uitputten van schaarse grondstoffen wordt beoordeeld aan de hand van de totale voorraad van de stof (metaal, mineraal, energiedrager) in verhouding tot het jaarlijks verbruik. Humane, aquatische en terrestrische toxiciteit (HT, FAETP, MAETP, FSETP, MSETP, TETP) Voor het bepalen van de potentiële toxiciteit van de stof wordt gerekend met een multimediaal verspreidingsmodel, USES 2.0, ontwikkeld door RIVM, en vertaald naar LCA toepassing door de Universiteit van Amsterdam [Huijbregts, M.A.J., Priority Assessment of Toxic Substances in the frame of LCA]. Door middel van stofspecifieke verspreidingsfactoren wordt bepaald hoeveel van de initiële emissie uiteindelijk in potentie in andere milieucompartimenten terechtkomt. Vervolgens worden de berekende hoeveelheden per stof per milieucompartiment gedeeld door een uit de toxicologie afgeleide factor, zoals acceptable daily intake (ADI) of no-observed-effect concentration (NOEC), afhankelijk van de effectcategorie en de stofgroep. Humane toxiciteit verwijst naar de effecten van toxische stoffen in het (buiten-)milieu op de volksgezondheid. Zoetwater aquatische ecotoxiciteit en mariene aquatische ecotoxiciteit verwijzen naar het effect van toxische stoffen op respectievelijk zoetwater aquatische ecosystemen en mariene aquatische ecosystemen. Zoetwater sediment ecotoxiciteit en mariene sediment ecotoxiciteit verwijzen naar het effect van toxische stoffen op respectievelijk zoetwater sediment ecosystemen

63


en mariene sediment ecosystemen. Terrestrische ecotoxiciteit verwijst naar de effecten van toxische stoffen op terrestrische ecosystemen. De humane toxiciteit, aquatische en terrestrische ecotoxiciteit worden uitgedrukt in 1,4-dichloorbenzeenequivalenten. Klimaatverandering (GWP) Klimaatverandering is gedefinieerd als het effect van menselijke emissies op het warmtestralingabsorberend vermogen van de atmosfeer. Dit kan op zijn beurt negatieven effecten hebben op de stabiliteit van het ecosysteem, de volksgezondheid en materiële welvaart. Broeikasgassen vergroten het warmtestralingabsorberend vermogen waardoor de temperatuur van het aardoppervlak stijgt, in de volksmond ‘het broeikaseffect’ geheten. Broeikasgassen hebben elk een verschillende Global Warming Potential en elke afzonderlijke emissie kan worden omgerekend tot een equivalente hoeveelheid kooldioxide (CO2) emissie. Verzuring (AP) Verzurende stoffen hebben een lange reeks effecten op bodem, grondwater, oppervlaktewateren, organismen en ecosystemen. Verzuring wordt veroorzaakt door emissies van verzurende stoffen naar lucht, de voornaamste verzurende emissies zijn SO2, NOx en NHx. Het verzurend vermogen van een emissie wordt omgerekend naar SO2equivalenten. Voorbeelden van de gevolgen van verzuring zijn onder meer de afname van bossen, het vergaan van bouwmaterialen en de vissterfte in Scandinavische meren. Vermesting (EP) Vermesting beslaat alle potentiële effecten van overmatig hoge niveaus van macronutriënten, de meest belangrijke daarvan stikstof (N) en fosfor (P). Nutriëntverrijking kan ongewenste verschuivingen in de soortensamenstelling en verhoogde biomassaproductie teweegbrengen, in zowel aquatische als terre-strische ecosystemen. Hoge concentraties nutriënten kunnen bovendien oppervlaktewater ongeschikt maken als drinkwater. In aquatische ecosystemen kan de vergrote biomassa leiden tot verlaagde zuurstofniveaus, vanwege het extra zuurstofverbruik door biomassa-afbraak. Het totaal vermestende effect van een emissie wordt omgerekend naar PO4-equivalenten. Aantasting ozonlaag (ODP) De aantasting van de stratosferische ozonlaag door menselijke emissies zorgt ervoor dat een groter gedeelte van de UV-B straling van de zon het aardoppervlak bereikt, met mogelijk schadelijke effecten op volksgezondheid, dierlijke gezondheid, terrestrische en aquatische ecosystemen, biochemische cycli en –stoffen. De belangrijkste ozonlaagaantastende stoffen zijn de zogenaamde chloorfluorkoolwaterstoffen (CFK's) en halonen. Het ozonlaag aantastende vermogen van deze stoffen wordt uitgedrukt in equivalenten van de referentiestof CFK-11.

64


Fotochemische oxidantvorming (POCP) Fotochemische oxidantvorming is de vorming van reactieve chemische verbindingen, zoals ozon, door de werking van zonlicht op bepaalde primaire luchtvervuilende stoffen. Deze reactieve verbindingen kunnen schadelijk zijn voor zowel de gezondheid als voor gewassen. Fotochemische oxidanten kunnen onder invloed van ultraviolet licht in de troposfeer gevormd worden, door de fotochemische oxidatie van vluchtige organische stoffen (VOS) en koolmonoxide (CO) in aanwezigheid van stikstofoxiden (NOx). Het vermogen tot smogvorming van stoffen is bepaald met C2H2 als referentie.

65


66


Bijlage B

Loketvraag EmissieMonitor

............................................................................... EmissieMonitor Loketvraag: Voor jaren 1990, 1995 en 2000 Toxische stoffen per doelgroep naar lucht, bodem, water direct, water indirect; Toxische stoffen in effluenten, zuiveringsslib, overstorten, ongezuiverd gerioleerd, regenwaterriolen, indirecte depositie van lucht naar water Met onderliggende bedrijfsinformatie voor 1990-1995

67


68


Bijlage C

Stofkoppellijst

...............................................................................

............................... Tabel C.1 Stofkoppellijst om de CML-stoffen met toxiciteitequivalenten te kunnen koppelen aan de emissies van stoffen in de EmissieMonitor.

Stofnaam CML ........................... 2,3,7,8-TCDD Acrolein acrylonitrile arsenic benzo[a]pyrene benzo[k]fluoranthrene beryllium chromium (VI) ion fenthion hexachlorobenzene hydrogen fluoride mercury (II) ion mevinphos parathion-ethyl Polycyclic Aromatic Hydrocarbons Carcinogenic- (carcinogenic-PAH) selenium thallium vanadium 1,1,1-trichloroethane 1,2-dichloroethane 1-chloro-4-nitrobenzene 2,4-D aldicarb ammonia anthracene antimony atrazine azinphos-ethyl azinphos-methyl barium bentazone benzene benzo[a]anthracene benzo[ghi]perylene cadmium (II) ion carbon disulfide chloridazon chlorobenzene chromium (III) ion chromium III chromium VI chrysene cobalt copper (II) ion DDT Dibutylphthalate Dichloromethane dichlorvos dieldrin dimethoate Dioctylphthalate DNOC

69


Stofnaam ER .............................. DIOXINEN + FURANEN (I-TEQ) ACRYLALDEHYDE (ACROLEINE) 2-PROPENITRIL (ACRYLONITRIL) ARSEENVERB. ALS AS BENZO(A)PYREEN BENZO(K)FLUORANTHEEN BERYLLIUMVERB. ALS BE CHROOM-VI-VERB. ALS CR FENTHION HEXACHLOORBENZENEN FLUORIDEN KWIKVERB. ALS HG MEVINPHOS PARATHION-ETHYL PAK (6 VAN BORNEFF) SELEENVERB. ALS SE THALLIUMVERB. ALS TL VANADIUMVERB. ALS V TRICHLOORETHAAN,1,1,1DICHLOORETHAAN,1,2CHLOORNITROBENZENEN, NNB DICHLOORFENOXY,2,4- (2,4 D) ALDICARB AMMONIAK ANTHRACEEN ANTIMOONVERB. ALS SB ATRAZINE AZINFOS-ETHYL AZINFOS-METHYL BARIUMVERB. ALS BA BENTAZON BENZEEN BENZO(A)ANTHRACEEN BENZO(GHI)PERYLEEN CADMIUMVERB. ALS CD ZWAVELKOOLSTOF CHLORIDAZON CHLOORBENZENEN CHROOMVERB.(TOTAAL) ALS CR CHROOMVERB.(TOTAAL) ALS CR CHROOM-VI-VERB. ALS CR CHRYSEEN KOBALTVERB. ALS CO KOPERVERB. ALS CU DDT (C14H9CL5) DIBUTYLFTALAAT DICHLOORMETHAAN DICHLOORVOS DRINS (ALDRIN, DIELDRIN,....) DIMETHOAAT DIOCTYLFTALAAT DNOC (DINITRO-O-CRESOL)

Stofnaam CML Stofnaam ER ......................................................... dust (PM10) FIJN STOF (< 10 UM) endosulfan ENDOSULFAN ethylbenzene ETHYLBENZEEN ethylene ETHEEN ethylene oxide ETHYLEENOXIDE (OXIRAAN) ethylene oxide (ind,) ETHYLEENOXIDE (OXIRAAN) fenitrothion FENITROTHION fluoranthrene FLUORANTHEEN Formaldehyde FORMALDEHYDE hexachloro-1,3-butadiene HEXACHLOORBUTADIEEN hydrogen sulfide ZWAVELWATERSTOF indeno[1,2,3-cd]pyrene INDENO(1,2,3-C,D)PYREEN lead (II) ion LOODVERB. ALS PB malathion MALATHION mecoprop MECOPROP methylbromide BROOMMETHAAN (METHYLBROMIDE) molybdenum MOLYBDEENVERB. ALS MO naphtalene NAFTALEEN nickel NIKKELVERB. ALS NI nitrogen dioxide STIKSTOFOXYDEN (ALS NO2) nitrogen oxides (as NO2) DISTIKSTOFOXIDE parathion-methyl PARATHION-METHYL pentachlorophenol PENTACHLOORFENOL phenanthrene FENANTHREEN phenol FENOLEN, EN FENOLATEN propylene oxide PROPYLEENOXIDE (METHYLOXIRAAN) simazine SIMAZINE styrene STYREEN sulphur dioxide ZWAVELOXIDEN (ALS SO2) tetrachloroethylene TETRACHLOORETHEEN (PER) Tetrachloromethane TETRACHLOORMETHAAN (TETRA) tin TINVERB. ALS SN toluene TOLUEEN Trichloroethylene TRICHLOORETHEEN (TRI) Trichloromethane TRICHLOORMETHAAN (CHLOROFORM) trifluarin TRIFLURALIN Vinyl Chloride VINYLCHLORIDE zinc (II) ion ZINKVERB. ALS ZN

70


Bijlage D

Overzicht huidig beleid

...............................................................................

D.1

Lucht

In het kader van de Wet milieubeheer (Wm, 1993) worden eisen gesteld aan de kwaliteit van het milieu, waaronder de buitenlucht. Deze eisen zijn, evenals richtlijnen voor controle en handhaving, vastgelegd in AMvB’s. Momenteel worden deze vervangen door een nieuwe AMvB, die rekening houdt met de Europese regelgeving inzake luchtverontreiniging, die ook nieuwe kwaliteitseisen voor luchtverontreinigende stoffen omvat. De kwaliteitseisen zijn gebaseerd op uitgebreide risico-evaluaties; op basis van nieuwe wetenschappelijke gegevens over gezondheidseffecten en dosiseffectrelaties kunnen ze worden bijgesteld. Een overzicht van nieuwe of vernieuwde waarden voor MTR en streefwaarden (SW) is gepubliceerd in de interdepartementale notitie ‘Integrale normstelling stoffen’ [4]. Europees beleid Sinds 1980 zijn diverse EU-richtlijnen op het gebied van luchtkwaliteit van kracht geworden waarin grenswaarden en richtwaarden voor concentraties stoffen zijn vastgesteld. De belangrijkste zijn: • Richtlijn 80/779/EEC en aanvulling 89/427/EEC: SO2 en deeltjesvormige luchtverontreiniging; • Richtlijn 82/884/EEC: lood in de lucht; • Richtlijn 85/203/EEC: NO2; • Richtlijn 92/72/EEC: ozon; • Richtlijn 96/61/EC: ‘Integrated Pollution Prevention and Control’ (IPPC-richtlijn), met voorstel voor aanvulling daarop [COM/2000/177] met betrekking tot luchtverontreiniging door zware metalen. Sinds 1996 is de EU-kaderrichtlijn Luchtkwaliteit [96/62/EG] van kracht [4]. De Richtlijn inzake de beoordeling en het beheer van de luchtkwaliteit (hierna te noemen: Kaderrichtlijn) biedt het juridisch instrumentarium voor het Gemeenschappelijk luchtkwaliteitbeleid. Doel van de Kaderrichtlijn is het formuleren van de grondbeginselen van zulk beleid. Daarbinnen staan de vaststelling van EG-luchtkwaliteitsnormen voor de bescherming van mens en milieu, de beoordeling van de luchtkwaliteit op basis van gemeenschappelijke methoden en criteria, het vergaren en aan de bevolking bekendmaken van informatie over de feitelijke luchtkwaliteit alsook de verbetering van de luchtkwaliteit en de instandhouding van een goede luchtkwaliteit centraal (art. 1) [5]. Binnen het stelsel van de Kaderrichtlijn staan luchtkwaliteitsnormen centraal: normen die aangeven waaraan de kwaliteit van de lucht in de lidstaten op een bepaald moment moet voldoen. Omdat sprake is van een kaderrichtlijn, bevat de Kaderrichtlijn die luchtkwaliteitsnormen niet zelf. Wel biedt de Kaderrichtlijn de juridische basis voor het vaststellen

71


van zulke normen in zogenaamde ‘dochterrichtlijnen’. In tabel D.1 is een overzicht opgenomen van de in Richtlijn 1999/30 opgenomen grenswaarden en alarmdrempels. Tabel D.2 bevat de grenswaarden zoals die tot 2005 respectievelijk 2010 nog gelden op grond van de ‘oude’ Richtlijnen [5]. ............................... Tabel D.1 Grenswaarden, alarmdrempels en data voor realisering van luchtkwaliteitswaarden in de eerste dochterrichtlijn.

Middelingsperioden

Luchtkwaliteitswaarden

Overschrijdingsmarges

Data voor realisering

............................................................................................ Zwaveldioxide

1 uur

150 µg/m3 (43%), vanaf 350 µg/m3, overschrijdingen 01.01.2001 met een jaarlijks niet meer dan 24 keer per gelijk percentage afnemend tot kalenderjaar 0% op 01.01.2005

1 januari 2005

Daggrenswaarde (humaan)

24 uur

125 µg/m3, overschrijdingen niet meer dan 3 keer per Geen kalenderjaar

1 januari 2005

Grenswaarde (ecosystemen)

kalenderjaar en winter (1 20 µg/m3 oktober t/m 31 maart)

Geen

19 juli 2001

Alarmdrempel

3 opeenvolgende uren gemeten op een gebied van 100 km2 of een gehele agglomeratie

-

-

Uurgrenswaarde (humaan)

500 µg/m3

............................................................................................ Stikstofdioxide (NO2) en stikstofoxiden (NOx) Uurgrenswaarde (humaan)

1 uur

350 µg/m3 NO2, overschrijdingen niet meer dan 18 keer per jaar

50%, vanaf 01.01.2001 met een jaarlijks gelijk percentage 1 januari 2010 afnemend tot 0% op 01.01.2010

Jaargrenswaarde (humaan)

Kalenderjaar

40 µg/m3 NO2


Jaargrenswaarde (ecosystemen)

Kalenderjaar

30 µg/m3

Geen

19 juli 2001

Alarmdrempel

3 opeen-volgende uren gemeten op een gebied van 100 km2 of een gehele agglomeratie

400 µg/m3

-

-

............................................................................................ Zwevende deeltjes (PM10) Fase 1

Daggrenswaarde (humaan)

50%, vanaf 01.01.2001 met een 50 µg/m3 PM10, jaarlijks gelijk percentage overschrijdingen niet meer 1 januari 2005 afnemend tot 0% op dan 35 keer per kalenderjaar 01.01.2005

24 uur

72


Middelingsperioden


Luchtkwaliteitswaarden

Overschrijdingsmarges

Data voor realisering

kalenderjaar

40 µg/m PM10


24 uur

50 µg/m3 PM10, overschrijdingen niet meer dan 7 keer per kalenderjaar

Nader vast te stellen aan de hand van monitoringsgegevens, 1 januari 2010 vergelijkbaar met die in fase 1

3

Fase 2* Daggrenswaarde (humaan)


3

Kalenderjaar

20 µg/m PM10

50% vanaf 01.01.2005 met een jaarlijks gelijk percentage 1 januari 2010 afnemend tot 0% op 01.01.2010

............................................................................................ Lood


0,5 µg/m3

Kalenderjaar

100%, vanaf 01.01.2001 met een jaarlijks gelijk percentage afnemend tot 0% op 1 januari 01.01.2005, of op 01.01.2010 in 2005** de directe omgeving van bepaalde puntbronnen, zulks met melding aan de Commissie

* De opgenomen grenswaarden voor PM10 in fase 2 (vanaf 01.01.2005) zijn van indicatieve aard. Ze zullen met behulp van verdere milieutechnische en humaantoxicologische inzichten, met het oog op de technische ontwikkelingen en in het licht van de opgedane ervaringen in fase 1, nader worden vastgesteld. ** In de omgeving van bepaalde industriële bronnen op ten gevolge van decennialange industriële activiteiten vervuilde gebieden: 1 januari 2010. Voor 19 juli 2001 dienden de bedoelde gebieden aan de Commissie te worden doorgegeven. In die gevallen geldt overigens vanaf 1 januari 2005 een grenswaarde van 1,0 µg/m3. ............................... Tabel D.2 Luchtkwaliteitsnormen en feitelijke luchtkwaliteit zoals gemeten in 2000 (bron: RIVM en CBS, 2001).

Feitelijke situatie, gemiddeld over Nederland regioniveau straatniveau ...................................................... Koolmonoxide 10 mg/m3 0,65 mg/m3 * 1,50 mg/m3 * (gemiddeld dagelijks maximum over 8 uur) Benzeen 5 µg/m3 1,0 µg/m3 2,0 µg/m3 (jaargemiddelde) * 98-percentiel. Norm in Richtlijn 2000/69

Stof

D.2

Water

De volgende paragrafen zijn overgenomen uit de Leidraad Monitoring [6]. Op nationaal niveau spelt de Vierde Nota Waterhuishouding een zeer belangrijke rol. In deze nota zijn onder meer de MTR-waarden voor diverse stoffen in oppervlaktewater en in zwevend stof gegeven.

73


In NW4 wordt voor microverontreinigingen uitgegaan van twee vaste ijkpunten: het MTR (maximaal toelaatbaar risico) als minimum kwaliteitsniveau (korte termijn doel, zo spoedig mogelijk te bereiken) en de streefwaarde (lange termijn doel, te bereiken in 2010). "Binnen de regio moet een zekere vrijheid zijn om prioriteiten te stellen bij het realiseren van deze doelen. Daarbij dient echter wel rekening gehouden te worden met (inter)nationale afspraken over emissiereductie en eisen vanuit benedenstrooms gelegen watersystemen (voorkomen van afwenteling)" (NW4, 1998). Internationale waterbeleid In de Europese Kaderrichtlijn Water (EKW) maakt chemische monitoring, inclusief de monitoring van microverontreinigingen, (evenals ecologische monitoring) deel uit van de aan de lidstaten voorgeschreven monitoring van oppervlaktewater en grondwater. Het doel van deze monitoring is het verkrijgen van een samenhangend totaalbeeld van de watertoestand binnen elk stroomgebieddistrict. Onder een ‘goede chemische toestand van oppervlaktewater’ wordt verstaan (strekking artikel 2 Kaderrichtlijn): ‘de chemische toestand van een oppervlaktewaterlichaam waarin de concentraties van verontreinigende stoffen (met name van de prioritaire stoffen) niet boven de milieukwaliteitsnormen liggen zoals (nog zullen worden) vastgesteld in de Kaderrichtlijn (in oppervlaktewater, sediment, biota) of in andere communautaire wetgeving op Gemeenschapsniveau is vastgelegd.’ Het gaat dan om de volgende wetgeving, waarin naast emissiewaarden ook milieukwaliteitsnormen zijn opgenomen: • de richtlijn kwiklozingen (82/176/EEG); • de richtlijn cadmiumlozingen (83/513/EEG); • de kwikrichtlijn (84/156/EEG); • de richtlijn hexachloorcyclohexaanlozingen (84/491/EEG); • de richtlijn lozing van gevaarlijke stoffen (86/280/EEG); • de EG richtlijnen met betrekking tot zwemwater, water voor zalmachtigen, water voor karperachtigen en water bedoeld voor de bereiding van drinkwater (zie: themadeel functiegerichte kwaliteitsnormen). Beleidsdoelstellingen en normen In NW4 staat het volgende over de doelstellingen met betrekking tot microverontreinigingen: "Lozing van gevaarlijke (giftige, persistente en bio-accumulerende) stoffen is in 2020 beëindigd" (deeldoelstelling thema Emissie). "Bij de emissiereductie moet prioriteit gegeven worden aan de stoffen waarvoor het minimum kwaliteitsniveau (=MTR) wordt overschreden. Daarvoor geldt in de planperiode een inspanningsverplichting om dit niveau te realiseren. Het bereiken van de streefwaarde blijft als lange termijndoel (2010) richtinggevend. Daarom mag voor stoffen beneden het MTR-niveau geen normopvulling plaatsvinden, zodat afwenteling naar andere watersystemen wordt voorkomen. Aanvullende eisen en verdere prioritering om op termijn de streefwaarde te bereiken, vindt gebiedsgericht en per watersysteem plaats, afgestemd op de functies van de watersystemen."

74


Stoffen en normen In de EKW is een lijst van prioritaire stoffen opgenomen die is onderverdeeld in prioritaire stoffen, prioritaire gevaarlijke stoffen en stoffen die nog in onderzoek (‘under review’) zijn. De prioritaire stoffen vormen een "significant risico voor of via het aquatische milieu", de prioritaire gevaarlijke stoffen geven daarnaast ook "aanleiding tot bezorgdheid". Voor de prioritaire stoffen zullen in de EKW ook normen worden ontwikkeld en er zijn monitoringverplichtingen mee gemoeid. De prioritaire stoffen zijn opgenomen in het stoffenoverzicht in bijlage 1. De bijlage bevat stoffen uit verschillende internationale kaders. Voor een meer volledig overzicht van stoffen die in internationale waterkaders worden gehanteerd zie het CIW-overzicht hieromtrent (CIW, 2000c). Overigens zijn dergelijke lijsten voortdurend aan veranderingen onderhevig. De prioritaire stoffen uit de EKW zullen zeker ook in Nederland moeten worden gemeten. Zondermeer op een aantal locaties in de rijkswateren maar daarnaast ook in de regionale wateren. Bij de parameterkeuze voor de monitoring zoals beschreven in deze Leidraad, wordt uiteraard zoveel mogelijk rekening gehouden met deze EKW-verplichtingen, voor zover momenteel reeds duidelijk. Dat wil overigens niet zeggen dat in alle regionale wateren altijd alle genoemde groepen gemeten moeten worden. Integendeel. Hier wordt in § 4.7 nader op ingegaan. In de EKW is ook een indicatieve lijst (bijlage VIII in de EKW) opgenomen van de belangrijke geloosde stoffen. Deze stoffen zullen betrokken moeten worden bij de beoordeling van de belasting van wateren (emissie-facet). • organische halogeenverbindingen en stoffen die in water dergelijke verbindingen kunnen vormen; organische fosforverbindingen • stoffen en preparaten, of de afbraakproducten daarvan, waarvan is aangetoond dat ze carcinogene of mutagene eigenschappen hebben, of eigenschappen die in of via het aquatische milieu gevolgen kunnen hebben voor steroïdogene schildklierfuncties, de voorplanting of andere hormonale functies • persistente koolwaterstoffen en persistente en bioaccumulerende organische toxische stoffen; organische tinverbindingen • cyaniden; metalen en metaalverbindingen; arseen en arseenverbindingen; biociden en bestrijdingsmiddelen; • stoffen in suspensie; stoffen die bijdragen tot de eutrofiëring (met name nitraten en fosfaten); stof-fen die een ongunstige invloed uitoefenen op de zuurstofbalans (en die kunnen worden gemeten met behulp van parameters zoals BZV, CZV enz. Voor deze stoffen zullen echter geen normen worden opgesteld en er is voor deze stoffen ook geen monitoringverplichting voor oppervlaktewateren. In NW4 worden het MTR en de streefwaarde zowel voor de zoete als de zoute wateren als ijkpunten gehanteerd. In principe moet de zoete wateren zo spoedig mogelijk aan het MTR voldoen en in 2010

75


aan de streefwaarden (Derde Nationaal Milieubeleidsplan, NMP3). De streefwaarden kennen in die zin dus al wel een inspanningsverplichting. Voor zoute wateren geldt in principe de streefwaarde zowel voor de korte als langer(re) termijn als doelstelling. Toetsing van meetgegevens vindt voor zoete èn zoute wateren plaats aan zowel de streefwaarde als het MTR. Voor zoute wateren is strikt genomen alleen toetsing aan de streefwaarde noodzakelijk (het MTR wordt echter gehanteerd als ijkpunt). Voor bestrijdingsmiddelen zijn er de volgende Maximaal Toelaatbaar Risiconiveaus (MTRs) voor gewasbeschermingsmiddelen (10 februari 2003) [7]. OPPERVLAKTEWATER

SEDIMENT & GROND

GRONDWATER

MTR

streefwaarde

MTR

streefwaarde

MTR

streefwaarde

opgelost

Totaal

Totaal

droge stof

droge stof

opgelost

µg/l

µg/l

µg/l

µg/kg s.b.

µg/kg s.b.

µg/l

.................................................................................... Aldicarb

0,1*

0,001*

0,1*

0,001*

0,1*

0,001*

2,4-D

26

0,3

26

0,4*

35*

0,3

Atrazine

2,4

0,02

2,4

0,05*

5*

0,02

Carbendazim

0,5*

0,005*

0,5*

0,1*

12*

0,005*

Chloorthalonil

0,8*

0,01*

0,8*

0,8*

80*

0,01*

Daminozide

76*!

0,8*!

76*!

1,1*

110*

0,8*!

Flutolanil

22*

0,2*

22*

7,3*

730*

0,2*

Folpet

0,1*

0,001*

0,1*

0,1*

11*

0,001*

Imidacloprid

N.A.

N.A.

N.A.

2,2*

220*

N.A.

MCPA

280

2,8

280

8,1*

810*

2,8

Mecoprop-p

380*

3,8*

380*

6,5*

650*

3,8*

Myclobutanil

55*

0,6*

55*

2,5*

250*

0,6*

Parathion-ethyl

0,005*

0,00005*

0,005*

0,004*

0,4*

0,005*

Penconazool

1,7*!

0,02*!

1,7*!

1,7*

170*

0,02*!

SDS-3701

9,1*!

0,09*!

9,1*!

2*!

200*

0,09*!

Tebuconazool

N.A.

N.A.

N.A.

27*

2700*

N.A.

Thiabendazool

3,3*

0,03*

3,3*

4,4*

440*

0,03*

D.3

Bodem

Het Nederlandse bodembeleid kent een saneringsspoor, een beheerspoor en een preventief spoor. Het saneringsbeleid is erop gericht dat de huidige generatie geen negatieve milieuerfenis achterlaat en derhalve bestaande bodemverontreiniging tot aanvaardbare proporties terugbrengt. Voor de korte termijn wordt met toepassing van het ALARA-principe de verontreiniging zo ver als redelijkerwijs mogelijk teruggedrongen. Het preventiebeleid is brongericht en gestreefd wordt naar geen enkele emissie, ongeacht de streefwaarde. In de hier volgende onderdelen wordt achtereenvolgens ingegaan op sanering, beheer en preventie [4]. De Wet milieubeheer regelt het onderzoek van bodemverontreiniging. De interventiewaarde en de streefwaarde fungeren hierbij als normen.

76


Als de concentratie van een bepaalde vorm van bodemverontreiniging tussen de streef- en de interventiewaarde ligt, wordt de bodem licht verontreinigd genoemd. Bij concentraties bodemverontreiniging boven de interventiewaarden is sprake van een ernstig verontreinigde bodem. De interventiewaarden zijn gebaseerd op onderzoek van het RIVM naar zowel de humaan- als de ecotoxicologische effecten van bodemverontreinigende stoffen (Berg van, 1995; Janssen et al., 1998; Kreule & Swartjes, 1998). De risico's zijn hierbij bepalend. Vaak zijn de ecotoxicologische criteria maatgevend geweest. Voor de humane risico's gaat het RIVM uit van een standaardblootstellingsscenario [4].

77


Stofgroep / stof Zware metalen

Wetgeving, richtlijnen, beleid

Waarden

Opmerking

Bron

COUNCIL DECISION of 4 April 2001 on the approval, on behalf of the European Community, of the Protocol to the 1979 Convention on Long-range Transboundary Air Pollution on Heavy Metals DIRECTIVE 2000/60/EC establishing a framework for Community action in the field of water policy Proposal for a EUROPEAN PARLIAMENT AND COUNCIL DECISION establishing the list of priority substances in the field of water policy DIRECTIVE 2001/80/EC of 23 October 2001 on the limitation of emissions of certain pollutants into the air from large combustion plants COMMON POSITION (EC) No 7/2000 adopted by the Council on 25 November 1999 with a view to adopting Directive 2000/.../EC on the incineration of waste (air) Vierde Nota Waterhuishouding

•

Protocol approved

http://europa.eu.int/eurlex/pri/en/oj/dat/2001/l_134/l_13420010517 en00400064.pdf

78

•

Cd, Pb, Hg op niveau 1990; Hg: 0,05 mg/m3 for hazardous waste incineration; 0,08 mg/m3 for municipal waste incineration

INDICATIVE LIST OF THE MAIN POLLUTANTS;

Doel: Info verzamelen

Cd, Pb, Hg, Ni

http://europa.eu.int/eurlex/pri/en/oj/dat/2000/ce311/ce3112000103 1en01360159.pdf http://europa.eu.int/eurlex/pri/en/oj/dat/2000/l_327/l_32720001222 en00010072.pdf http://europa.eu.int/eurlex/en/com/pdf/2000/com2000_0047en02.pd f

• •

Cd+Tl = 0.05 mg.m-3; Hg = 0.05 mg.m-3

Indirect via dust emission limits


• • •

Cd+Tl = 0.05 mg.m-3 Hg = 0.05 mg.m-3 Sb+As+Pb+Cr+Co+Cu+ Mn+Ni+V = 0.5 mg.m-3

• • •

http://europa.eu.int/eurlex/pri/en/oj/dat/2000/c_025/c_0252000012 8en00170044.pdf

• • • • • • • •

Cd = 2.0 µg/l; Hg = 1.2 µg/l; Cu = 3.8 µg/l; Ni = 6.3 µg/l; Pb = 220 µg/l; Zn = 40 µg/l; Cr = 8.4 µg/l; As = 32 µg/l;

MTR oppervlaktewater


HF = 1 mg.m-3 NOx = 200 mg.m-3

Stofgroep / stof

PAHs, organics


Waarden

Opmerking

COUNCIL DIRECTIVE 1999/30/EC of 22 April 1999 relating to limit values for sulphur dioxide, nitrogen dioxide and oxides of nitrogen, particulate matter and lead in ambient air

• •

Pb = 0,5 µg/m3

50 % on the entry into force of this Directive, reducing on 1 January 2001 and every 12 months thereafter by equal annual percentages to reach 0% by 1 January 2010

Council Directive 83/513/EEC of 26 September 1983 on limit values and quality objectives for cadmium discharges (water) Council Directive 84/156/EEC of 8 March 1984 on limit values and quality objectives for mercury discharges by sectors other than the chlor-alkali electrolysis industry (water) Evaluatie interventiewaarden bodemsanering (huidig) (bodem)

•

Cd = 0.2 mg/l

http://europa.eu.int/smartapi/cgi/sga_doc?sm artapi!celexapi!prod!CELEXnumdoc&lg=EN&nu mdoc=31983L0513&model=guichett

•

Hg = 0.05 mg/l

http://europa.eu.int/smartapi/cgi/sga_doc?sm artapi!celexapi!prod!CELEXnumdoc&lg=EN&nu mdoc=31984L0156&model=guichett

• • • • • •

As = 1; Cd = 0.5; Cr(III) = 5.0; Hg = 0.6; Zn = 1000 Benzene, PAHS, Benzo(a)pyrene, Benzo(k)fluoroanthene, Fluoroanthene

Proposal for a EUROPEAN PARLIAMENT AND COUNCIL DECISION establishing the list of priority substances in the field of water policy

79


MTR in µg/kg/dag

Bron

http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/71 1701028.pdf

http://europa.eu.int/eurlex/en/com/pdf/2000/com2000_0047en02.pd f

Stofgroep / stof

Biocides, pesticides, fungicides, …


Waarden

Opmerking

Bron

DIRECTIVE 2000/69/EC of 16 November 2000 relating to limit values for benzene and carbon monoxide in ambient air

•

Benzene = 5 µg/m3


Evaluatie interventiewaarden bodemsanering (huidig) (bodem) Proposal for a EUROPEAN PARLIAMENT AND COUNCIL DECISION establishing the list of priority substances in the field of water policy Evaluatie interventiewaarden bodemsanering (huidig) (bodem)

• • •

PAHs = 6.3;

5 µg/m3 (100 %) on 13 December 2000, reducing on 1 January 2006 and every 12 months thereafter by 1 µg/m3 to reach 0 % by 1 January 2010 CRoral in µg/kg/dag

• • • • •

COUNCIL DIRECTIVE of 4 May 1976 on pollution caused by certain dangerous substances discharged into the aquatic environment of the Community (water)

80

• • • •


Endosulfan, HCH, Lindane, TBT, simazine,

Hexachloorcyclohexaan = 0.02; Hexachlooorcyclohexaan = 1; carbaryl = 10; carbofuran = 10; Minerale olie (TPH) = 25×103; Aldrin; Dieldrin; Isodrin; Endrin

http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/71 1701028.pdf http://europa.eu.int/eurlex/en/com/pdf/2000/com2000_0047en02.pd f

TDI in µg/kg/dag

http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/71 1701028.pdf

Zero emission List II

http://europa.eu.int/eurlex/en/consleg/pdf/1986/en_1986L0280_do_ 001.pdf

Stofgroep / stof NOx + other


Waarden

COMMON POSITION (EC) No 7/2000 adopted by the Council on 25 November 1999 with a view to adopting Directive 2000/.../EC on the incineration of waste (air) DIRECTIVE 2001/80/EC of 23 October 2001 on the limitation of emissions of certain pollutants into the air from large combustion plants COUNCIL DIRECTIVE 1999/30/EC of 22 April 1999 relating to limit values for sulphur dioxide, nitrogen dioxide and oxides of nitrogen, particulate matter and lead in ambient air

• •

HF = 1 mg.m-3 NOx = 200 mg.m-3 (new plants)

http://europa.eu.int/eurlex/pri/en/oj/dat/2000/c_025/c_0252000012 8en00170044.pdf

•

NOx – ceiling= 73 ktonnes/year; NOx emission limit = 200 to 600 mg/m3


Council Directive 96/62/EC of 27 September 1996 on ambient air quality assessment and management

•

81

• •


40 µg/m3 NO2;

Opmerking

50 % on the entry into force of this Directive, reducing on 1 January 2001 and every 12 months thereafter by equal annual percentages to reach 0% by 1 January 2010 Define basic strategy for air quality

Bron

http://europa.eu.int/smartapi/cgi/sga_doc?sm artapi!celexapi!prod!CELEXnumdoc&lg=en&nu mdoc=31996L0062&model=guichett

1.1. The total cadmium concentration in inland surface waters affected by discharges must not exceed 5 µg/litre. 1.2. The concentration of dissolved cadmium in estuary waters affected by discharges must not exceed 5 µg/litre. 1.3. The concentration of dissolved cadmium in territorial waters and in internal coastal waters other than estuary waters affected by discharges must not exceed 2,5 µg/litre. 1.4. In the case of waters used for the abstraction of drinking water, the cadmium content must conform to the requirements of Directive 75/440/EEC (3). 2. In addition to the above requirements, cadmium concentrations must be deter-mined by the national network referred to in Article 5 and the results compared with the following concentrations (2): 2.1. In the case of inland surface waters, a total cadmium concentration of 1 µg/litre. 2.2. In the case of estuary waters, a dissolved cadmium concentration of 1 µg/litre. 2.3. In the case of territorial and internal coastal waters, other than estuary waters, a dissolved cadmium concentration of 0,5 µg/litre. If these concentrations are not complied with at any one of the points on the national network, the reasons must be reported to the Commission. Commissie Integraal Waterbeheer, 2001, Leidraad monitoring; Definitief rapport. 1.

2. 3. 4. 5.

6. 7.

82

RIVM rapport 711701028 /2002 Achtergronden bij de herziene risicogren-zen voor bodem, sediment en grondwater in het kader van de “Evaluatie interventiewaarden bodemsanering” J.P.A. Lijzen, A.J. Baars, P.F. Otte, E.M.J. Verbruggen en A.P. van Wezel http://www.inro.tno.nl/og/volksgezondheid/milieufolder/ milieu_en_gezondheid.html - Rapport downloaden VROM. Integrale normstelling stoffen. Milieukwaliteitsnormen bodem, water, lucht. Den Haag: VROM, 1999. TNO, 2001, Milieu en Gezondheid 2001: Overzicht van risico's, doelen en beleid; TNO-rapport PG/VGZ/2001.95 Handboek Implementatie milieubeleid EU in Nederland Inhoud en stand van zaken per mei 2002; 2003; http://www.eumilieubeleid.nl/ Cie Integraal Waterbeheer, 2001, Leidraad monitoring; http://www.leidraadmonitoring.nl/ CTB, 2003, Maximaal Toelaatbaar Risiconiveaus (MTRs) voor gewasbeschermingsmiddelen.; http://vti28.vertis.nl/pls/portal/docs/PAGE/WEBSITE_CTB/BEL EID_WET_EN_REGELGEVING/01NATIONALE_WET_EN_REGEL GEVING/05BELEIDSREGELS/MTR_WEB.HTM


Toxiciteit heeft z'n prijs

Recommend Documents