VÝDAJE OBCÍ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ A JEJICH EFEKTIVNOST

VÝDAJE OBCÍ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ A JEJICH EFEKTIVNOST

Jana Soukopová a kol.

Publikace byla vydána v rámci projektu: SP/4i1/54/08: Analýza výdajů místních rozpočtů a jejich efektivnosti ve vztahu k ochraně životního prostředí resortního výzkumu Ministerstva životního prostředí České republiky

AUTORSKÝ KOLEKTIV: Vedoucí autorského kolektivu: Mgr. Ing. Jana Soukopová, Ph.D., Masarykova univerzita (redakce a editace všech kapitol) Spoluautoři kapitol: Ing. Eduard Bakoš, Ph.D., Univerzita Obrany doc. Ing. Miroslav Hájek, Ph.D., Ministerstvo životního prostředí ČR prof. RNDr. Jiří Hřebíček, CSc., Masarykova univerzita doc. JUDr. Ivan Malý, CSc., Masarykova univerzita Ing. Jarmila Neshybová, Ph.D., Krajský úřad Jihomoravského kraje Ing. David Špaček, Ph.D., Masarykova univerzita

RECENZENTI: prof. PhDr. František Ochrana, DrSc. doc. PhDr. Jan Šelešovský, CSc.

Jazyková úprava: Mgr. Lenka Váchová Zpracování grafů: Bc. Michal Struk Fotografie na obálce: Ing. Jiří Soukop

© nakladatelství Littera, 2011 ISBN 978-80-85763-60-7

Obsah O AUTORECH ................................................................................................. 7 ÚVOD............................................................................................................ 11 PŘEDSTAVENÍ VÝZKUMNÉHO PROJEKTU .................................................. 13 1 VÝDAJE NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ...................................... 15 Jana Soukopová, Ivan Malý, Miroslav Hájek

1.1 DEFINICE A RÁMEC VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ... 15 1.2 KLASIFIKACE PODLE OBLASTÍ OCHRANY ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ...... 17 1.2.1 1.2.2 1.2.3 1.2.4

KLASIFIKACE CEPA.............................................................................. 18 KLASIFIKACE CEPF.............................................................................. 20 KLASIFIKACE PODLE PŘÍRODNÍCH ZDROJŮ............................................. 20 KLASIFIKACE CRUMA .......................................................................... 21

1.3 KLASIFIKACE PODLE ZDROJŮ FINANCOVÁNÍ ...................................... 22 1.3.1 KLASIFIKACE PODLE SEKTORŮ .............................................................. 22 1.3.2 KLASIFIKACE PODLE PŮVODU FINANČNÍCH PROSTŘEDKŮ ....................... 23

1.4 DRUHOVÁ KLASIFIKACE ..................................................................... 24 2 SLEDOVÁNÍ A VYKAZOVÁNÍ VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ VE SVĚTĚ A V ČR ................................................................. 29 Jana Soukopová, Jiří Hřebíček, Ivan Malý

2.1 SLEDOVÁNÍ A VYKAZOVÁNÍ VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ VE SVĚTĚ .......................................................................... 29 2.2 SLEDOVÁNÍ VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ V ČR ...... 31 2.2.1 ČESKÝ STATISTICKÝ ÚŘAD ...................................................................... 32 2.2.2 MINISTERSTVO FINANCÍ ......................................................................... 34

2.3 VYKAZOVÁNÍ VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ............ 39 2.3.1 VYKAZOVÁNÍ DAT O VÝDAJÍCH NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ A KLASIFIKACE CEPA 2000 ..................................................................... 39 2.3.2 POROVNÁNÍ DAT VYKAZOVANÝCH MŽP ČR A ČSÚ ................................. 40

3 ANALÝZA VEŘEJNÝCH VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ V ČR ......................................................................................................... 49 Jana Soukopová, Miroslav Hájek, Jarmila Neshybová

3.1 STÁTNÍ ROZPOČET ............................................................................... 52 3.1.1 MINISTERSTVO ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ČR ............................................. 52 3.1.2 STRUKTURA VÝDAJŮ STÁTNÍHO ROZPOČTU ............................................. 52 3.1.3 DOTACE ZE STÁTNÍHO ROZPOČTU .......................................................... 53

3.2 STÁTNÍ FONDY .................................................................................... 54 3.2.1 STÁTNÍ FOND ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ..................................................... 55 3.2.2 FOND NÁRODNÍHO MAJETKU ................................................................. 57

3.3 MÍSTNÍ ROZPOČTY .............................................................................. 57 3.3.1 3.3.2 3.3.3 3.3.4 3.3.5 3.3.6 3.3.7 3.3.8

OCHRANA VODY .................................................................................... 59 OCHRANA OVZDUŠÍ A KLIMATU .............................................................. 62 NAKLÁDÁNÍ S ODPADY .......................................................................... 66 OCHRANA PŮDY A PODZEMNÍ VODY ....................................................... 71 OCHRANA BIODIVERZITY A KRAJINY ....................................................... 74 REDUKCE PŮSOBENÍ FYZIKÁLNÍCH FAKTORŮ ......................................... 77 SPRÁVA V OCHRANĚ ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ........................................... 78 OSTATNÍ ČINNOSTI V EKOLOGII.............................................................. 79

3.4 ZHODNOCENÍ VÝSLEDKŮ ANALÝZY.................................................... 81 4 EFEKTIVNOST VEŘEJNÝCH VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ................................................................................................ 85 David Špaček, Ivan Malý, Eduard Bakoš

4.1 EFEKTIVNOST A JEJÍ OBECNÉ VYMEZENÍ............................................. 86 4.2 EFEKTIVNOST VE (VEŘEJNÉ) EKONOMII A ČESKÉ SPRÁVNÍ VĚDĚ ....... 87 4.3 MĚŘENÍ EFEKTIVNOSTI VEŘEJNÝCH VÝDAJŮ...................................... 94 4.4 HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI ................................................................ 96 4.4.1 VYUŽITÍ EKONOMICKÉ ANALÝZY ............................................................. 97 4.4.2 HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI V MEZINÁRODNÍM MĚŘÍTKU ......................... 97

5 METODY EKONOMICKÉ ANALÝZY A JEJICH VYUŽITÍ PRO HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ........... 103 Jana Soukopová

5.1 FAKTORY DŮLEŽITÉ PRO VÝBĚR METOD........................................... 104 5.2 KVANTITATIVNÍ VERSUS KVALITATIVNÍ PŘÍSTUP ............................. 105 5.3 JEDNOKRITERIÁLNÍ METODY A HODNOCENÍ VEŘEJNÝCH VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ..................................................... 106 5.3.1 5.3.2 5.3.3 5.3.4 5.3.5

FINANČNÍ METODY .............................................................................. 107 ANALÝZA MINIMALIZACE NÁKLADŮ ...................................................... 115 METODA TCA..................................................................................... 116 ANALÝZA NÁKLADŮ A PŘÍNOSŮ ............................................................ 117 ANALÝZA EFEKTIVNOSTI NÁKLADŮ ....................................................... 122

5.4 VÍCEKRITERIÁLNÍ METODY A HODNOCENÍ VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ..................................................................... 123 5.4.1 5.4.2 5.4.3 5.4.4 5.4.5 5.4.6 5.4.7

VYJÁDŘENÍ HODNOT KRITÉRIÍ – STUPNICE A ŠKÁLY ............................... 125 VYJÁDŘENÍ PREFERENCÍ MEZI KRITÉRII ................................................ 126 METODY STANOVENÍ VAH .................................................................... 127 VÁŽENÁ BODOVACÍ METODA ................................................................ 130 METODY DÍLČÍCH FUNKCÍ UŽITKU ....................................................... 131 METODA DEA .................................................................................... 133 METODA EIA ...................................................................................... 135

5.5 ZHODNOCENÍ VYUŽITÍ JEDNOKRITERIÁLNÍCH A VÍCEKRITERIÁLNÍCH METOD PRO HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI VÝDAJŮ OBCÍ NA ŽIVOTNÍ PROSTŘEDÍ ........................................................................................ 137

6 METODIKY SLEDOVÁNÍ, MĚŘENÍ A HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI VÝDAJŮ NA ŽIVOTNÍ PROSTŘEDÍ POUŽÍVANÉ VE SVĚTĚ .................................... 143 Eduard Bakoš, Jana Soukopová

6.1 METODIKA OECD ............................................................................ 144 6.1.1 TEORETICKÁ VÝCHODISKA ................................................................... 144 6.1.2 DEFINICE KRITÉRIÍ PRO HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI EKONOMICKÝCH NÁSTROJŮ ........................................................................................... 145 6.1.3 EXISTENCE JEDNOTNÉHO KRITÉRIA...................................................... 152 6.1.4 METODICKÉ PROBLÉMY EVALUACE EKONOMICKÝCH NÁSTROJŮ, VČETNĚ VEŘEJNÝCH VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ..................... 153 6.1.5 TVORBA INSTITUCIONÁLNÍHO RÁMCE EVALUACE................................... 157 6.1.6 ZHODNOCENÍ VYUŽITÍ METODIKY OECD ............................................. 157

6.2 SVĚTOVÁ BANKA A JEJÍ PŘÍSTUP K HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI VÝDAJŮ NA ŽIVOTNÍ PROSTŘEDÍ ..................................................................... 159 6.2.1 HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI ČINNOSTÍ SVĚTOVÉ BANKY ......................... 159 6.2.2 NEZÁVISLÉ HODNOCENÍ ZE STRANY IEG............................................... 161 6.2.3 HODNOCENÍ ČINNOSTÍ BANKY JAKO CELKU NA POLI ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ .......................................................................................................... 163 6.2.4 ZÁVĚRY A DOPORUČENÍ ....................................................................... 164

6.3 „SPRÁVNÉ POSTUPY“ PRO SPRÁVU VEŘEJNÝCH VÝDAJŮ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ..................................................................... 165 6.3.1 ZÁKLADNÍ PRINCIPY PRO SPRÁVU VEŘEJNÝCH FINANCÍ ......................... 166

6.4 METODIKA EVALUACE SOCIOEKONOMICKÉHO ROZVOJE ................. 168 6.4.1 MODEL BUDOVÁNÍ EVALUAČNÍ KAPACITY ............................................. 172

7 METODIKA HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI BĚŽNÝCH VÝDAJŮ OBCÍ NA ŽIVOTNÍ PROSTŘEDÍ .............................................................................. 175 Jana Soukopová, Jarmila Neshybová, Eduard Bakoš, Jiří Hřebíček

7.1 NÁVRH METODIKY HODNOCENÍ BĚŽNÝCH VÝDAJŮ .......................... 176 7.2 POSTUP HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI.................................................. 177 7.2.1 7.2.2 7.2.3 7.2.4

EKONOMICKÁ KRITÉRIA HODNOCENÍ ................................................... 179 SOCIÁLNÍ KRITÉRIA HODNOCENÍ .......................................................... 181 ENVIRONMENTÁLNÍ KRITÉRIA HODNOCENÍ ........................................... 181 SHRNUTÍ METODIKY ............................................................................ 182

7.3 VSTUPNÍ ÚDAJE ................................................................................. 183 7.4 SOFTWARE PRO HODNOCENÍ ............................................................. 183 7.4.1 7.4.2 7.4.3 7.4.4

LIST „OBEC“ ...................................................................................... 184 LIST „OBECNÉ“ .................................................................................. 184 LIST „VYHODNOCENÍ“ ........................................................................ 185 LISTY OBLASTÍ OCHRANY ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ .................................. 186

7.5 METODIKA HODNOCENÍ ZADANÝCH ODPOVĚDÍ................................ 187 SHRNUTÍ ..................................................................................................... 195 EXECUTIVE SUMMARY .............................................................................. 198 REFERENCES .............................................................................................. 201 SEZNAM ZKRATEK..................................................................................... 217 SEZNAM GRAFŮ, TABULEK A OBRÁZKŮ ................................................... 221 SEZNAM GRAFŮ ....................................................................................... 221 SEZNAM TABULEK ................................................................................... 223 SEZNAM OBRÁZKŮ .................................................................................. 224 PŘÍLOHY .................................................................................................... 225 PŘÍLOHA Č. 1 – KLASIFIKACE CEPA 2000 ............................................... 225 PŘÍLOHA Č. 2 – KLASIFIKACE CEPF ........................................................ 228 PŘÍLOHA Č. 3 – KLASIFIKACE CRUMA ................................................... 230 PŘÍLOHA Č. 4 – PŘEHLED OTÁZEK A ODPOVĚDÍ METODIKY HODNOCENÍ EFEKTIVNOSTI VÝDAJŮ OBCÍ NA ŽP .................................................. 232

O autorech ■

O autorech Mgr. Ing. Jana Soukopová, Ph.D. Vystudovala Ekonomicko-správní fakultu Masarykovy univerzity (1999) a Přírodovědeckou fakultu Masarykovy univerzity (1998). V roce 2005 získala doktorát z ekonomiky a managementu na Provozně-ekonomické fakultě Mendelovy univerzity v Brně. Od roku 2006 působí jako odborný asistent na katedře veřejné ekonomie Ekonomicko-správní fakulty Masarykovy univerzity (ESF MU), kde přednáší předměty tvorba a metody hodnocení veřejných projektů, ekonomika životního prostředí a ekonomika technické infrastruktury. V rámci svého odborného zaměření (hodnocení efektivnosti veřejných výdajů, veřejných projektů a veřejných zakázek a ekonomika životního prostředí) spolupracuje na odborných projektech s různými orgány veřejné správy (Ministerstvo životního prostředí ČR, Ministerstvo financí ČR) a místní samosprávy (Magistrát města Brna, Krajský úřad Jihomoravského kraje) i odbornými a výzkumnými institucemi (Výzkumný ústav vodohospodářský TGM, Centrum dopravního výzkumu, Česká informační agentura životního prostředí aj.).

Ing. Eduard Bakoš, Ph.D. Vystudoval Ekonomicko-správní fakultu Masarykovy univerzity (2005). V roce 2009 zde získal doktorát z veřejné ekonomie. Od roku 2006 působil jako odborný pracovník na katedře veřejné ekonomie ESF MU a od roku 2008 jako asistent na ústavu ekonomie Provozně-ekonomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně. Od roku 2009 působí jako odborný asistent na katedře ochrany obyvatelstva Fakulty ekonomiky a managementu Univerzity Obrany, kde přednáší předměty veřejná správa a její fungování a ekonomika krizových situací. V rámci svého odborného zaměření (krizové řízení, ochrana vod, efektivnost) spolupracuje na odborných projektech s různými orgány veřejné správy (Ministerstvo životního prostředí ČR, Ministerstvo financí ČR, Správa státních hmotných rezerv) a územní samosprávy (Krajský úřad Jihomoravského kraje, Město Písek), i odbornými a výzkumnými institucemi (Výzkumný ústav vodohospodářský TGM aj.).

doc. Ing. Miroslav Hájek, Ph.D. Vystudoval Vysokou školu zemědělskou v Brně, lesnickou fakultu, kde promoval v roce 1975. V roce 1987 získal doktorát na Vysoké škole ekonomické v Praze v oboru finanční politiky se zaměřením na veřejné finance. V letech 1991 až 1998 absolvoval dálkové doktorandské studium v oboru ekonomika a řízení podniku na

7

8

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost České zemědělské univerzitě v Praze a obdržel akademicko-vědecký titul „doktor“. V roce 2003 se habilitoval na téma „Efektivnost politiky životního prostředí“. Od roku 1994 působí jako externí učitel na Fakultě lesnické a dřevařské České zemědělské univerzity v Praze. Od roku 1985 do roku 1998 byl zaměstnán na Ministerstvu financí ČR, kde byl odpovědný za financování ochrany životního prostředí v ČR. Od roku 1999 pracuje na Ministerstvu životního prostředí ČR, kde vykonával funkci ředitele odboru ekonomiky životního prostředí a náměstka ministryně životního prostředí. V současné době je ředitelem odboru ekonomických nástrojů.

prof. RNDr. Jiří Hřebíček, CSc. Vystudoval Přírodovědeckou fakultu Masarykovy univerzity v roce 1970 a v roce 1971 zde získal titul RNDr. V letech 1970, až 1990 pracoval v Akademii věd na Ústavu fyzikální metalurgie v Brně. V roce 1982 získal vědeckou hodnost CSc. na Fakultě strojní Vysokého učení technického (VUT) v Brně a na Fakultě stavební VUT byl jmenován docentem (1988). Od roku 1990 působí na Provozně ekonomické fakultě Mendelovy univerzity v Brně, kde se habilitoval (1996) v oboru informační systémy a byl jmenován profesorem (1998). Od roku 1994 je zaměstnán na Masarykově univerzitě, nejprve na Fakultě informatiky (1994–2004) a nyní na Přírodovědecké fakultě (od roku 2004), kde se věnuje výzkumu a výuce v oblasti environmentální informatiky, modelování, managementu, eGovernmentu, mezinárodní vědecké spolupráci a zapojil se do řešení řady výzkumných projektů v 6. a 7. Rámcovém programu EU. Přednáší předměty systémy integrovaného managementu, environmentální informační systémy, úvod do matematického modelování a vědecké výpočty. Jako školitelem doktorského studia na brněnských universitách, kde vychoval deset doktorandů. V současné době je zástupcem ředitele pro vědu a mezinárodní spolupráci na Institutu biostatistiky a analýz Masarykovy univerzity.

doc. JUDr. Ivan Malý, CSc. Vystudoval právnickou fakultu v Brně, kde promoval v roce 1986. Dizertační práci v oboru teorie řízení a plánování obhájil v prosinci r. 1993 na Národohospodářské fakultě Vysoké školy ekonomické v Praze. Působil jako odborný asistent na Ekonomicko-správní fakultě Masarykovy univerzity (ESF MU) od jejího založení a postupně vyučoval i na Fakultě managementu v Jindřichově Hradci, na Vysoké vojenské škole ve Vyškově a dalších vysokých školách. Habilitoval se v roce 1998 v oboru veřejná ekonomie a od téhož roku pracoval jako vedoucí katedry, proděkan a posléze i jako děkan ESF MU. Přednáší zejména předměty veřejná ekonomie, teorie veřejného sektoru a ekonomika zdravotnictví. Odborně se věnuje především problematice efektivnosti veřejného sektoru včetně tzv. fiskálních iluzí a ekonomickým aspektům zdravotní politiky a financování zdravotnických služeb.

O autorech ■

Ing. Jarmila Neshybová, Ph.D. Vystudovala Ekonomicko-správní fakultu Masarykovy univerzity (2006). V roce 2011 zde získala doktorát z veřejné ekonomie. Od roku 2008 působila jako asistent na katedře veřejné ekonomie Ekonomicko-správní fakulty Masarykovy univerzity a učila na Vyšší odborné škole Sting Brno. Od roku 2010 vykonává funkci manažerky kvality na Krajském úřadě Jihomoravského kraje v Brně. V rámci svého odborného zaměření (kvalita ve veřejné správě a nástroje jejího řízení a zvyšování) spolupracovala s Národní sítí Zdravých měst ČR, Ministerstvem vnitra ČR, Úradom pre normalizáciu, metrológiu a skúšobníctvo Slovenskej republiky a celou řadou krajských úřadů, měst a obcí České republiky.

Ing. David Špaček, Ph.D. Vystudoval Fakultu ekonomicko-správní Univerzity Pardubice (2002). V roce 2007 získal doktorát z veřejné ekonomie na Ekonomicko-správní fakultě Masarykovy univerzity v Brně. Od roku 2004 působí jako asistent a od roku 2007 jako odborný asistent na katedře veřejné ekonomie Ekonomicko-správní fakulty Masarykovy univerzity. V rámci svého odborného zaměření se dlouhodobě věnuje teorii a praxi řízení ve veřejné správě, především oblasti řízení kvality ve veřejné správě, řízení lidských zdrojů a řízení a hodnocení projektů eGovernmentu. Dosud spolupracoval na řešení mezinárodních výzkumných projektů (DEMO-net) a českých výzkumných projektů Grantové agentury České republiky (GAČR), ministerstev ČR (Ministerstva informatiky, Ministerstva vnitra, Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy) a místní správy (Krajský úřad Jihomoravského kraje, Magistrát města Brna).

9

10

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost

Úvod

Úvod „Pokud žiješ v souladu s přírodou, nikdy nebudeš chudý. Pokud žiješ podle mínění lidí, nikdy nebudeš bohatý.“ Lucius Annaeus Seneca Předložená publikace obsahuje hlavní poznatky a výsledky tříleté práce na projektu č. SP/4i1/54/08 s názvem „Analýza místních rozpočtů a jejich efektivnosti ve vztahu k ochraně životního prostředí“ Resortního programu výzkumu Ministerstva životního prostředí České republiky, podprogramu „SP4 Pozorování Země a nástroje pro posuzování“ na léta 2008–2010 s počátkem řešení v roce 2008, zabývajícího se výzkumem výdajů rozpočtů územně samosprávních celků České republiky (ČR) do oblasti životního prostředí a jejich efektivností. Je určena především představitelům regionální veřejné správy na úrovni měst, obcí, sdružení nebo svazku obcí a krajů a odborné veřejnosti, která se zabývá problematikou výdajů veřejných rozpočtů a jejich efektivností. Rovněž může sloužit studentům vysokých škol, kteří se zabývají problematikou efektivnosti výdajů do oblasti ochrany životního prostředí a technikami pro její měření. Od roku 1999 probíhá v ČR reforma veřejné správy, která je rozdělena do několika etap. Právě probíhající etapa je zaměřena na zefektivnění fungování veřejné správy jako celku. V rámci této samostatné etapy vláda podniká kroky, které vycházejí z dokumentu „Efektivní veřejná správa a přátelské služby“, jehož hlavním posláním je zefektivnit stávající stav ve veřejné správě. Toto zefektivnění se týká také veřejných výdajů, kdy zajištění jejich efektivnosti je primárním cílem reformy. Výzkum výdajů obcí do oblasti ochrany životního prostředí a jejich efektivnosti pak směřuje k vytvoření návrhu efektivního využívání veřejných prostředků v této oblasti. Výdaje na životní prostředí odráží zejména úroveň ekonomického rozvoje dané země a zároveň i účinnost legislativních předpisů souvisejících s ochranou životního prostředí. Tyto výdaje jsou dnes nejběžnějším makroekonomickým ukazatelem péče o životní prostředí. Pro komplexnější posouzení se tento ukazatel pro porovnání s ostatními zeměmi vztahuje k úrovni ekonomické výkonnosti země vyjádřené hrubým domácím produktem (HDP). V posledních letech se poměr výdajů na HDP pohybuje v průměru kolem 0,5 % HDP. Publikace obsahuje dílčí výsledky provedené analýzy environmentálních výdajů územních (místních) rozpočtů, tedy rozpočtů obcí, měst, krajských úřadů a dobrovolných svazků obcí, do oblasti ochrany životního prostředí v členění za

■

11

12

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost jednotlivé oblasti ochrany životního prostředí a za kraje, a to za období let 2005 až 2009. První kapitola obsahuje základní výklad definice environmentálních výdajů a výčet jejich klasifikací. Ve druhé kapitole jsou popsány způsoby sledování a vykazování výdajů na ochranu životního prostředí ve světě a v ČR a v rámci dat výdajů na životní prostředí v ČR jsou porovnány údaje z automatizovaného informačního systému (ARIS) Ministerstva financí ČR a Českého statistického úřadu. Ve třetí kapitole jsou pak prezentovány výsledky analýzy veřejných výdajů na ochranu životního prostředí a to výdajů státního rozpočtu, rozpočtů státních fondů a rozpočtů územně samosprávních celků podle jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí. Jakkoliv je výše environmentálních výdajů významným indikátorem péče o životní prostředí, jejich klíčovou charakteristikou by měla být efektivnost, se kterou jsou vynakládány. Proto je čtvrtá kapitola věnována efektivnosti hodnocení veřejných výdajů obecně a specifikům hodnocení environmentálních veřejných výdajů. Na tuto kapitolu navazuje pátá kapitola obsahující informace k metodám hodnocení efektivnosti veřejných výdajů včetně jejich silných a slabých stránek a šestá kapitola věnovaná metodikám hodnocení veřejných výdajů ve světě. V závěrečné kapitole je představena metodika měření efektivnosti běžných výdajů obcí, kterou schválilo Ministerstvo životního prostředí. Tato metodika byla navržena autorským týmem a je ukázána na praktickém příkladu. Věříme, že tato publikace přispěje nejen ke zlepšení informovanosti o problematice environmentálních výdajů, ale bude také praktickým návodem, který umožní nalézat efektivní řešení při plánování i realizaci veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Závěrem bychom rádi poděkovali oběma recenzentům, prof. PhDr. Františku Ochranovi, DrSc. a doc. PhDr. Janu Šelešovskému, CSc., kteří se svého úkolu zhostili s neobyčejnou pečlivostí a jejichž cenné připomínky jsme rádi akceptovali. Také bychom rádi poděkovali prof. Ing. Jiřině Jílkové, CSc. a doc. Ing. Janu Pavlovi, Ph.D. za poskytnutí řady materiálů ke kapitole 6 a za cenné připomínky. Za skvělou spolupráci rovněž děkujeme PhDr. Karlu Kovaříkovi, šéfredaktorovi nakladatelství Littera, bez nějž by tato odborná kniha zůstala pouze naší nehmotnou ideou. Autorský kolektiv

Úvod

Představení výzkumného projektu Projekt „Analýza místních rozpočtů a jejich efektivnost ve vztahu k ochraně životního prostředí“, podpořený Ministerstvem životního prostředí České republiky (ČR) v rámci Resortního programu výzkumu v působnosti Ministerstva životního prostředí ČR, podprogramu „SP4 Pozorování Země a nástroje pro posuzování“, má za cíl zhodnotit efektivnost veřejných výdajů a dalších finančních nástrojů v oblasti ochrany životního prostředí se zaměřením i na jednotlivé regiony, optimalizovat dopady veřejných podpor v oblasti ochrany životního prostředí na makroekonomické a mikroekonomické úrovni, včetně identifikace klíčových faktorů ovlivňujících absorpční kapacitu jednotlivých regionů v ČR. Projekt je realizován ve třech etapách od 1. 5. 2008 do 31. 12. 2010. Hlavním cílem projektu je navrhnout na základě analýzy současného objemu a struktury výdajů místních rozpočtů na ochranu životního prostředí možné varianty optimalizace veřejných výdajových programů směřovaných k diverzifikované struktuře jejich příjemců dle stanovených kategorií obcí. Přispět tím ke zvýšení jejich efektivnosti ve smyslu udržitelného rozvoje, včetně generace metodiky sledování jejich efektivnosti při využití báze účetnictví udržitelného rozvoje. Cílem řešení projektu SP/4i1/54/08 je podle zadávací dokumentace pro oblast výzkumu SP4i1 „Zhodnotit efektivnost veřejných výdajů a dalších finančních nástrojů v oblasti ochrany životního prostředí se zaměřením i na jednotlivé regiony a optimalizovat dopady veřejných podpor v oblasti ochrany životního prostředí na makroekonomické i mikroekonomické úrovni včetně identifikace klíčových faktorů ovlivňujících absorpční kapacitu jednotlivých regionů v ČR.“ Aby při realizaci prací bylo v jednotlivých etapách projektu zabezpečeno plnění tohoto cíle, byl rozdělen na dílčí cíle, z nichž vybíráme ty nejdůležitější: 1.

provést analýzu objemu a struktury výdajů na ochranu životního prostředí z místních rozpočtů a zaměřit se na strukturu jejich příjemců;

2.

vyhodnotit jejich efektivnost, a to diverzifikovaně, s přihlédnutím k velikostem obcí v rámci jednotlivých krajů ČR a z aspektu jejich dopadu na životní prostředí;

3.

na základě vyhodnocení výsledků výše uvedené analýzy navrhnout přístupy a nástroje pro sledování, vyhodnocování a optimalizaci výdajů, resp. výdajových programů na ochranu životního prostředí z rozpočtu jednotlivých kategorií obcí;

4.

ve spolupráci se zadavatelem vytvořit metodickou příručku Ministerstva životního prostředí ČR pro sledování efektivnosti těchto výdajů, která by umožňovala hodnocení místních rozpočtů z pohledu jejich efektivnosti a usnadnila proces jejich optimalizace z pohledu udržitelného rozvoje.

■

13

14

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Jejich naplněním budou realizovány následující požadované přínosy do Resortního programu výzkumu v působnosti Ministerstva životního prostředí ČR, kterými jsou: návrh systému indikátorů pro hodnocení efektivnosti výdajů na ochranu životního prostředí ve sledovaných odvětvích ekonomické činnosti při posouzení absorpční kapacity municipalit, resp. regionů; návrhy ke zlepšení situace v oblasti vynakládání veřejných výdajů místních rozpočtů na oblast ochrany a tvorby životního prostředí v ČR. Výzkumný projekt je koncipován na tři etapy: 1.

etapa – analýza výdajů na životní prostředí z místních rozpočtů a jejich efektivnosti;

2.

etapa – analýza efektivnosti výdajů na životní prostředí z místních rozpočtů, návrh indikátorů pro jejich sledování a návrh jejich optimalizace;

3.

etapa – zpracování metodické příručky Ministerstva životního prostředí ČR.

Z pohledu dat environmentálních výdajů obcí ČR byl proveden sběr a následná analýza dat z automatizovaného rozpočtového informačního systému (ARIS), informačního systému veřejných zakázek (ISVZ) a dat Českého statistického úřadu (ČSÚ) s využitím současných informačních a komunikačních technologií. S ohledem na stanovený cíl a problémové oblasti efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí byly v průběhu řešení projektu využívány zejména následující metody: metody a techniky sběru dat (primárních i sekundárních): - dotazníková metoda (s uplatněním různých forem dotazníků a různých forem dotazování s využitím ICT); - studium a analýza dat a dokumentů; - rozhovory (v různých formách podle konkrétního účelu – řízené, neřízené, strukturované, semistrukturované apod.); metody analýzy dat včetně jejich třídění a klasifikace; metody analýzy a syntézy; metody indukce a dedukce; metody kvalitativního výzkumu a kvantitativní metody hodnocení veřejných výdajů. Tato publikace prezentuje výsledky výzkumu z řešení prvních dvou etap projektu, které byly dokončeny v roce 2010.

Výdaje na ochranu životního prostředí

1 Výdaje na ochranu životního prostředí Jana Soukopová, Ivan Malý, Miroslav Hájek Výše výdajů na životní prostředí je jedním z klíčových indikátorů pro posuzování úrovně péče o životní prostředí, vytváření zdravých životních podmínek a předpokladů pro ekonomický růst, a to nejen na úrovni vlády, krajů a obcí, ale i na úrovni podniků. Tento indikátor úrovně ochrany životního prostředí pak funguje také v rámci srovnávání péče o životní prostředí mezi jednotlivými státy v Evropské unii (EU) i Organizaci pro hospodářskou spolupráci a rozvoj (OECD). Obecně lze výdaje na ochranu životního prostředí charakterizovat jako výdaje na akce a činnosti směřující k prevenci nebo následnému odstranění škod na životním prostředí.

1.1 Definice a rámec výdajů na ochranu životního prostředí Dle definice EPEA (Environmental Protection Expenditures Account) se jedná o výdaje na všechny aktivity, jejichž cílem je prevence, tedy snižování a eliminace produkovaných znečišťujících látek, stejně jako náprava poškozeného životního prostředí. Jedním ze základních kritérií je, že ochrana životního prostředí je prvotním cílem těchto aktivit. Aktivity, které sice pozitivně ovlivňují životní prostředí, ale jejich prvotním cílem není ochrana životního prostředí, nejsou do aktivit na ochranu životního prostředí zahrnovány. Z perspektivy environmentálního účetnictví tedy výdaje na ochranu životního prostředí zahrnují: domácí užití1 výrobků a služeb souvisejících s ochranou životního prostředí, kam patří služby ochrany životního prostředí (sběr odpadů a jejich zpracování) či související a upravené produkty (odpadní kontejnery, bezolovnatý benzín, atd.). Výdaje na ochranu životního prostředí rovněž zahrnují vlastní služby ochrany životního prostředí používané ke snížení environmentálních dopadů hlavních výrobních aktivit;

1

Užitím se myslí buď konečné užití (konečná spotřeba či tvorba kapitálu), nebo mezispotřeba.

■

15

16

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost domácí hrubou tvorbu kapitálu na ochranu životního prostředí (investice zaměřené na ochranu životního prostředí) a transfery, které nejsou reflektovány ve dvou výše zmíněných kategoriích. Jedná se především o dotace, které snižují ceny placené uživateli služeb ochrany životního prostředí. Součet těchto položek udává celkové domácí výdaje na ochranu životního prostředí. Pokud přidáme transfery do zbytku světa a odečteme transfery, které ekonomika obdrží ze zbytku světa, dostaneme celkové národní výdaje na ochranu životního prostředí. Musíme však brát v potaz, že všechna opatření související s ochranou životního prostředí není možné převést do podoby aktuálních výdajů. Pokud například dojde k omezení výroby v souvislosti se zmírněním poškození životního prostředí, tato činnost se nijak neodrazí v národních účtech. Výjimku tvoří případy, kdy toto omezení výroby a s tím související ekonomická ztráta byla kompenzována dodatečnými dotacemi. Výdaje na ochranu životního prostředí rovněž nezahrnují všechny aktivity, které mají pozitivní dopad na životní prostředí. Musí být tedy jasně rozlišeno mezi účelem a efektem. Pokud např. bude v podniku instalována nová technologie za účelem zvýšení produktivity a redukce nákladů, může mnohem efektivněji využívat přírodní zdroje a energii a jako vedlejší efekt může dojít ke snížení emise znečišťujících látek do životního prostředí. Taková investice však dle metodiky nebude zahrnuta ve výdajích na ochranu životního prostředí.2 Činnosti, které umožňují naplnění více účelů ve stejném čase, jsou buď klasifikovány podle hlavního účelu (princip převahy), nebo musí být odhadnuta jejich environmentální část (podíl environmentálního výdaje v celkovém výdaji). To však může způsobit další komplikace. Pokud se například jedná o investice související s integrovanou prevencí (která má jak ekonomický, tak environmentální účel), zařazení této investice do výdajů na ochranu životního prostředí je možné jen za předpokladu porovnání s konvenčními (neintegrovanými) technologiemi. Podle Hájka a Ritschelové (2004) je při prezentaci údajů o environmentálních výdajích potřeba uvádět celou řadu podmínek, za kterých byly uváděné údaje vykazovány, jako specifikovat oblast ochrany a tvorby životního prostředí, která je z těchto výdajů financována, charakterizovat zdroje financování, specifikovat druhy výdajů (např. investiční a neinvestiční) a také stanovit časové období vykazovaných výdajů aj.

2

Platí to pro veřejné výdaje. Statistický výkaz však umožňuje zahrnutí i části technologií.


Podle těchto podmínek můžeme klasifikace výdajů na ochranu životního prostředí rozdělit podle: 1. 2. 3.

oblastí ochrany životního prostředí; zdrojů financování; druhů výdajů.

1.2 Klasifikace podle oblastí ochrany životního prostředí Dle systému environmentálního a ekonomického účetnictví (SEEA)3 je statistika výdajů na ochranu životního prostředí stále ve vývoji a v současné době je možné klasifikace dělit na klasifikace související s: 1.

aktivitami na ochranu životního prostředí, jako jsou aktivity, které mají za cíl ochranu životního prostředí proti znečištění, ztrátám kvality a jiným druhům degradace (kvalitativní aspekt ochrany). Mezi tyto klasifikace patří: a.

CEPA (Classification of Environmental Protection Activities) – klasifikace aktivit ochrany životního prostředí a

b.

CEPF (Classification of Environmental Protection Facilities) – klasifikace zařízení pro ochranu životního prostředí;

2.

přírodními zdroji, jako jsou aktivity, které mají za cíl řízení a využívání zdrojů. Pro klasifikace výdajů na ochranu životního prostředí se pak používá klasifikace CRUMA (Classification of Resource Use and Management Activities), která vychází z Classification of Natural Resources (klasifikace přírodních zdrojů);

3.

ekologicky prospěšnými aktivitami (více viz SEEA, 2003).

Také Evropský systém pro shromažďování hospodářských údajů o životním prostředí (SERIEE)4, který je určen pro sběr a prezentaci ekonomických údajů o životním prostředí členských států Evropské unie se skládá ze dvou satelitních účtů, kterými jsou: 1.

účet výdajů na ochranu životního prostředí (Environmental Protection Expenditure Account – EPEA), který je satelitním účtem k Systému

3

SEEA je systém environmentálně přizpůsobených ekonomických účtů nebo také systém environmentálního a ekonomického účetnictví (the System of Integrated Environmental and Economic Accounting – SEEA). Byl vyvinut statistickou divizí OSN v roce 1993 jako doplnění a rozšíření Systému národních účtů (SNA). Je satelitním systémem k SNA, který umožňuje měření ekologického faktoru a identifikaci vlivu životního prostředí a jeho ochrany pro ekonomický rozvoj společnosti. V roce 2003 byl aktualizován. Více viz SEEA (1993) a SEEA (2003).

4

Système Européen de Rassemblement de l’Information Economique sur l’Environnement. Eurostat.

■

17

18

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost národních účtů (SNA) a zpracovává a prezentuje informace o celkových výdajích na ochranu životního prostředí, produkci výrobků a služeb na ochranu životního prostředí a o zdrojích financování (Ritschelová, 2002, Eurostat, 1994, Eurostat, 2002) a 2.

účet využití a řízení přírodních zdrojů (Natural Resource Use and Management Expenditure Account – RUMEA), ve kterém jsou zpracovány opatření a výdaje související s řízením a využitím přírodních zdrojů.

Účet EPEA využívá klasifikaci CEPA 2000, zatímco účet RUMEA klasifikaci uzpůsobenou pro vlastní potřeby nemá. Všechny výše uvedené klasifikace kromě CRUMA jsou využívány v systému environmentálního a ekonomického účetnictví. Nicméně nejvíce rozšířená je klasifikace CEPA 2000, kterou v roce 2001 doporučila expertní skupina Statistické komisi Spojených národů jako mezinárodní standard. Statistická komise Spojených národů pak tuto klasifikaci v březnu 2002 jako mezinárodní standard přijala.

1.2.1

Klasifikace CEPA

Jak bylo řečeno výše, nejznámější a nejužívanější klasifikací environmentálních výdajů podle aktivit do oblastí ochrany životního prostředí je klasifikace CEPA vypracovaná Statistickým úřadem Evropského společenství (Eurostat) společně s OECD. V roce 1994 evropští statistici a účetní přijali společnou klasifikaci aktivit v ochraně životního prostředí CEPA, která obsahovala pět následujících oblastí ochrany životního prostředí: 1. 2. 3. 4. 5.

ochrana ovzduší a klimatu; vodní hospodářství a ochrana vod; nakládání s odpady; ochrana půdy a podzemní vody a redukce hluku.

Tato klasifikace byla v roce 2000 nahrazena vylepšenou verzí, která již obsahuje devět oblastí ochrany životního prostředí: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8.

ochrana ovzduší a klimatu; nakládání s odpadními vodami; nakládání s odpady; ochrana a péče o půdu, podzemní a povrchové vody; redukce hluku a vibrací (nezahrnuje ochranu pracovišť); ochrana biodiverzity a krajiny; ochrana před radioaktivitou; věda a výzkum a


9. ostatní aktivity ochrany životního prostředí, mezi které patří: 9.1. veřejná správa a řízení ochrany životního prostředí; 9.2. vzdělávání, školení a informace; 9.3. aktivity související s nedílnými výdaji a 9.4. aktivity jinde nezařazené. Hlavním účelem klasifikace CEPA 2000 je vymezení aktivit, produktů5, výdajů a ostatních transakcí, jejichž prvotním účelem je ochrana životního prostředí. Hospodaření s přírodními zdroji (zásobování vodou) a prevence přírodních katastrof (povodní) není zahrnováno do kategorií CEPA. Výdaje na ochranu životního prostředí jsou prostředky a jiné transakce související se: vstupy aktivit ochrany životního prostředí (energie, suroviny, mzdy, přímé daně vztahující se k produkci nebo spotřeba fixního kapitálu); tvorbou kapitálu a koupí půdy s účelem ochrany životního prostředí; spotřebitelskými výdaji na nákup produktů ochrany životního prostředí; transfery na ochranu životního prostředí (dotace, investiční pobídky, mezinárodní pomoc, daně na ochranu životního prostředí). Aktivity jsou v rámci CEPA 2000 obecně klasifikovány podle oblastí životního prostředí a dále podle typu opatření, jako je prevence, redukce atd. Samotná struktura klasifikace je rozdělena do tří úrovní. První, obecná úroveň (číslice 1–9, viz dělení výše), určuje 7 oblastí podle složek/sektorů životního prostředí a zbylé 2 oblasti jsou položky výzkumu a vývoje (8. oblast) a ostatní aktivity ochrany životního prostředí (9. oblast). Druhá a třetí úroveň (viz příloha č. 1) se využívá při podrobnějším sběru dat a pro publikační účely. Druhá úroveň má 46 kategorií a třetí úroveň 20 kategorií. Navíc se každá z oblastí klasifikace CEPA 2000 v první úrovni skládá z kategorie sub-, která téměř u všech tříd obsahuje používání čistších technologií nebo výrobků, prevenci znečištění, měření nebo omezování znečištění, kontroly a zkoušky. Popis činností jednotlivých kategorií první, druhé a třetí úrovně klasifikace CEPA 2000 je uveden v příloze č. 1. Pro význam klasifikace CEPA 2000 je také důležité si uvědomit souvislost s účtem výdajů na ochranu životního prostředí EPEA (viz výše) a s vykazováním výdajů na ochranu životního prostředí pomocí společných dotazníků Eurostatu a OECD (Joint Questionnaire – JQ )6.

5

Produkty ochrany životního prostředí jsou služby ochrany životního prostředí vytvořené pomocí aktivit ochrany životního prostředí včetně upravených (čistších) a souvisejících produktů.

6

Joint Questionnaire jsou společné dotazníky OECD a Eurostatu na výdaje a příjmy na ochranu životního prostředí. Jsou jedním z hlavních nástrojů pro mezinárodní shromažďování údajů o

■

19

20

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Vazby mezi CEPA 2000, EPEA a JQ jsou ukázány v následující tabulce. Tabulka 1: Srovnání využití klasifikace CEPA v EPEA a JQ vykazování Využití první úrovně CEPA v EPEA

Využití první úrovně CEPA v JQ

Ochrana ovzduší a klimatu


Nakládání s odpadními vodami

Nakládání s odpadními vodami

Nakládání s odpady


Ochrana a péče o půdu, podzemní a povrchové vody

Ochrana a péče o půdu, podzemní a povrchové vody

Omezování hluku a vibrací

Omezování hluku a vibrací

Ochrana biodiverzity a krajiny


Ochrana před radioaktivitou Věda a výzkum Ostatní aktivity ochrany ŽP

} Ostatní

Zdroj: Eurostat (2007)

1.2.2

Klasifikace CEPF

OECD rozlišuje ještě klasifikaci zařízení pro ochranu životního prostředí (Classification of Environmental Protection Facilities – CEPF) (Eurostat, 2002), která předcházela klasifikaci CEPA a v současné době není téměř využívána. Klasifikace CEPF rozlišuje následující oblasti ochrany životního prostředí: 1. 2. 3. 4. 5.

ochrana ovzduší a klimatu; vodní hospodářství a ochrana vod; nakládání s odpady; ochrana půdy a podzemní vody a redukce hluku.

Popis činností jednotlivých aktivit první úrovně klasifikace CEPF je uveden v příloze č. 2.

1.2.3

Klasifikace podle přírodních zdrojů

Jinou klasifikací, která vychází z přírodních zdrojů je klasifikace podle přírodních zdrojů (Classification of Natural Resources), která dělí aktivity na ochranu životního prostředí do následujících tříd (SEEA, 2003): 1.

nerosty a energetické zdroje, dále dělené na fosilní paliva, kovové a nekovové nerosty;

výdajích na ochranu životního prostředí ze statistických služeb v členských státech EU a OECD. Představují obecný nástroj, který se opírá přímo o pozorování a o data z pozorovatelných toků.


2.

půda, kterou dále rozděluje na půdu zahrnutou do zemědělského půdního fondu a půdu vyňatou ze zemědělského půdního fondu; 3. voda, dělená na povrchovou a podzemní vodu a 4. biologické zdroje, dělené na dřevo, plodiny a rostliny (kromě těch produkujících dřevo), vodní živočichy a živočichy (kromě žijících ve vodě).

Z pohledu veřejných výdajů je však tato klasifikace obtížně použitelná, protože neobsahuje správní aktivity.

1.2.4

Klasifikace CRUMA

V roce 2007 předložili Federico Falticelli spolu s Caroline Ardi návrh klasifikace podle přírodních zdrojů nazvaný CRUMA (Classification of Resource Use and Management Activities and expenditure)7, založený na managementu přírodních zdrojů (Falticelli, Ardi, 2007), který Falticelli v roce 2009 spolu s Constantinem zdokonalil. Podle Falticelliho (2008) lze výdaje na přírodní zdroje rozlišit do dvou kategorií: a) výdaje na využití zdrojů, mezi které patří výdaje související s činnostmi, jejichž cílem je využívání zdrojů (např. výdaje na výzkum, výdaje na těžbu, přesuny zdrojů aj.); b) výdaje na řízení zdrojů, tedy výdaje související s činnostmi, jejichž cílem není snižování zdrojů (výdaje na recyklaci, regeneraci, úspory energie aj.). Falticelli (2008) navrhuje klasifikaci CRUMA navázat na klasifikaci CEPA 2000. Pro aktivity zvolil následující členění do oblastí (viz příloha č. 3): 10. využití a řízení vnitrozemských vod; 11. využití a řízení přírodních lesních zdrojů; 12. využití a řízení divoké fauny a flóry; 13. využití a řízení energie z fosilních paliv; 14. využití a řízení surovin; 15. výzkum a vývoj související s využitím a řízením přírodních zdrojů; 16. ostatní aktivity související s využitím a řízením přírodních zdrojů; 16.1. veřejná správa a řízení přírodních zdrojů; 16.2. vzdělávání a informace; 16.3. aktivity související s řízením veřejných výdajů a 16.4. aktivity jinde nezařazené. Klasifikace CRUMA je oproti výše uvedené klasifikaci podle přírodních zdrojů využitelná i pro veřejné výdaje, protože uvažuje správní výdaje. V současné době však není využívána. 7

Klasifikace podle využití a řízení zdrojů.

■

21

22


1.3 Klasifikace podle zdrojů financování 1.3.1

Klasifikace podle sektorů

Ochrana životního prostředí je financována z různých zdrojů, které lze rozdělit podle sektorů na výdaje soukromého sektoru představovaného zejména podnikatelskými subjekty, nestátními neziskovými organizacemi, domácnostmi a jednotlivými občany a veřejného sektoru, do kterého jsou zahrnuty výdaje státního rozpočtu, rozpočtů organizací veřejného sektoru včetně obcí a krajů (veřejné výdaje). Veřejné výdaje na ochranu životního prostředí jsou součástí veřejných financí, konkrétně veřejných výdajů. Veřejné finance jsou pak finanční vztahy a operace, probíhající v rámci ekonomického systému mezi orgány a institucemi veřejné správy na straně jedné a ostatními subjekty (tj. občany, domácnostmi, firmami, neziskovými organizacemi, apod.) na straně druhé (Hamerníková, Maaytová, 2010) a platí pro ně využití principů nenávratnosti, neekvivalence a nedobrovolnosti. Obsahem veřejných financí je veřejné zabezpečení určitých statků (tj. jejich produkce a poskytování), profinancování různých transferů (zejména sociálního rázu) a stimulace ekonomických subjektů k určitému chování (např. ekologickému chování formou dotací, pokut a daní). Teorie vymezuje následující tři základní funkce veřejných financí, které jsou někdy nazývány tzv. fiskálními funkcemi. Jedná se o alokační, redistribuční a stabilizační funkce,8 přičemž veřejné (a tedy i environmentální) výdaje ve své podstatě naplňují především alokační funkci. Pojem „veřejný sektor“ slouží k označení určité části národního hospodářství. Zahrnuje instituce a organizace zabývající se specifickými produkcemi a poskytováním určitých statků nebo redistribucí a zaměřuje se na realizaci cílů a aktivit, které z různých důvodů nejsou předmětem zájmů soukromého sektoru. Nebo můžeme výdaje na ochranu životního prostředí dělit na výdaje: neziskového sektoru, který zahrnuje veškeré vládní instituce, jak ústřední, tak i místní a také příspěvkové organizace z nefinančních podniků veřejných a nestátních neziskových organizací (NNO) a

8

Podstata alokační funkce spočívá v efektivní alokaci finančních prostředků, které stát (nebo územní samospráva) vybere od různých subjektů do peněžních fondů v rámci veřejných financí čímž, zabezpečuje veřejné statky, které nejsou produkovány v důsledku selhání trhu. Tradiční pojetí redistribuční funkce je spojeno se sociálními cíli (dosažení větší rovnosti mezi jednotlivci). Stabilizační funkce veřejných financí využívá tvorby, rozdělení a použití peněžních fondů ke stabilizaci makroekonomických veličin (stabilní vysoké zaměstnanosti, rozumné míry cenové stability a odpovídajícího tempa ekonomického růstu). Více např. Hamerníková, Maaytová (2010), Medveď, Nemec, Orviská, Zimková (2005) aj.


ziskového sektoru, do kterého v tomto případě budeme řadit soukromé národní podniky, státní podniky a soukromé podniky pod zahraniční kontrolou. Statistika EU dělí výdaje na ochranu životního prostředí podle sektorů na výdaje: veřejného sektoru, který zahrnuje výdaje centrální, regionální a místní samosprávy – podle klasifikace ekonomických činností (NACE9), konkrétně NACE 84 (Eurostat, 2008), přičemž vykazované údaje jsou bez jakýchkoli převodů mezi těmito orgány státní správy;10 podnikového sektoru, který zahrnuje výdaje související s ochranou životního prostředí u všech podnikatelských subjektů11 (Eurostat, 2008) s výjimkou veřejného sektoru a činností specializovaných poskytovatelů environmentálních služeb (hlavně v oblasti odpadového hospodářství (NACE 38.1 a 38.2 a 39) a odpadních vod (NACE 37); specializovaných environmentálních výrobců a producentů environmentálních služeb soukromého a veřejného sektoru – jedná se o společnosti (soukromé i veřejně vlastněné), jejichž hlavní činností je výroba na ochranu životního prostředí a poskytování environmentálních služeb (oblast odpadového hospodářství, odpadních vod aj.).12

1.3.2

Klasifikace podle původu finančních prostředků

Z hlediska původu finančních prostředků lze rozdělit zdroje na zahraniční (mezinárodní) a vnitrostátní. Státní politika životního prostředí ČR na období 2001–2010 rozděluje mezinárodní zdroje na zdroje fondů Evropského společenství a zdroje mezinárodních finančních institucí (Evropské investiční banky, Evropské banky pro obnovu a rozvoj apod.). Vnitrostátní zdroje je možné rozdělit na státní rozpočet, státní fondy a územní (místní) rozpočty. Územní rozpočty jsou rozpočty obcí, měst, dobrovolných svazků

9

10

11

12

NACE je akronym z názvu "Nomenclature générale des Activités économiques dans les Communautés Européennes" a je statistickou klasifikací ekonomických činností, kterou používá Evropská unie (resp. Evropská společenství) od roku 1970. NACE vytváří rámec pro statistická data o činnostech v mnoha ekonomických oblastech (např. ve výrobě, zaměstnanosti, národních účtech). Je důležité jasně rozlišovat mezi veřejným sektorem a sektorem specializovaných výrobců (producentů environmentálních služeb). Všechny NACE Rev. 1,1 / ISIC oddíl 90 (NACE Rev 2/ISIC činnosti a třídy 37, 38,1, 38,2 a 39) aktivity jsou součástí sektoru specializovaných výrobců. Ten zahrnuje organizace ve vlastnictví veřejného sektoru, jako jsou státní podniky a neziskové organizace (jako technické služby ve velkých obcích aj., které mohou být samostatně identifikovány a jsou tedy vykázány v NACE Rev 1.1/divize ISIC 90 (Eurostat, 2008). Jedná se o všechny podnikatelské subjekty podle klasifikace NACE (NACE Rev. 2 / ISIC divisions 01–99) (Eurostat, 2008). Jedná se především o podniky spadající do třídy 37xxxx, 381xxx, 382xxx a 39xxxx podle CZNACE.

■

23

24

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost obcí, krajských úřadů a Regionálních rad Regionů soudržnosti.13 Regionální rady však zatím nevykázaly v letech 2006–2009 žádné výdaje do oblasti ochrany životního prostředí. Dle Evropského systému národních účtů (Ritschelová, 2000) jsou výdaje na ochranu životního prostředí děleny na: výdaje veřejného sektoru, tedy výdaje státní správy (centrální orgány), státní rozpočet, státní fondy (Státní fond životního prostředí ČR, Fond národního majetku ČR) a výdaje místní správy (okresní a obecní úřady); výdaje ziskového (podnikového) sektoru, tedy výdaje nefinančních podniků, korporací a finančních institucí; zahraniční zdroje; výdaje soukromých neziskových organizací a výdaje domácností.

1.4 Druhová klasifikace Výdaje na ochranu životního prostředí lze dále dělit dle toho, zda jsou určeny na investiční výstavbu, a jde tedy o investiční výdaje, nebo na financování běžných – neinvestičních akcí, kdy jde o běžné výdaje. Investiční nebo také kapitálové výdaje na ochranu životního prostředí zahrnují veškeré výdaje na pořízení dlouhodobého hmotného majetku (DHM), a to koupí, vlastní činností, bezúplatným nabytím aj. Do kapitálových výdajů se zahrnují samostatné movité věci a soubory movitých věcí se samostatným technicko ekonomickým určením s dobou použitelnosti delší než jeden rok a v ocenění stanoveném účetní jednotkou a to od částky stanovené zákonem o daních z příjmů pro tento majetek. Od roku 2001 je pro dlouhodobý hmotný majetek stanovena částka 40 tis. Kč. Neinvestiční náklady na ochranu životního prostředí nebo také běžné či provozní výdaje zahrnují mzdové náklady, platby za spotřebu materiálu a energií, za opravy a udržování atd. a platby za služby, u kterých je hlavním účelem prevence, snížení, úpravy nebo likvidace znečištění a znečišťujících látek nebo další degradace životního prostředí. Neinvestiční náklady se dělí na vnitřní a vnější, což je chápáno z pohledu podniku. Podíl běžných a kapitálových výdajů v EU-25 v roce 2006 ukazuje následující graf.

13

Regionální rady Regionů soudržnosti vznikly na základě zákona č. 137/200Sb. Rady fungují jako řídící orgán Regionálního operačního programu pro období 2007–2013, zároveň kontinuálně zabezpečují implementaci Společného regionálního operačního programu.


Graf 1:

Environmentální výdaje států EU-25 podle druhové klasifikace (rok 2006)

Kapitálové výdaje

Turecko Chorvatsko (4)

Slovinsko

Norsko (4)

Maďarsko (4)

Lotyšsko

Polsko (4)

Estonsko

Bulharsko (4)

Rumunsko (4)

Španělsko (2)

Česká republika (4)

Francie

Litva (2)

Itálie Belgie(3)

Finsko

Dánsko (4)

Nizozemí (2)

Portugalsko

Velká Británie (5)

Kypr (3)

Slovensko (4)

Švédsko

Rakousko (2)

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%

Běžné výdaje

Poznámka: (1) Německo, Řecko, Irsko, Lucembursko a Malta nejsou zahrnuty,(2) odhad pro účely této publikace, (3) 2005, (4) 2007, (5) 2004 Zdroj: Eurostat (2010)

Z grafu je zřejmé, že podíl běžných a kapitálových výdajů na ochranu životního prostředí je ve státech EU-25 různý, a i proto je zřejmé, jak je hodnocení výdajů na ochranu životního prostředí obtížné. Nicméně klasifikace výdajů na ochranu životního prostředí je pro hodnocení efektivnosti klíčová, a proto v následujícím textu budeme důsledně rozlišovat mezi: výdaji veřejného sektoru a výdaji ostatními; výdaji podle oblastí ochrany životního prostředí (klasifikace CEPA 2000) a výdaji běžnými a kapitálovými.

■

25

26


Literatura [1]

EPA, An Introductin to Environmental Accounting As a Business Management Tool: Key Concepts And Terms. EPA 742-R-95-001, 1995

[2]

Eurostat, Classification of Environmental Protection Actitivities and Expenditure (CEPA2000), [online], 2000, [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[3]

Eurostat, Classification of Environmental Protection Activities and Expenditure (CEPA 2000) with Explanatory Notes, submitted to the United Nations Expert Group on International Economic and Social Classifications – meeting of 18–20 June 2001 in New York, New York, 2001

[4]

Eurostat, Environmental Expenditure Statistics, General Government and Specialised Producers data Collection Handbook, 2007 edition, [online], 2007, [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[5]

Eurostat, Environmental Protection Expenditures, [online], data from October 2010, most recent data: Further Eurostat Information, Main Tables and Database, [cit. 2011-02-10]. Dostupný z WWW:

[6]

Eurostat, NACE, Rev. 2, Statistical Classification of Economic Activities in the European Community, [online], Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, 2008, ISBN 9789279047411, ISSN 1977-0375, [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[7]

Eurostat, SERIEE – Environmental Protection Expenditure Accounts – Compilation Guide, [online], Luxembourg, 2002, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[8]

Eurostat, SERIEE – Système européen pour le rassemblement de l’information économique sur l’environnement, Version 1994, SÉRIE 8E. Luxembourg: Office statistique des Communautés européennes, 1994


[9]

FALTICELI, F. Revision of Chapters 5 and 6 SEEA 2003: Natural Resource Use and Management Expenditure Accounts. Issue paper for the London Group, Brussels, 29 September – 30 October 2008. Rome: ISTAT, 22 July 2008

[10]

FALTICELI, F., ARDI, C. The Classification of Resource Use and Management Activities and expenditure – CRUMA, [online]. Developed by Istat consistently with CEPA2000 for the Resource Use and Management Expenditure Accounts of SERIEE. Rome: ISTAT, 2007, [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[11]

FALTICELLI, F. Natural Resource Use and Management Expenditure Accounts. Presented at the 13th London group meeting in Brussels, 2008

[12]

HÁJEK, M., RITSCHELOVÁ, I. Veřejné výdaje na ochranu životního prostředí – stimul pro regionální rozvoj. Obec a finance, 4/2004, ISSN 12136336

[13]

HAMERNÍKOVÁ, B., MAAYTOVÁ, A. Veřejné finance. 2., aktualiz. vyd., Praha: Wolters Kluwer Česká republika, 2010, 340 s., ISBN 9788073574970

[14]

HANAUER, J. Environmental Accounts, DG ESTAT Unit E5, Eurostat, 2005

[15]

ISTAT, Natural Resource Use and Management Expenditure Accounts, Revision of chapters 5 and 6 SEEA 2003, [online]. Issue paper for the London Group, Brusel, 2008, [cit. 2010-10-15]. Dostupný z WWW:

[16]

MEDVEĎ, J., NEMEC, J., ORVISKÁ, M., ZIMKOVÁ, E. Verejné financie. 1. vyd., Bratislava: SPRINT, 2005, 464 s., ISBN 8089085322.

[17]

OECD/Eurostat, Environmental Protection Expenditure and Revenue Joint Questionnaire/SERIEE Environmental Protection Expenditure Account, Conversion Guidelines, 2005

[18]

RITSCHELOVÁ, Iva. Výkladový slovník vybraných pojmů z oblasti environmentální ekonomie. Vyd. 1. Ústí nad Labem: Univerzita J. E. Purkyně v Ústí nad Labem, 2002. 206 s. ISBN 8070444169

[19]

RITSCHELOVÁ, I. Environmentální a ekonomické účetnictví. Vyd. 1., Praha: Univerzita Karlova, 2000, 199 s., ISBN 802385318X

[20]

Český statistický úřad, Roční výkaz o výdajích na ochranu životního prostředí. Příručka pro zpravodajskou jednotku s metodickými pokyny, klasifikacemi a praktickým příkladem. 2009

[21]

SEEA 1993, United Nations, Integrated Environmental and Economic Accounting, Handbook of National Accounting, Studies in Methods, Series F,

■

27

28

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost No. 61, [online], New York, 1993, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: [22]

SEEA 2003, United Nations, European Commission, International Monetary Fund, Organisation for Economic Cooperation and Development and World Bank, Integrated Environmental and Economic Accounting 2003, Handbook of National Accounting, Studies in Method, [online], Series F, No. 61, Rev. 1, (ST/ESA/STAT/SER.F/61/Rev.1), New York, 2003, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[23]

VANDILLE, G. Environmental Protection Expenditure Accounts for Belgium:1997–2002, Brussels, 2005

Sledování a vykazování výdajů na ochranu životního prostředí ve světě a v ČR

2 Sledování a vykazování výdajů na ochranu životního prostředí ve světě a v ČR Jana Soukopová, Jiří Hřebíček, Ivan Malý Sledování a vykazování výdajů na ochranu životního prostředí je pro jejich hodnocení klíčové. V současné době budování informační a znalostní společnosti se k sledování a vykazování výdajů na ochranu životního prostředí se využívá na celém světě i v ČR informačních a komunikačních technologií (ICT), kde nezastupitelnou úlohu má internet, který umožńuje on-line přístup jeho uživatelům dvacet čtyři hodin denně a sedm dní v týdnu. Proto se využívá internetu jak pro sběr výkazů, tak i pro poskytování agregovaných údajů z těchto výkazů. Poskytovateli výkazu obvykle stačí se napojit pomocí internetového prohlížeče (MS Internet Explorer, Mozila Firefox, Opera apod.) na příslušnou webovou adresu, kde je nainstalovaný program, který mu umožní elektronicky vyplnit požadované výdaje do příslušného výkazu. Další možnost je, že poskytovatel si stáhne speciální program, který nainstaluje na svém počítači a použije k naplnění výkazu. Tento program pak vygeneruje soubor, který se zašle prostřednictvím internetu příslušné instituci, které má poskytovatel povinnost daný výkaz předat. Výdaje na ochranu životního prostředí je možno rovněž sledovat na internetu. Je to podporováno v legislativě Evropské unie a tedy i v ČR. Podrobněji to bude rozvedeno v následujících odstavcích této kapitoly.

2.1 Sledování a vykazování výdajů na ochranu životního prostředí ve světě Ve světě jsou výdaje na ochranu životního prostředí sledovány prostřednictvím Statistického úřadu Evropského společenství (Eurostat) společně s OECD, a to jako výdaje na ochranu životního prostředí a veřejné výdaje na ochranu životního prostředí, přičemž jsou sledovány tři sektory: veřejný sektor, specializovaní výrobci soukromého a veřejného sektoru a sektor průmyslu.

■

29

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost V roce 2006 výdaje na ochranu životního prostředí v EU-25 v těchto třech sektorech dosáhly výše 1,8 % HDP. Výdaje veřejného sektoru se pohybovaly okolo 0,5 % HDP, viz následující graf. Graf 2:

Environmentální výdaje veřejného sektoru států EU-25 v roce 2006 jako % HDP

1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 EU-25 (2) Nizozemí (3) Dánsko (4) Itálie Lotyšsko Belgie (5) Slovinsko Rumunsko (4) Bulharsko (4) Velká Británie (5) Rakousko (3) Portugalsko Polsko (4) Finsko Česká rebublika (4) Francie Španělsko (3) Kypr (5) Švédsko Maďarsko (4) Slovensko (4) Estonsko Litva (3) Norsko (4) Turecko Chorvatsko (3)

0,0

Poznámka: (1) Německo, Řecko, Irsko, Lucembursko a Malta nejsou zahrnuty, (2) odhad pro účely této publikace, (3) 2005, (4) 2007, (5) 2004 Zdroj: Zdroj: Eurostat (2010) Graf 3:

Environmentální výdaje veřejného sektoru států EU-25 v roce 2006 podle CEPA 2000 (podíl na celkových environmentálních výdajích)

100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Slovensko Česká republika (2) Bulharsko (2) Lotyšsko Estonsko Polsko (2) Belgie (3) Litva (4) Nizozemí (4) Slovinsko Portugalsko Velká Británie (3) Rumunsko (2) Maďarsko (2) Dánsko (2) Švédsko Rakousko (4) Itálie Finsko Kypr (3) Francie Španělsko (4) Norsko Turecko Chorvatsko (2)

30

Odpady

Ochrana vod

Biodiverzita

Ovzduší

Půda a podzemní voda

Hluk

Ostatní

Poznámka: (1) Německo, Řecko, Irsko, Lucembursko a Malta nejsou zahrnuty, (2) 2007, (3) 2004, (4) 2005 Zdroj: Zdroj: Eurostat (2010)


V letech 2001–2006 byla v EU-25 většina environmentálních výdajů veřejného sektoru alokována do oblasti nakládání s odpady, zatímco environmentální výdaje soukromého sektoru a specializovaných výrobců byly zaměřeny na odpady a odpadní vody. Průmyslové výdaje většiny evropských zemí byly rovnoměrně alokovány mezi všechny oblasti životního prostředí, viz graf 3. Eurostat mnoho let shromažďuje údaje o znečištění ovzduší, energetice, spotřebě vody, odpadních vodách, tuhých odpadech a jejich řízení, včetně údajů o životním prostředí hospodářské povahy, jako jsou výdaje na životní prostředí. Členské státy EU mají za povinnost tyto údaje Eurostatu poskytovat. Vazby mezi všemi těmito údaji umožňují tvůrcům politiky životního prostředí, aby zvážili environmentální dopady ekonomické činnosti (spotřeba zdrojů, znečištění ovzduší nebo vody, produkce odpadů), a posoudili tak akce (investice, technologie, výdaje) prováděné k omezení příčin a rizik znečištění. Eurostat pracuje na systematizaci shromažďování statistiky životního prostředí o činnostech všech hospodářských odvětví v rámci EU. Tyto statistiky slouží k posouzení účinnosti nových předpisů a politik. Druhé použití těchto statistik je pro analýzu vazeb mezi tlaky na životní prostředí a strukturou ekonomiky. K údajům Eurostatu existuje volný přístup prostřednictvím internetových stránek Eurostatu, které lze nalézt na adrese http://ec.europa.eu/eurostat, přičemž existují dva hlavní zdroje pro získávání dat: data ve formě standardizovaných tabulek nebo prostřednictvím uživatelsky definovaných extraktů z databází.14 Kromě toho Eurostat na svých internetových stránkách uvádí řadu doplňujících informací ve formě publikací (v PDF formátu).

2.2 Sledování výdajů na ochranu životního prostředí v ČR V České republice se výdaje veřejných rozpočtů systematicky sledují od roku 1997. Veřejné výdaje však byly v částečné míře sledovány i dříve. V částečné míře proto, že na počátku 90. let neměla ČR takovou rozpočtovou skladbu, ze které by bylo možné sledovat a eliminovat výdaje na ochranu životního prostředí. Výdaje státního rozpočtu na ochranu životního prostředí byly proto stanoveny prostým součtem výdajů na konkrétní programy týkající se životního prostředí. Po poměrně snadném zjištění výdajů Státního fondu životního prostředí ČR (SFŽP) a Fondu národního majetku ČR (FNM) zbývaly výdaje místních rozpočtů, u kterých bylo možné využít

14

Na adrese http://ec.europa.eu/eurostat jsou odkazy na obě tyto domovské stránky Eurostatu.

■

31

32

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost tehdy platnou rozpočtovou skladbu, tzn. výdaje kapitoly 702 – Vodní hospodářství a životní prostředí. Od roku 1997 je pro všechny veřejné rozpočty (kromě FNM ČR) závazná jednotná metodika vykazování. V České republice sledují výdaje na ochranu životního prostředí dvě instituce Český statistický úřad (ČSÚ) prostřednictvím výběrového šetření a Ministerstvo financí (MF) ČR nejprve v letech 1994 až 2009 prostřednictvím automatizovaného rozpočtového informačního systému (ARIS) a od roku 2010 prostřednictvím Centrálního systému účetních informací státu (CSÚIS) a informačního systému ÚFIS15, který je součástí účetní reformy veřejných financí prováděnou Ministerstvem financí ČR. CSÚIS je implementován jako součást projektu Integrovaného informačního systému státní pokladny (IISSP), jehož provoz byl zahájen k 1. 1. 2010. V důsledku této skutečnosti byl rozhodnutím ministra financí ukončen provoz informačního systému ARIS k 30. 6. 2010. Na webových stránkách ARISweb16 bude však nadále zajištěn přístup k informacím uloženým v databázi ARIS, a to ve stejném rozsahu v časové řadě za účetní období let 2001 až 2009.

2.2.1

Český statistický úřad

Český statistický úřad zjišťuje výdaje výběrovým šetřením u svých zpravodajských jednotek na základě Ročního výkazu o výdajích na ochranu životního prostředí (ŽP 1-01). Ve svých šetřeních pomocí výkazu ŽP 1-01 ČSÚ sleduje výdaje ve struktuře uvedené v tabulce 2, a to podle jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000 a celkem. Podle informací ČSÚ jsou oslovovány vybrané ekonomické subjekty s převažující činností zemědělskou, průmyslovou a dalších vybraných odvětví17 s počtem zaměstnanců 50 a více, dále subjekty s činností odstraňování odpadních vod, pevného odpadu, čištění města bez ohledu na počet zaměstnanců, obce s počtem obyvatel 500 a více, rozpočtové organizace, organizační složky státu a státní fondy, kdy mezi oslovené fondy patří Státní fond životního prostředí ČR, Fond národního majetku ČR, Pozemkový fond, Podpůrný garanční rolnický a lesnický fond a Správa železniční dopravní cesty.18

15 16

17

18

http://wwwinfo.mfcr.cz/ufis/ http://wwwinfo.mfcr.cz/aris/ Jedná se zejména o zejména údaje účetních a finančních výkazů a jejich sumářů podle definovaného schématu. Pro veřejnost jsou zpřístupněny informace v roční periodicitě let 2001 až 2009. Jedná se o odvětví CZ-NACE 01, 02, 03, 05–22, 35, 36, 49, 51, 52 a 58 (Statistická ročenka ŽP ČR 2009). ČSÚ, Roční výkaz ŽP 1-01, 2009


Tabulka 2: Data, která jsou sledována ve výkazu ŽP 1- 01 Oblasti ochrany ŽP podle CEPA 2000 Celkem


Nakládání s odpad. vodami


…..

Výdaje a zdroje financování dlouhodobého hmotného majetku (DHM) (včetně pozemků) na ochranu životního prostředí (v tis. Kč) Výdaje na pořízení DHM (včetně pozemků) na ochranu životního prostředí celkem v na odstranění znečištění tom k prevenci vzniku znečištění Zdroje financování celkem vlastní zdroje rozpočtové prostředky granty a dotace - z veřejných rozpočtů v - ze zahraničí tom - ostatní úvěry, půjčky a finanční výpomoci emise cenných papírů, bezúplatné převody, nepeněžní vklady, delimitace apod. Neinvestiční náklady, poplatky a odvody v oblasti ochrany životního prostředí (v tis. Kč.) Vnitřní neinvestiční náklady (bez odpisů) mzdové náklady spotřeba materiálu a energie v opravy a udržování tom ostatní náklady spojené s ochranou životního prostředí výzkum a vývoj Vnější neinvestiční náklady Neinvestiční náklady celkem Poplatky a odvody v oblasti životního prostředí Ekonomický přínos aktivit na ochranu životního prostředí (v tis. Kč) Tržby z prodeje služeb na ochranu ŽP Tržby z prodeje vedlejších produktů Úspory z opětovného využití vedlejších produktů Výdaje na pořízení DHM (včetně pozemků) na ochranu životního prostředí podle území Zdroj: ČSÚ (2009)

Údaje o výdajích na ochranu životního prostředí zjišťuje ČSÚ od roku 1986. Vývoj tohoto zjišťování je možné rozdělit (z metodologického hlediska) do šesti období: I.

Statistické zjišťování v letech 1986–1995 V tomto období byla sledována data o environmentálních investicích, kdy byly sledovány dva druhy investic. Prvním typem byly investice a investiční majetek na ochranu životního prostředí, druhým typem dat byly

■

33

34

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost údaje o jmenovitých stavbách.19 Tato data byla zjišťována v rámci statistiky investic a investičního majetku. II. Statistické zjišťování v letech 1996–2001 Hlavním předmětem změn v tomto období byla změna klasifikace programového zaměření a klasifikace finančních zdrojů tak, aby byla plně srovnatelná s CEPA 1994 (Klasifikace aktivit na ochranu životního prostředí Evropské unie). Statistické zjišťování investic na jmenovité stavby bylo zrušeno v roce 1997. III. Statistické zjišťování v roce 2002 Změny od roku 2002 byly způsobeny změnou klasifikace programového zaměření a klasifikace finančních zdrojů. Tyto změny byly provedeny z důvodu zachování kompatibility s CEPA 2000. IV. Statistické zjišťování v letech 2003–2005 Účelem nového statistického zjišťování bylo dle Krumpové (2006) získat informace o zdrojích financování dlouhodobého hmotného majetku na ochranu životního prostředí, o neinvestičních nákladech na ochranu životního prostředí a o ekonomických přínosech z aktivit na ochranu životního prostředí. Do roku 2006 byly údaje o výdajích soukromého a veřejného sektoru zjišťovány odděleně pomocí výkazů P 5-01 pro soukromý sektor a výkazu VI 1-01 pro veřejný sektor. V. Statistické zjišťování v letech 2006–2007 Od roku 2006 došlo ke sjednocení výkazů a oba sektory jsou obesílány stejným výkazem ŽP 1-01 (viz příloha č. 4). VI. Statistické zjišťování od roku 2008 Od roku 2008 byla klasifikace podniků podle odvětvové klasifikace ekonomických činností (OKEČ) nahrazena novou klasifikací podle CZNACE. Údaje ze zjišťování jsou využívány při posuzování vývoje výdajů na ochranu životního prostředí z hlediska jejich územního rozmístění a odvětvového zaměření. V neposlední řadě jsou také významné pro poskytování informací institucím EU (dle Nařízení Rady č. 58/97 ze dne 20. 12. 1996) a ostatním mezinárodním organizacím. Jako nedostatek údajů z ČSÚ vidíme to, že výběrové šetření ČSÚ nepostihuje úplně malé obce (obce pod 500 obyvatel).

2.2.2

Ministerstvo financí

Ministerstvo financí sledovalo běžné a kapitálové výdaje organizačních složek státu, kapitol státního rozpočtu, státních příspěvkových organizací, státních fondů,

19

Jmenovité stavby na ochranu životního prostředí byly stavby, jejichž hodnota byla vyšší než 5 milionů korun nebo byly financovány ze státního rozpočtu.


územních samosprávných celků (ÚSC) a jimi zřizovaných příspěvkových organizací v České republice prostřednictvím informačního systému ARIS, který však je od roku 2010 nahrazen Integrovaným informačním systém státní pokladny, který je součástí Informačních systémů státní správy (ISVS) podle zákona č. 365/2000 Sb., o informačních systémech veřejné správy a o změně některých dalších zákonů, ve znění pozdějších předpisů (zákon o ISVS), který stanovil práva a povinnosti, které souvisejí s vytvářením, užíváním, provozem a rozvojem ISVS. Původní systém ARIS byl vybudován na základě Opatření MF ČR č. j. 283/1381/1993 (ve znění pozdějších doplňků) podle § 10 odst. 4 zákona České národní rady č. 576/1990 Sb., o pravidlech hospodaření s rozpočtovými prostředky České republiky a obcí v České republice ve znění zákona České národní rady č. 10/1993 Sb. Od roku 2001 se řídil vyhláškou č. 16/2001 Sb., o způsobu, termínech a rozsahu údajů předkládaných pro hodnocení plnění státního rozpočtu, rozpočtu státních fondů a rozpočtů územních samosprávných celků, ve znění pozdějších předpisů, zákonem o státním rozpočtu ČR na příslušný rozpočtový rok, vyhláškou č. 55/2002 Sb., kterou se provádějí některá ustanovení zákona č. 563/1991 Sb., o účetnictví, ve znění pozdějších předpisů, pro účetní jednotky, které jsou územními samosprávnými celky, příspěvkovými organizacemi, státními fondy a organizačními složkami státu a vyhláškou č. 323/2002 Sb., o rozpočtové skladbě, ve znění pozdějších předpisů. Údaje ze systému ARIS bylo možné sledovat prostřednictvím veřejně přístupného webového informačního systému ARISweb. V rámci projektu Integrovaného informačního systému státní pokladny (IISSP) byl k 1. 1. 2010 zahájen provoz Centrálního systému účetních informací státu (CSÚIS), který vytváří datovou základnu účetních záznamů a finančních údajů předkládaných povinnými účetními jednotkami pro potřeby státu podle vyhlášky č. 383/2009 Sb. (technická vyhláška o účetních záznamech). Roční údaje vybraných účetních záznamů a finančních údajů z CSÚIS je možno podobně jako tomu je v systému ARISweb zobrazit pomocí webového prezentačního systému ÚFIS20, jehož aplikace zprostředkovávají uživatelům jejich zobrazení ve tvaru odpovídajících příloh vyhlášek č. 410/2009 Sb. a č. 449/2009 Sb., ve znění pozdějších předpisů. Informace dostupné prostřednictvím aplikací systému ÚFIS lze rozdělit do následujících skupin: a) výkazy povinných účetních jednotek; b) sumáře výkazů a c) vybrané fakultativní výstupy.

20

http://wwwinfo.mfcr.cz/ufis/

■

35

36

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Obrázek 1: Webová stránka prezentačního systému UFIS.

Zdroj: http://wwwinfo.mfcr.cz/ufis/

Výkazy povinných účetních jednotek Roční údaje vybraných účetních a finančních záznamů jsou v systému ÚFIS zobrazovány ve tvaru následujících účetních a finančních výkazů: rozvaha; výkaz zisku a ztráty; příloha (bez textových částí); přehled o peněžních tocích; přehled o změnách vlastního kapitálu; Výkaz pro hodnocení plnění rozpočtu správců kapitol, organizačních složek státu a státních fondů – Fin 2-04 U (část I. až IX.); •

Výkaz pro hodnocení plnění rozpočtu územních samosprávných celků, dobrovolných svazků obcí a regionálních rad – Fin 2-12 M (část I. až X.).

Sumáře výkazů Sumáře finančních výkazů jsou zobrazovány systémem ÚFIS podle definovaných agregací. Vybrané fakultativní výstupy


Jedná se o standardní sestavy dostupné v aplikaci „Přehled plnění veřejných rozpočtů“ a sestavy „Plnění závazných ukazatelů státního rozpočtu jednotlivých kapitol“ v aplikaci „Prezentace údajů kapitol SR“. Logika aplikací ÚFIS vychází z původního webového prezentačního systému ARISweb. V systému UFIS se obecně řídí přístup k datovým zdrojům podle úrovně řízení jednotlivých subjektů, které se člení na: ústředně řízené organizace (ÚŘO), kterými jsou OSS a státní příspěvkové organizace; územně (místně) řízené organizace (MŘO), kterými jsou územně samosprávné celky všech úrovní, regionální rady regionů soudržnosti a příspěvkové organizace, jejich ž zřizovateli jsou obce či kraje; státní fondy. Informace o povinných účetních jednotkách nalezne uživatel v registru RARIS21. Registr organizací RARIS vznikl pro potřebu řízení zpracování dat v Automatizovaném rozpočtovém informačním systému ARIS. Registr poskytuje informace o stavu sledovaných identifikátorů a klasifikátorů platných v daném roce i celkový přehled o jejich vývoji v sledovaných letech. Registr poskytuje informace o stavu sledovaných identifikátorů a klasifikátorů platných v daném roce i celkový přehled o jejich vývoji v sledovaných letech. Jeho aktualizace probíhala podle ustanovení vyhlášky Ministerstva financí č. 16/2001 Sb. ze dne 22. prosince 2000. Nyní je registr používán i v systému ÚFIS jako zdroj informací o povinných účetních jednotkách. Jeho aktualizace probíhá v měsíční periodicitě na základě převzatých údajů ze systému CSÚIS. Základními klasifikacemi a číselníky používanými v aplikacích ÚFIS jsou: rozpočtová skladba – gestor MF, stanovena vyhláškou č. 323/2002 Sb., o rozpočtové skladbě, ve znění pozdějších předpisů; klasifikace územních statistických jednotek (CZ-NUTS) – gestor ČSÚ, navazuje na klasifikaci NUTS EU22 a číselník účelových znaků – gestor MF, informace na www.mfcr.cz. Výdaje na ochranu životního prostředí jsou sledovány na základě výkazu pro hodnocení plnění rozpočtů územních samosprávných celků a dobrovolných svazků obcí, kdy jsou sledovány výdaje v rámci schváleného rozpočtu, rozpočtu po změnách, výsledek od počátku roku a plnění rozpočtu v %. Výdaje jsou sledovány

21 22

http://wwwinfo.mfcr.cz/ufisreg/ Aktualizace klasifikace CZ-NUTS byla provedena k 1. květnu sdělením ĆSÚ č. 228/2004 Sb. ze dne 14. dubna 2004 a zveřejněna v částce 74/2004 Sb. Podrobnější informace na www.czso.cz.

■

37

38

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost podle aktuální rozpočtové skladby,23 kdy zvlášť jsou sledovány běžné a zvlášť kapitálové výdaje. Podle rozpočtové skladby jsou výdaje dále tříděny z hlediska odpovědnostního, druhového, odvětvového a konsolidačního. Výdaje na ochranu životního prostředí jsou sledovány podle odvětvového členění rozpočtové skladby a dále podle druhového třídění rozpočtové skladby. Při třídění výdajů z hlediska druhového jsou jednotkami třídění: a) b) c) d)

rozpočtové třídy; seskupení rozpočtových položek; podseskupení rozpočtových položek a rozpočtové položky.

V případě třídění z hlediska odvětvového se dělí příjmy a výdaje dále podle jednotlivých: a) b) c) d)

rozpočtových skupin; rozpočtových oddílů; rozpočtových pododdílů a rozpočtových paragrafů.

Výdaje na ochranu životního prostředí jsou v obou případech sledovány podle mezinárodní klasifikace CEPA 2000 (viz výše) a to z hlediska odvětvového třídění v rámci oddílu 37 – Ochrana životního prostředí, který je dále rozdělen na pododdíly: 371 – Ochrana ovzduší a klimatu; 372 – Nakládání s odpady; 373 – Ochrana a sanace půdy a podzemní vody; 374 – Ochrana přírody a krajiny; 375 – Omezování hluku a vibrací; 376 – Správa v ochraně životního; prostředí; 377 – Ochrana proti záření; 378 – Výzkum životního prostředí a 379 – Ostatní činnosti v životním prostředí. Rozpočtová skladba však v rámci oddílu 37 klasifikaci CEPA 2000 zcela nedodržuje. Z uvedených pododdílů je zřejmé, že v oddílu 37 chybí pododdíl ochrana vod. Ten je v rozpočtové skladbě součástí oddílu 23 – Vodní hospodářství. Sledované výdaje na ochranu vod jsou pak výdaje pododdílu 232 – Odvádění a čištění odpadních vod (rozpočtové paragrafy 2321, 2322) a pododdílu 233 – Vodní toky a vodohospodářská díla (rozpočtový paragraf 2333).

23

Základním klasifikačním standardem peněžních operací veřejných rozpočtů je rozpočtová skladba stanovená vyhláškou č. 323/2002 Sb., ve znění pozdějších předpisů.


To však není jediná nekonzistence s klasifikací CEPA 2000. K rozpočtové skladbě a environmentálním výdajům je třeba dodat, že kromě paragrafů rozpočtové skladby v rámci oddílu 37 a výše zmíněných paragrafů lze v souvislosti s výdaji na ochranu a tvorbu životního prostředí nalézt výdaje zařazené do oddílu 10 – Zemědělství, lesní hospodářství a rybolov a 21 – Průmysl, stavebnictví, obchod a služby. Jedná se o rozpočtové paragrafy 1037 - Celospolečenská funkce lesů a 2334 – Revitalizace říčních systémů, které Ministerstvo životního prostředí ČR zahrnuje k výdajům pododdílu 374 – Ochrana přírody a krajiny. Dále je to rozpočtový paragraf 2115 – Programy zateplování a úspor energie, který je přidáván k rozpočtovým paragrafům pododdílu 371 – Ochrana ovzduší a klimatu, rozpočtový paragraf 2122 – Sběr a zpracování druhotných surovin, který je při analýzách přidáván k pododdílu 372 – Nakládání s odpady a rozpočtový paragraf 2342 – Protiporézní ochrana, který je přidáván k pododdílu 373 – Ochrana a sanace půdy a podzemní vody, viz tabulka 3.

2.3 Vykazování výdajů na ochranu životního prostředí Výdaje na ochranu životního prostředí jsou vykazovány v řadě publikací. Jedná se především o publikace ČSÚ, mezi které patří Statistická ročenka ČR, ve které jsou publikovány investiční i neinvestiční environmentální výdaje mimo jiné i v členění podle krajů, Statistické ročenky krajů (Krajské ročenky) a publikace s názvem Výdaje na ochranu životního prostředí v ČR. Dále publikace vydávané Ministerstvem životního prostředí ČR a Českou informační agenturou životního prostředí (CENIA), mezi které patří Statistická ročenka životního prostředí ČR vydávaná každoročně ČSÚ společně s Ministerstvem životního prostředí. Statistická ročenka životního prostředí ČR od roku 2008 existuje pouze v elektronické podobě a je přístupná na webu CENIA24 společně se Zprávami o stavu životního prostředí ČR, zprávami o Stavu životního prostředí v jednotlivých krajích ČR a jinými odbornými publikacemi vydávanými Ministerstvem životního prostředí ČR nebo CENIA.

2.3.1

Vykazování dat o výdajích na ochranu životního prostředí a klasifikace CEPA 2000

I když rozpočtová skladba umožňuje členění výdajů podle klasifikace CEPA 2000, Ministerstvo životního prostředí ČR třídí výdaje v rámci analýz do tříd, které s klasifikací CEPA zcela konzistentní nejsou.25

24 25

http://www.cenia.cz/__C12571B20041E945.nsf/$pid/CENMSFVH9QDN Například Statistická ročenka životního prostředí České republiky 2007, 2008, 2009.

■

39

40

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Jedná se o následující třídy (oblasti): 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10.

ochrana vody; ochrana ovzduší; nakládání s odpady; ochrana půdy a podzemní vody; ochrana biodiverzity a krajiny; redukce působení fyzikálních faktorů; správa v ochraně životního prostředí; výzkum životního prostředí; ostatní činnosti v životním prostředí a nejmenované paragrafy oddílu 37.

Paragrafy odvětvového členění rozpočtové skladby, řazené do těchto tříd, jsou ukázány v tabulce 4. Z porovnání tabulek 3 a 4, tedy výdajů tak, jak je vykazuje Český statistický úřad (tabulka 3) a Ministerstvo životního prostředí ČR (tabulka 4), je zřejmé, že v uplatňování klasifikace CEPA 20 00 existují mezi Ministerstvem životního prostředí a Českým statistickým úřadem drobné rozdíly. Z pohledu uplatňování klasifikace CEPA 2000 je však nutné říci, že rozdíly ve využití metodiky CEPA 2000 jsou i ve světě a v Evropské unii zcela běžné. Už v metodice OECD/Eurostatu (2005: 19) jsou zdůrazňovány rozdíly v jednotlivých položkách, ale i jiné rozdíly při sledování dat podle metodiky CEPA 2000 v jednotlivých zemích. Jde především o položku ostatní, kam některé země zahrnují jiné oblasti, a tedy sledují oblastí méně než devět, nebo je někdy nesledují vůbec (Bakoš, Kaplanová, Soukopová, 2009). V publikacích Českého statistického úřadu je klasifikace CEPA 2000 uplatňována v nezměněné podobě.

2.3.2

Porovnání dat vykazovaných MŽP ČR a ČSÚ

Pokud se však zaměříme na srovnání konkrétní výše výdajů na životní prostředí sledovaných Ministerstvem životního prostředí ČR (údaje Ministerstva financí ze systému ARIS a nyní v ÚFIS) a Českým statistickým úřadem, narazíme na rozdíly nejen v klasifikaci podle CEPA 2000, ale především ve výši veřejných environmentálních výdajů. Při podrobnějším porovnání dat z ČSÚ a systému ARIS (i ÚFIS) lze konstatovat, že ve většině případů vykazují data z veřejných rozpočtů evidovaných v systému ARIS (ÚFIS) nižší hodnoty než data ČSÚ (viz tabulka 5 a 6), a to několikanásobně. U celkových výdajů jsou rozdíly až pětinásobné (např. Ústecký kraj). Tato chyba je dle našeho názoru způsobena buď statistickou chybou způsobenou dopočítáváním dat, nebo byly v případě Českého statistického úřadu do výdajů v rámci oblastí zahrnuty nejen veřejné výdaje, ale i soukromé investice.


Tabulka 3: Odvětvové členění aktuální rozpočtové skladby podle CEPA 2000 Oblast ochrany ŽP

1. Ochrana ovzduší a klimatu

2. Ochrana vody

3. Nakládání s odpady

4. Ochrana a sanace půdy a podzemní vody

5. Omezování hluku a vibrací

6. Ochrana přírody a krajiny

7. Ochrana proti záření 8. Věda a výzkum ŽP

9. Ostatní činnosti v ekologii

Zdroj: autoři

Popis činností Programy zateplování a úspor energie Odstraňování tuhých emisí Odstraňování plynných emisí Změny technologií vytápění Opatření ke snižování produkce skleníkových plynů Změny výrob. technologií za účelem odstranění emisí Monitoring ochrany ovzduší Ostatní činnosti k ochraně ovzduší j. n. Odvádění a čištění odpad. vod, kaly Prevence znečišťování vody Odvádění a čištění odpad. vod j. n. Úpravy drobných vodních toků Sběr a zpracování druhotných surovin Sběr a svoz nebezpečných odpadů Sběr a svoz komunálních odpadů Sběr a svoz ostatních odpadů Využívání a zneškodňování nebezpečných odpadů Využívání a zneškodňování komun. odpadů Využívání a zneškodňování ostatních odpadů Prevence vzniku odpadů Monitoring nakládání s odpady Ostatní nakládání s odpady j. n. Pritiporézní ochrana Ochrana půdy a podzemní vody proti znečištění infiltrací Dekontaminace půd a čištění spodní vody Monitoring půdy a podzemní vody Předcházení a sanace zasolení půd Ostatní ochrana půdy a spodní vody j. n. Konstrukce a uplatnění protihlukových zařízení Monitoring k zajišťování úrovně fyzikálních faktorů Ostatní činnosti k redukci fyzikálních vlivů Celospolečenské funkce lesů Revitalizace říčních systémů Ochrana druhů a stanovišť Chráněné části přírody Rekultivace půdy v důsledku těžební a důlní činnosti Protierozní, protilavinová a protipožární ochrana Péče o vzhled obcí a veřejnou zeleň Ostatní čin. k ochraně přírody a krajiny j. n. Protiradonová opatření Přeprava a nakládání s vysoce radioaktivním odpadem Monitoring k zajišťování úrovně radioaktivního záření Ostatní činnosti k ochraně záření Výzkum životního prostředí Ústřední státní správa v ochraně životního prostředí Ostatní orgány státní správy v ochraně životního prostředí Ostatní správa v ekologii Mezinárodní spolupráce v životním prostředí Ekologická výchova a osvěta Ekologie v dopravě Ostatní ekologické záležitosti

Paragraf 2115 3711 3712 3713 3714 3715 3716 3719 2321 2322 2329 2333 2122 3721 3722 3723 3724 3725 3726 3727 3728 3729 2342 3731 3732 3733 3734 3739 3751 3753 3759 1037 2334 3741 3742 3743 3744 3745 3749 3771 3772 3773 3779 3780 3761 3762 3769 3791 3792 3793 3799

■

41

42

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Tabulka 4: Odvětvové členění aktuální rozpočtové skladby v členění podle MŽP ČR Oblast ochrany ŽP

Popis činností Odvádění a čištění odpad. vod, kaly Prevence znečišťování vody Ochrana vody Odvádění a čištění odpad. vod j. n. Úpravy drobných vodních toků Programy zateplování a úspor energie Odstraňování tuhých emisí Odstraňování plynných emisí Změny technologií vytápění Ochrana ovzduší Opatření ke snižování produkce skleníkových plynů Změny výrob. technologií za účelem odstranění emisí Monitoring ochrany ovzduší Ostatní činnosti k ochraně ovzduší j. n. Sběr a zpracování druhotných surovin Sběr a svoz nebezpečných odpadů Sběr a svoz komunálních odpadů Sběr a svoz ostatních odpadů Využívání a zneškodňování nebezpečných odpadů Nakládání s odpady Využívání a zneškodňování komunálních odpadů Využívání a zneškodňování ostatních odpadů Prevence vzniku odpadů Monitoring nakládání s odpady Ostatní nakládání s odpady j. n. Pritiporézní ochrana Ochrana půdy a podzemní vody proti znečištění infiltrací Ochrana půdy a Dekontaminace půd a čištění spodní vody podzemní vody Monitoring půdy a podzemní vody Předcházení a sanace zasolení půd Ostatní ochrana půdy a spodní vody j. n. Celospolečenské funkce lesů Revitalizace říčních systémů Ochrana druhů a stanovišť Ochrana biodiverzity Chráněné části přírody a krajiny Rekultivace půdy v důsledku těžební a důlní činnosti Protierozní, protilavinová a protipožární ochrana Péče o vzhled obcí a veřejnou zeleň Ostatní čin. k ochraně přírody a krajiny j. n. Konstrukce a uplatnění protihlukových zařízení Monitoring k zajišťování úrovně fyzikálních faktorů Redukce působení Ostatní činnosti k redukci fyzikálních vlivů fyzikálních faktorů Protiradonová opatření Přeprava a nakládání s vysoce radioaktivním odpadem Monitoring k zajišťování úrovně radioaktivního záření Ústřední státní správa v ochraně životního prostředí Správa v ochraně Ostatní orgány státní správy v ochraně životního prostředí životního prostředí Ostatní správa v ekologii Výzkum životního prostředí Mezinárodní spolupráce v životním prostředí Ostatní činnosti Ekologická výchova a osvěta v ekologii Ekologické programy v dopravě Ekologické záležitosti a programy j. n. Nejmenované paragrafy oddílu 37 Zdroj: autoři

Paragraf 2321 2322 2329 2333 2115 3711 3712 3713 3714 3715 3716 3719 2122 3721 3722 3723 3724 3725 3726 3727 3728 3729 2342 3731 3732 3733 3734 3739 1037 2334 3741 3742 3743 3744 3745 3749 3751 3753 3759 3771 3772 3773 3761 3762 3769 3780 3791 3792 3793 3799

Tabulka 5:

Srovnání dat MF ČR a ČSÚ podle vybraných oblastí ochrany ŽP podle krajů za rok 2007

Zdroj: ČSÚ a MF ČR

Tabulka 6:

Zdroj: ČSÚ a MF ČR

Srovnání dat MF ČR a ČSÚ podle vybraných oblastí ochrany ŽP podle krajů za rok 2008

Sledování a vykazování výdjajů na ochranu životního prostředí ve světě a v ČR ■ 45

Zajímavá je také situace v oblasti Nakládání s odpadními vodami, které jsou v případě kapitálových výdajů sledovaných prostřednictvím systému ARIS Ministerstva financí ČR u většiny krajů vyšší než v případě dat z ČSÚ, a to jak v roce 2007 (tabulka 5), tak i v roce 2008 (tabulka 6). Lze se domnívat, že v tomto případě je důvodem výstavba čistíren odpadních vod v obcích majících méně než 500 obyvatel, u kterých ČSÚ výdaje nesleduje. Další možností je, že rozdíl vznikl statistickou chybou při statistickém dopočítávání výdajů. Na základě provedeného srovnání se domníváme, že z pohledu podrobné analýzy environmentálních výdajů obcí lze považovat za relevantnější data Ministerstva financí ze systému ARIS. To především proto, že tento systém obsahuje nejen data obcí větších než 500 obyvatel a data jsou v tomto ohledu úplná (více viz Bakoš, Kaplanová, Soukopová, 2009). Navíc i někteří statistici ČSÚ jako Krumpová (2006) upozorňují na fakt, že „výdaje na ochranu životního prostředí jsou z hlediska statistiky nepravidelným jevem a není možné předem stanovit, které ze zpravodajských jednotek investici na ochranu životního prostředí realizovaly“. Z těchto důvodů se dále zaměřujeme pouze na analýzu dat z Ministerstva financí ČR ze systému ARIS. Pro členění dat dle jednotlivých oblastí pak budeme používat členění Ministerstva životního prostředí, byť klasifikaci CEPA 2000 částečně zjednodušuje. Je zřejmé, že údaje z nově zavedeného systému IISSP bude nutno ještě ověřit. Tento systém však zatím není volně přístupný a není možné z něj data získat.

46


Literatura [1]

BAKOŠ, E., KAPLANOVÁ, B., SOUKOPOVÁ, J. Porovnání vykazovaných environmentálních dat se zaměřením na úroveň municipalit. In Účetnictví a reporting udržitelného rozvoje na mikroekonomické a makroekonomické úrovni. Praha: Linde nakladatelství Praha, 2009, s. 79–85, ISBN 978808613182-5

[2]

Český statistický úřad, Roční výkaz o výdajích na ochranu životního prostředí. Příručka pro zpravodajskou jednotku s metodickými pokyny, klasifikacemi a praktickým příkladem. 2009

[3]


[4]


[5]


[6]

Eurostat, Environmental Expenditure Statistics, General Government and Specialised Producers Data Collection Handbook – Methodologies and Working Papers, Luxembourg: 2007 edition, 2007, ISBN 9789279047329, ISSN 1977-0375

[7]

Eurostat, Environmental Statistics and Accounts in Europe, [online], Luxembourg: Publications Office of the European Union, 2010, ISBN 9789279157011, [cit. 2010-10-15]. Dostupný z WWW:

[8]


Sledování a vykazování výdjajů na ochranu životního prostředí ve světě a v ČR ■ 47

[9]

Eurostat, SERIEE – Système européen pour le rassemblement de l’information économique sur l’environnement, Version 1994, SÉRIE 8E. Luxembourg: Office statistique des Communautés européennes, 1994

[10]

Informační systém ARIS,

[11]

Informační systém ÚFIS (Systém účetních a finančních informací státu (ÚFIS) z Centrálního systému účetních informací státu), [online]. Dostupný z WWW:

[12]

ISTAT, Natural Resource Use and Management Expenditure Accounts, Revision of chapters 5 and 6 SEEA 2003. Issue paper for the London Group, [online], Brusel, 2008 [cit. 2010-10-15]. Dostupný z WWW:

[13]

KINŠT, J., PAROUBEK, J. Rozpočtová skladba v roce 2009 a praktické příklady: publikace pro pracovníky orgánů státní správy, obcí, krajů a jejich organizačních složek. 2. vyd., Olomouc: Anag, 2008, 245 s., ISBN 9788072634866

[14]

KINŠT, J., PAROUBEK, J. Rozpočtová skladba v roce 2010 a praktické příklady: publikace pro pracovníky orgánů státní správy, obcí, krajů a jejich organizačních složek. 3. vyd., Olomouc: Anag, 2009, ISBN 9788072635566

[15]

KRUMPOVÁ, E. Výdaje na ochranu životního prostředí v ČR – sběr dat. Statistika, 3/2006, s. 229–239, ISSN 0322-788x

[16]

LORENC, J. KAŠPÁRKOVÁ, J. Rozpočtová skladba 2010 pro územní samosprávné celky. Polešovice: M Lordy, 2010, 325 s., ISBN 9788025467763

[17]

OECD/Eurostat, Environmental Protection Expenditure and Revenue Joint Questionnaire/SERIEE Environmental Protection Expenditure Account, Conversion Guidelines, [online], Luxemburg: European Communities, 2005, ISBN 928949686X, ISSN 1725-0218, [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[18]

SEEA 2003, United Nations, European Commission, International Monetary Fund, Organisation for Economic Cooperation and Development and World Bank, Integrated Environmental and Economic Accounting 2003, Handbook of National Accounting, Studies in Method, [online], Series F, No. 61, Rev. 1, (ST/ESA/STAT/SER.F/61/Rev.1), New York, 2003, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[online].

Dostupný

z

WWW:

48

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost [19]

Statistická ročenka životního prostředí ČR 2007, [online], [cit. 2009-01- 15]. Dostupný z WWW:

[20]

Statistická ročenka životního prostředí ČR 2008, [online], [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[21]

Statistická ročenka životního prostředí ČR 2009, [online] [cit. 2010-10-10], Dostupný z WWW: http://rocenka.cenia.cz/stat_rocenka_2009/index.htm

[22]

VANDILLE, G. Environmental Protection Expenditure Accounts for Belgium:1997–2002. Brussels, 2005

Analýza veřejných výdajů na ochranu životního prostředí v ČR

3 Analýza veřejných výdajů na ochranu životního prostředí v ČR Jana Soukopová, Miroslav Hájek, Jarmila Neshybová Jak již bylo zmíněno, výdaje na ochranu životního prostředí zahrnují výdaje veřejného i soukromého sektoru a výdaje investiční (kapitálové) i neinvestiční (běžné), které se primárně vztahují k aktivitám na ochranu životního prostředí. Protože je tato publikace věnována primárně výdajům obcí, budeme se dále zaměřovat pouze na výdaje veřejné, tedy výdaje orgánů veřejné správy v ČR. Veřejnou správou se rozumí „určitý druh činnosti (spravování veřejných záležitostí) a instituce (organizace, úřad), které veřejnou správu vykonávají“ (Hendrych, 2009: 12). Podle materiálního (funkčního) pojetí je veřejná správa činností státních nebo jiných veřejných institucí, která svým obsahem není ani činností zákonodárnou, ani soudní. Podle pojetí formálního (institucionálního, organizačního) je veřejná správa činností orgánů označených jako správní úřady. Veřejná správa zahrnuje (Hadrabová, 2008, Hendrych, 2009): státní správu vykonávanou především státními orgány, která je tradičně rozdělována na státní správu: -

ústřední (centrální), která je vykonávána ministerstvy, dalšími ústředními správními úřady (jako např. Úřadem pro ochranu hospodářské soutěže, Úřadem pro jadernou bezpečnost, Českým statistickým úřadem apod.) a správními úřady s celostátní působností, které jsou podřízeny konkrétnímu ministerstvu (např. Česká inspekce životního prostředí, Česká školní inspekce, Česká obchodní inspekce apod.) a

-

místní, kterou vykonávají jednak státní orgány (jako úřady práce, krajské hygienické stanice, finanční úřady aj.) a dále pak v přenesené působnosti orgány územní samosprávy, kterými jsou územněsamosprávné celky, tj. obce a kraje. Obce vykonávají místní státní správu v rozdílném rozsahu. Nejširší místní státní správu vykonávají obce s rozšířenou působností (obce III. typu), užší obce s pověřeným obecním úřadem (obce II. typu) a nejužší míru přenesené působnosti obce I. typu;

■

49

50

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost samosprávu, která je vykonávána orgány územních samosprávných celků či orgány zájmové/profesní samosprávy. Samospráva je rozdělována na zájmovou (profesní komory) a veřejnoprávní (nejtypičtěji územní samosprávu – obce, kraje) a ostatní veřejnou správu26 vykonávanou zejména institucemi s právní subjektivitou (např. Všeobecná zdravotní pojišťovna, Česká národní banka, Česká televize, ČTK aj.) a neziskovými organizacemi. Výdaje na ochranu životního prostředí jsou alokovány jak státní správou, tak samosprávou a ostatní veřejnou správou. Jak je zřejmé z grafu 4, vývoj veřejných výdajů na ochranu životního prostředí má od roku 1997 rostoucí trend. Graf 4:

Vývoj objemu environmentálních výdajů z jednotlivých úrovní veřejných rozpočtů (v běžných cenách v tis. Kč)

35 000 000 30 000 000 25 000 000 20 000 000 15 000 000 10 000 000 5 000 000 0 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 státní rozpočet

státní fondy

územní rozpočty

Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno

Tento trend vychází především z rostoucího trendu výdajů územních (místních) rozpočtů, které mají z pohledu objemu výdajů na ochranu živoního prostředí v ČR dominantní postavení. Výdaje místních rozpočtů, tedy výdaje obcí, krajů a dobrovolných svazků obcí představují ve všech hodnocených letech největší podíl celkových kapitálových výdajů na ochranu životního prostředí. Jejich výše se až na dvě výjimky pohybuje mezi 60 a 70 % celkových veřejných výdajů na ochranu životního prostředí v ČR. Tyto výdaje však zahrnují také transfery ze státního rozpočtu a Státního fondu životního prostředí ČR. Podíl státního rozpočtu se do roku 2005 pohyboval kolem 10 až 20 %. Od roku 2006 však jeho podíl prudce stoupl a pohybuje se mezi 40 a 50 % celkových veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Je to dáno tím, že ze státního rozpočtu jsou spolufinancovány projekty Operačního programu Životní prostředí. Co se týče

26

Zevrubnější charakteristiky státní správy, samosprávy a jiné veřejné správy jsou uvedeny např. v publikacích Hadrabová (2008), Cibáková, Malý (2009), Šelešovský (2009).


podpory z rozpočtů státních fondů, tak ta má kolísavý trend. Z grafu 4 je však zřejmé, že z pohledu objemu výdajů, je podpora státních fondů víceméně doplňková. Pokud bychom měli zhodnotit výši výdajů do jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí podle CEPA 2000, pak největší objem finančních prostředků je alokován na ochranu vody, ochranu biodiverzity a krajiny a na nakládání s odpady, viz graf 5. Graf 5:

Vývoj objemu environmentálních veřejných výdajů podle klasifikace CEPA (v běžných cenách v tis. Kč)

60 000 000,00 40 000 000,00 20 000 000,00 0,00 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 Ochrana vody Nakládání s odpady Ochrana biodiverzity a krajiny Správa v ochraně ŽP Ostatní činnosti v ekologii

Ochrana ovzduší Ochrana půdy a podzemní vody Redukce působení fyzikálních faktorů Výzkum životního prostředí Nezařazené


o

o

o

o

o

oo

o

o

oo

oo

oo

oo

oo

o o

o oo

o oo

o

o

o oo

o

o

o

o

o

oo

CEPA 9 Ostatní

CEPA 4 Půda, podzemní a povrchová voda

o

o

CEPA 8 Věda a výzkum

CEPA 3 Nakládání s odpady

o

o

CEPA 7 Radiace

CEPA 2 Ochrana vod

o

CEPA 5 Hluk a vibrace

CEPA 1 Ovzduší a klima

CEPA 6 Krajina a biodiverzita

Tabulka 7: Organizace ochrany ŽP dle oblastí CEPA

Centrální úroveň veřejné správy MŽP ČR a další ministerstva: Ostatní úřady ústřední státní správy Územní veřejná správa Obce: Kontrola Environmentální služby Další orgány místní správy: Kontrola, implementace aj.

oo

o

Vysvětlivka: o = typická menší část činností a výdajů dané úrovně; oo = typická větší část činností a výdajů. Zdroj: European Communities (2009)

oo

■

51

52

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Oblasti ochrany životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000 jsou na centrální i územní úrovni veřejné správy financovány s různou intenzitou, viz tabulka 7. Z této tabulky je zřejmé, že ve větší míře jsou aktivity do všech oblastí ochrany životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000 financovány pouze institucemi státní správy (Ministerstvo životního prostředí ČR, Státní fond životního prostředí ČR aj.). V následujícím textu budou rozebrány výdaje jednotlivých úrovní veřejné správy.

3.1 Státní rozpočet Nejvýznamnějším centrálním veřejným zdrojem financování z hlediska objemu environmentálních veřejných výdajů je státní rozpočet. Ze státního rozpočtu jsou poskytovány dotace, návratné finanční výpomoci (bezúročné půjčky) a garance na komerční úvěry, přičemž struktura výdajů odpovídá rozpočtové skladbě vydané Ministerstvem financí ČR (viz výše). Ze státního rozpočtu plynou prostředky do oblastí ochrany životního prostředí zejména prostřednictvím kapitoly 315 Ministerstvo životního prostředí ČR. Kromě této kapitoly jsou vyčleňovány finanční prostředky také z rozpočtových prostředků Ministerstva dopravy ČR, Ministerstva zemědělství ČR, Ministerstva pro místní rozvoj ČR, Ministerstva průmyslu a obchodu ČR, Ministerstva obrany ČR a Ministerstva financí ČR.

3.1.1

Ministerstvo životního prostředí ČR

Výdaje Ministerstva životního prostředí (MŽP) ČR z kapitoly státní rozpočet tvoří: výdaje na činnost organizačních složek státu (MŽP ČR) a obcí; příspěvky na činnost příspěvkových organizací; dotace občanským sdružením; dotace a návratné finanční výpomoci podnikatelským subjektům a ostatní příspěvky a dotace. Z Ministerstva životního prostředí ČR jsou ústředně řízeny a financovány různé odborné organizace, které přímo pečují o životní prostředí, jako CENIA – Česká informační agentura životního prostředí, Česká inspekce životního prostředí, Správy národních parků, Agentura ochrany přírody a krajiny, Český hydrometeorologický ústav, Český geologický ústav atd. Proto do výdajů Ministerstva životního prostředí ČR patří také výdaje těchto organizací.

3.1.2

Struktura výdajů státního rozpočtu

Struktura environmentálních výdajů státního rozpočtu se blíží struktuře celkových veřejných environmentálních výdajů, jak byla ukázána v grafu 5. Ze státního


rozpočtu jsou financovány všechny oblasti podle klasifikace CEPA 2000, přičemž dlouhodobě jsou finanční prostředky alokovány zejména na ochranu biodiverzity a krajiny, v posledních letech pak také na ochranu vody (viz graf 6). Graf 6:

Vývoj objemu výdajů státního rozpočtu do jednotlivých oblastí ochrany ŽP (v běžných cenách v tis. Kč)

20 000 000,00 15 000 000,00 10 000 000,00 5 000 000,00 0,00 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 Ochrana vody Nakládání s odpady Ochrana biodiverzity a krajiny Správa v ochraně ŽP Ostatní činnosti

Ochrana ovzduší Ochrana půdy a podz. vody Redukce působení fyzik. faktorů Výzkum ŽP


V letech 2006 a 2007 byl velký objem výdajů alokován také na ostatní činnosti v ekologii, kam patří zejména mezinárodní spolupráce v ochraně životního prostředí, ekologická výchova a osvěta a různé ekologické programy. Tento výkyv byl dán v obou letech nárůstem kapitálových výdajů paragrafu 3799, a to zejména položky 6909.27 Jednalo se finanční prostředky z Evropské unie, které zatím nebyly alokovány na projekty ze Strukturálních fondů. Pokud provedeme analýzu výdajů státního rozpočtu podle druhové klasifikace, pak můžeme konstatovat, že celkově kapitálové výdaje převyšují běžné výdaje, a to zejména díky dominantnímu růstu kapitálových výdajů v posledních čtyřech letech28. Je to dáno tím, že ze státního rozpočtu je spolufinancován Operační program Životní prostředí.

3.1.3

Dotace ze státního rozpočtu

Státní rozpočet spolu se Státním fondem životního prostředí ČR jsou nejdůležitějšími národními finančními zdroji, ze kterých jsou na opatření v oblasti

27

Do položky 6909 patří veškeré kapitálové výdaje nezařaditelné do jiných položek třídy 6.

28

Kapitálové výdaje v rámci paragrafu 3799 tvořily v letech 2006 i 2007 více než 40 % celkových kapitálových výdajů do oblasti životního prostředí a pohybovaly se okolo 5 mld. Kč.

■

53

54

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost ochrany životního prostředí poskytovány dotace. Nicméně nezanedbatelné prostředky jsou poskytovány ve formě dotací i z krajů. Ze státního rozpočtu jsou dotace poskytovány v rámci vyhlášených národních programů. Nejvíce národních programů spadá pod Ministerstvo životního prostředí, jedná se o: 1. 2. 3. 4. 5.

Program péče o krajinu; Program podpora obnovy přirozených funkcí krajiny; Program stabilizace lesa Jizerských hor; Program odstraňování škod po Sovětské armádě a dotace nestátním neziskovým organizacím vyhlašované každý rok.

Programy související s ochranou vod financované ze státního rozpočtu spravuje Ministerstvo zemědělství. Jedná se o: 1. 2. 3. 4.

program Výstavba a obnova vodovodů a kanalizací II; program Obnova, odbahnění a rekonstrukce rybníků a výstavba vodních nádrží; program Odstranění následků povodní na státním vodohospodářském majetku nebo program Podpora prevence před povodněmi II.

Pod ministerstvo zemědělství spadá Program rozvoje venkova, v rámci kterého je možné čerpat také řadu dotací na ochranu a tvorbu životního prostředí. Některé dotační tituly související s ochranou a tvorbou životního prostředí je možné nalézt rovněž v resortu Ministerstva dopravy, Ministerstva pro místní rozvoj, Ministerstva průmyslu a obchodu a dalších. Z prostředků krajů jsou dotace poskytovány z dotačních programů krajů. Každý kraj vyhlašuje podle svého uvážení každoročně vlastní dotační programy.

3.2 Státní fondy Druhým zásadním centrálním veřejným zdrojem prostředků pro financování výdajů na ochranu životního prostředí jsou státní fondy, zejména pak Státní fond životního prostředí ČR. Do konce roku 2005 fungoval pro oblast životního prostředí také Fond národního majetku ČR. Tento fond byl však k 1. 1. 2006 zrušen zákonem č. 178/2005 Sb. a jeho kompetence a prostředky vynakládané k odstranění starých ekologických škod nyní spravuje Ministerstvo financí mimo státní rozpočet.


3.2.1

Státní fond životního prostředí

Státní fond životního prostředí (SFŽP) ČR je instituce zřízená zákonem č. 388/1991 Sb., jako specificky zaměřená instituce, která je významným finančním zdrojem při ochraně a zlepšování stavu životního prostředí. Je jedním ze základních ekonomických nástrojů pro plnění: a)

závazků vyplývajících z mezinárodních úmluv o ochraně životního prostředí;

b) závazků vyplývajících ze členství v Evropské unii a c)

Státní politiky životního prostředí ČR.

Příjmy Státního fondu životního prostředí ČR jsou tvořeny především z plateb za znečišťování nebo poškozování jednotlivých složek životního prostředí (poplatky za vypouštění odpadních vod, odvody za odnětí půdy, poplatky za znečištění ovzduší, poplatky za ukládání odpadů) a splátek poskytnutých půjček a jejich úroků. Tyto příjmy jsou nezávislé na příjmech státního rozpočtu. Výdaje Státního fondu životního prostředí ČR tvoří nejčastěji dotace a půjčky na investiční akce obcím a městským úřadům. Státní fond životního prostředí ČR je také zprostředkujícím orgánem pro dotace ze strukturálních fondů. Do roku 2006 byl zprostředkujícím orgánem pro část Operačního programu Infrastruktura a od roku 2007 pro Operační program Životní prostředí. Graf 7:

Vývoj objemu výdajů Státního fondu ŽP do jednotlivých oblastí ochrany ŽP (v běžných cenách v tis. Kč)

15 000 000,00

10 000 000,00

5 000 000,00

0,00 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 Ochrana vody Nakládání s odpady Ochrana biodiverzity a krajiny Správa v ochraně ŽP Ostatní činnosti

Ochrana ovzduší Ochrana půdy a podzem. vody Redukce působení fyzik. faktorů Výzkum ŽP


Po analýze výdajů můžeme konstatovat, že do roku 2003 se objem finančních prostředků z rozpočtů státních fondů zvyšoval, zejména podpora oblastí ochrana vody, nakládání s odpady a ochrana ovzduší (viz graf 7). Po roce 2003 je možné

■

55

56

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost sledovat útlum a postupné snižování objemu alokovaných prostředků až na nejnižší úroveň za celou dobu sledování v roce 2009.29 Výše výdajů Státního fondu životního prostředí ČR je dle Hájka (2003) ovlivněna řadou faktorů, z nichž nejdůležitější jsou: posílení z výnosů privatizace majetku (6,2 mil. Kč v letech 1994–1997) výše příjmů; politická rozhodnutí; výše limitu výdajů (je stanovován od roku 2004) a nečerpání finančních prostředků z Operačního programu Životní prostředí (např. v roce 2007 a 2009). Velmi rozdílné jsou podpory Státního fondu životního prostředí ČR podle jednotlivých krajů. Nelze přitom jednoznačně určit, proč k těmto distorzím dochází. Tento fakt je přitom jednoznačně dán kvalitou aktivit při podávání žádostí o podporu. Pokud jde o objem schválených dotací, nejvyšší podíl vykazuje Středočeský kraj (13,02 %), nad desetiprocentní hranicí je ještě Moravskoslezský kraj (12,68 %) a Jihomoravský kraj (10,47 %), na opačném konci je Karlovarský kraj s podílem 3,31 % celkové schválené podpory v ČR.30 Přitom co se týče úspěšnosti podaných projektových žádostí, kraje jsou v tomto ohledu na relativně vyrovnané úrovni. Úspěšnost se pohybuje mezi 66 % (Liberecký kraj) a 80 % (Zlínský kraj). Při srovnávání krajů je však třeba vzít v potaz jejich rozdílnou velikost. Nejjednodušší je jako měřítko velikosti zvolit počet obyvatel kraje (údaje Českého statistického úřadu k 31. 12. 2008). Pořadí úspěšnosti krajů co do objemu schválených finančních prostředků na jednoho obyvatele je pak odlišné, než tomu bylo v absolutním vyjádření.31

29

30

31

Tento útlum byl zřejmě způsobem tím, že SFŽP zajišťuje poskytování finančních prostředků na opatření v rámci národních programů a programů EU, Operačního programu Infrastruktura a nově i Operačního programu Životní prostředí. Výdaje závisí na počtu a kvalitě podaných žádostí o dotaci či půjčku směřující do oblasti ochrany ŽP. Další možné důvody poklesu výdajů lze spatřovat např. i v tom, že v roce 2004 a následujících došlo k neplnění zdrojové části rozpočtu SFŽP ČR v oblasti příjmů (zejména došlo ke snížení příjmů z poplatků). V neposlední řadě může být tento pokles zapříčiněn také tím, že od roku 2005 SFŽP ČR hospodaří deficitně a již musí financovat záporné saldo dluhovými nástroji (Zpráva o hospodaření SFŽP ČR v roece 2006). Ve Středočeském kraji schválená podpora dosáhla 7,54 mld. Kč, přičemž celkové náklady projektů dosahují 10,46 mld. Kč. V Moravskoslezském kraji činí podpora 6,60 mld. Kč a náklady 10,37 mld. Kč a v Jihomoravském kraji činí podpora 6,01 mld. Kč a celkové náklady 8,56 mld. Kč. Zatím nejméně úspěšný Karlovarský kraj dosahuje na podporu 1,70 mld. Kč, celkové náklady jsou zde 2,70 mld. Kč. Nejvyšší dotace na jednoho obyvatele dosahuje kraj Vysočina, a to 8 782 Kč. Na druhém místě je Pardubický kraj s 8 164 Kč a na třetím pak Olomoucký kraj, kde schválená dotace na obyvatele činí 7 400 Kč.


3.2.2

Fond národního majetku

Oblast ochrany ŽP byla do konce roku 2005 financována také Fondem národního majetku ČR (FNM), který byl ustanoven dle zákona o privatizaci. Fond národního majetku ČR v podstatě není státním fondem, přesto je však zahrnován mezi veřejné rozpočty. V oblasti ochrany životního prostředí byl zaměřen mj. na financování sanačních prací souvisejících se starými zátěžemi v privatizovaných podnicích, viz následující graf. Graf 8:

Úhrady FNM za likvidace ekologických zátěží (v běžných cenách v mil. Kč)

Zdroj: informace MF ČR, upraveno

Fond národního majetku byl ke dni 1. 1. 2006 zrušen zákonem č. 178/2005 Sb. a jeho závazky v oblasti financování odstraňování starých ekologických zátěží převzalo Ministerstvo financí ČR jako správce státních aktiv. Kromě ministerstev a Státního fondu životního prostředí ČR vyhlašují programy k ochraně životního prostředí i některé další instituce, např. Státní ústav jaderné bezpečnosti nebo Českomoravská záruční a rozvojová banka. Podstatnou roli v podpoře ochrany životního prostředí hrají zahraniční zdroje, s jejichž pomocí mohou být naplňovány závazky plynoucí z členství ČR v Evropské unii.

3.3 Místní rozpočty Jak bylo zmíněno výše, největší objem výdajů na ochranu životního prostředí je alokován z rozpočtů územních (tedy rozpočtů obcí, krajských úřadů a dobrovolných svazků obcí). V roce 2009 se místní rozpočty podílely na celkových výdajích do oblastí ochrany životního prostředí více než 60 %. Nicméně je potřeba upozornit na fakt, že výši finančních prostředků alokovaných z místních rozpočtů zkresluje to, že

■

57

58

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost zahrnují také transfery ze státního rozpočtu a Státního fondu životního prostředí České republiky. Následující analýza výdajů těchto rozpočtů obsahuje graficky a tabulkově zpracované údaje o výši skutečných běžných a kapitálových výdajů obcí, měst, krajských úřadů (dále jen KÚ) a dobrovolných svazků obcí, které byly alokovány v letech 2005–2009 na ochranu životního prostředí, podle jednotlivých aktivit v oblastech ochrany životního prostředí. Pro analýzu byly využity především informace z Ministerstva financí ČR ze systému ARIS a data Českého statistického úřadu o počtu obyvatel. Pokud bychom měli zhodnotit výdaje územních rozpočtů podle oblastí ochrany a tvorby životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000, pak i v případě běžných i v případě kapitálových výdajů jsou dominantní pouze tři oblasti ochrany a tvorby životního prostředí. Jedná se o ochranu vody, ochranu biodiverzity a krajiny a nakládání s odpady, viz následující graf. Graf 9:

Celkové výdaje ČR podle klasifikace CEPA 2000 (v běžných cenách v tis. Kč)

15 000 000,00

10 000 000,00

5 000 000,00

0,00 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 Ochrana vody Nakládání s odpady Ochrana biodiverzity a krajiny Správa v ochraně ŽP Ostatní činnosti

Ochrana ovzduší Ochrana půdy a podzem. vody Redukce působení fyzik. faktorů Výzkum ŽP


Do těchto oblastí je alokován nejvyšší objem finančních prostředků. Kapitálových výdajů bylo nejvíce alokováno na ochranu vody, následně na ochranu biodiverzity a krajiny a nakládání s odpady. Běžných výdajů bylo nejvíce alokováno na nakládání s odpady, následované ochranou biodiverzity a krajiny a ochranou vody. V následujícím textu bude provedena analýza výdajů obcí v jednotlivých oblastech ochrany životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000.


3.3.1

Ochrana vody

Voda je jednou z klíčových látek nutných pro existenci života na Zemi. Nejen proto je ochrana vody jednou z důležitých priorit Státní politiky životního prostředí ČR, a to nejen z pohledu zlepšování stavu životního prostředí v ČR, ale také z pohledu na úkoly, které vyplývají ze závazků ČR uvést do praxe požadavky evropského práva32 včetně časových termínů. Zvláště u požadavku výstavby čistíren odpadních vod u obcí nad 10 tis. ekvivalentních obyvatel (EO)33 se v celkovém součtu od roku 2004 jedná o více než 80 mld. Kč. Výdaje na ochranu vody nejsou v rámci rozpočtové skladby součástí oddílu 37 – Ochrana životního prostředí, ale součástí oddílu 23 – Vodní hospodářství. Proto je metodika Ministerstva životního prostředí zahrnuje mezi výdaje k ochraně životního prostředí. Tvoří je následující paragrafy rozpočtové skladby: 2321 – odvádění a čištění odpadních vod a kaly; 2322 – prevence znečištění vody; 2329 – odvádění a čištění odpadních vod jinde nezařazené a 2333 – úpravy drobných vodních toků. Největší objem celkových výdajů do oblasti ochrany vod tvoří výdaje na odvádění a čištění odpadních vod (paragraf 2321), které tvoří více než 95 % celkových výdajů na ochranu vod, viz následující graf. Graf 10: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu vod v letech 2005–2009 0,1% 1,1%

3,4%

2321 - Odvádění a čištění odpad. vod, kaly 2322 - Prevence znečišťování vody 2329 - Odvádění a čištění odpad. vod j.n. 2333 - Úprava drobných vodních toků 95,5%


32

33

Jedná se o omezení vstupu nebezpečných látek do povrchových a podzemních vod (nutnost připravit a realizovat akční program do roku 2009), péči o říční ekosystémy (Rámcová směrnice 2000/60/ES o vodní politice), monitoring a plánování (návrh opatření), veřejné projednání (SEA) do roku 2009, výstavbu čistíren odpadních vod (ČOV) pro 2–10 tis. EO (ekvivalentních obyvatel), rekonstrukce ČOV nad 10 tis. EO z důvodu eliminace emisí dusíku a fosforu v citlivých oblastech (což je celé území ČR) do roku 2010 a péči o říční ekosystémy (Rámcová směrnice 2000/60/ES o vodní politice), u které je nutné dosažení požadovaného stavu do roku 2015. Ekvivalentní obyvatel (EO) je uměle zavedená jednotka, která představuje produkci odpadní vody 150 l za den a produkci znečištění 60 g BSK5 (biochemická spotřeba kyslíku) za den. Je to zpravidla jeden obyvatel.

■

59

60

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Jedná se především o investiční výdaje na stavby a rekonstrukce čistíren odpadních vod (ČOV), případně výdaje na stavby kanalizací či kanalizačních sítí. V případě kapitálových výdajů tyto výdaje tvoří více než 97 % kapitálových výdajů na ochranu vod. V případě běžných výdajů tvoří 16 % výdajů také výdaje na úpravu drobných vodních toků (rozpočtový paragraf 2333) – jedná se o každoroční čištění drobných vodních toků v obcích včetně úprav průtočných nádrží a péče o přirozená koryta. V následující tabulce jsou ukázány celkové výdaje na ochranu vod obcí, měst, krajských úřadů a dobrovolných svazků obcí podle jednotlivých krajů v letech 2005–2009. Tabulka 8: Celkové výdaje na ochranu vod v krajích (v tis. Kč) Kraj Jihočeský kraj Jihomoravský kraj Karlovarský kraj Královéhradecký kraj Liberecký kraj Moravskoslezský kraj Olomoucký kraj Pardubický kraj Plzeňský kraj Hlavní město Praha Středočeský kraj Ústecký kraj Kraj Vysočina Zlínský kraj Celkem

2005 609 214 2 537 226 145 428 386 888 211 181 956 501 965 653 365 607 580 661 386 323 1 863 524 362 495 551 212 781 261 10 703 174

Výdaje na oblast Ochrana vody (běžné ceny) v tis. Kč 2006 2007 2008 2009 522 402 2 685 831 153 380 457 279 277 807 803 709 1 065 375 449 071 528 672 435 901 2 261 826 290 674 1 050 412 884 455 11 866 794

574 991 1 800 983 163 610 384 106 136 074 505 623 1 271 256 424 081 1 708 339 393 153 2 044 714 337 775 694 474 494 070 10 933 248

810 050 1 927 785 157 853 674 722 547 657 1 840 072 1 083 592 615 628 962 123 775 055 2 564 852 370 344 684 328 558 028 13 572 089

697 064 1 745 727 136 515 580 465 526 181 1 729 200 994 032 568 108 841 737 549 674 2 325 936 317 074 616 735 486 302 12 114 749


Pokud vyjdeme z analýzy výdajů podle krajů, jak jsou ukázány v tabulce 8, pak největší objem celkových výdajů na ochranu vod měly kraje Jihomoravský a Středočeský. Ty následovaly kraje Olomoucký a Plzeňský, které však měly již poloviční výdaje. Nejnižší výdaje měl ve všech letech Karlovarský kraj, což je zřejmě dáno tím, že se jedná o jeden z nejmenších krajů s nejnižším počtem obyvatel. Pro hlubší analýzu výdajů na ochranu vod byla provedena analýza podle druhové klasifikace a výdaje do jednotlivých oblastí podle CEPA byly analyzovány u běžných a kapitálových výdajů. V případě běžných výdajů měl jednoznačně nejvyšší výdaje kraj Jihomoravský, jehož výdaje několikanásobně převyšují ostatní kraje. Vysoké běžné výdaje měl také kraj Středočeský (viz následující graf).


Graf 11: Běžné výdaje na ochranu vod v krajích (v běžných cenách v tis. Kč) 700 000 600 000 500 000 400 000 300 000 200 000 100 000 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006

2007

Jihomoravský Moravskoslezský Praha Zlínský

2008 Karlovarský Olomoucký Středočeský

2009 Královéhradecký Pardubický Ústecký


Tyto celkové běžné výdaje nedávají relevantní informaci pro srovnání krajů. Proto byl v následující analýze proveden přepočet výdajů krajů na obyvatele. Graf 12: Běžné výdaje na ochranu vod na obyvatele v krajích (v běžných cenách v Kč) 600 500 400 300 200 100 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006

2007





Z výsledků analýzy je zřejmé, že je pro srovnání krajů potřeba analyzovat také běžné výdaje na obyvatele, protože rozdíly mezi kraji nejsou tak markantní. Proto jsou v grafu 12 analyzovány výdaje na obyvatele. Při srovnání grafů vyplývá, že výrazně vyšší výdaje měl pouze Jihomoravský kraj, ale v případě ostatních krajů je situace srovnatelná a dává daleko lepší přehled o hospodaření krajů.

■

61

62

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Výše kapitálových výdajů alokovaných obcemi, městy, krajskými úřady a dobrovolnými svazky obcí v letech 2005–2009 jsou ukázány v následujícím grafu. Graf 13: Kapitálové výdaje na ochranu vod v krajích (v běžných cenách v tis. Kč) 2 500 000 2 000 000 1 500 000 1 000 000 500 000 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006 Jihomoravský Moravskoslezský Praha Zlínský

2007




Z grafu je zřejmé, že v případě kapitálových výdajů měl znovu vyšší výdaje Jihomoravský kraj, který byl však od roku 2007 vystřídán krajem Středočeským, v roce 2006 předstihnut krajem Plzeňským a v roce 2009 krajem Moravskoslezským. Mezi kraje s vyššími investičními výdaji než je průměr patří také kraj Plzeňský a Olomoucký. V případě Jihomoravského a Středočeského kraje je výše výdajů odvislá od jejich velikosti a množství obcí, které investují do staveb a rekonstrukcí čistíren odpadních vod. V případě Plzeňského kraje se jednalo o navýšení investičních výdajů v okrese Plzeň-jih a Plzeň-město o více než 25 mil. Kč za období 2007–2009.34

3.3.2


Ovzduší je pro člověka jednou z nejdůležitějších složek životního prostředí, bez které se nemůže obejít. Proto je kvalitě ovzduší věnována velká pozornost nejen na národní, ale i na evropské a mezinárodní úrovni. Stejně tak i ochrana klimatu patří mezi základní priority Státní politiky životního prostředí ČR i Akčního plánu pro životní prostředí EU. Jak ukazují studie klimatologů (například závěry Mezivládního panelu pro změny klimatu – IPCC), ale i ekonomů (například závěry týmu sira

34

Jednalo se o spolufinancování projektu „Doplnění vodohospodářské infrastruktury města Plzně“, na základě kterého byl vybudován systém kanalizací a čerpacích stanic odpadních vod (OV) z městských částí Křimice a Radčice.


Nicolase Sterna či Organizace pro hospodářskou spolupráci a rozvoj – OECD), pokud bychom zvolili strategii nicnedělání, změny klimatu by přinesly řadu negativních nezvratných změn a také obrovské finanční náklady na zvládnutí jejich dopadů (Acot, Hrubanová, 2005). Výdaje na ochranu ovzduší a klimatu jsou již součástí oddílu 37 – Ochrana životního prostředí rozpočtové skladby a tvoří je paragrafy: 3711 – odstraňování tuhých emisí; 3712 – odstraňování plynných emisí; 3713 – změny technologií vytápění; 3714 – opatření ke snižování produkce skleníkových plynů; 3715 – změny výrobních technologií za účelem odstranění emisí; 3716 – monitoring ochrany ovzduší a 3719 – ostatní činnosti ochrany ovzduší. Mezi výdaje na ochranu ovzduší však Ministerstvo životního prostředí ČR zahrnuje ještě jeden paragraf z oddílu 21 – Průmysl, stavebnictví, obchod a služby. Jedná se o paragraf: 2115 – programy zateplování a úspor energie. Následující graf ukazuje podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu ovzduší a klimatu v letech 2005–2009. Graf 14: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu ovzduší a klimatu v letech 2005–2009

0,1% 7,6% 1,2%

5,9%

40,5%

2115 - Programy zateplování a úspor energie 3711 - Odstraňování tuhých emisí 3712 - Odstraňování plynných emisí 3713 - Změny technologií vytápění

44,6%

0,0% 0,0%

3714 - Opatření ke snižování produkce skleníkových plynů 3715 - Změny výrob. technologií za účelem odstr. emisí


Z grafu je zřejmé, že největší objem finančních prostředků územních rozpočtů byl alokován na změny technologie vytápění, kdy se jednalo o výměny kotlů a rekonstrukce kotelen,35 a na programy zateplování a úspor energie, kdy byly

35

Jedná se o změny technologií vytápění na bázi záměny paliva, fluidního spalování nebo náhrad dosavadních zdrojů znečišťování ovzduší zařízeními na využití alternativních zdrojů energie.

■

63

64

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost prostředky vydávány na zateplování veřejných budov.36 Nevýznamnou část tvoří také výdaje na monitoring ochrany ovzduší. Z následující tabulky, ve které jsou ukázány celkové výdaje obcí, měst, krajských úřadů a dobrovolných svazků obcí na ochranu ovzduší a klimatu podle jednotlivých krajů v letech 2005–2009, je zřejmé, že nejvyšší výdaje mají kraje Vysočina, Zlínský, Středočeský a hlavní město Praha. Paradoxně Moravskoslezský kraj, který má největší problémy s ovzduším v ČR, má méně než polovinu výdajů než kraj Zlínský. Tabulka 9: Celkové výdaje na ochranu ovzduší a klimatu za kraje Kraj Jihočeský kraj Jihomoravský kraj Karlovarský kraj Královéhradecký kraj Liberecký kraj Moravskoslezský kraj Olomoucký kraj Pardubický kraj Plzeňský kraj Hlavní město Praha Středočeský kraj Ústecký kraj Kraj Vysočina Zlínský kraj Celkem

2005

Výdaje na oblast Ochrana ovzduší a klimatu (běžné ceny) v tis. Kč 2006 2007 2008 2009

45 096 5 439 2 334 1 578 3 589 35 974 4 214 2 022 21 283 25 898 32 865 8 420 4 113 40 657 233 482

28 651 5 514 3 330 405 2 832 38 723 2 114 2 818 52 724 32 179 156 156 9 671 4 546 61 231 400 894

14 311 6 370 1 009 380 1 497 10 763 2 514 9 729 5 461 32 181 30 597 22 321 15 067 11 894 164 092

17 998 12 927 1 422 38 308 5 847 16 194 6 439 94 215 4 514 75 318 23 511 9 883 133 437 85 003 525 016

12 967 8 969 753 37 826 4 218 10 681 5 557 83 738 4 320 56 509 15 992 7 077 132 524 78 774 459 903


Graf 15 ukazuje výše běžných výdajů na ochranu ovzduší a klimatu v jednotlivých krajích. Z grafu je zřejmé, že nejvyšší výdaje má hlavní město Praha následovaná Středočeským, Moravskoslezským a Pardubickým krajem. Ty však mají výdaje poloviční. Běžné výdaje na ochranu ovzduší a klimatu mají také pouze v Praze jednoznačně rostoucí trend. Pro lepší srovnání krajů jsou v grafu 16 ukázány běžné výdaje na ochranu ovzduší a klimatu na obyvatele. Zde pak již jednoznačně nedominuje hlavní město Praha, ale v letech 2005–2007 s ním mají srovnatelné běžné výdaje kraje Středočeský, Zlínský a Ústecký. V roce 2007 se výdaje na obyvatele zvýšily také v kraji Vysočina a v letech 2008 a 2009 v kraji Pardubickém, který dokonce přestihl ve výši výdajů hlavní město Prahu.

36

Patří sem i výdaje k podpoře používání jiných paliv než uhlí, lignitu, rašeliny, ropy a zemního plynu, zejména alkoholu, biomasy, dříví a dřevního odpadu.


Graf 15: Běžné výdaje na ochranu ovzduší a klimatu v krajích (v běžných cenách v tis. Kč) 25 000 20 000 15 000 10 000 5 000 0 2005

2006

Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2007




Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno Graf 16: Běžné výdaje na ochranu ovzduší a klimatu na obyvatele v krajích (v běžných cenách v Kč)

25 20 15 10 5 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006

2007





U kapitálových výdajů je situace odlišná, viz graf 17. Nejvyšší výdaje měly kraj Středočeský, Vysočina a Zlínský. U Středočeského kraje to bylo dáno tím, že v roce 2006 zde v okrese Nymburk proběhla realizace investičního projektu Energeticky soběstačná obec Kněžice, zahrnující vybudování soustavy centrálního zdroje tepla na biomasu a vybudování bioplynové stanice. Ke zvýšení výdajů přispěla ve Středočeském kraji také přestavba a rekonstrukce kotelny z fosilních paliv na obnovitelné zdroje energie

■

65

66

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost v Čechticích v okrese Benešov. V kraji Vysočina se na nárůstu výdajů podílely výdaje kraje v roce 2009, kdy krajský úřad financoval programy zateplování a úspor energie na řadě budov ve vlastnictví kraje. Graf 17: Kapitálové výdaje na ochranu ovzduší a klimatu za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) 200 000 150 000 100 000 50 000 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006 2007 2008 Jihomoravský Karlovarský Moravskoslezský Olomoucký Praha Středočeský Zlínský



Pokud bychom měli zhodnotit výdaje na ochranu ovzduší alokované z místních rozpočtů, tak je zarážející, že v letech 1997–2009 dosahovaly necelá 3 % celkových výdajů. Přitom na centrální úrovni dosahovaly téměř 30 % celkových výdajů. Zde je jeden z rozporů se Státní politikou životního prostředí ČR, která má jako jednu z priorit a cílů ochranu ovzduší a klimatu.

3.3.3


Odpadové hospodářství je relativně mladou, avšak dynamicky se rozvíjející oblastí národního hospodářství. Odpadové hospodářství je chápáno jako činnost zaměřená na předcházení vzniku odpadů, na nakládání s odpady a na následnou péči o místo, kde jsou odpady trvale uloženy, a kontrolu těchto činností (Hřebíček, 2009, Kuraš, 2008). Moderní odpadové hospodářství bezprostředně souvisí s ochranou životního prostředí, proto základní filozofie nakládání s odpady spočívá v odpovědnosti vůči zatěžování a poškozování životního prostředí. Nakládání s odpady zahrnuje jejich úpravu, shromažďování, třídění, dopravu a přepravu, skladování, využití a zneškodňování. Výdaje na nakládání s odpady jsou součástí oddílu 37 – Ochrana životního prostředí rozpočtové skladby a tvoří je paragrafy: 3721 – sběr a svoz nebezpečných odpadů; 3722 – sběr a svoz komunálních odpadů;


3723 – sběr a svoz ostatních odpadů; 3724 – využívání a zneškodňování nebezpečných odpadů; 3725 – využívání a zneškodňování komunálních odpadů; 3726 – využívání a zneškodňování ostatních odpadů; 3727 – prevence vzniku odpadů; 3728 – monitoring nakládání s odpady; 3729 – ostatní nakládání s odpady. Mezi výdaje na nakládání s odpady Ministerstvo životního prostředí ČR zahrnuje také paragraf: 2122 – sběr a zpracovaní druhotných surovin z oddílu 21 – Průmysl, stavebnictví, obchod a služby.37 Z následujícího grafu, který ukazuje podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na nakládání s odpady, je zřejmé, že největší objem finančních prostředků územních rozpočtů (obcí, měst, krajských úřadů a dobrovolných svazků obcí) v letech 2005–2009 byl alokován na sběr a svoz komunálních odpadů a využívání a zneškodňování komunálních odpadů. Graf 18: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na nakládání s odpady v letech 2005–2009

1,0% 12,6% 0,4%

3,8% 0,1% 5,2%

2122 - Sběr a zpracování druhotných surovin

0,2% 1,7%

3721 - Sběr a svoz nebezpečných odpadů 3722 - Sběr a svoz komunálních odpadů 3723 - Sběr a svoz ostatních odpadů 3724 - Využívání a zneškodňování nebezpeč. odpadů 3725 - Využívání a zneškodňování komunál. odpadů 3726 - Využívání a zneškodňování ostatních odpadů

4,5%

3727 - Prevence vzniku odpadů 70,5%

3728 - Monitoring nakládání s odpady 3729 - Ostatní nakládání s odpady J.N.


Nezanedbatelné finanční prostředky byly také poskytnuty na ostatní nakládání s odpady, do kterých patří zejména asanace starých skládek a odstranění starých ekologických zátěží (Kinšt, Paroubek, 2008), dále na prevenci vzniku odpadů38 a na sběr a svoz ostatních odpadů.

37

38

Tento rozpočtový paragraf zahrnuje výdaje na provozovny sběrných surovin nebo organizované sběry druhotných surovin (Kinšt, Paroubek, 2008). Rozpočtový paragraf 3727 – Prevence vzniku odpadů zahrnuje činnosti recyklace, procesní modifikace, preventivní opatření k redukci množství a škodlivých účinků odpadů tvořených konečnou spotřebou zboží a k redukci produkce průmyslových odpadů nebo snížení jejich škodlivých účinků (Kinšt, Paroubek, 2008).

■

67

68

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost V tabulce 10 jsou ukázány celkové výdaje obcí, měst, krajských úřadů a dobrovolných svazků obcí na nakládání s odpady podle jednotlivých krajů. Z tabulky je zřejmé, že nejvyšší výdaje mají hlavní město Praha a kraje Jihomoravský, Středočeský a Moravskoslezský. Ostatní kraje s výjimkou Ústeckého a Jihočeského kraje nedosahují ani polovinu jejich výdajů. Tabulka 10:

Celkové výdaje na nakládání s odpady za kraje

Kraj Jihočeský kraj Jihomoravský kraj Karlovarský kraj Královéhradecký kraj Liberecký kraj Moravskoslezský kraj Olomoucký kraj Pardubický kraj Plzeňský kraj Hlavní město Praha Středočeský kraj Ústecký kraj Kraj Vysočina Zlínský kraj Celkem

2005 395 633 1 081 719 188 357 270 728 299 126 726 703 417 514 268 758 309 979 1 141 053 750 866 514 926 321 151 419 114 7 105 627

Výdaje na oblast Nakládání s odpady (běžné ceny) v tis. Kč 2006 2007 2008 2009 427 373 471 454 1 127 597 644 584 1 262 889 1 079 060 2 112 912 1 209 898 189 066 190 684 497 650 267 089 334 374 368 781 687 423 366 662 325 567 336 926 705 155 369 915 780 794 852 577 1 873 664 995 434 418 126 435 597 986 210 524 155 292 595 401 951 707 039 383 687 318 072 352 560 718 421 405 888 1 144 430 1 216 454 2 567 869 1 348 766 800 615 858 465 2 132 578 1 155 119 547 673 542 489 1 167 664 603 872 353 990 434 048 791 719 433 651 510 105 496 327 898 845 486 820 7 705 669 8 037 373 16 974 744 9 195 538

Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno Graf 19: Běžné výdaje na nakládání s odpady za kraje (v běžných cenách v tis. Kč)

1 400 000 1 200 000 1 000 000 800 000 600 000 400 000 200 000 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina


2007




Na základě analýzy běžných výdajů na nakládání s odpady podle jednotlivých krajů v letech 2005–2009 (viz graf 19) můžeme konstatovat, že výše běžných výdajů na nakládání s odpady kopírují výše celkových výdajů a dominují v nich hlavní město


Praha a kraje Jihomoravský, Moravskoslezský a Středočeský. Výdaje všech krajů pak mají jednoznačně rostoucí trend. Výjimku tvořilo jen hlavní město Praha, u kterého se výdaje na nakládání s odpady mezi roky 2005 a 2006 snížily o 8 mil. Kč. Pro srovnání krajů však potřebujeme údaje o výdajích na obyvatele. Ty jsou ukázány v grafu 20. Graf 20: Běžné výdaje na nakládání s odpady na obyvatele za kraje (v běžných cenách v Kč) 1 200 1 000 800 600 400 200 0 2005

2006


2007





Z výsledků analýzy výdajů na obyvatele je však možné vyvozovat odlišné závěry. S výjimkou hlavního města Prahy jsou výdaje srovnatelné a rozdíly mezi nimi jsou od 20 do 80 Kč/obyvatele. Výjimku tvořily pouze kraje Královéhradecký a Plzeňský, které měly v letech 2005–2009 vždy nejnižší výdaje. Ty byly vždy o více než 100 Kč nižší než průměr. Z dat výdajů okresů v Královéhradeckém kraji je zřejmé, že výdaje na obyvatele celého kraje snižují výdaje obcí v okrese Trutnov, které byly v letech 2005–2009 mezi 400 a 530 Kč/obyvatele, což je v průměru o 250 Kč/obyvatele pod celorepublikovým průměrem. Výdaje obcí, měst a dobrovolných svazků obcí (DSO) v Plzeňském kraji pak snižují výdaje okresu Plzeň-město, které se v letech 2005–2009 pohybovaly v průměru kolem 300 Kč/obyvatele, což je o více než 300 Kč/obyvatele méně než je republikový průměr. U kapitálových výdajů je situace jiná než u výdajů běžných (viz graf 21). Jednoznačně nejvyšší výdaje měl v letech 2005–2009 Jihomoravský kraj, což je zřejmé i z grafu 22 kapitálových výdajů na obyvatele, kde však nezanedbatelné výdaje mají i kraje Zlínský, Moravskoslezský, Vysočina a Jihočeský. Tyto výdaje jsou přímo úměrné výši dotací z Operačního programu Infrastruktura a Operačního programu Životní prostředí, které obce a DSO z těchto zdrojů v letech 2005–2009 obdržely. Mezi největší projekty v Jihomoravském kraji v letech 2005–2009 patřily:

■

69

70

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost dotřiďovací linka Těmice (54,9 mil. Kč); rekultivace skládky tuhého komunálního odpadu (TKO) Studýnky v Kobylí (58,3 mil. Kč); rekultivace staré skládky TKO města Pohořelice (27,9 mil. Kč); sanace území bývalého vojenského areálu Hodonín (22,4 mil. Kč) nebo regionální odpadové centrum Znojmo (58,7 mil. Kč). Graf 21: Kapitálové výdaje na nakládání s odpady za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) 500 000 400 000 300 000 200 000 100 000 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006 2007 2008 Jihomoravský Karlovarský Moravskoslezský Olomoucký Praha Středočeský Zlínský


Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno Graf 22: Kapitálové výdaje na nakládání s odpady na obyvatele za kraje (v běžných cenách v Kč) 500 400 300 200 100 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006

2007





Mezi další větší projekty v ostatních krajích je možné zařadit: integrovaný systém nakládání s bioodpady pro region Úpice v okrese Trutnov (56,7 mil. Kč);


sanace skládky odpadů Hodonín v okrese Chrudim (64,6 mil. Kč); integrovaný systém nakládání s odpady – sběrné dvory Svitavska (59,3 mil. Kč); integrovaný systém nakládání s bioodpady Vysoké Mýto (75,5 mil. Kč); výstavba zařízení pro třídění odpadů a překladiště velkoobjemových odpadů v Černošíně v okrese Tachov (39,1 mil. Kč); rekultivace skládky TKO v Mníšku pod Brdy v okrese Praha-západ (33,4 mil. Kč); sanace a rekultivace kalové laguny Údlice v okrese Chomutov (49,7 mil. Kč); sanace skládky průmyslového odpadu obce Nový Rychnov v okrese Pelhřimov (35,7 mil. Kč). Tyto i ostatní projekty v oblasti odpadového hospodářství měly za výsledek v letech 2005–2009 rekordních téměř 4 mld. Kč na investiční projekty v oblasti odpadového hospodářství z rozpočtů obcí, měst, KÚ a DSO.

3.3.4

Ochrana půdy a podzemní vody

Mezi základní funkce půdy patří rostlinná produkce, udržování kvality životního prostředí (eroze, podzemní voda, povrchová voda, ovzduší) a udržování zdraví člověka (nutriční hodnota a zdravotní nezávadnost krmiv a potravin). Proto je ochrana půdy důležitá nejen z pohledu trvale udržitelného rozvoje39 ale především jako základního zdroje přežití. Výdaje na ochranu půdy a podzemní vody jsou také součástí dvou oddílů rozpočtové skladby a to oddílu 37 – Ochrana životního prostředí a oddílu 23 – Vodní hospodářství. Tvoří je paragrafy: 2342 – protierozní ochrana; 3731 – ochrana půdy a podzemní vody proti znečištěním infiltrací; 3732 – dekontaminace půd a čištění spodní vody; 3733 – monitoring půdy a podzemní vody; 3734 – předcházení a sanace zasolení půd; 3739 – ostatní ochrana půdy a spodní vody.

39

Uvědomění si vážnosti situace v zacházení s půdním fondem, zejména v rozvojovém světě, vedlo již v roce 1972, na zasedání výboru ministrů k přijetí Evropské charty o půdě a v roce 1981, na 21 konferenci Organizace OSN pro výživu a zemědělstvk přijetí Světové charty o půdě. Závažnost této otázky byla plně zdůrazněna na mezinárodní konferenci „Environment and Development“ v Rio de Janeiru v roce 1992, které se zúčastnili vedoucí představitelé 178 států a kde byly stanoveny základní principy využívání půdního fondu (více viz Jandák, Prax, Pokorný, 2001; Hauptman, 2010).

■

71

72

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Graf 23 ukazuje podíl těchto paragrafů na celkových výdajích na ochranu půdy a podzemní vody v letech 2005–2009. Z něj plyne, že nejvyšší množství finančních prostředků bylo v letech 2005–2009 poskytnuto na dekontaminaci půd a čištění spodní vody, a to více než 50 % všech prostředků do této oblasti. Graf 23: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu půdy a podzemní vody v letech 2005–2009 9,8% 0,0% 12,1% 12,9% 2342 - Protiporézní ochrana 7,0% 3731 - Ochrana půdy a pod.. vody proti znečištění infiltrací 3732 - Dekontaminace půd a čištění spod. vody 3733 - Monitoring půdy a podzemní vody 3734 - Předcházení a sanace zasolení půd 58,2%

3739 - Ostatní ochrana půdy a spodní vody J.N.


Z následující tabulky, která obsahuje celkové výdaje obcí, měst, krajských úřadů a dobrovolných svazků obcí na oblast ochrany půdy a podzemní vody za jednotlivé kraje v letech 2005–2009, je zřejmé, že nejvyšší výdaje měly v tomto období obce v Pardubickém a Libereckém kraji. V roce 2005 také obce Moravskoslezského kraje, což je zřejmé i z grafu 24, který zobrazuje běžné výdaje na obyvatele. Tabulka 11: Celkové výdaje na ochranu půdy a podzemní vody za kraje Výdaje na oblast Ochrana půdy a podzemní vody (běžné ceny) v tis. Kč 2005 2006 2007 2008 2009 Jihočeský kraj 294 130 52 1 477 1 415 Jihomoravský kraj 2 842 8 101 21 255 7 614 3 792 Karlovarský kraj 90 4 5 84 49 Královéhradecký kraj 458 5 476 838 2 015 1 731 Liberecký kraj 45 327 34 334 17 846 20 092 6 064 Moravskoslezský kraj 23 926 7 558 3 047 10 732 6 455 Olomoucký kraj 1 108 2 593 2 447 7 605 6 790 Pardubický kraj 22 804 21 506 67 326 45 588 32 748 Plzeňský kraj 1 375 188 579 2 216 464 Hlavní město Praha 0 0 934 36 14 Středočeský kraj 3 428 2 192 777 3 466 1 798 Ústecký kraj 1 914 165 2 291 1 003 661 Kraj Vysočina 1 933 930 912 2 294 1 543 Zlínský kraj 593 2 572 1 672 2 586 1 978 Celkem 106 092 85 749 119 981 106 807 65 500 Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno Kraj

Tyto vyšší výdaje vycházejí v případě Libereckého kraje z běžných výdajů obcí, města a DSO v okrese Česká Lípa, které se v letech 2005–2009 pohybovaly mezi 150–400 Kč/osobu, což je více než dvacetinásobek republikového průměru. Tyto výdaje byly poskytnuty na spolufinancování sanace půdy po těžbě uranu v ložisku


Stráž. V případě Pardubického kraje jde o výdaje krajského úřadu na paragraf 3732 – dekontaminace půd a čištění spodní vody. Graf 24: Běžné výdaje na ochranu půdy a podzemní vody na obyvatele za kraje (v běžných cenách v Kč) 120 100 80 60 40 20 0 2005

2006


2007




Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno Graf 25: Kapitálové výdaje na ochranu půdy a podzemní vody za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) 60 000 50 000 40 000 30 000 20 000 10 000 0 2005

2006



2007




V případě kapitálových výdajů je situace jiná. Liberecký kraj se již mezi kraji s nejvyššími výdaji neobjevuje. Nejvyšší kapitálové výdaje měl celkově kraj Pardubický, u kterého se jednalo o výdaje krajského úřadu, a nezanedbatelné výdaje měly také obce, města a DSO v krajích Moravskoslezském, Olomouckém a Jihomoravském, viz graf 25.

■

73

74


3.3.5


Dnešní bohatství života na Zemi je produktem evoluční historie probíhající stovky milionů let. V posledních tisíciletích byl jejich vývoj poznamenán činností lidských kultur a v mnoha oblastech, které mají na první pohled charakter přírodních ekosystémů, existují staleté tradice lidské činnosti a využívání přírodních zdrojů. Jak uvádí Jůza (1997), vliv člověka na přírodu je běžně spojován s úbytkem biodiverzity (úbytek a zánik jednotlivých druhů) a změnou krajiny, a proto je nutné je chránit. Výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny jsou součástí tří oddílů rozpočtové skladby. Jedná se o oddíl 37 – Ochrana životního prostředí, oddíl 10 – Zemědělství a lesní hospodářství a oddíl 23 – Vodní hospodářství. Patří mezi ně paragrafy: 1037 – celospolečenské funkce lesů;40 2342 – revitalizace říčních systémů; 3741 – ochrana druhů a stanovišť; 3742 – chráněné části přírody; 3743 – rekultivace půdy v důsledku těžební a důlní činnosti; 3744 – protierozní, protilavinová a protipožární ochrana; 3745 – péče o vzhled obcí a veřejnou zeleň a 3749 – ostatní činnosti k ochraně přírody a krajiny. Graf 26: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu biodiverzity a krajiny v letech 2005–2009 1,3%

2,4%

1,1% 12,3%

1,2%

1037 - Celospolečenské funkce lesů

0,6% 7,9%

2334 - Revitalizace říčních systémů 3741 - Ochrana druhů a stanovišť 3742 - Chráněné části přírody 3743 - Rekultivace půdy v důsledku těžební a důlní čin. 3744 - Protierozní, protilavin. a protipožár. ochrana 3745 - Péče o vzhled obcí a veřejnou zeleň

73,3%

3749 - Ostatní činnosti k ochraně přírody a krajiny J.N.


40

Jedná se o podporu mimoprodukčních funkcí lesa mající celospolečenský význam (např. práce lesnicko-technických meliorací a hrazení drobných vodních toků, výstavba a údržba lesních cest a chodníků, protierozní opatření, ochrana a zvelebování chovů ohrožených druhů zvířat, ochrana ustupujících a ohrožených druhů lesních dřevin, protipožární ochrana v lesích, mimořádná opatření při přemnožení hmyzích škůdců a chorob, lesní stráž aj. (Kinšt, Paroubek, 2008).


Podle grafu, 26, který ukazuje podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu biodiverzity a krajiny v letech 2005–2009, bylo největší množství veřejných prostředků alokováno na péči o vzhled obcí a veřejnou zeleň, které zahrnují výdaje spojené s výstavbou, obnovou, údržbou apod. městských a obecních zelených ploch, především parků, lesoparků, alejí, veřejných zahrad a sadů, záhonů, květinových výzdob apod., pokud nejsou např. součástí kulturních památek (zámecké zahrady), školních pozemků aj. Mezi významnější patřily také výdaje na ochranu druhů a stanovišť a protierozní a protipožární ochranu.41 V následující tabulce jsou ukázány celkové výdaje obcí, měst, krajských úřadů a DSO na ochranu biodiverzity a krajiny podle jednotlivých krajů. Tabulka 12: Celkové výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje Kraj Jihočeský kraj Jihomoravský kraj Karlovarský kraj Královéhradecký kraj Liberecký kraj Moravskoslezský kraj Olomoucký kraj Pardubický kraj Plzeňský kraj Hlavní město Praha Středočeský kraj Ústecký kraj Kraj Vysočina Zlínský kraj Celkem

Výdaje na oblast Ochrana biodiverzity a krajiny (běžné ceny) v tis. Kč 2005 2006 2007 2008 2009 329 548 327 492 381 448 806 140 489 705 559 165 636 646 658 731 1 375 107 795 547 221 389 249 616 189 895 445 774 273 588 351 829 371 654 376 696 868 012 524 254 162 301 166 612 204 575 462 957 261 891 574 778 624 721 649 246 1 445 979 875 205 307 119 405 814 369 673 886 018 536 489 177 644 192 016 220 822 448 106 254 400 269 467 329 365 315 846 947 068 638 596 1 986 158 1 914 786 1 759 196 3 855 390 2 850 577 534 542 602 295 596 662 1 391 720 798 804 623 302 733 390 568 111 1 034 863 588 044 250 502 238 721 245 070 576 592 372 090 278 078 382 454 337 025 680 287 419 310 6 625 822 7 175 582 6 872 995 15 224 012 9 678 499


Pokud vyjdeme z analýzy výdajů, jak jsou ukázány v tabulce 12, pak největší objem celkových výdajů na ochranu biodiverzity a krajiny mělo hlavní město Praha. Další nejvyšší, avšak méně než poloviční výdaje než Praha, pak měly kraje Moravskoslezský, Jihomoravský, Středočeský a Ústecký. Nejnižší výdaje měl ve všech letech Karlovarský kraj, což je zřejmě dáno tím, že se jedná o jeden z nejmenších krajů. Pro hlubší analýzu výdajů na ochranu vod byla provedena analýza podle druhové klasifikace a výdaje do jednotlivých oblastí podle CEPA byly analyzovány u běžných a kapitálových výdajů. Na základě této analýzy bylo zjištěno, že ve všech obcích výrazně převažují výdaje běžné nad kapitálovými. Výjimkou je hlavní město Praha, která kromě let 2007 a

41

Jedná se o ochranu nezahrnutou v jiných funkcích, včetně ochrany proti povodním (Kinšt, Paroubek, 2008).

■

75

76

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost 2008 vyčlenila více finančních prostředků na kapitálové výdaje v oblasti ochrany krajiny a biodiverzity (investiční projekty). To je zřejmé i z grafů 27 a 29, které ukazují výše běžných a kapitálových výdajů za jednotlivé kraje. Graf 27: Běžné výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje (v běžných cenách v tis. Kč)

1 500 000

1 000 000

500 000

0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006

2007


2008

Karlovarský Olomoucký Středočeský



I v případě běžných výdajů byl nejvyšší objem finančních prostředků alokován v Praze, kde se jednalo převážně o výdaje paragrafu 3745 – péče o vzhled obcí a veřejnou zeleň, tedy výdaje na úklid. Pro lepší srovnání krajů jsou v grafu 28 ukázány běžné výdaje na obyvatele. Z tohoto grafu je zřejmé, že Praha má jednoznačně nejvyšší objem výdajů, který je v některých letech (2007 a 2009) dvojnásobný než u ostatních krajů. Graf 28: Běžné výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje na obyvatele (v běžných cenách v Kč)

1 200 1 000 800 600 400 200 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina

2006

2007






V případě kapitálových výdajů pak Praha několikanásobně převyšuje ostatní kraje. V letech 2005–2009 zde bylo do ochrany přírody a krajiny investováno více než 5 mld. Kč. Jednalo se převážně o investice do obnov parků a zahrad, jako Stromovka, Hvězda, Petřín, Letenské sady, zahrada Kinských, Vítkov, komplex zahrad vrchu Petřína, Královská obora, park na vrchu Vítkově, obora Hvězda a lesopark Cibulka aj. (za více než 2,5 mld. Kč). Dále byly financovány revitalizace nádrží, rybníků a jiné vodní plochy v Praze (za více než 400 mil. Kč). Tyto výdaje však tvoří pouze zlomek celkových investičních výdajů v Praze. Graf 29: Kapitálové výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) 2 000 000 1 500 000 1 000 000 500 000 0 2005 Jihočeský Liberecký Plzeňský Vysočina


2007

2008

Karlovarský Olomoucký Středočeský



3.3.6

Redukce působení fyzikálních faktorů

Výdaje na oblast redukce působení fyzikálních faktorů patří mezi minoritní výdaje v obcích i krajích, a proto jim nebude věnována taková pozornost jako jiným výdajům. Tyto výdaje tvoří paragrafy pododdílu 375 – Omezování hluku a vibrací: 3751 – konstrukce a uplatnění protihlukových zařízení; 3752 – protiradonová opatření; 3753 – monitoring k zajišťování úrovně hluku a vibrací; 3759 – ostatní činnosti k omezení hluku a vibrací a výdaje v pododdílu 377 – Ochrana proti záření, mezi které patří rozpočtové paragrafy: 3771 – protiradonová opatření; 3772 – přeprava a nakládání s vysoce radioaktivním odpadem; 3773 – monitoring k zajišťování úrovně radioaktivního záření a 3779 – ostatní činnosti k redukci fyzikálních vlivů.

■

77

78

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Z grafu 30, který ukazuje podíl těchto paragrafů na celkových výdajích na redukci působení fyzikálních faktorů v letech 2005–2009, je zřejmé, že nejvíce finančních prostředků bylo poskytnuto na protihluková zařízení a protiradonová opatření. Výdaje na protihluková zařízení pak tvoří výdaje na protihlukové stěny a bariéry, okna, zapouzdření strojů apod. Graf 30: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na redukci působení fyzikálních faktorů v letech 2005–2009 13,5%

39,7%

3751 - Konstrukce a uplatnění protihlukových zařízení 3752+3771 - Protiradonová opatření

14,9%

3772 - Radioaktivní odpad 3753+3773 - Monitoring k zajišť. úrovně fyzik. faktorů 0,1%

3759+3779 - Ostatní činnosti k redukci fyzikálních vlivů

31,8% Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno

Pro ilustraci je v následující tabulce uvedena výše výdajů obcí, měst, DSO a krajských úřadů v jednotlivých krajích v letech 2005–2009. Tabulka 13: Celkové výdaje na redukci působení fyzikálních faktorů za kraje Kraj Jihočeský kraj Jihomoravský kraj Karlovarský kraj Královéhradecký kraj Liberecký kraj Moravskoslezský kraj Olomoucký kraj Pardubický kraj Plzeňský kraj Hlavní město Praha Středočeský kraj Ústecký kraj Kraj Vysočina Zlínský kraj Celkem

Výdaje na oblast Redukce působení fyzikálních faktorů (běžné ceny) v tis. Kč 2005 2006 2007 2008 2009 0 32 2 288 7 124 6 881 6 179 1 491 4 842 265 110 0 13 180 891 594 200 34 45 172 4 442 0 424 1 903 1 856 0 7 10 9 1 444 444 570 1 460 903 15 0 1 700 114 108 2 301 0 93 1 715 178 236 15 500 4 731 84 1 077 111 230 2 424 2 114 0 0 5 99 28 0 0 2 241 4 930 4 357 0 0 0 84 51 10 894 2 147 13 127 25 921 17 269


3.3.7

Správa v ochraně životního prostředí

Další z minoritních oblastí je správa v ochraně životního prostředí. Zahrnuje výdaje na paragrafy: 3761 – ústřední státní správa v ochraně životního prostředí; 3762 – ostatní orgány státní správy v ochraně životního prostředí a 3763 – ostatní správa v ekologii.


V následujícím grafu jsou ukázány podíly těchto paragrafů na celkových výdajích územních rozpočtů na správu v ochraně životního prostředí v letech 2005–2009. Graf 31: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na správu v ochraně životního prostředí v letech 2005–2009 0,8%

0,9% 3761 - Ústřední státní správa v ochraně ŽP 3762 - Ostatní orgány státní správy v ochraně ŽP 3769 - Ostatní správa v ekologii

98,3% Zdroj: Informace z MF ČR, upraveno

Z těchto výdajů měly nejvyšší objem výdaje na paragraf ostatní správa v ekologii, které tvořily více než 98 % všech výdajů na správu v ochraně životního prostředí (viz graf 33). Je to dáno tím, výdaje paragrafu 3761 by se měly týkat pouze Ministerstva životního prostředí ČR a výdaje paragrafu 3762 ostatních orgánů státní správy (např. Česká inspekce životního prostředí, CENIA, aj.). Správa obcí, měst, krajů a DSO by měla být evidována pouze jako výdaj rozpočtového paragrafu 3763. Výše výdajů místních rozpočtů na správu v ochraně životního prostředí v jednotlivých krajích v letech 2005–2009 je ukázána v následující tabulce. Tabulka 14: Celkové výdaje na správu v ochraně životního prostředí za kraje Kraj

2005

Jihočeský kraj Jihomoravský kraj Karlovarský kraj Královéhradecký kraj Liberecký kraj Moravskoslezský kraj Olomoucký kraj Pardubický kraj Plzeňský kraj Hlavní město Praha Středočeský kraj Ústecký kraj Kraj Vysočina Zlínský kraj Celkem

74 214 528 0 426 1 905 3 275 70 3 1 603 2 221 60 1 81 10 461

Výdaje na oblast Správa v ochraně ŽP (běžné ceny) v tis. Kč 2006 2007 2008 2009 530 16 922 41 185 19 073 131 315 668 322 742 791 1 851 1 030 11 37 708 17 435 318 681 367 868 1 792 5 730 3 705 3 812 3 432 12 901 7 340 177 443 283 16 3 297 804 422 2 618 9 475 7 303 4 064 393 410 1 841 1 003 109 87 5 0 14 106 136 130 3 0 136 96 9 846 34 425 74 232 37 585


3.3.8

Ostatní činnosti v ekologii

Výdaje na ostatní činnosti v ekologii zahrnují výdaje na paragrafy: 3791 – mezinárodní spolupráce v životním prostředí;

■

79

80

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost 3792 – ekologická výchova a osvěta; 3793 – ekologické programy v dopravě a 3799 – ostatní ekologické záležitosti a programy. Spadají sem příspěvky mezinárodním organizacím, výdaje na mezinárodní semináře, výdaje na kombinovanou dopravu aj. Z těchto činností byla v letech 2005–2009 v nejvyšší míře v případě běžných i kapitálových výdajů financována environmentální výchova a osvěta a dále ostatní ekologické záležitosti a programy. Ostatní dva paragrafy se ve výdajích téměř neobjevují, viz následující graf. Graf 32: Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ostatní činnosti v ekologii v letech 2005–2009 19,2%

0,8%

0,7%

3791 - Mezinárodní spolupráce v životním prostředí 3792 - Ekologická výchova a osvěta 3793 - Ekologické programy v dopravě 3799 - Ekologické záležitosti a programy J.N. 79,3%


Z pohledu zastoupení krajů na těchto výdajích v případě běžných výdajů v letech 2005–2009 má jednoznačně nejvyšší celkové výdaje hlavní město Praha a také Liberecký kraj (viz tabulka 15). Tabulka 15: Celkové výdaje na ostatní činnosti v ekologii za kraje Kraj Jihočeský kraj Jihomoravský kraj Karlovarský kraj Královéhradecký kraj Liberecký kraj Moravskoslezský kraj Olomoucký kraj Pardubický kraj Plzeňský kraj Hlavní město Praha Středočeský kraj Ústecký kraj Kraj Vysočina Zlínský kraj Celkem

Výdaje na oblast Ostatní činnosti v ekologii (běžné ceny) v tis. Kč 2005 2006 2007 2008 2009 2 544 4 402 3 792 11 083 5 732 4 021 4 735 3 935 11 023 6 123 727 959 900 2 165 1 148 4 674 5 354 8 979 12 069 5 656 8 694 23 106 27 136 30 185 17 943 10 177 13 980 17 356 23 620 9 124 25 925 56 062 21 911 18 367 7 501 6 045 7 364 7 015 10 842 6 247 3 258 1 867 2 693 10 773 3 413 26 048 20 846 30 864 52 166 27 199 6 853 10 975 13 332 15 715 7 885 3 567 2 151 3 487 8 143 4 308 1 425 780 1 545 1 960 751 5 270 9 090 10 123 8 831 6 276 109 228 161 671 153 070 216 940 109 304


Z pohledu běžných výdajů na obyvatele má nejvyšší výdaje hlavní město Praha následovaná Olomouckým krajem. Průměrné výdaje na obyvatele v letech 2006 a 2007 také výrazně převýšil kraj Zlínský. V případě kapitálových výdajů měly v letech 2005–2008 nejvyšší investiční výdaje hlavní město Praha a Olomoucký


kraj, který navýšil investice do budov environmentální výchovy a osvěty, a to v okrese Olomouc, jehož výdaje do této oblasti tvořily více než 95 % celkových výdajů Olomouckého kraje.

3.4 Zhodnocení výsledků analýzy Analýza struktury veřejných environmentálních výdajů je potřebná jak z důvodu rozborů veřejných výdajů, tak pro posouzení zabezpečování politiky životního prostředí, přičemž pro úspěšnost politiky životního prostředí je důležitá její úzká provázanost s veřejnými rozpočty. I když při analýzách způsobů financování ochrany životního prostředí narážíme na poměrně složité systémy včetně kofinancování z různých finančních zdrojů, lze poměrně přesně určit pravidla, podle kterých jsou prostředky z jednotlivých veřejných rozpočtů používány (Hájek, 2003). Z hlediska objemu výdajů i množství realizovaných konkrétních opatření jsou v ČR nejdůležitější místní rozpočty. V této souvislosti je třeba si uvědomit, že komunální investice na ochranu životního prostředí jsou financovány z různých finančních zdrojů (Lovei, 1997). Především do nich míří většina podpor z centrální úrovně.42 Na regionální úrovni se provádí řada aktivit k ochraně životního prostředí, a proto je z metodického hlediska důležité, na co jsou výdaje na této úrovni poskytovány. Takto pojatá analýza je pak zrcadlem nastaveným státní politice životního prostředí, neboť ukazuje do jaké míry je tato politika v regionech akceptována. Z pohledu oblastí ochrany životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000 je největší objem výdajů alokován do tří oblastí ochrany a tvorby životního prostředí, kterými jsou ochrana vody, ochrana biodiverzity a krajiny a nakládání s odpady. Výdaje na tyto oblasti tvoří více než 75 % všech veřejných výdajů na ochranu a tvorbu životního prostředí. Přitom v případě místních rozpočtů je to více než 95 %. V případě kapitálových výdajů bylo nejvíce alokováno na ochranu vody, následně na ochranu biodiverzity a krajiny a nakládání s odpady. Běžných výdajů bylo nejvíce alokováno na nakládání s odpady, následované ochranou biodiverzity a krajiny a ochranou vody. Z výsledků analýzy je zřejmé, že z pohledu krajů je v případě běžných výdajů objem výdajů závislý na množství obyvatel kraje. V případě kapitálových výdajů pak již více na dovednostech souvisejících s podáváním projektů a žádostí o dotace z centrálních zdrojů.

42

U SFŽP ČR se jedná v dlouhodobém průměru o cca 85 % výdajů, které směrují do rozpočtů obcí.

■

81

82


Literatura [1]

ACOT, P., HRUBANOVÁ, V. Historie a změny klimatu: od velkého třesku ke klimatickým katastrofám. Vyd. 1., Praha: Karolinum, 2005, 237 s., ISBN 8024608693

[2]

CIBÁKOVÁ, V., MALÝ, I., Veřejná správa v kontextu přípravy a vstupu státu do eurozóny. 1. vyd., Brno: Masarykova univerzita, 2009, 231 s., ISBN 9788021049796

[3]


[4]

HADRABOVÁ, A., Veřejná správa životního prostředí. Vyd. 1., Praha: Oeconomica, 2008, 178 s., ISBN 9788024514079

[5]

HÁJEK, M. Efektivnost výdajů z veřejných rozpočtů na ochranu životního prostředí. Ústí nad Labem: Univerzita J. E. Purkyně, 2000, 140 s., ISBN 8070443146

[6]

HÁJEK, M. Struktura výdajů z veřejných rozpočtů na ochranu životního prostředí v ČR. Finance a úvěr, 1–2/2003, s. 60–74, ISSN 0015-1920

[7]

HAUPTMAN, I. a kol. Půda v České republice. Praha: Pro Ministerstvo životního prostředí a Ministerstvo zemědělství vydal Consult, 2009, 255 s., ISBN 9788090348240

[8]

HENDRYCH, D. Správní věda: teorie veřejné správy. 3., aktualiz. vyd., Praha: Wolters Kluwer Česká republika, 2009, 231 s., ISBN 9788073574581

[9]

HŘEBÍČEK, J. Integrovaný systém nakládání s odpady na regionální úrovni. Vyd. 1., Brno: Littera, 2009, 202 s. s. 229–239, ISBN 9788085763546

[10]

Informační systém ARIS,

[11]

Informační systém ÚFIS (Systém účetních a finančních informací státu (ÚFIS) z Centrálního systému účetních informací státu), [online], Dostupný z WWW:

[12]

JANDÁK, J., PRAX, A., POKORNÝ, E. Půdoznalství. 1. vyd., Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita, 2001, 140 s., ISBN 8071575593

[online],

Dostupný

z

WWW:


[13]

JÍLKOVÁ, J., HÁJEK, M. Mimorozpočtové fondy jako nástroj státní politiky životního prostředí, Finance a úvěr 48, 3, 1998, s. 167 – 176, ISSN 00151920

[14]

JÍLKOVÁ, J., SLAVÍKOVÁ, L. Ekonomie životního prostředí na rozcestí. Politická ekonomie : teorie modelování, aplikace. 2009. sv. 57, č. 5, s. 660676. ISSN 0032-3233

[15]

JŮZA, J. Vybrané kapitoly z ochrany životního prostředí. Vyd. 1., Plzeň: Západočeská univerzita, 1997, 86 s., ISBN 8070823542

[16]


[17]

KOSTKAN, V. Územní ochrana přírody a krajiny v České republice. Ostrava: Vysoká škola báňská, 1996, 138 s., ISBN 8070783664

[18]

KURAŠ, M. a kol. Odpadové hospodářství. Vyd. 1., Chrudim: Vodní zdroje Ekomonitor, 2008, 143 s., ISBN 9788086832340

[19]

LOVEI, M. Transition to Sustainable Financing of Municipal Environmental Investments in Central Eastern Europe. Second Meeting of the CEE Environmental Funds Network, Cracow, Poland, 1997

[20]

MARIĄO, M., BOLAND, J. An Integrated Approach to Wastewater Management: Deciding Where, When, and How Much to Invest. 1st ed., Washington: The World Bank, 1999, 46 s., ISBN 0821344676

[21]

OLWIG, K. Landscape, Nature, and the Body Politic: From Britain’s Renaissance to America’s New World. Madison: University of Wisconsin Press, 2002, 299 s., ISBN 0299174204

[22]

RITSCHELOVÁ, Iva. Výkladový slovník vybraných pojmů z oblasti environmentální ekonomie. Vyd. 1. Ústí nad Labem: Univerzita J. E. Purkyně v Ústí nad Labem, 2002. 206 s. ISBN 8070444169

[23]

Státní politika životního prostředí. Praha: Ministerstvo životního prostředí, 2004, ISBN 8072122835, [online], [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[24]

Zpráva o hospodaření SFŽP ČR za rok 2006, Praha: Státní fond životního prostředí ČR, 2007, [online], [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[25]

ŠELEŠOVSKÝ, J. Management veřejných financí krajské samosprávy. 1. vyd., Brno: Masarykova univerzita, 2009, 160 s., ISBN 9788021050969

■

83

84


The European Comunities, 2009, [online], [cit. 2010-10-10], Dostupný z WWW:

[27]

Směrnice Evropského parlamentu a Rady 2000/60/ES ze dne 23. října 2000, kterou se stanoví rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky, online], [cit. 2010-10-10], Dostupný z WWW: http://eagri.cz/public/web/mze/legislativa/predpisy-es-eu/LegislativaEU_vodni-hospodarstvi_Smernice-2000-60-Vodnihosp.html/

Efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí

4 Efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí David Špaček, Ivan Malý, Eduard Bakoš Jakkoliv je prostá velikost environmentálních výdajů významným indikátorem sama o sobě (viz výše), jejich klíčovou charakteristikou je, resp. měla by být, efektivnost, se kterou jsou vynakládány. Na ní závisí konečná velikost užitků, míra uspokojení potřeb lidí. Lze o ní hovořit jako o kritériu racionality jednání zúčastněných subjektů a o klíčové kategorii ekonomického přístupu k analýze a hodnocení společenských procesů (Malý, 2002). Tato ekonomická racionalita pramení z představy, „…že racionální činnost spočívá v efektivním využití omezených zdrojů za účelem maximálního dosažení cílů, resp. žádoucích užitků“ (Malý, 1999: 32). S tím, jak se v posledních dekádách ve vyspělých zemích zvyšuje všeobecné napětí mezi relativně stále omezenějšími veřejnými zdroji a účely, na které by jich bylo možné a žádoucí použít (ať již jsou generovány společenskou poptávkou či účelovým aktivismem vlád), roste potřeba dosahovat a prokazovat vyšší míry efektivnosti při hospodaření s veřejnými prostředky. Tato snaha naráží na celou řadu překážek. Důvody toho, že veřejný sektor tenduje k neefektivnosti, jsou obecně známé (např. Strecková, Malý a kol., 1998) a jejich odstraňování není snadné. Stačí, když na tomto místě připomeneme technické obtíže spojené s vyjadřováním a porovnáváním užitků spojených s (nejen) environmentálními výdaji. Už jen ty samotné v mnoha případech stačí k tomu, aby byla zpochybňována potřeba provádět systematicky ekonomické analýzy, podmiňovat jejich výsledky alokaci veřejných prostředků a používat je při plánování zdrojů. Proti používání metod ekonomické analýzy ve veřejném sektoru obecně a zejména některých odvětvích, jako je např. zdravotnictví, kultura či ochrana životního prostředí, bývají kromě již zmíněných technických námitek vznášeny i námitky v podstatě etické. Etické námitky by se daly charakterizovat stanoviskem, že životní prostředí představuje tak významnou hodnotou, že by nemělo být posuzováno ekonomickými kritérii, jinými slovy, že by společnost neměla litovat žádných nákladů spojených s jeho ochranou. Kritikové vystupující z etického hlediska napadají myšlenku, že by společnost měla v jistém smyslu stanovit např. cenu čistého vzduchu či zachování živočišného druhu.

■

85

86

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Oba druhy těchto námitek jsou nepochybně pádné. Bohužel, jejich uznání nás neuchrání od působení prostého faktu omezenosti zdrojů. Kde existuje omezenost zdrojů, existují také náklady ušlé příležitosti. Co bude mít větší přínos: Když investujeme do ochrany vod, ovzduší nebo do zachování biodiverzity? Určitá rozhodnutí tohoto typu je třeba činit na všech úrovních. Ekonomická analýza při tom může být užitečná pro systematičnost a logiku tvorby takových rozhodnutí. V této kapitole se podrobněji věnujeme efektivnosti jako kategorii teoretické ekonomie a příčinám tendence k neefektivnosti ve veřejném sektoru. Následně se věnujeme způsobům měření a hodnocení efektivnosti.

4.1 Efektivnost a její obecné vymezení Efektivnost je spojována především s manažerskými a ekonomickými kritérii hodnocení činností, procesů, jejich výstupů a v nich využitých zdrojů. Její vymezení není úplně jednoduché a často není v literatuře a v praxi pojímáno jednotně. Vymezení efektivnosti odráží vždy postoj autora, který o ní hovoří, a také objekt (produkt, proces, činnost apod.), jehož efektivnost je posuzována. Česká slova efektivita, efektivní, efektivnost jsou provázána především s anglickými termíny efficiency, effectiveness a economy (vycházející z metodologie 3E). V angličtině není vymezování slova efektivnost problematické, terminologie je zde svým obsahem relativně jednotná. V případě používání tohoto termínu v češtině však tomu tak vždy není. V anglickém jazyce je efektivnost (efficiency) vymezována především jako ekonomické kritérium – schopnost produkovat požadované výsledky při minimálním vynaložení zdrojů. Efektivnost je zde chápána jako určitá optimální kombinace dvou kritérií. Hodnotící soud o efektivnosti musí vzít v potaz obě tato kritéria a také kontext (podmínky), ve kterém daná činnost probíhá: 1.

Účinnosti (effectiveness), která vyjadřuje schopnost produkovat zamýšlené/požadované/očekávané efekty (výsledky). Míra účinnosti je podle Špačka (2007) v praxi především ovlivněna (abstrahujeme-li od exogenních vlivů): formulací očekávaných efektů (tzn. kvalitou cílů43 a konzistentností – vzájemnou neodporovatelností – stanovených cílů); b) volbou prostředků (technologií) pro jejich dosahování; c) praktickým uplatněním zvolených prostředků (technologií); d) zvolenou metodou pro jejich vyhodnocování a

a)

43

V této souvislosti jsou již klasické požadavky SMART, což jsou kritéria projektového řízení zahrnující následující požadavky – Specific (přesně stanovené), Measurable (měřitelné), Achieveable (dosažitelné), Relevant (významné) a Time-managed (časově vymezené).


e) 2.

způsobem použití zvolené metody vyhodnocování (včetně stupně otevřenosti a průhlednosti výsledků použití metody).

Hospodárnosti (economy), která je požadavkem na využití co možná nejmenšího množství zdrojů, které jsou k dosažení zamýšleného/požadovaného potřeba. Jinými slovy, efektivní činností nemůže být taková činnost, která sice přinese očekávané cíle, avšak s neadekvátním (zbytečně velkým) využitím disponibilních zdrojů. Na druhé straně ani hospodárnost jako taková není jediným kritériem efektivnosti. Minimální využití zdrojů nemusí přinést očekávanou kvalitu.

Definice efektivnosti proto pracují s požadavkem dobře pracovat a produkovat dobré výsledky s co možná nejúčinnějším využitím dostupného času, peněz, pracovníků atp. Český Akademický slovník cizích slov v rámci vymezování slova efektivnost pracuje s obsahem, který se blíží spíše anglickému termínu effectiveness (tzn. účinnost) než obsahu slova efektivnost v jeho anglickém originálu, anebo k vymezení termínu produktivita. „Efektivností výroby“ rozumí účinnost prostředků vložených do výroby, která je hodnocena z hlediska jejich výsledků. Hovoří také o „ekologické efektivnosti“, kterou definuje jako účinnost opatření v krajině z hlediska optimálních podmínek dalšího rozvoje živé přírody (viz Kolektiv autorů, 2001: 185).

4.2 Efektivnost ve (veřejné) ekonomii a české správní vědě Nyní opustíme vymezování obsahu slova efektivnost obecně a přistoupíme k chápání efektivnosti v ekonomických vědních disciplínách, především ve veřejné ekonomii. Dle klasiků veřejné ekonomie Musgravea a Musgravové (1994) se ekonomie zabývá efektivním využíváním zdrojů, které nejlépe uspokojuje potřeby spotřebitelů. Pojetí efektivnosti pro účely své již klasické publikace podobně jako jiní autoři (teoretici ekonomie) konkretizují tak, že odlišují (především) dvě vymezení efektivnosti – efektivnost alokace (alokační efektivnost) a efektivnost technickou. Efektivnost alokace (allocative efficiency) je v užším pojetí klasicky definována s využitím první základní věty ekonomie blahobytu, tzv. paretovskou efektivností, kdy je dané ekonomické uspořádání považováno za efektivní, pokud nemůže nastat změna, při níž by někdo získal, aniž by přitom někdo nebo někteří jiní ztratili. Jestliže je tato změna možná, potom je podle paretovského přístupu k efektivnosti existující uspořádání neefektivní a lze touto změnou dosáhnout zvýšení efektivnosti. Ekonomové používají takto chápanou efektivnost k oddělení problému efektivní alokace od problému rozdělování. Upozorňují na to, že samotné tvrzení, že

■

87

88

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost ekonomika je paretovsky efektivní, neznamená, že přerozdělování bohatství v ní je spravedlivé, neboť se zabývá výlučně efektivností v oblasti užitku, kde se ekonomická volba zakládá pouze na konceptu chování motivovaného vlastním zájmem. Munger (2000) označuje využití zdrojů za efficient (ve smyslu alokačně efektivní), pokud a jenom pokud neexistuje jiná lepší alternativní alokace stejných zdrojů. Zmíněný autor upozorňuje na to, že slovo lepší je těžké specifikovat precizně, pokud se vztahuje k alokaci mezi dvěma a více jednotlivci. Pojetí alokační efektivnosti Mungera je téměř totožné s Barrovou alokační efektivností (Barr, 2004: 389).44 V pragmatickém slova smyslu odkazuje efektivnost alokace podle Jacksona a Browna (2003: 230) na následující otázky: Produkuje veřejný sektor tu úroveň a kombinaci služeb (veřejných výdajů), které poptávají voliči? Je volič na politickém trhu svrchovaný? Čí preference mají váhu? Alokační efektivnost je také ovlivněna veřejnou volbou, zejména jevem známým jako logrolling (tzv. kupování hlasů) a následně rozhodovacím procesem samotným, kde je třeba vzpomenout na jiný stěžejní fenomén, a to tzv. rent-seeking, který se objevuje u realizační fáze a ovlivňuje dosahování technické efektivnosti (Ochrana, 2007). Technická efektivnost (technological efficiency, někdy též technologická efektivnost či „efektivnost X“) se vztahuje k nabídce veřejného sektoru. V jejích definicích je patrné to, že technická efektivnost diskutuje především míru hospodárnosti (economy), tak jak byla vymezena výše. V definicích technické efektivnosti je také mnohem více (než v pojetí alokační efektivnosti) patrné zaměření na hodnocení mikroúrovně řízení (úroveň konkrétních organizací, které poskytují služby konečnému uživateli). Připomeňme definici technické efektivnosti Jacksona a Browna (2003: 230–231) „Bez ohledu na to, zda veřejný sektor produkuje optimální úroveň a kombinaci veřejných služeb, ptáme se: Jsou tyto služby produkovány s minimálními náklady? Je úroveň veřejné zaměstnanosti příliš vysoká? Jsou používány ty nejlepší postupy a nejefektivnější technologie?“ Technologická efektivnost podle Mungera (2000) požaduje, aby proces produkce neplýtval zdroji a aby v rámci tohoto procesu byla využita nejlepší dostupná technologie. Pokud negativa spojená s plýtváním existují, hovoří autoři o existenci neefektivnosti X (nebo o technické neefektivnosti), kterou s využitím mikroekonomických nástrojů charakterizují následovně: přítomnost neefektivnosti X je podle Jacksona a Browna (2003: 241) „jinak formulovanou myšlenkou, že úřad nefunguje na své hranici produkčních možností, ale někde uvnitř této hranice“. Zvyšování technické efektivnosti poskytování veřejných služeb souvisí podle Nemce (1997: 31) s dosahováním „vyššej miery nákladovej efektívnosti,

44

V rámci glosáře je zde alokační efektivnost vymezena takto: „The allocation of scarce resources in such a way that no realocation can make any individual better off without making at least one other individual worse off.“


hospodárnosti a vyššej miery účelnosti vynakladania verejných prostriedkov, ako aj zvýšenie pružnosti reakcie verejného sektora na oprávnené požiadavky voličov.“ Jako specifická je někdy ohraničována tzv. leibensteinovská X-neefektivnost související s názorem Leibensteina, že v organizacích spravovaných státem dochází často k ztrátě na efektivnosti v důsledku toho, že management nemá motivaci efektivně řídit v oblasti nákladů (Ochrana, 2001: 227). Na tuto skutečnost upozorňují i jiní autoři, např. Niskanen (1994, 2004), Tullock (1965, 2005), v souvislosti s úsilím byrokracie o maximalizaci rozpočtu (hovoří se o ekonomických interpretacích byrokracie). Pro účely úplnosti je nutné dodat, že česká mikroekonomie pracuje rovněž s termínem ekonomická efektivnost: „Technologie (tj. určitá kombinace výrobních faktorů) je ekonomicky efektivní, pokud firma minimalizuje náklady při výrobě daného objemu výstupu“ (Soukup, 2001: 82). V rámci veřejné ekonomie vymezuje ekonomickou efektivnost například Malý (1999: 21–25), a to následujícím způsobem: „Dosažení stavu ekonomické efektivnosti … znamená, že jednotlivé volby mezi cíli a mezi alternativními způsoby jejich dosažení jsou činěny tak, aby bylo dosahováno maximálního celkového prospěchu z disponibilních zdrojů společnosti.“ Podle Malého (1999, 2002) souvisí alokační efektivnost ve veřejném sektoru s problémem vhodného definování cílů veřejné politiky v zájmu dosažení společensky žádoucích efektů. V pracích dalších českých autorů, kteří se zabývají efektivností v rámci veřejného sektoru či veřejné správy (nebo efektivností obecně), může docházet s ohledem na užití slova efektivní ke kombinacím výše uvedených významů. Možné kombinace, které jsou patrné ve vymezení efektivnosti, shrnuje například Hendrych (2003: 144) následovně: „I když nadále se efektivnost spojuje často s ekonomickou stránkou hodnocení určitého jevu, a tudíž s kvantifikací, ztrácí svůj výlučně ekonomický obsah a představuje kategorii, do níž určitý obsah vkládáme tím, že definujeme hodnocený objekt a záměr, který hodnocení takového objektu vymezuje, zejména pokud jde o vstup a výstup. Proto mohou být různé efektivnosti, především vzhledem k objemu jako předmětu hodnocení… spojovat nebo dokonce ztotožňovat efektivnost s hospodárností se mnohdy ukázalo jako nedostatečné a zjednodušující.“ Efektivnost je podle Hendrycha (2003) rozdílná svým obsahem podle toho, zda se vztahuje k oblasti ekonomicko-technické, právní, sociální apod. Podle něho užívání termínu záleží především na kritériu, které je autory zvoleno podle toho, jakou praktickou přednost činnosti nebo jiného jevu sledují. Někdy proto může efektivnost splývat s kritérii jako výkonnost, účinnost, úspornost apod. V oblasti zdravotnictví zaznívá vedle termínů efficiency či effectiveness ještě termín/kritérium efficacy. Tento termín je obtížné přeložit do češtiny. Nejbližším překladem by mohla být účinnost v daných podmínkách. Například Greenlick (Wan, 1998: 146) tímto termínem vyjadřuje, jak účinná (effective) je léčba za specifických podmínek v rámci konkrétního klinického pokusu. Podobně jako v případě efektivnosti (efficiency) zde zaznívá požadavek na určitý stupeň/míru naplnění určitých žádoucích vlastností, kterou jsme schopni nějakým způsobem odlišit od stavu,

■

89

90

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost který považujeme za nežádoucí, nenaplňující určitý standard apod. Kritérium efficacy je možné významově spojit s pojetím kvality jako vhodnosti pro daný účel (fitness for purpose) (více viz např. Špaček, Nunvářová, 2010), které vyžaduje, aby byla zaručena vhodnost služby/produktu pro zamýšlené použití – v případě léčiv, aby pacienti nebyli vystaveni riziku způsobenému nedostatečnou kvalitou, závadností nebo neúčinností léčiva (Veber a kol., 2009). Podle Hendrycha by mělo vždy platit, že žádná činnost nemůže být efektivní v obecném významu, není-li účelná. Kritérium účelnosti však Hendrych definuje následovně (2003: 155): „Účelně jednáme, dosahujeme-li zamýšleného cíle (nebo se mu přibližujeme)“, to znamená ve smyslu účinnosti (effectiveness) a také bez ohledu na výši nákladů s tím spojených. Kritérium účelnosti je mnohem lepší od slova účinnost odlišovat a chápat účelnost jako kritérium vztahující se k potřebám ve smyslu „tážící se po účelu konkrétní činnosti“ (tzn. legitimitě – například s ohledem na potřeby uživatelů, klientů, dané organizace atp.; anglickým ekvivalentem by mohlo být kritérium „usefulness“). Tímto způsobem může být také diskutováno, zda se činnost veřejné správy orientuje spíše než na nabídku na poptávku a klienty/občany (v anglických zdrojích je často kritizováno, že projekty/činnosti/řízení kvality veřejné správy je spíše realizováno pohledem úřadu – „supply-centred“, než pohledem klienta – customer-/user-centred). Kritérium efektivnosti se proto částečně může překrývat s kritériem kvality. Připomeňme v této souvislosti vymezení efektivnost v českém zákoně o finanční kontrole (z. č. 320/2001 Sb., ve znění pozdějších předpisů, § 2) – pro účely tohoto zákona se efektivností rozumí takové použití veřejných prostředků, kterým se dosáhne nejvýše možného rozsahu, kvality a přínosu plněných úkolů ve srovnání s objemem prostředků vynaložených na jejich plnění. S ohledem na veřejnou správu Hendrych doporučuje přistupovat k efektivnosti jako k míře racionálního chování, kterou vymezuje následovně (2003: 154): „Efektivnost veřejné správy je dána mírou racionálního chování jejích nositelů při uskutečňování zamýšlených cílů v daných podmínkách a čase. Míra racionality se vztahuje především k výběru prostředků a zdrojů zabezpečujících dosahování konkrétních cílů.“ Hendrych (2003: 157) tvrdí, že efektivnost nemůže být prezentována jako souhrnné kritérium, protože takové kritérium by nemohlo zahrnovat všechna možná hlediska, která v hodnocení mohou být relevantní. V praxi se podle jeho názoru často uplatňuje myšlenka, že efektivnost je především určitou způsobilostí, jejíž míru zjistíme porovnáním několika podobných organizací na základě předem stanovených kritérií (tzn. s využitím benchmarkingu). V praxi posuzování vlastností činností, procesů, zdrojů atd. je hodnocení efektivnosti většinou vícekriteriálním soudem. Efektivnost není pojímána jako souhrnné kritérium, ale jako kritérium, které se snaží souhrnně vyhodnotit kritéria, která hodnotitel považuje za klíčová. Hodnocení efektivnosti je hodnocením míry či stupně naplnění více kritérií. Efektivnost může být pojímána jako vztah mezi hospodárností a účinností (v zahraniční literatuře je toto pojetí standardní). Do posuzování efektivnosti se vždy explicitně či implicitně promítá posuzování


účelnosti (ve smyslu legitimity činnosti, procesu, využití zdrojů apod.) a racionality. Pokud se k efektivnosti nepřistoupí ve smyslu, který koresponduje s anglickým efficiency, je vždy nutné kritéria spojená s efektivností/neefektivností blíže vymezit. V tuzemské literatuře z oblasti veřejné ekonomie či správní vědy bývá často poukazováno na tendence veřejné správy / veřejného sektoru k neefektivnosti (např. Strecková, Malý a kol., 1998, Ochrana, 2001 aj.). Obecně autoři tendence k neefektivnosti spojují s tím, že veřejný sektor je součástí neziskového sektoru a nepůsobí v něm kategorie zisku, která má vyšší stupeň efektivnosti (i kvůli konkurenceschopnosti) zajistit, ale kategorie užitku, kterou definuje (a mělo by kontrolovat) politické vedení. Veřejné statky nejsou produkovány za tržní cenu, není zde bezprostřední závislost mezi nákladem a užitkem (Strecková, Malý a kol., 1998). veřejný sektor řídí (tzn. i reguluje) a jeho funkčnost garantuje přímým poskytováním a/nebo smluvním zprostředkováním veřejných statků veřejná správa. Efektivnost jejích činností ovlivňuje to, v jaké míře se její management dokáže vypořádat se specifiky jejího prostředí. Mezi faktory neefektivnosti jsou řazeny ty, které jsou označovány za vnější a vnitřní (Strecková, Malý a kol., 1998). Vnější faktory neefektivnosti jsou objektivně dané a organizace, která má efektivnost dosahovat, je může sama jen stěží ovlivnit. Jde např. o politické uspořádání společnosti, kvalitu legislativy, mezinárodní ekonomický vývoj atd. Jejich existence nemůže vést k (alibistickým) závěrům, že efektivnost ve veřejné správě nemůže být zvýšena a průběžně a systematicky vyhodnocována a zvyšována, a to především z toho důvodu, že existují tzv. vnitřní faktory neefektivnosti veřejného sektoru. Vnitřními faktory neefektivnosti jsou ty, které organizace ovlivnit může. Jsou zdůrazňovány především z toho důvodu, že jejich lepším řízením může organizace dosáhnout vyšší efektivnosti – jde např. o faktor vědy a techniky, strukturu vykonávaných činností, způsob dělby práce, schopnosti a dovednosti pracovníků, kvalitu systému řízení, způsob interní i externí komunikace, mechanismus kontroly atd. Právě změny v těchto oblastech, avšak i změny v nastavení vnějších faktorů (např. alespoň do určité míry s využitím nástrojů typu Regulatory Impact Analysis, RIA), jsou diskutovány v rámci teorie i praxe reforem veřejné správy, které předpokládají a mají přinést změny (zefektivnění) v oblasti makroúrovně, mezoúrovně či mikroúrovně řízení veřejných služeb. Mezi nimi zaznívá i požadavek na zvýšení efektivnosti veřejné správy, řízení veřejného sektoru či poskytování veřejných služeb apod. V reformách veřejné správy byla neefektivnost kritizována ve spojení s odlišováním termínu „public management“ a „veřejná správa“ (public administration). „Public management“ je zde obvykle vymezován jako způsob vedení organizace k dosahování jejích cílů tím způsobem, který nejlépe využije všech disponibilních zdrojů a zajistí osobní odpovědnost manažera za výsledky. „Správa“ je potom

■

91

92

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost považována za jednu ze součástí systému managementu, která pouze následuje úkoly stanovené manažery, tzn. jako obsahově užší činnost než řízení, kterého je součástí. Různé přístupy poté diskutují, zda je anebo není takovéto odlišování řízení a správy relevantní. V řadě těchto diskuzí je veřejná správa spojována s fungováním jejích institucí a ve spojení s ní se používá označení „tradiční správa“ či „tradiční byrokracie“. Veřejná správa je tímto způsobem nazírána jako zastaralý, spíše nefunkční a „patologické“ znaky vykazující způsob řízení veřejného sektoru (s ohledem na její efektivnost) a její charakteristiky jsou odlišovány od „public managementu“ jako vývojově vyšší etapy (teorie i praxe) řízení, která má být vlastní pro moderní veřejnou správu a zajištění fungování veřejného sektoru (blíže viz též Hughes, 2003). Tento přístup je charakteristický také ve velmi vlivné koncepci, která získala v teorii i praxi označení new public management (NPM). Označením NPM teoretici i praktici pojmenovávají odlišný styl a osobité znaky managementu veřejných služeb (Barzelay, 2001). Koncepce NPM je ve svých počátcích spojována s anglo-saskou správní kulturou. Obecně vyžaduje větší zapojování manažerských nástrojů z oblasti podnikatelské (tj. zejména ziskové) do činností sektoru veřejného (tj. většinou neziskového). Vůdčím heslem je zde „management is management“ (řízení je řízení) a „let the managers manage“ (nechte manažery řídit na základě jejich volného uvážení, diskrece). Správa založená na vázanosti právem má být nahrazena autonomií odpovědného manažera a využitím nástrojů a technik řízení ze soukromého podnikatelského sektoru. Zastánci směru NPM často požadují, aby veřejná správa nejen převzala techniky správy podnikatelských subjektů, ale i určující hodnoty podnikatelských činností (modelově se používá označení 3E: efficiency, effectiveness, economy). Zavedení principů a nástrojů NPM podle některých vedlo ke zkonstituování nového typu regulace společnosti – „liberální byrokracie“, která staví na teorii neoliberalismu (Giauque, 2003). Reformy veřejného sektoru v zemích západní Evropy, které jsou spojovány s koncepcí NPM, reagovaly na dva problémy, které probíhaly zároveň (Pollitt a Bouckaert, 2004): 1) makroekonomický problém velkého podílu výdajů vlády na HDP, výrazných deficitů a malé výkonnosti veřejného sektoru; 2) pokles důvěry ve veřejné instituce a politiky a nízkou legitimitu činností veřejných institucí. Hnutí reformy managementu v duchu NPM bylo podle Kettla (2000) o vládní administrativě – jejích strukturách, nástrojích a procesech. Zaměřovalo se na dva problémy: problém politiky (Co by měla vláda dělat? Může – nebo měla by být – vláda menší?). Otázky řešení politiky se točí kolem problémů v hodnotách a záleží na politickém procesu, jak je vyřeší. problém administrativy a její efektivnost a účinnost (Jak může vláda dělat to, co dělá, lépe? Můžeme dělat více s menšími zdroji a, v procesu,


zdokonalit spokojenost občanů?). Administrativní otázky se točí kolem reformy managementu a záleží na zdokonalení procesů řízení – především tradičního byrokratického úřadu. Během dominance NPM v 80. a 90. letech, kdy byla ve světě v souladu s jeho principy zahájena řada iniciativ, se stalo evidentní, že roste nespokojenost s jeho omezeným zaměřením (Bovaird, Löffler, 2003). Na kritice NPM byla postupem doby vybudována koncepce, pro kterou se vžilo označování good governance. Tabulka 16: Problémy reforem veřejné správy v postkomunistických zemích Legalistický přístup k reformě a imitace, spíše než inovace

-

-

Strategický management

-

Decentralizace

Profesionalizace úředníků

-

Finanční management

Příprava na členství v EU

-

reformy jsou vnímány spíše jako změna legislativy, v počátcích bez dostatečného důrazu na výsledky nedostatečné zapojení stakeholderů (jednotlivců či skupin, kteří jsou zainteresováni na cílech a činnostech dané organizace, mohou tuto organizaci ovlivnit anebo jsou sami ovlivněni jejími aktivitami, rozhodnutími a praktikami) mechanické převzetí zkušeností veřejné správy jiných zemí do národního systému, a to bez ohledu na specifika národního systému veřejné správy reforma něčeho, co nemělo stabilní základ (časté využití metody pokusu a omylu) nedostatečné schopnosti tvorby a hodnocení politiky (a to také následkem nestabilní politické situace, která přinesla také taktiku úředníků „počkáme a uvidíme“, zda budou nyní zakotvené politické cíle platit i po změně vlády) top-down přístup bez dostatečné horizontální, vertikální i externí (s veřejností spojenou) komunikací decentralizace sama o sobě negarantuje vyšší kvalitu veřejné správy, k decentralizaci došlo často de iure, nikoliv de facto (decentralizace úkolů nebyla doprovázena decentralizací veřejných financí a také následnou kontrolou kvality činností, které vykonávaly samosprávy na základě decentralizace (oproti jiným zemím v regionu je ČR charakteristická problémem velkého počtu malých obcí a roztříštěné sídelní struktury, jde o problém dosud nevyřešený, který přináší řadu neefektivností) reforma právního postavení úředníků a jejich profesionalizace (implementací systému řízení lidských zdrojů, včetně jejich vzdělávání) zůstala ve stínu ekonomických a politických reforem nízké mzdy nemotivují, aby se lidé ucházeli o úřednické zaměstnání státní služba je (a především její vrcholové pozice jsou) nadále pod velkým politickým vlivem nestal se prioritou, do určité míry zakonzervovalo „klasické rozpočtové strategie“ 1) požaduj více zdrojů, než potřebuješ, tvůj požadavek bude určitě krácen; 2) utrať všechny alokované zdroje do konce rozpočtového období, zejména v případech, kdy není možný transfer ušetřených zdrojů do následujícího období (když ušetříš, riskuješ snížení limitu v následujícím období); 3) lobuj po celé rozpočtové období za přidělení dodatečných zdrojů reformy byly někdy kvůli tlakům na členství prováděny uchvátaně, bez kvalitní strategie, což přineslo i legislativní smrště jednotlivé projekty zahraniční pomoci (nikoliv pouze z EU) nebyly vzájemně koordinovány (což přineslo zbytečné náklady implementace projektů) nedostatečné povědomí expertů ze západu v počátku reforem řízení reforem neprospěla ani obecnost a vágnost kodaňských kritérií

Zdroj: Autoři na základě Bouckaert a kol. (2008), Tõnnisson (2006), Prokop (2003), Randma (2003), Nemec (2003), Dunn, Staroňová, Pushkarev (2006).

■

93

94

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Tato koncepce se však nesnaží plně nahradit NPM, spíše přehodnocuje, co z něho se ukázalo jako použitelné (zde dochází k překrývání myšlenek obou koncepcí), a co již ne (co je pro NPM či praxi „challenge“), a to jak na základě povrchních argumentací, tak i závěrů hodnocení dosud proběhlých reforem. Spojení good governance potom zdůrazňuje myšlenky demokracie řízení veřejných záležitostí spolu s nutností zavést a více podporovat možnosti participace občanů v procesech rozhodování o veřejných záležitostech (Špaček, 2007). Podobné myšlenky nalezneme i v jiných koncepcích public managementu, které nezískaly takový ohlas (měřeno využitím jejich označení) jako good governance (či NPM). Zmiňme např. New public service (Derhardt, Derhardt, 2003; Perry, 2007), Public Value Management (Stoker, 2006) či New Public Administration Theory (Bourgon, 2007). S koncepcí good governance mají společnou myšlenku, kterou vyjadřuje Pomahač následovně: „Problémem administrativního státu bylo především patrné selhání partnerství a participace, nikoli nápadný administrativní růst a nesnesitelná ekonomická náročnost.“ (Pomahač, Vidláková, 2003: 63). Podobné myšlenky jsou v české veřejné správě (dosud především na místní úrovni) živnou půdou využívání pokročilejších forem Místní agendy 21. Vnitřní a vnější faktory neefektivnosti veřejného sektoru či veřejné správy mohou být diskutovány také ve specifické oblasti reforem veřejné správy – v reformách postkomunistických zemí. Problémy reforem v těchto zemích (někdy se hovoří o reformách ve střední a východní Evropě) jsou shrnuty v tabulce 16.

4.3 Měření efektivnosti veřejných výdajů Již v roce 1957 formuloval Farell otázku: „jak měřit efektivnost“ a podtrhl její význam pro tvůrce ekonomické politiky: „je důležité vědět, jak daleko může jít průmysl při daných vstupech ve vztahu ke zvýšení vlastního výstupu při jednoduchém zvýšení efektivnosti bez absorpce dalších vstupů“ (Farell, 1957). V průběhu několik desítek let se technika a prozkoumávání hodnocení efektivnosti výrazným způsobem zlepšila a zdokonalila. „Stále ale zůstává konceptuální výzvou ve vztahu k veřejným výdajům. Uvedený problém také komplikuje to, že výstupy veřejného sektoru se často neprodávají na trhu, chybí relevantní data, a tedy není možné je kvantifikovat,“ jak konstatuje kolektiv autorů z Evropské komise. (Mandl a kol., 2008). Právě na konceptuální rámec vstupů, výstupů a výsledků upozorňují uvedení autoři. Zdůrazňují rozdílnost pojímaní výstupů a výsledků. Zatímco efektivnost vidí při proměně vstupů na výstupy (srovnávají ji s produktivitou, kterou vnímají jako stupeň výstupů vytvořených z použitého vstupu), po účinnosti se ptají ve vztahu výstupů k výsledkům, které chápou jako bohatství nebo růst ve společnosti a jsou kromě politického rozhodování, ovlivňovány celou řadou dalších vnějších faktorů (jako klíčové byly identifikovány


v členských zemích EU ve vztahu k veřejným výdajům – orientace na výkon, organizační aspekty, řízení lidských zdrojů, využití informačních technologií). Jak již bylo výše uvedeno, někdy se používá i pojem účelnost. Následující obrázek shrnuje konceptuální pojetí efektivnosti z hlediska rozlišování pojetí efektivity, hospodárnosti, účinnosti a účelnosti. Obrázek 2: Konceptuální pojetí ekonomické efektivnosti

Zdroj: Soukopová, Bakoš, (2010)

V rámci fiskální decentralizace je alokace veřejných zdrojů spojovaná především s veřejnými výdaji. Rozhodnutí, které uskuteční vláda prostřednictvím veřejných výdajů, ovlivňuje míru akumulace veřejného kapitálu, což je považováno za klíčový faktor ekonomického rozvoje a růstu (Péliová, 2010). Diskuze o veřejných výdajích je součástí moderní teorie veřejných výdajů již několik desítek let. V roce 1954 Samuelson představil myšlenku veřejných statků se zaměřením více na optimalizaci veřejných výdajů než na zdaňování (Péliová, 2010). Samuelson tvrdil, že veřejné výdaje dávají vládě důležitou roli v ekonomice (Samuelson, 1954). Tuto myšlenku dále rozvinul Tiebaut (1956), který tvrdil, že Samuelsonovu teorii je možno použít na federální úrovni, ale není možné ji použít na úrovni nižší, tj. lokální, resp. místní. Tiebaut pak rozvinul svoji teorii veřejných výdajů ve vztahu k municipálním veřejným výdajům. Později byl i model Tiebauta kritizován pro silné předpoklady (Bewley, 1980). S postupem času došlo ze strany některých ekonomů k přehodnocování teorie veřejných statků, která svého času byla základem pro vysvětlování role veřejných výdajů v ekonomice (Holcombe, 1997). I vzhledem k tomu jsou veřejné výdaje neustále podrobovány zkoumání z hlediska jejich role ve vztahu ke společnosti (efektivnosti). Existuje jak obecné doporučení k managementu veřejných výdajů (např. Allan, Tommasi, 2001), tak i specifické ve vztahu k managementu veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. V rámci managementu výdajů na ochranu životního prostředí, který vychází z mezinárodního pojetí a „dobré praxe“ (ECE, 2003), se rozlišuje tzv. environmentální účinnost, finanční opatrnost a management efektivnosti. Environmentální účinnost je vnímána jako výkon veřejných výdajových programů

■

95

96

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost jako nástroje environmentální politiky. Z hlediska „dobré praxe“ existují např. tyto principy – adicionalita a konzistence s dalšími nástroji environmentální politiky, jasný a velmi dobře nastavený programový rámec, jasný důvod environmentálních efektů, maximalizace environmentálního efektu z dostupných zdrojů a další. Finanční opatrností je možné rozumět klíčové aspekty, které zohledňují stabilitu veřejných financí s ohledem na principy průhlednosti a transparentnosti. Jako doporučení „dobré praxe“ jsou klíčovými principy průhlednosti a transparentnosti definované např. tyto – fiskální úplnost příjmů, vysoké standardy fiskální disciplíny a transparentnosti, zodpovědnost a transparentnost a další. Management efektivnosti je z pohledu „dobré praxe“ vnímán jako měřítko jak „efektivně“ finanční instituce využívají jak finanční tak i lidské zdroje. K tomu byla z hlediska „dobré praxe“ definována celá řada principů, např. průhledné ovládání, tj. jsou nastavena jasná pravidla, profesionální výkonný management, jasný projektový cyklus managementu.

4.4 Hodnocení efektivnosti Hodnocení (evaluace) je proces, který zkoumá nakládání s veřejnými prostředky s cílem zvýšení hospodárnosti tohoto procesu. Tradice hodnocení efektivnosti je nejrozvinutější v Severní Americe (především v USA) a také v evropských severských státech. V Evropě došlo k obrovskému rozvoji evaluace zejména díky strukturální politice EU. Jak již bylo řečeno, hodnocení efektivnosti veřejných výdajů představuje jeden z nejproblematičtějších okruhů veřejné ekonomie, a to nejen v oblasti životního prostředí. Přirozenou potřebou každého racionálně se chovajícího subjektu by mělo být hledání optimálního (tj. vyváženého) poměru mezi užitkem, který získá, a výdaji, které musí na získání tohoto užitku vynaložit, ale také mezi časem potřebným na získání tohoto užitku a riziky spojenými s tím, že tohoto očekávaného užitku nedosáhne. Takto, z hlediska subjektu „vyvážený“ systém, pak můžeme považovat za efektivní. V praxi jde pak o to, řídit, resp. kontrolovat faktory, které ovlivňují efektivnost „transformace“ výdajů na přínosy. U veřejných výdajů se však jako velmi problematická ukazuje nejen kvantifikace přínosů jednotlivých veřejných výdajových programů, ale také konstrukce jednotného ukazatele, který by umožňoval porovnávat efektivnost výdajů plynoucích do různých oblastí životního prostředí, a představoval tak indikátor, jež by veřejnému sektoru umožňoval optimálně alokovat prostředky. Přesto existuje celá řada ekonomických analýz, které dílčím způsobem provádějí hodnocení efektivnosti v jednotlivých parciálních odvětvích veřejného sektoru a také v příslušných oblastech životního prostředí.


Hodnocení je důležitou součástí programů a politik a vysoká investice do času, finančních prostředků a lidského snažení, která jej provází, musí být vyváženy výsledky evaluace. Ty musí přinášet pozitivní změny v programech, politikách i výdajích. V Evropské unii je dle nařízení rady (ES) č. 1260/1999 ze dne 21. 6. 1999 o obecných ustanoveních o strukturálních fondech (články 41–43) povinná evaluace účinnosti strukturální pomoci v rámci předběžné evaluace (ex ante evaluation), evaluace v polovině období (mid term evaluation) a dodatečné evaluace (ex post evaluation). Tomuto nařízení je podřízen smluvní dokument Rámec podpory Společenství, který určuje podmínky čerpání finančních prostředků ze strukturálních fondů, včetně evaluací.

4.4.1

Využití ekonomické analýzy

Ekonomickou analýzu je možné chápat jako sledování určitého ekonomického celku (jevu, procesu), jeho rozklad na dílčí složky, jejich podrobnější zkoumání a hodnocení za účelem stanovení způsobů jejich zlepšení a jejich opětovnou skladbu do upraveného celku, a to s cílem zlepšení jeho fungování a zvýšení výkonnosti. Tento postup přitom zahrnuje další činnosti vč. syntézy, specifických matematickostatistických metod, metod hodnocení aj. (Synek, Kopkáně, Kubálková 2009). Ekonomická analýza objasňuje společensky poměřované ekonomické náklady a přínosy soupeřících projektů majících veřejný charakter, přičemž zohledňuje především kritéria efektivnosti a spravedlnosti (mohou se však objevit i kritéria další, jako národní nezávislost apod.). Cílem analýz veřejných projektů je vybrat investiční projekty nebo činnosti, které jsou schopny nejlépe přispět k růstu společenského blahobytu. Podstatou ekonomických analýz je obecně porovnávání nákladů a důsledků alternativních řešení. Proto základními úkoly každého ekonomického hodnocení je identifikovat, změřit, ocenit a porovnat náklady a důsledky alternativ, o jejichž uskutečnění uvažujeme. Lze říci, že za poslední půlstoletí došlo ke značnému pokroku při nalézání metod, které by dokázaly rozhodování o vynakládání veřejných prostředků a hodnocení jejich efektivnosti postavit na exaktnější úroveň. Metodám ekonomické analýzy využitelným pro hodnocení environmentálních výdajů je věnována kapitola 5.

4.4.2

Hodnocení efektivnosti v mezinárodním měřítku

Hodnocení efektivnosti environmentálních výdajů není v mezinárodním měřítku (např. v zemích OECD) systematicky prováděno a většina států ho neprovádí vůbec. Z hlediska posuzování efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí jde pouze o omezení na deskripci příslušných vstupů do systému – tedy objemu veřejných výdajů, přičemž rozdíly jsou pouze v různých přístupech jejich monitorování a vykazování (Jílková a kol., 2004).

■

97

98

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Z hlediska mezinárodního srovnání však existují jednotlivé případové studie, které se zaměřují na hodnocení efektivnosti vybraného veřejného výdajového programu (např. výdaje na odpady, výdaje na ochranu vod, odstraňování emisí apod.). Nejčastěji použitou metodou je analýza efektivnosti nákladů (Cost-effectiveness Analysis – CEA), která, jak v řadě případů autoři upozorňují, umožňuje obejít problém vyjádření přínosů daného projektu v peněžních jednotkách. V některých případech se objevuje také použití analýzy nákladů a přínosů (Cost-benefit Analysis – CBA), kdy je pro kvantifikaci výdajové strany zvolena některá z metod kontingenčního oceňování (Jílková a kol., 2004). Kromě uvedených metod je v poslední době rozšířena i metoda analýzy datových obalů (Data Envelop Analysis – DEA), která je nejčastěji aplikována na hodnocení efektivnosti investičních výdajů nebo výdajových programů. Metodikám hodnocení efektivnosti používaných v zemích OECD je věnována kapitola 6.

Literatura [1]

ALLEN, R., TOMMASI, D. (eds). Managing Public Expenditure: A reference book for transition countries. Paris: OECD, 2001

[2]

BARR, N. Economics of the Welfare State. Oxford University Press, 2004, ISBN 019926497X

[3]

BARZELAY, M. The New Public Management – Improving Research and Policy Dialogue. Oxford, England, University of California Press, 2001, ISBN 0520224434

[4]

BEWLEY, T. A. Critique of Tiebaut’s Theory of Local Public Expenditures. Discussion Paper No. 370, 1980

[5]

BOUCKAERT, G., NEMEC, J., NAKROŠIS, V., HAJNAL, G., TÖNNISSON, K. (Eds.). Public Management Reforms in Central and Eastern Europe. Bratislava: NISPAcee Press, 2008, ISBN 9788089013418

[6]

BOURGON, J. Responsive, Responsible and Respected Government: Towards a New Public Administration theory. International Review of Administrative Sciences, Vol. 73, 2007, pp. 7–26

[7]

BOVAIRD, T., LÖFFLER, E. Evaluating the Quality of Public Governance: Indicators, Models and Methodologies. International Review of Administrative Sciences – Evaluating the Quality of Governance, Vol. 69, No. 3, 2003, pp. 313–328


[8]

CIBÁKOVÁ, V., MALÝ, I. Veřejná správa v kontextu přípravy a vstupu státu do eurozóny. 1. vyd., Brno: Masarykova univerzita, 2009, 231 s., ISBN 9788021049796

[9]

DENHARDT, J. V., DENHARDT, R. B. The New Public Service – Serving, not Steering. New York: M. E. Sharpe, 2003, ISBN 0765608456

[10]

DRUMMOND, M. F., O’BRIEN, B., STODDART, G. L., TORRANCE, G. W. Methods for the Economics Evaluation of Health Care Programs. Oxford: University Press, 1997, ISBN 192627732

[11]

DUNN, W. N., STAROŇOVÁ, K., PUSHKAREV, S. Implementation: The Missing Link in Public Administration Reform in CEE. Bratislava: NISPAcee Press, 2006, ISBN 8089013244

[12]

FARRELL, M., J. The Measurement of Productive Efficiency. Journal of the Statistical Society Series A General, 120 (3), 1957, pp. 253–281

[13]

GIAUQUE, D. New Public Management and Organizational Regulation the Liberal Bureaucracy. International Review of Administrative Sciences – Evaluating the Quality of Governance, Vol. 69, No. 3, 2003, pp. 567–592

[1]

ECE, Good Practices of Public Environmental Expenditure Management in Transition Economies (Správné postupy při řízení veřejných environmentálních výdajů v tranzitivních ekonomikách), [online], submitted by the Task Force for the Implementation of the Environmental Action Programme for Central and Eastern Europe OECD, background document for fifth ministerial conference, United nations, Economic Commission for Europe, Kiev, Ukraine, May 2003, KIEV.CONF-2003-INF.-13 [cit. 2010-1213]. Dostupný z WWW: <WWW.oecd.org/dataoecd/51/59/34595093.pdf>

[14]

HENDRYCH, D. Správní věda – Teorie veřejné správy. Praha: ASPI Publishing, 2003, ISBN 8086395863

[15]

HOLCOMBE. G. R. A Theory of the Theory of Public Goods. Review of Austrian Economics 10, No 1, 1997, pp. 1–22, ISSN 08893047

[16]

HUGHES, O. E. Public Management and Administration – An Introduction. New York: Palgrave MacMillan, 2003, ISBN 0333961889

[17]

JACKSON, P. M., BROWN, C. V. Ekonomie veřejného sektoru. Praha: Eurolex Bohemia, 2003, ISBN 8086432092

[18]

JÍLKOVÁ J. a kol. Efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Praha, 2004, Závěrečná zpráva VaV 303/3/03

[19]


■

99

100


KETTL, D. F. The Global Public Management Revolution (A Report on the Transformation of Governance). Washington: Brookings Institution Press, 2000, ISBN 0815749171

[21]

KOLEKTIV AUTORŮ. Akademický slovník cizích slov. Praha: Academia, 2001, ISBN 8020006079

[22]

MALÝ, I. Stanovení cílů veřejných politik. In Rektořík, J. et al. Strategie, komunikace, řízení – Rukověť územní samosprávy. Díl IV. Brno: Masarykova univerzita, 2002, ISBN 8021029579

[23]

MALÝ, I. Veřejný zájem z pohledu veřejné ekonomie. In Problémy definování a prosazování veřejného zájmu. 1. vyd., Brno: M, 1999, s. 21–25, ISBN 8021022361

[24]

MANDL, U., DIERX, A., ILKOWITZ, F. The effectiveness and efficiency of public spending, European Commission, Economic paper 301, 2008

[25]

MUNGER, M. C. Analyzing Policy (Choices, Conflicts, and Practices). New York: W. W. Norton & Company Ltd., 2000, ISBN 0393973999

[26]

MUSGRAVE, R. A. MUSGRAVE, P. B. Veřejné finance v teorii a praxi. Praha: Management Press, 1994, ISBN 8085603764

[27]

NEMEC, J. Cesty zvyšovania alokatívnej a technickej efektívnosti verejného sektora. In Efektivnost veřejného sektoru. Brno: ESF MU, 1997, ISBN 8021014865

[28]

NEMEC, J. Finanční management a rozpočtování: metody a techniky v tranzitivních zemích střední a východní Evropy. In Management veřejné správy: Teorie a praxe: zkušenosti z transformace veřejné správy ze zemí střední a východní Evropy. Praha: Ekopress, 2003, s. 245–295, ISBN 808611970X

[29]

NISKANEN, W. Autocratic, Democratic, and Optimal Government: Fiscal Choices and Economic Uutcomes. Cheltenham: Edward Elgar, 2004, 138 s., ISBN 1843764350

[30]

NISKANEN, W. Bureaucracy and Public Economics. Cheltenham, UK: Edward Elgar, 1994, 298 s., ISBN 1858980194

[31]

OCHRANA, F. Veřejné zakázky a problém vyhledávání renty (rent seeking). In Sborník z konference „Teoretické a praktické aspekty veřejných financí“, Praha: Vysoká škola ekonomická v Praze, 2007, ISBN 9788024511887

[32]

OCHRANA, F. Veřejný sektor a efektivní rozhodování. Praha: Management Press, 2001, ISBN 807261018X

[33]

PÉLIOVÁ, J. Vplyv fiškálnej decentralizácie na efektívnosť verejných financií. Príklad Slovenskej republiky. In Teoretické a praktické aspekty


veřejných financí, Praha: Vysoká škola ekonomická v Praze, Fakulta financí a účetnictví, 16. – 17. 4. 2010 [34]

PERRY, J. L. Democracy and the New Public Service. The American Review of Public Administration, Vol. 37, 2007, pp. 3–16

[35]

POLLITT, CH., BOUCKAERT, G. Public Management Reform – A Comparative Analysis. New York: Oxford University Press, 2004, ISBN 0199268495

[36]

POMAHAČ, R., VIDLÁKOVÁ, O. Veřejná správa. Praha: C. H. Beck, 2002, ISBN 8071797480

[37]

PROKOP, J. Strategický management ve veřejném sektoru: základní východiska. In Management veřejné správy: Teorie a praxe: zkušenosti z transformace veřejné správy ze zemí střední a východní Evropy. Praha: Ekopress, 2003, s. 75–110, ISBN 808611970X

[38]

RANDMA, T. Personální management ve veřejné správě. In Management veřejné správy: Teorie a praxe: zkušenosti z transformace veřejné správy ze zemí střední a východní Evropy. Praha: Ekopress, 2003, s. 153–186, ISBN 808611970X

[39]

SAMUELSON, P. The Pure Theory of Public Expenditures. Review of Economics and Statistics, Vol 36, No 4, 1954, s. 387–389

[40]

SOUKOPOVÁ, J., BAKOŠ, E. Asessing the Efficiency of Municipal Expenditures Regarding Environmental Protection. In Environmental Economics and Investment Assessment III. Cyprus: WIT Press, 2010, pp. 107–111, ISBN 9781845644369

[41]

SOUKUP, J. Mikroekonomická analýza – vybrané kapitoly. Slaný: Melandrium, 2001, ISBN 8086175138

[42]

STOKER, G. Public Value Management: A New Narrative for Networked Governance? The American Review of Public Administration, Vol. 36, 2006, pp. 41–57

[43]

STRECKOVÁ, Y., MALÝ, I. a kol. Veřejná ekonomie pro školu i praxi. Praha: Computer Press, 1998, ISBN 8072261126

[44]

SYNEK, Miloslav; KOPKÁNĚ, Heřman; KUBÁLKOVÁ, Markéta. Manažerské výpočty a ekonomická analýza. 1. vyd. Praha : C.H. Beck, 2009. s. ISBN 9788074001543

[45]

ŠPAČEK, D. Moderní principy veřejné správy a vyhodnocování její elektronizace (Disertační práce). Brno: Masarykova univerzita, Ekonomickosprávní fakulta 2007

[46]

ŠPAČEK, D., NUNVÁŘOVÁ, S. Veřejné služby a jejich specifika. In Měření spokojenosti občanů s veřejnými službami jako součást řízení kvality

■ 101

102

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost v organizacích veřejného sektoru. Brno: Masarykova univerzita, Ekonomicko-správní fakulta, 2010, s. 11–33, ISBN 9788021051126 [47]

TIEBOUT, C. M. A Pure Theory of Local Expenditure. Journal of Political Economy, No 64, 1956, pp. 160–169

[48]

TÕNNISSON, K. New Public Management Principles and Policy Implementation: The Case of Estonian Local Governments. In Democratic Governance in the Central and Eastern European Countries: Challenges and Responses for the XXI Century. Bratislava: NISPAcee, 2006, s. 275–295, ISBN 8089013252

[49]

TULLOCK, G. The Politics of Bureaucracy. Washington, 1965

[50]

TULLOCK, G., ROWLEY, CH. K. The Economics of Politics. Indianapolis: Liberty Fund, 2005, 465 s., ISBN 086597523X

[51]

VEBER, J. A KOL. Management: Základy, moderní manažerské přístupy, výkonnost a prosperita. 2. aktualizované vydání, Praha: Management press, 2009, ISBN 9788072612000

[52]

WAN, Thomas T. H. Analysis and Evaluation of Health Care Systems. New York: Health Professions Press, 1998, ISBN 8070678348

Metody ekonomické analýzy a jejich využití pro hodnocení výdajů na ochranu životního prostředí

5 Metody ekonomické analýzy a jejich využití pro hodnocení výdajů na ochranu životního prostředí Jana Soukopová Měření dopadů jednotlivých výdajů a jejich efektivnosti je obtížné u všech veřejných výdajů, avšak v oblasti ochrany životního prostředí je zvláště problematické. Je to dáno tím, že kvalita životního prostředí závisí na řadě parametrů a ovlivňuje ji řada faktorů. Díky tomu nelze jednoduše říci, že mezi zvýšením veřejných výdajů a zvýšením kvality životního prostředí existuje jednoznačná přímá úměra. Kvalitu životního prostředí ovlivňuje řada faktorů a finanční výdaje jsou pouze jedním z nástrojů, pomocí kterých je možné kvalitu životního prostředí ovlivňovat. Navíc pro každou oblast ochrany životního prostředí, ať je to voda, ovzduší, půda, příroda a krajina aj., existuje velké množství indikátorů, které jsou vhodné a dobře použitelné pro měření kvality, ale tyto indikátory však není vždy možné vztáhnout k efektivnosti výdajů. I proto je třeba testovat metody ekonomické analýzy pro měření efektivnosti veřejných výdajů a do nich dosazovat možné environmentální indikátory. Pokud jde o metody a nástroje hodnocení, za poslední půlstoletí došlo ke značnému pokroku při nalézání metod, které by dokázaly rozhodování o vynakládání veřejných prostředků a hodnocení jejich efektivnosti postavit na exaktnější úroveň.45 Metody využívané pro hodnocení efektivnosti bývají děleny do jednotlivých skupin, kterými jsou: 1.

metody na zjišťování faktů a jejich vlastností (tzv. empirické metody); např. pozorování, experiment, rozhovor, dotazník, anketa či testování;

45

Obecně se termínem metoda označuje určitá algoritmizovaná činnost, která vede k dosažení vytyčeného cíle. Vědecké metody rozpoznávají podstatné stránky věcí, jevů, jejich vlastnosti a zákonitosti. Soubor vybraných metod na zkoumání určitých věcí a jevů se nazývá metodika.

■

103

104

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost 2.

metody na zpracovávání získaných údajů (tzv. teoretické metody); metody kvalitativního hodnocení – slouží ke zjišťování vzájemných vztahů mezi získanými údaji pomocí indukce a dedukce, analýzy a syntézy, abstrakce a konkretizace (tzv. logické metody); metody kvantitativního hodnocení – jsou odvozeny z principu pozitivní epistemologie, kde se předpokládá, že objektivní realita může být vyjádřena numericky (tzv. matematicko-statistické metody).

Některé nástroje/metody se vzájemně doplňují, jiné jsou alternativní, některé jsou široce aplikovatelné, zatímco jiné mají jen omezené možnosti využití.

5.1 Faktory důležité pro výběr metod Výběr metod je přitom ovlivněn řadou faktorů. Klíčovým faktorem ovlivňujícím výběr vhodné metody hodnocení je druh výdajů. Jiný typ metod je možné použít pro hodnocení běžných výdajů a jiné metody pro hodnocení výdajů kapitálových. Dle Ministerstva financí (2010) je při výběru metod a nástrojů vhodných pro konkrétní hodnocení nutné zvážit: účel hodnocení – rozhodování nebo odpovědnost vůči subjektům uvnitř veřejného sektoru, zdůvodnění akce, posouzení řídících struktur/kapacity, posouzení osvědčených postupů a jejich nákladů; typ intervence – socioekonomické cíle, cílové skupiny, zainteresované skupiny, délka realizace; rozsah hodnocení – závažnost výsledků a zjištění hodnocení, přidělené finanční prostředky, požadovaná hloubka analýzy; fáze programového nebo politického cyklu – ex ante, mid term nebo ex post hodnocení. V případě výběru vhodné metody není také možné říci, že pro určitý kontext se hodí právě jedna metoda. Je ale možné určitým kontextům přiřadit množinu metod, ze které je vhodné dále vybírat. Při rozhodování o vhodné metodě hodnocení je také nutné počítat s tím, že všechny metody mají své silné a slabé stránky, a proto není vhodné se při hodnocení spoléhat pouze na jednu metodu. Lepších výsledků bývá dosaženo kombinací více metod, kdy jako jeden z ideálních postupů bývá doporučován způsob triangulace46 (Evaluace socioekonomického rozvoje, metodická příručka, 2005).

46

Triangulace je ověření faktů různými metodami při nahlížení na fakta z různých úhlů.


Podle metodické příručky pro evaluaci socioekonomického rozvoje (2005) je výběr metod ovlivněn také různými účely hodnocení, kterými jsou: plánování a účinnost – u výběru metody jde o potvrzení oprávněnosti daného výdaje (uplatňují se zde především různé analýzy dopadů, analýza nákladů a přínosů, analýza vstupů a výstupů aj.); povinnost zodpovídat se – metody zjišťují, nakolik výdaj dosáhl svých cílů či jak bylo využito veřejných zdrojů (mohou být využity indikátory, benchmarking, kvantitativní techniky využívající finanční kritéria či kvalitativní popisy, které kvantitativní techniky doplňují); implementace – pomocí metod je zjišťováno zlepšování realizace cílů výdajů a efektivnosti jejich řízení (s ohledem na realizaci programu jsou typické metody, které popisují procesy a dočasné výsledky jako metody a techniky formativní evaluace); tvorba znalostí – metody zajišťují zvyšování porozumění tomu, co funguje, za jakých okolností a jak různé ukazatele a indikátory mohou být efektivnější (s ohledem na tvorbu znalostí v tomto případě budou používány metody blízké metodám, které jsou běžné na akademické půdě, jako syntetické analýzy či meta-analýzy) a posilování institucí – zde se uplatňují participační metody s důrazem na úzkou spolupráci mezi hodnotiteli a zainteresovanými institucemi.

5.2 Kvantitativní versus kvalitativní přístup Pro měření efektivnosti veřejných výdajů je možné použít různé kvantitativní i kvalitativní metody ekonomické analýzy, kdy speciálně na poli sociálních věd se mezi kvantitativním a kvalitativním přístupem rozlišuje výrazně. Přitom hranice mezi kvantitativními a kvalitativními metodami či daty nebývá vždy tak ostrá, jak se zdá.47 Z pohledu hodnocení efektivnosti veřejných výdajů se však kvalitativní metody vycházející z manažerské vědy, jako benchmarking, brainstorming, SWOT analýza, metoda Delphi, metoda scénářů aj., používají spíše jako doplňkové metody hodnocení pro podpůrnou analýzu nebo jako metody hodnocení institucí veřejného sektoru. Proto je tato kapitola věnována pouze metodám kvantitativním. Kvantitativní metody ekonomické analýzy dělíme na dvě skupiny metod: 1.

47

jednokriteriální metody, které se vyznačují tím, že efektivnost hodnotí podle jediného kritéria, kdy často integrují různé dílčí cíle do jednoho

Při analýze některých kvalitativních dat může dojít k jejich kvantifikaci (40 % dotázaných účastníků rozhovoru řeklo, aj.) a naopak při analýze kvantitativních dat je často nutné přejít ke kvalitativnímu rozdělení.

■

105

106

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost souhrnného cíle, který se zároveň stává dominantním jediným kritériem pro posouzení a analýzu efektivnosti a 2.

vícekriteriální metody, které tuto syntézu neprovádí a díky tomu mohou obsáhnout širší hlediska, tedy nejen ekonomická, ale i sociální, kulturní, hledisko udržitelného rozvoje apod.

Každá z uvedených skupin metod má své přednosti i nedostatky. V následujícím textu se už budeme zaměřovat na tyto přednosti a nedostatky a na silné a slabé stránky jednotlivých jednokriteriálních a vícekriteriálních metod.

5.3 Jednokriteriální metody a hodnocení veřejných výdajů na ochranu životního prostředí Mezi jednokriteriální metody hodnocení je možné zařadit takové metody, které pro hodnocení a výběr projektů používají pouze jedno rozhodovací kritérium, na které převádí kritéria ostatní. V soukromém sektoru je tímto kritériem nejčastěji zisk nebo některý z poměrových finančních ukazatelů (nákladová kritéria hodnocení investic nebo čistý peněžní příjem z investice). Při hodnocení environmentálních veřejných výdajů je však tímto kritériem nejčastěji některý z environmentálních indikátorů nebo některý z poměrových výdajových ukazatelů. Většina jednokriteriálních metod je tak založena na předpokladu, že je možné vztáhnout výstupy k nákladům (výdajům), které byly vynaloženy na jejich získání a že efekty či dopady daného opatření jsou přímo úměrné výši výdajů na uvedené opatření alokované (Ochrana, 2007, 2006). Tento předpoklad je však v případě environmentálních veřejných výdajů částečně problematický, protože v rámci ochrany životního prostředí od sebe nelze jednoznačně oddělit výdaje na určitou oblast ochrany životního prostředí a následně zkoumat pouze jejich efektivnost bez toho, abychom zvažovali vliv výdajů na ostatní složky životního prostředí. Mezi jednokriteriální metody hodnocení veřejných projektů patří: 1.

finanční metody hodnocení efektivnosti investic, mezi které jsou zařazovány: čistá současná hodnota; doba návratnosti; vnitřní výnosové procento; index rentability; metoda rentability a

2.

nákladově-výstupové metody, mezi které patří: analýza minimalizace nákladů; analýza nákladů a přínosů;


analýza efektivnosti nákladů a analýza užitečnosti nákladů.

5.3.1

Finanční metody

I když byly finanční metody vyvinuty pro hodnocení efektivnosti investic v soukromém sektoru, často se v čisté i modifikované podobě používají i pro hodnocení veřejných projektů. Jedná se především o hodnocení veřejných projektů investičního charakteru. Někdy bývají tyto metody nazývány finančními kritérii hodnocení investičních projektů. To proto, že vstupují také do vícekriteriálních analýz jako dílčí kritéria hodnocení, nebo jsou jako finanční kritéria použita při analýze nákladů a přínosů. Podle toho, zda zohledňují hledisko času, se finanční metody dělí na metody statické a metody dynamické. Statické metody hledisko času nezohledňují a dynamické metody ano. Nejčastěji využívané finanční metody ve veřejném sektoru ukazuje následující tabulka. Tabulka 17: Finanční metody hodnocení podle zohlednění hlediska času Druh metody

Statické metody

Dynamické metody

Metoda Průměrný roční výnos Metoda rentability Průměrná procentní výnosnost Pay Back – Doba návratnosti prostá Průměrná doba návratnosti Doba návratnosti reálná Čistá současná hodnota Vnitřní výnosové procento (vnitřní míra výnosu) Index rentability

Zohlednění hlediska času ne ne ne ne ne ano ano ano ano

Zdroj: Autorka

Vzhledem k zaměření této knihy na hodnocení výdajů obcí se budeme věnovat pouze finančním metodám, které je možné použít pro hodnocení efektivnosti výdajů místních rozpočtů (kapitálových i běžných) na životní prostředí. To ovšem neznamená, že neexistují i jiné finanční metody využívané pro hodnocení investic v soukromém sektoru (např. diskontované náklady, průměrná výnosnost, aj.), které jsou podrobně popsány ve specializované literatuře věnující se této problematice (např. Kohout, 2010; Kislingerová, 2010; Levy, Sarnat 1999; Valach, 2006 aj.). Průměrný roční výnos Průměrný roční výnos je statická metoda, vhodná pro hodnocení efektivnosti investičních výdajů. Je to součet všech peněžních toků spojených s investicí dělený počtem roků životnosti investice (Kislingerová, 2010).

■

107

108

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Vzorec pro výpočet má podobu: n

φCF = kde

CFi n

∑ CF

i

i =1

(5.1)

n

je peněžní tok v i-tém roce životnosti investice a je doba životnosti investice v letech.

Investici je možné považovat za efektivní (přijatelnou), pokud je průměrný roční výnos kladný. Tato metoda je vhodná při srovnávání investičních záměrů. Výhodnější alternativa dosahuje větší průměrný roční výnos. Její výhodou je jednoduchost a to, že zohledňuje jak náklady, tak přínosy investice. Z pohledu environmentálních výdajů je využitelná pro hodnocení environmentálních investic. Jejím velkým nedostatkem je však to, že neuvažuje hledisko času. Metoda rentability Metody rentability patří k nejstarším způsobům měření ekonomických efektů. V případě metody výnosnosti (rentability) investice je kritériem pro rozhodování maximalizace zisků nebo výnosu. Výhodnější alternativa dosahuje větší rentability, přičemž se zjišťuje rentabilita za celou dobu projektu. Pokud se posuzuje delší nebo složitější projekt, lze dobu, po kterou je rentabilita projektu sledována, rozdělit na kratší časové úseky a ty posuzovat zvlášť. Ze zjištěných hodnot „dílčích“ rentabilit pak můžeme získat průměrnou rentabilitu za sledované období projektu. Rentabilita veřejného projektu je dána vztahem: n

ROI =

kde

ROI I t

∑ CF

t

t =1

(5.2)

I

je výnosnost projektu; je velikost investičních výdajů; je časové období od 1 do n (životnost projektu).

Investiční projekt je možné považovat za přijatelný, pokud je splněno kritérium, že je výnosnost projektu kladná. Tato metoda je vhodná pouze pro hodnocení investic a jejím základním nedostatkem je to, že neuvažuje hledisko času. Průměrná procentní výnosnost Průměrná procentní výnosnost udává, kolik procent investičního kapitálu se ročně průměrně vrátí.


Vzorec pro výpočet je následující (Kislingerová, 2010): φr =

kde

φCF I

φCF I

(5.3)

je průměrný peněžní tok; jsou investiční náklady.

Průměrný roční výnos ukazuje investorovi, jakým tempem se mu investice vrací v průběhu doby životnosti. Průměrné hodnoty však mohou značně zkreslovat výsledky hodnocení efektivnosti. Z pohledu hodnocení environmentálních výdajů je tato metoda vhodná pouze pro hodnocení investičních (kapitálových) environmentálních výdajů a navíc s problematickými výsledky, protože nezahrnuje hodnotu času, a také tím, že používá pouze průměrnou hodnotu, nedává informaci o efektivnosti v jednotlivých letech. Doba návratnosti Doba návratnosti (Pay Back – PB) je tradiční a často používanou metodou hodnocení investic v soukromém sektoru. Obecně řečeno je to doba, za kterou se investice splatí z peněžních příjmů, které zajistí. Výsledkem výpočtu je doba, která udává, za jak dlouho se vrátí vložená investice. V případě, že roční hotovostní tok CF je stále stejný, je možné výpočet prosté doby návratnosti PB použít vztah:

PB = kde

I CF

I CF

(5.4)

je velikost investičních výdajů; je roční cash-flow.

Pokud se roční hotovostní tok v jednotlivých letech liší, je doba návratnosti projektu dána tím rokem životnosti investičního projektu, v němž platí, že součet hotovostních toků je shodný nebo vyšší než výše investice, tedy: k

∑CF ≥ I ⇒ PB = k i =1

kde

k

i

(5.5)

je rok, ve kterém se investice splatí.

Investici je možné považovat za efektivní (přijatelnou) pokud je splněno kritérium, že doba návratnosti je menší nebo rovna době její životnosti, přičemž platí, že čím je hodnota PB nižší, tím efektivnější investice je. Tedy při vzájemném porovnávání investic by měla být zvolena ta, která má nejnižší hodnotu PB.

■

109

110

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Celkově se jedná o relativně jednoduchou metodu, která dává uspokojivé výsledky tehdy, jedná-li se o krátkodobou investici, kdy lze zanedbat vliv času. Snad proto se i přes uvedená omezení často používá ve veřejném sektoru, a to především jako metoda doplňkového hodnocení. Navíc její nedostatek spočívající v tom, že nebere v potaz časovou hodnotu peněz, je možné vyřešit diskontováním hotovostních toků před výpočtem doby návratnosti, čímž získáme její diskontovanou variantu, tzv. reálnou dobu návratnosti. Reálná doba návratnosti je tedy doba, za kterou se investice splatí z diskontovaných peněžních příjmů, které zajistí. Reálná doba návratnosti tak smazává nedostatek prosté doby návratnosti (nebere v potaz časovou hodnotu peněz). Existují další modifikace metody návratnosti. Mezi nejznámější patří průměrná doba návratnosti a doba návratnosti dodatečných investičních nákladů Průměrná doba návratnosti udává, za jakou dobu by mělo dojít při rovnoměrné realizaci peněžních toků ke splacení investice. Vzorec pro výpočet je následující:

t= kde

t φCF I

I φCF

(5.6)

je průměrná doba návratnosti; je průměrný peněžní tok; jsou investiční náklady.

Nedostatkem průměrné doby návratnosti je to, že pomocí zprůměrování ročního peněžního toku může dojít k určitému zkreslení skutečné doby návratnosti. Příkladem je investice, která přináší většinu peněžních příjmů na začátku doby životnosti a následně přináší příjmy výrazně nižší. Zprůměrováním peněžních toků dochází k jejich snížení a následně je výsledkem delší průměrná doba návratnosti než skutečná doba návratnosti (prostá i reálná). Naopak metoda doby návratnosti dodatečných investičních nákladů porovnává dvě investice pomocí jejich počátečních investičních a každoročních provozních nákladů. Ukazuje, za jak dlouho se celkové náklady projektu a1, který má vyšší investiční náklady a nižší provozní náklady, vyrovnají celkovým nákladům investice a2 s nižšími investičními náklady a vyššími provozními náklady. Vzorec pro dobu návratnosti dodatečných investičních nákladů můžeme zapsat následujícím způsobem. I (a1 ) − I (a 2 ) DNI = n n (5.7) ∑ C t (a 2 ) − ∑ C t (a1 ) t =1

kde

DNI I

t =1

je doba návratnosti dodatečných investičních nákladů v letech; je velikost investičních výdajů;


a1 a2 C t n

je varianta, která má vyšší investiční náklady a nižší provozní náklady; je varianta, která má nižší investiční náklady a vyšší provozní náklady; jsou roční provozní náklady; je časové období od 1 do n; je životnost projektu v letech.

Za předpokladu konstantních provozních nákladů je možné vzorec 5.7 modifikovat takto: I (a1 ) − I (a 2 ) DNI = (5.8) C (a 2 ) − C (a1 ) Doba návratnosti dodatečných investičních nákladů je využitelná v případě, že selže prostá i reálná doba návratnosti a zároveň i ostatní finanční metody, které využívají k hodnocení hotovostní toky. Je to nákladová metoda, která porovnává mezi sebou varianty investičních projektů podle vynaložených nákladů. Její výhodou je, že není závislá na odhadu diskontní sazby a také je méně závislá na odhadu příjmů projektů, které jsou v případě veřejných projektů v některých odvětvích veřejného sektoru (životní prostředí, zdravotnictví, hodnota volného času aj.) značně problematické. Z tohoto pohledu může být dobře využitelná pro hodnocení efektivnosti investičních environmentálních nákladů. Čistá současná hodnota Čistá současná hodnota (Net Present Value – NPV) je další z často využívaných metod ve veřejném sektoru, je to „číselný údaj, nalezený tím způsobem, že se od diskontované hodnoty očekávaných výnosů investice odečte diskontovaná hodnota jejích očekávaných nákladů“ (Pearce, 1995). Pro konstrukci čisté současné hodnoty je nutno nejdříve zavést pojem současné hodnoty, která se definuje následujícím způsobem: Současná hodnota (Present value – PV) vzroste v průběhu jednoho roku na budoucí hodnotu (Future value – FV) v závislosti na úrokové míře (pro veřejný sektor diskontní sazbě r), podle vztahu FV = PV (1+r). V n-tém roce je pak budoucí hodnota FV dána vztahem: FV = PV (1+r)n,

kde n

je počet let, po jejichž dobu plyne užitek z projektu.

Současná hodnota PVt všech hotovostních toků vyplývajících z projektu po dobu životnosti veřejného projektu je pak dána vztahem: n

PVt = ∑ t =1

CFt (1 + r ) t

(5.9)

■

111

112

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost kde

CFt r t n

je hotovostní tok v roce t; je diskontní sazba; je časové období od 1 do n; je životnost projektu.

Ze vztahu (5.9) vyplývá, že současná hodnota klesá s průběhem času. Z toho je zřejmé, že volba diskontní sazby může v podstatné míře ovlivnit výběr veřejného projektu. Čím nižší je úroková míra, tím vyšší je současná hodnota. Čistá současná hodnota NPV je definována jako součet současné hodnoty budoucích hotovostních toků plynoucích z projektu a hotovostního toku v nultém roce: n

NPV = CF0 + ∑ t =1

kde

NPV PV I CF0 CFt r t

CFt (1 + r ) t

= CF0 + PV = PV − I

(5.10)

je čistá současná hodnota projektu; je současná hodnota projektu; je velikost investičních výdajů v nultém období; je hotovostní tok plynoucí z projektu v nultém období (velikost investičních výdajů) je hotovostní tok plynoucí z projektu v období t; je diskontní sazba; je časové období od 0 do n (životnost projektu).

Investiční projekt je možné považovat za přijatelný, pokud je splněno kritérium, že ukazatel čisté současné hodnoty je nezáporný. Čistá současná hodnota se používá jako jedno z finančních kritérií při analýze nákladů a přínosů, kde bývá používána ve dvou formách: a)

s označením NPV při finanční analýze v rámci analýzy nákladů a přínosů, kde jako vstupy používá účetní hodnoty;

b) s označením ENPV při ekonomické analýze, kde jako vstupy používá ekonomické hodnoty. Hlavní výhodou metody čisté současné hodnoty je to, že bere v potaz časovou hodnotu peněz a uvažuje všechny relevantní hotovostní toky při celé době životnosti investice. Navíc oproti jiným dynamickým metodám má vlastnost aktivity,48 která je potřebná v případě vzájemně navazujících projektů. Její nevýhodou je naproti tomu to, že závisí na odhadu hotovostních toků (převážně přínosů, výnosů projektů) a také to, že závisí na odhadu diskontní sazby. I když má výše uvedené nedostatky, je to komplexní metoda, která se pro hodnocení environmentální projektů používá relativně často. Z pohledu životního prostředí je jejím největším nedostatkem problematika ocenění environmentálních nákladů a přínosů. 48

Má smysl sčítat několik současných hodnot různých projektů, neboť platí: NPV(A+B) = NPV(A) + NPV(B), kde A a B jsou nezávislé projekty,


Vnitřní výnosové procento Na odhadu diskontní sazby naopak nezávisí další finanční metoda, kterou je vnitřní výnosové procento (Internal Rate of Return – IRR), označované také jako vnitřní míra výnosnosti. IRR představuje také další dynamickou metodu hodnocení. Pro veřejný sektor je IRR definováno jako „taková výše diskontní sazby, při níž se současná hodnota příjmů z uvažované alternativy rovná současné hodnotě nákladů na uvažovanou alternativu veřejného projektu“ (Ochrana, 2004). Zjednodušeně je IRR taková sazba, při které je NPV rovno nule, tj. IRR (hledaná diskontní sazba) splňuje následující rovnici: n

0 = CF0 + ∑ t =1

kde

IRR CF0 CFt t n

CFt (1 + IRR ) t

(5.11)

je vnitřní výnosové procento; je hotovostní tok plynoucí z projektu v nultém období (velikost investičních výdajů) je hotovostní tok plynoucí z projektu v období t; je časové období od 0 do n; je životnost projektu.

Zatímco u čisté současné hodnoty se vychází z dané diskontní sazby, v případě IRR hledáme diskontní sazbu, která vyhovuje výše uvedené rovnici (5.11). Tuto rovnici však nelze použít k přímému výpočtu IRR, neboť vzhledem k t mocnině součtu (1+IRR) nelze IRR z tohoto výrazu explicitně vyjádřit. Vnitřní výnosové procento IRR lze však odvodit s využitím lineární interpolace, jak ukazuje následující vzorec: IRR = rn +

kde

NPVm NPVv rm rv

NPVm (rv − rm ) NPVm + NPVv

(5.12)

je čistá současná hodnota při nižší diskontní sazbě; je čistá současná hodnota při vyšší diskontní sazbě; je nižší diskontní sazba (v %); je vyšší diskontní sazba (v %).

Z pohledu vnitřního výnosového procenta je investici možné považovat za přijatelnou, pokud je splněno kritérium, že ukazatel IRR vyjadřuje vyšší nebo shodou diskontní sazbu než je požadovaná minimální výnosnost investice. Vnitřní výnosové procento je často využívanou metodou hodnocení veřejných projektů (v rámci metodiky EU pro analýzu nákladů a přínosů je spolu s NPV jedinou doporučenou metodou hodnocení). I u něj platí, že jeho nejproblematičtějším prvkem je v případě environmentálních projektů ocenění environmentálních nákladů a přínosů v peněžních jednotkách.

■

113

114

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Index rentability Hodnocení metodou výnosnosti investic – indexem rentability – je dalším z možných postupů, které můžeme uplatnit při hodnocení environmentálních investičních projektů. Index rentability (Rentability Index – Ri nebo Return of Investment – ROI) je pro veřejný sektor definován (Sieber, 2004) jako „podíl čisté současné hodnoty projektu na hotovostním toku nultého období (na investičních výdajích)“,49 tj.: n  CFt  CF0 + ∑ (1 + r ) t  ( PV + CF0 )  t =1  Ri = = (−CF0 ) (−CF0 )

(5.13)

 n CFt  ∑ t  NPV  t = 0 (1 + r )  Ri = = (−CF0 ) (−CF0 )

(5.14)

nebo po úpravě

kde

PV CF0 CFt r t

je současná hodnota; je hotovostní tok plynoucí z projektu v nultém období (velikost investičních výdajů) je hotovostní tok plynoucí z investice v období t; je diskontní sazba; je období (rok) od 0 do n (životnost projektu).

Investiční projekt je možné považovat za přijatelný, pokud je splněno kritérium, že ukazatel indexu rentability je nezáporný. Index rentability je velmi užitečný jako doplněk metody NPV a společně s ní by postačoval k zhodnocení ekonomické přijatelnosti investičních projektů. Výsledné hodnoty NPV a Ri je vhodné kombinovat, neboť každá z nich může ukazovat jako vhodnější jinou investici a záleží na situaci investora, který z investičních projektů bude preferovat. Index rentability tak doplňuje chybějící pohled na efektivitu vynaložených prostředků, což je významné zejména při vzájemném porovnávání projektů mezi sebou. Pro investora podává také odpověď na otázku, zda je lepší investovat do více malých projektů, nebo jednoho velkého. V případě environmentálních kapitálových výdajů je index rentability vhodnou metodou pouze v tom případě, pokud je možné ocenit environmentální přínosy v peněžních jednotkách. Ale tento problém je společný všem výše uvedeným finančním kritériím. Tento problém částečně řeší nákladově-výstupové metody, které kromě analýzy nákladů a přínosů (která oceňuje náklady i přínosy v peněžních 49

Je to v podstatě procento ziskovosti investice měřené čistou současnou hodnotou. Udává, kolik korun čistého diskontovaného přínosu připadá na jednu investovanou korunu.


jednotkách) volí jiný způsob kvantifikace výstupů (přínosů), kdy analýza minimalizace nákladů výstupy neuvažuje, analýza efektivnosti nákladů pro kvantifikaci výstupů používá naturální nebo fyzikální ukazatele a analýza užitečnosti nákladů pak jako výstup volí užitek projektu.

5.3.2

Analýza minimalizace nákladů

Nejjednodušší z nákladově-výstupových metod je metoda analýzy minimalizace nákladů (Cost-minimization Analysis – CMA). Jejím hodnotícím kritériem jsou nejnižší náklady (oceněné v peněžních jednotkách). Často jsou za výslednou hodnotu CMA považovány pouze investiční náklady, toto pojetí je však chybné. Pro hodnocení pomocí CMA je nutné zvažovat všechny náklady po dobu životnosti investice a tyto náklady do hodnocení pomocí CMA zahrnout. Hodnotu celkových nákladů C lze pak vyjádřit následujícím vztahem: n

C = C 0 + ∑ Ct

(5.15)

t =1

kde

C0 Ct n

je investice (často také označovaná jako I); je náklad v roce t; je konečný časový horizont, kdy projekt završí svou životnost.

I takto však CMA nezohledňuje hledisko času. Proto je možné do vzorce (5.15) zahrnout náklady diskontované a vytvořit vzorec pro reálnou analýzu minimalizace nákladů. Hodnotu celkových diskontovaných nákladů by pak bylo možné vyjádřit následně: n C C = C0 + ∑ t (5.16) (1 + r )t t =1 kde

r

je diskontní sazba.

Ze vztahů (5.15) a (5.16) vyplývá, že pomocí CMA není možné hodnotit a srovnávat projekty s různou dobou životnosti. Metoda CMA se používá jak pro hodnocení efektivnosti investičních projektů, tak pro hodnocení běžných výdajů. V obou případech je podmínkou využití metody fakt, že srovnáváme výdaje na srovnatelnou veřejnou službu či statek a pro stejnou dobu životnosti. Dle Ochrany (2004) je při rozhodnutí o tom, zda využít metodu CMA, určujícím faktorem to, zda výše peněžních prostředků (výdajů) jako jediného kritéria hodnocení je dostačující. Tedy je zaručeno, že i nejnižší výdaje garantují

■

115

116

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost potřebnou úroveň užitku. Pro zajištění potřebné úrovně užitku je také podstatné stanovení prahu racionální dostatečně nízké ceny.50 CMA je podle zahraniční odborné literatury nejčastěji využívána v medicínských studiích. Environmentálních studií je pomocí CMA prováděno poskrovnu. Nicméně jako alternativu metody CMA je možné považovat metodu TCA (Total Cost Assessment), která sice nepatří mezi nákladově-výstupové metody, ale je nákladovou metodou často využívanou v oblasti ochrany životního prostředí.

5.3.3

Metoda TCA

Metoda zápočtu všech nákladů a úspor (Total Cost Assessment – TCA), což pro zachování podobnosti můžeme přeložit jako metoda (posouzení) celkových nákladů (Dobeš, Navrátil, Remtová, 1995). Jedná se o dlouhodobě zaměřenou, rozsáhlou, komplexní finanční analýzu všech nákladů a nákladových úspor, které vznikají společnosti v návaznosti na investici.51 Tato metoda pro hodnocení využívá koncept environmentálního účetnictví. Náklady jsou brány jako totální (celkové) z hlediska podniku, tj. nezahrnují se neinternalizované společenské náklady. Metoda TCA byla vyvinuta v organizaci Tellus Institute, Boston, a podrobně popsána a různě modifikována (Total Cost Assessment, 1992, Kennedy, 1994, Spitzer, 1994). Používá se k posuzování investičních záměrů (ale hodí se i pro jiné projekty) a vyznačuje se následujícími čtyřmi charakteristikami (TCA, 1992):

50

51

1.

uvažuje všechny možné náklady a případné úspory (nejen dosud běžně uvažovaných nákladů);

2.

důsledné přisouzení (alokace) nákladů a výnosů jednotlivým výrobkům nebo procesům v místě, kde vznikají (tedy nikoliv do celopodnikové režie);

3.

posuzování ekonomických účinků pomocí finančních ukazatelů vypočítaných za delší dobu (vzdálenější časový horizont), než je jinak obvyklé a

Minimální výdaje mají určitou hranici, za kterou může docházet k nežádoucímu poklesu požadované úrovně užitku (Ochrana, 2004). Mezi klíčové environmentální náklady a nákladové úspory patří náklady související se vstupy, které jsou nezbytné pro zajištění průběhu procesů, tj. náklady na materiály, na spotřebované energie, vodu apod.; náklady na vypořádání se s odpady; náklady na úpravu nebo odstraňování odpadních vod; náklady na spotřebované materiály, energie a vodu, které jsou vázány na servisní činnosti, jako jsou například čištění, údržba aj.; potenciální výnosy z prodeje vedlejších produktů, například z prodeje rozpouštědel získaných destilací nebo kovů z odpadních vod; nižší pojistné vyplývající ze snížení environmentálních rizik nebo nižší potenciální environmentální závazky související s budoucími environmentálními škodami; náklady na dosažení souladu se stávajícími zákony na ochranu životního prostředí, například náklady na školení, monitoring, testování apod.; náklady na dosažení souladu s připravovanými zákony na ochranu životního prostředí.


4.

použití takových finančních ukazatelů, které jsou pro dlouhodobé posuzování vhodné, tj. respektujících proměnnost hodnoty peněz s časem.

Při uplatňování metody TCA jsou náklady (případně nákladové úspory) spojené s investicí nebo investiční akcí členěny do těchto kategorií: přímo související (investiční náklady, náklady související s provozem a udržováním, náklady spojené s vypořádáním se s odpady, úspory materiálů a energií apod.); nepřímo související (náklady vynakládané na dosažení souladu se zákony, náklady na školení a vzdělávání, pojištění, náklady podporující monitoring, škody, správní náklady a jejich úspory apod.); související s potenciálními závazky (podmíněné závazky, potenciální poplatky, pokuty a daně), ostatní (nákladové úspory získané tím, že společnost neznečišťuje životní prostředí, má lepší image, uvnitř společnosti existuje lepší pracovní prostředí i vztahy mezi pracovníky apod.). Metoda TCA je často využívanou metodou hodnocení environmentálních investic. Je také prosazována americkou Agenturou pro ochranu životního prostředí (U. S. Environmental Protection Agency). V rodině metod TCA jsou dále uvedeny další postupy vyvinuté různými organizacemi, jako např. metoda General Electric (GE), metoda EPA nebo metoda PRECIOS (Vaněček, 1995). Žádná z těchto metod však zatím nedoznala většího rozšíření, a to proto, že jsou složité, velmi pracné a potřebovaly by programovou podporu s možností volby hloubky propracování podle uvážení managementu.

5.3.4

Analýza nákladů a přínosů

Analýza nákladů a přínosů (Cost-benefit Analysis – CBA), jinak také analýza nákladů a výnosů, Cost-benefit analýza či analýza nákladů a užitků, představuje metodický postup, který nám umožňuje porovnat náklady a přínosy veřejného projektu, tj. jeho ekonomickou efektivitu (Ochrana, 2006, 2007, 2010). Jde o metodu, která porovnává jak náklady, tak přínosy daného projektu vyjádřené v peněžních jednotkách. CBA představuje výhodný hodnotící nástroj u takových projektů, kde se zvažuje více cílů (např. současně zlepšení zdraví obyvatel, zlepšení kvality životního prostředí a občanské vybavenosti obyvatel, nárůst mobility obyvatel aj.), jednotlivé cíle však bývají alespoň částečně vzájemně v konfliktu (např. růst kvality životního prostředí versus nárůst mobility) a vztahují se ke statkům, které nemají tržní cenu (to platí jak pro stav životního prostředí, tak pro zdraví obyvatel). CBA vychází z hlavního proudu ekonomické teorie (neoklasické ekonomie), první pokusy o její zavádění při hodnocení projektů se objevily již ve 30. letech 20. století v USA.

■

117

118

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Podle Atkinsona a Monrata (2008) v případě využití CBA existují historicky tři fáze: 1.

tradiční přístup. který si kladl za cíl zvýšit úroveň blahobytu v peněžním vyjádření. Byl aplikován až do konce 60. let 20. století;

2.

sociálně-ekonomický přístup. který vznikl později a jeho cílem bylo dosažení konceptu sociální spravedlnosti a spravedlivého rozdělení příjmů;

3.

environmentální CBA. která zahrnuje i environmetální přínosy. Tento typ CBA vznikl v roce 1981 (Pearce, Nash, 1981; Pearce, Markadya, 1988; Sugden, Williams, 1988). Mezi ostatními se stala více rozšířená v roce 1990 (Gramich, 1990; Johansson, 1993; Weiss, 1994).

Jde o postup, který je postaven na principu společenské efektivity, tedy pojmu, který definuje ekonomie blahobytu.52 Celkově jde o vzájemný vztah nákladů a přínosů projektu, kdy základním specifikem analýzy nákladů a přínosů je to, že jsou veškeré náklady i přínosy oceňovány v peněžních jednotkách. Aby mohla být CBA dobře provedena, musí být prováděna dle logického postupu. Níže jsou shrnuty hlavní kroky CBA dle Boardmana (2006):

52

1.

Definování projektu nebo politiky, kdy je nutné určit cíle projektu. Cíle mohou být definovány v obecné rovině, ale měly by být definovány i konkrétní cíle, které budou měřitelné. Příkladem obecného cíle může být modernizace spaloven komunálního odpadu s cílem zvýšit množství spalovaného odpadu, energetickou výkonnost a nižší emise NOx a CO2. Konkrétní cíl by pak mohl být zvýšení množství spalovaného odpadu o 30 %, zvýšení energetické výkonnosti o 20 % a snížení emisí CO2 a NOx o 10 % ve srovnání s rokem 2000.

2.

Rozhodnutí čí přínosy a náklady budeme počítat, kdy se musíme rozhodnout, na jaké územní působnosti budeme CBA zkoumat. CBA může být prováděna na místní, regionální, národní, evropské či světové úrovni. Poté je nutné identifikovat skupiny, kterých se projekt týká. Mohou to být spotřebitelé, podniky, vládní a nevládní organizace působící v oblasti životního prostředí. Poté je nutné zjistit, jak bude daná skupina projektem ovlivněna. Zda jí z takové situace budou plynout přínosy nebo náklady.

3.

Stanovení seznamu dopadů a zvolených ukazatelů, kdy identifikujeme fyzické dopady jednotlivých projektů. Dopady zahrnují jak vstupy, tak

Ekonomická efektivita je zde chápána jako Pareto-efektivní. Pareto optimálních bodů je nekonečně mnoho. Záleží na počáteční distribuci bohatství ve společnosti. Veřejný projekt je společensky Pareto-efektivní pouze v případě, pokud zvyšuje blahobyt alespoň jednoho člověka, aniž by nesnížil blahobyt jinému člověku. Z důvodu obtížné splnitelnosti tohoto kritéria jsou používána měkčí kritéria. Jedná se především o efektivitu na základě principu kompenzace (tzv. Kaldor-Hicks kompenzační kritérium). Podle tohoto kritéria je společensky efektivní i takový stav, kdy jsou ztráty jedné skupiny členů společnosti kompenzovány zvýšeným blahobytem subjektů, kterým z projektu plynou užitky. V celkovém součtu přínosy (užitky) převažují nad ztrátami. Při principu kompenzace proto může dojít k redistribuci bohatství. Ke kompenzaci poškozených ve skutečnosti však dojít nemusí.


výstupy projektu. Jsou to ekonomické dopady, dopady na lidské zdraví a dopady na životní prostředí. 4.

Kvantitativní předpověď dopadů po celou dobu trvání projektu, kdy to, jaká data budeme potřebovat a které metody hodnocení používat, závisí úzce na typu dopadu, požadované úrovni podrobnosti a typu CBA (ex ante, ex post nebo mid term) a také je nutné určit dopady po celou dobu životnosti projektu.

5.

Oceňování relevantních nákladů a přínosů, kdy ke každému z kvantifikovaných dopadů přiřadíme peněžní hodnotu jak z hlediska výnosů (přínosů), tak z hlediska nákladů. Přínosy a náklady musí být oceněny buď v reálném čase (ve stálých cenách) nebo v nominálním vyjádření (v běžných cenách).53

6.

Diskontování přínosů a nákladů, kdy je provedeno diskontování nákladů a přínosů, podle vztahu (5.9).

7.

Výpočet efektivnosti jednotlivých alternativ, kdy CBA pro hodnocení a výběr projektů používá všechna výše uvedené finanční kritéria čisté současné hodnoty, vnitřního výnosového procenta, doby návratnosti (DN)54 a indexu rentability, které byly podrobně probrány v kapitole 5.3.1. Navíc bývá v literatuře používán ukazatel B/C, který je pro diskontované náklady a přínosy definován následujícím vztahem: n

∑ B (1 + r ) t

B/C =

t =1 n

∑

Ct

t =1

t

(5.17)

(1 + r )t

nebo v případě nediskontovaných finančních toků jako: n

B/C =

∑B t =1 n

53

54

(5.18)

∑C t =1

kde Bt Ct t r

t

t

je přínos v období t; je náklad v období t; je dané časové období; je diskontní sazba;

Výsledky měření pomocí nominální nebo reálné hodnoty poskytují stejné výsledky, ale všechny ekonomické toky musí být započteny jednotně, pokud počítáme přínosy a náklady pomocí nominální hodnoty, tak použijeme nominální diskontní sazbu a u počítání s reálnými hodnotami použijeme reálnou diskontní sazbu (tj. očištěnou od inflace). Používá se DN prostá i DN reálná (viz výše 5.3.1)

■

119

120

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost n

je konečný časový horizont, kdy projekt završí svou ekonomickou životnost.

Investiční projekt lze považovat za přijatelný, pokud je splněno kritérium, že ukazatel B/C je větší nebo roven jedné.55 8.

Provedení analýzy citlivosti, kdy je nutné zjistit, jak je očekávaný peněžní tok závislý na změně různých faktorů, které na něj působí, a určit rozhodující veličiny které rozhodují o úspěšnosti či neúspěšnosti projektu.56 Cílem analýzy citlivosti je najít tyto vlivy a kvantifikovat jejich vliv na efektivnost projektu.

9.

Doporučení, kdy jsou v tomto posledním kroku shrnuty cíle projektu, jaké dopady bere projekt v úvahu, předpoklady analýzy včetně výše diskontní sazby a životnosti projektu, jaké má projekt náklady a přínosy, a to zvláště s ohledem na ty, které mohly mít vliv na jeho efektivnost.

CBA jako oficiální metodu hodnocení investičních projektů přijala také Evropská unie, která v roce 2002 vydala manuál pro zpracování CBA pro investiční projekty a v roce 2008 tento manuál aktualizovala. Manuál obsahuje také případovou studii pro environmentální projekty. Oproti Boardmanově (2006) metodice se metodika CBA obsažená v manuálu EU liší. Obsahuje následující kroky: 1.

Analýza souvislostí, definice cílů – v tomto kroku je při stanovování cílů57 důležité porozumění sociálním, ekonomickým a institucionálním souvislostem, ve kterých bude projekt implementován, a definování, jaké služby a jaké zboží bude projekt generovat;

2.

Identifikace projektu, kdy z pohledu metodiky CBA pro hodnocení investičních projektů (EU, 2008) je projekt definován souborem technických, organizačních, marketingových a finančních řešení, které tvoří logicky provázaný funkční celek, který má určitý dopad na

55

Pokud se B/C = 1, je projekt indiferentní, tedy není ziskový ani ztrátový, z tohoto pohledu jej lze považovat za přijatelný, pokud má jiné doplňkové efekty.

56

Musíme zjistit jak je očekávaný peněžní tok závislý na změně různých faktorů, které na něj působí, a určit rozhodující veličiny které rozhodují o úspěšnosti či neúspěšnosti projektu. Mezi faktory patří: výše diskontní sazby, objem tržeb, ceny vstupů a výstupů, daně, úrokové sazby, devizové kurzy. Cílem analýzy citlivosti je najít tyto vlivy a kvantifikovat jejich vliv na efektivnost projektu. Např. pokud obec investuje do stavby 15 km cyklistických stezek a NPV projektu je 1 mil. Kč, pak pak analýza citlivosti zkoumá, co se stane, pokud obec investuje do 20 km nebo 10 km cyklistických stezek. Např. pokud investice do 20 km cyklostezek přinese NPV 2 mil., pak je to ukazatel toho, že je nedostatek cyklostezek, protože zvýšení cyklostezek o 33 % vedlo ke zvýšení čisté současné hodnoty projektu o 100 %. To stejné je možné dělat s výší diskontní sazby. Při stanovování cílů je pak nutné dbát na předmětnost cílů (tedy to, aby cíle byly odvozeny od očekávání veřejných projektů, od jejich užitků), verifikovatelnost cílů (která umožní zjistit, zda na konci sledovaného období bylo cíle dosaženo), reálnost cílů (zda jsou splnitelné), konzistentnost cílů (jejich vzájemná návaznost), kvantifikovatelnost cílů (přímo v zadání cíle jsou uváděny měrné jednotky umožňující měřit v jakém množství, v jaké kvalitě, v jakých termínech a s jakými náklady byly cíle splněny) a zda cíle pokrývají dané potřeby.

57


socioekonomickou situaci určitých členů společnosti. Při identifikaci projektu je také důležité zvažovat nejen investiční, ale i nulovou variantu; 3.

Studie proveditelnosti a možností, která by měla poskytnut důkaz, že vybraný projekt je z uvažovaných možností nejvhodnější alternativou. Studie proveditelnosti musejí být předkládány Komisi podle čl. 40 písm. c);

4.

finanční analýza, jejímž hlavním účelem je výpočet ukazatelů finanční výkonnosti projektu, ke kterému je dle metodiky EU (2008) nejvhodnější využít standardně finanční čistou současnou hodnotu (NPV) a finanční vnitřní výnosové procento (IRR), a to ve formách výnosnosti projektu (IRRC, resp. NPVC) a výnosnosti kapitálu (IRRK , resp. NPVK). Finanční analýza by se přitom měla zaměřit zejména na zhodnocení finanční ziskovosti investice a vlastního (státního) kapitálu, stanovení vhodného (maximálního) příspěvku z fondů a kontrolu finanční udržitelnosti projektu);

5.

ekonomická analýza, jejímž důvodem je skutečnost, že vstupy do projektu by měly být oceněny náklady příležitosti a výstupy z projektu ochotou spotřebitelů platit;

6.

analýza citlivosti, která se zaměřuje na zjištění kritických proměnných projektu58 a

7.

analýza rizik, což je posouzení toho, zda dané procentní změny určité proměnné na výkonnostní ukazatele projektu vypovídají o pravděpodobnosti toho, že taková změna nastane.

Pokud bychom měli zhodnotit, zde je CBA vhodná pro hodnocení efektivnosti výdajů místních rozpočtů, musíme konstatovat, že CBA je sice nejkomplexnější jednokriteriální metoda, ale také nejobtížněji proveditelná metoda, kterou lze při rozhodování o realizaci environmentální investice použít. Jejím významným přínosem je zohlednění časového hlediska, přičemž je možné při posuzování efektivnosti projektů uplatnit i dlouhodobost efektů, která je významným rysem investic k ochraně životního prostředí. I proto byla CBA využita Agenturou pro ochranu životního prostředí (U. S. Environmental Protection Agency – EPA) pro porovnání přínosů a nákladů zákona o ovzduší (United States Government Accountability Office, 2005). Hlavním nedostatkem této metody z pohledu hodnocení environmentálních veřejných výdajů je obtížné ocenění environmentálních přínosů v peněžních

58

Zjištění kritických proměnných projektu se provádí tak, že se proměnné projektu postupně mění o určité procento a sledují se následné změny ukazatelů finanční i hospodářské výkonnosti. Z proměnných by se měla měnit vždy pouze jedna a ostatní parametry by měly zůstat neměnné. Manuál pak doporučuje za „kritické“ považovat ty proměnné, u nichž změna o 1 % (kladná či záporná) způsobuje odpovídající změnu základní hodnoty NPV o 5 % a více. Je však možné přijmout odlišná kritéria. Např. jaká procentní změna by měla za následek NPV = 0, více viz metodika EU pro hodnocení investičních projektů pomocí CBA (2008).

■

121

122

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost jednotkách. Toto ocenění je sice možné provést pomocí stínových cen, náhražkových trhů, technických metod či mimotržních oceňovacích metod, jichž existuje pro oblast oceňování životního prostředí celý aparát (více např. Tošovská 1997, Soukopová, 2006), to ale nezastiňuje fakt, že oceňování netržních položek a zvláště životního prostředí je velmi nákladné a navíc často nevede k požadovaným výsledkům, které by daly reálný obraz o efektivnosti investice. Tento problém je pak možné řešit využitím třetí z uvedených nákladově-výstupových metod, kterou je analýza efektivnosti nákladů.

5.3.5

Analýza efektivnosti nákladů

Další používanou nákladově-výstupovou metodou hodnocení efektivnosti veřejných výdajů je metoda efektivnosti nákladů (Cost-effectiveness Analysis – CEA). CEA se používá, pokud je ocenění přínosů (užitků) v peněžních jednotkách pomocí CBA komplikované. Při tomto typu analýzy se efektivnost nevyjadřuje prostřednictvím peněžních jednotek, ale výstupy se měří prostřednictvím vhodných naturálních nebo fyzikálních jednotek. Efektivnost investice (případně běžného výdaje) je dána poměrovým ukazatelem měrné investiční náročnosti, např. na odstranění jednotky znečištění, kdy je efektivnější ten výdaj, který má co nejnižší měrnou náročnost:59 S=

C → min, E

(5.19)

V případě diskontovaných nákladů je možné výše uvedený vztah napsat následně: n Ct ∑ ( 1 + r)t (5.20) S = t −1 → min, E

kde

Ci S E r

jsou roční náklady; je měrná investiční náročnost; je výstup (např. množství znečištění); je diskontní sazba.

Pro hodnocení environmentálních veřejných výdajů se tato metoda jeví jako vhodná, protože jako výstup E můžeme použít některý z environmentálních indikátorů jako např. množství vyprodukovaného odpadu, množství vypouštěného CO2, vliv na životní prostředí stanovený v bodové škále aj. Hodnocení metodou CEA vypadá z tohoto pohledu velmi jednoduše, ale i ono je spojeno s celou řadou problémů spojených především s výběrem ukazatele výstupu. Nejvýraznější z nich jsou případy, kdy existuje více druhů užitků nebo není možné jednotlivé užitky navzájem porovnat (více např. Ochrana, 2006, 2007). Zde se proto nabízí otázka, zda je vůbec možné jednotlivé užitky v oblasti ochrany životního

59

Tento postup vychází z teoretického vztahu mezi výší znečištění a náklady na jeho odstranění.


prostředí navzájem porovnat. To se u environmentálních veřejných výdajů jeví jako částečně možné, pokud porovnáváme shodné výdaje dvou obcí, či krajů.

5.4 Vícekriteriální metody a hodnocení výdajů na ochranu životního prostředí Předchozí jednokriteriální metody hodnotily environmentální veřejné výdaje na základě jednoho hodnotícího kritéria. Při většině rozhodovacích situací však v reálném životě rozhodujeme podle více kritérií, proto je důležité ukázat význam vícekriteriálních metod a jejich využití při hodnocení environmentálních výdajů. Vícekriteriální rozhodování je disciplína operačního výzkumu, která se zabývá analýzou rozhodovacích situací, ve kterých jsou posuzovány rozhodovací varianty (v našem případě varianty veřejných projektů) podle několika zpravidla navzájem konfliktních kritérií. Řešením vícekriteriální rozhodovací úlohy je pak postup, který vede k nalezení „optimálního“ stavu systému vzhledem k více než jednomu uvažovanému kritériu. Takový postup se také nazývá vícekriteriální optimalizace. Vícekriteriální rozhodovací problémy jsou popsány množinou variant, množinou hodnotících kritérií a řadou vazeb mezi kritérii a variantami, které umožní definovat hodnotící funkce a metodu výběru, což umožňuje formulovat vícekriteriální matematický model. Jeho součástí musí být možnost vstupu dodatečné informace, kterou často bývá informace o subjektivních preferencích rozhodovatele na množině kritérií. To znamená vyjádření představ rozhodovatele, čemu dává přednost. Zda určování preferencí mezi variantami z hlediska jednotlivých kritérií, či určování preferencí mezi kritérii a jejich agregaci. Podle toho je pak následně vybrána metoda hodnocení. Množina (seznam) variant může být zadána explicitně, jako výčet konečného počtu možností, nebo implicitně specifikací podmínek, které musí rozhodovací varianta (veřejný výdaj) splňovat, aby mohla být považována za přípustnou.60 V úlohách vícekriteriálního hodnocení variant má množina rozhodovacích variant, kterou označíme A, konečný počet prvků. Každá varianta ai, i = 1, 2, …, n projektu je podle kritérií k1, …, kk popsána vektorem kriteriálních hodnot (yi1, yi2, …, yik), což představuje i-tý řádek kriteriální matice Y, kde její sloupce odpovídají kritériím a řádky hodnoceným variantám.

60

Ani v této etapě rozhodovacího procesu se zpravidla nelze vyhnout subjektivním vlivům, případně i zjišťování mínění expertů či zadavatele úlohy. Je-li k dispozici seznam kritérií i seznam rozhodovacích variant, je nutné podrobně zvážit, jakou formu by konečné rozhodnutí mělo mít. Trváme-li na tom, že je skutečně nutné vybrat jedinou optimální variantu určenou k realizaci, měli bychom připustit, že v typických případech chceme z nespolehlivých a nedostatečných informací vytěžit něco, co v nich téměř jistě není obsazeno. Speciálním případem takto formulované úlohy je požadavek, abychom seřadili rozhodovací varianty podle pořadí v souladu s tím, jak se přibližují k představě optimální varianty.

■

123

124

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Kriteriální matici můžeme zapsat takto:

 y11   y 21  . Y =  .  . y  n1

y12

. . .

y 22 . . . y n2

. . .

y1k   y 2k  .   .  .  y nk 

(5.21)

Pokud není výslovně uvedeno jinak, tak se předpokládá, že všechna kritéria jsou stanovena jako maximalizační. Jestliže jsou v původním zadání úlohy některá z kritérií uvedena jako minimalizační, nebývá obtížné tato kritéria transformovat tak, aby byla maximalizační. Cílem metody (funkce) výběru d je najít variantu aopt, resp. množinu D variant, které by podle všech kritérií dosáhly co nejlepšího ohodnocení (tedy nejvyšších hodnot kritérií), přičemž jako nejlepší varianta aopt může být vyhodnocena pouze některá nedominovaná varianta. Přitom nedominovanou variantou rozumíme takovou, ke které neexistuje v množině variant jiná varianta, lépe hodnocená alespoň podle jednoho kritéria a ne hůře podle ostatních kritérií. V opačném případě se varianta nazývá dominovaná a říkáme, že ji „lepší“ varianta z uvedené definice dominuje. Pro lepší představu o kvalitě jednotlivých variant je užitečné znát také teoreticky nejlepší a teoreticky nejhorší variantu. První z nich, tedy varianta, která dosahuje ve všech kritériích nejlepší možné hodnoty, se nazývá ideální varianta aI, a naopak varianta, která má všechny hodnoty kritérií na nejnižším stupni, nazveme bazální variantou aB. Ideální i bazální varianta jsou víceméně hypotetickými variantami. Kdyby totiž ideální varianta reálně existovala, byla by jedinou nedominovanou a zároveň i jednoznačně optimální. Formulace úlohy vícekriteriálního hodnocení efektivnosti veřejného výdaje pak bude následující: Nechť je dán veřejný výdaj v1, a seznam hodnotících kritérií K = {k1, k2, … , kk}. Každý výdaj v (v našem případě položka funkčního členění rozpočtové skladby) je podle těchto kritérií popsána vektorem kriteriálních hodnot (y1, y2, …, yk). Pak bude možné transformovat matematický model podle Jablonského (2007) do následující kriteriální matice: Y = (Yj)

(5.22)

V praxi se v současné době vícekriteriální hodnocení realizují třemi základními přístupy (Říha, 1995: 161): a) „preferované řešení se určí přímo; b) generuje se množina nedominovaných variant (neinferiorních řešení) a z nich se potom výpočtem stanoví řešení preferované nebo


c)

5.4.1

postupuje se podobně jako v bodu b), ale s tím rozdílem, že preferované řešení se vybere na základě expertní úvahy.“

Vyjádření hodnot kritérií – stupnice a škály

Výběr vhodného souboru kritérií umožňuje jednoduché a jednotlivých variant podle těchto kritérií. Přirozeně se lépe kvantitativního charakteru. Pro ucelené porovnání variant je používat i kvalitativní kritéria. Navíc hodnocení daného výdaje kritérií může být v různých jednotkách a různých měřítcích.

jasné ohodnocení pracuje s kritérii však nutné často podle jednotlivých

Potom je důležitá transformace vstupních informací na srovnatelné jednotky, umožňující agregaci podle všech kritérií. Tu umožňují stupnice a škály. Mezi nejznámější stupnice a škály patří nominální stupnice, ordinální stupnice a kardinální stupnice, které jsou dále detailněji rozvedeny.

Nominální (binární) stupnice Jde o nejjednodušší metodu. Je založena na operaci shody či neshody (rozdílu), která je vymezena binární logickou hodnotou 1 (shoda), resp. 0 (neshoda). Hodnocené varianty jsou z hlediska hodnoceného kritéria indiferentní. U jednotlivých projektů jsou posuzovány žádoucí vlastnosti (kritéria). V případě, že je daná vlastnost přítomná, je jí přiřazena hodnota 1, v případě, že není 0. Na závěr se sečte počet jedniček u jednotlivých projektů a vybrán je ten, který má tento součet největší. Nedostatkem hodnocení pomocí binární stupnice je to, že při tomto typu hodnocení není měřena preference jednotlivých kritérií ani nejsou uvažovány váhy jednotlivých kritérií, přičemž nelze předpokládat, že by tyto váhy byly identické. Tedy nezohledňuje to, že některé vlastnosti jsou více žádoucí a jiné méně.

Ordinální stupnice Ordinální stupnice se využívá ve dvou formách jako:

Klasifikační stupnice, která vychází z předpokladu, že můžeme kvalitu jednotlivé hodnocené vlastnosti ohodnotit číslem z předem definovaného intervalu (například 1 až 5). Vybrána je ta varianta, která dosáhla nejlepšího průměrného ohodnocení. Výhoda této metody spočívá v její jednoduchosti, nevýhoda v tom, že nezohledňuje váhy jednotlivých kritérií.61 Bodovací stupnice, která jednotlivá kritéria ohodnocuje v rámci dané škály (např. 1–10, kde 1 = nejhorší hodnota, 10 = nejlepší hodnota). Svým charakterem tedy odpovídá předchozí variantě, ovšem s tím, že místo 61

Tuto metodu můžeme využít také tak, že místo známek budeme přidělovat pořadí v jednotlivých vlastnostech. Pokud je v dané vlastnosti nejlepší, dostane jedničku. Druhý nejlepší dostává dvojku atd. Vybrána je varianta s nejmenším počtem bodů.

■

125

126

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost známkování je využíván širší interval bodů. Preferovanou alternativou je potom ta, která má nejvyšší dosažený počet bodů. Ordinální klasifikační i bodovací stupnice tak překonávají hlavní nedostatek binární stupnice, protože uspořádávají kritéria od nejméně důležitého po nejvíce důležité. Nicméně jejich hlavní nevýhodou je, že nezohledňují váhy kritérií.

Kardinální číselná stupnice Kardinální číselná stupnice se využívá jako intervalová stupnice a jako poměrová stupnice. Kardinální stupnice patří k nejvyšším typům stupnic, které se používají pro hodnocení investic. Je podobná ordinální stupnici, ale umožňuje navíc z rozdílu od počátku usuzovat na velikost preferencí. Stupnice a škály se pro hodnocení environmentálních veřejných projektů používají nejčastěji v rámci expertního posuzování, přičemž nejčastěji je využívána ordinální bodovací stupnice. Hlavní výhodou stupnic a škál je bezesporu relativní jednoduchost při hodnocení alternativ. K nevýhodám patří, že tyto postupy nerozlišují mezi důležitostí jednotlivých kritérií (preferenci mezi kritérii). Tento nedostatek pak řeší metody používající pro své hodnocení váhy kritérií.

5.4.2

Vyjádření preferencí mezi kritérii

Pro rozhodování o jednotlivých variantách je však také podstatná informace o důležitosti jednotlivých kritérií. Informace o důležitosti kritérií může být vyjádřena: ve tvaru aspiračních úrovní kritérií, tj. hodnot požadovaných pro akceptování rozhodnutí, kdy je od rozhodovatele požadováno, aby vyjádřil své preference mezi kritérii tím, že zadá tzv. aspirační úrovně kritérií, tedy hodnoty, kterých by alespoň měla dosáhnout varianta hodnocená podle jednotlivých kritérií. Varianty, které dosáhnou alespoň požadované aspirační úrovně, se nazývají varianty akceptovatelné. Ostatní varianty jsou neakceptovatelné; v ordinální formě pořadím důležitosti kritérií, kdy ordinálními informacemi rozumíme jejich uspořádání od nejvíce důležitého po nejméně důležité; v kardinální podobě pomocí vah kritérií. Většina metod vícekriteriálního hodnocení variant však vyžaduje pro metodu výběru d informaci o relativní důležitosti jednotlivých kritérií, kterou můžeme vyjádřit pomocí vektoru vah kritérií v (přičemž platí, že čím je kritérium významnější (resp. důležitější), tím je i jeho váha větší): k

v = (v1,v2,…,vk) ,

∑ i =1

vi = 1 , vi ≥ 0.


Pro dosažení srovnatelnosti vah souboru kritérií stanovených různými metodami se tyto váhy normalizují tak, aby jejich součet byl roven jedné. Jednotlivé metody stanovení vah se liší především svojí složitostí a náročností na typ informací, které je třeba pro jejich stanovení znát.

5.4.3

Metody stanovení vah

Získat váhy kritérií přímo v numerické podobě je často velmi problematické, ale existují metody, které na základě jednoduchých subjektivních informací od rozhodovatele konstruují odhady vah. Stanovení vah lze provést dvěma typy metod: přímými metodami, u kterých jsou jednotlivé váhy určovány přímo přidělením bodů. Jedná se o metodu pořadí nebo metodu bodovací; nepřímými metodami, které jsou založeny na párovém srovnávání důležitosti jednotlivých kritérií, což je využito pro stanovení vah. Mezi nejznámější patří metoda párového srovnávání kritérií (Fullerova trojúhelníku) nebo Saatyho metoda. Nejčastěji používané metody stanovení vah budou následně více rozebrány.

Metoda pořadí Tato metoda vyžaduje od hodnotitele pouze uspořádání kritérií podle důležitosti. Nejdůležitějšímu kritériu je přiřazena hodnota k (k je počet kritérií), druhému kritériu k-1 a nejméně důležitému 1. Označíme-li hodnotu přiřazenou i-tému kritériu symbolem pi, potom lze odhad váhy tohoto kritéria získat pomocí následujícího vztahu:

vi =

pi k

∑p i =1

(5.23) i

kde k

∑p í =1

i

=

k ( k + 1) 2

Bodovací metoda Tato metoda vychází z kvantitativního ohodnocení důležitosti kritérií pomocí bodovací stupnice, která vyjadřuje podle potřeby několik stupňů hodnocení (např. od

■

127

128

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost 1 do 10).62 Čím je kritérium pro rozhodovatele důležitější, tím bude jeho bodové ohodnocení vyšší. Označíme-li bodové ohodnocení i-tého kritéria symbolem pi,potom lze odhad vah kritérií získat podle vztahu (5.22).

Metoda párového srovnávání kritérií (Fullerova trojúhelníku) Tato metoda se objevuje ve více modifikacích, pro které je však společné zjišťování preferenčních vztahů dvojic kritérií. Počet preferencí každého kritéria vzhledem ke všem ostatním kritériím představuje jeho nenormovanou váhu. Při metodě Fullerova trojúhelníku je hodnotiteli předloženo trojúhelníkové schéma, ve kterém jsou označeny dvojice jednotlivých kritérií tak, že se každá dvojice v tomto schématu vyskytuje právě jednou. Z každé dvojice musí rozhodovatel vybrat to kritérium, které je pro něj důležitější. Toto kritérium zvýrazní nějakým způsobem (hvězdičkou, zakroužkováním apod.). Mají-li v určité dvojici obě kritéria stejnou důležitost, označí se obě dvě. Označíme-li počet označení pro i-té kritérium symbolem pi, potom lze odhad vah kritérií získat opět podle vztahu (5.23). Fullerův trojúhelník má následují schéma (viz obrázek 3). Obrázek 3: Fullerův trojúhelník

1 1 1 2 3 4 2 2 3 4

.................. 1 1 .................. k − 1 k .................. 2 2 .................. k − 1 k ............................. .. k −2 k −2 k −1

k k −1 k

Zdroj: Autorka

Výhodou metody Fullerova trojúhelníku (párového srovnání kritérií) je jednoduchost požadované informace od hodnotitele a metoda ani nepožaduje nutně tranzitivnost preferencí uživatele.

Saatyho metoda (metoda kvantitativního párového srovnání) Saatyho metoda je již propracovanější postup odhadu vah kritérií. Při aplikaci této metody porovnává hodnotitel, podobně jako u Fullerova trojúhelníku, všechny

62

Zvláštním případem bodovací metody je rozdělení 100 bodů, tzv. Metfesselova alokace, kdy se mezi jednotlivá kritéria v souladu s jejich důležitostí rozděluje 100 bodů. Výhodou zde je jemnější rozlišení vah jednotlivých kritérií a snadný výpočet normovaných vah. Nevýhodou ovšem je nutnost neustálé kontroly součtu bodů přiřazených jednotlivým kritériím, který se musí rovnat 100.


možné dvojice kritérií. Při vytváření párových srovnání S = (sij), i, j = 1, 2, …, k, se často používá stupnice 1, 2, …, 9 a reciproké hodnoty. Prvky matice sij jsou interpretovány jako odhady podílu vah i-té a j-té části sij ≈ vi , i, j =1, 2, …, k. vj

Této matici se říká Saatyho matice. Pro prvky matice S platí sii = 1 , i = 1, 2, …, k, sji = 1/sij , i, j = 1, 2, …, k. Důvody pro zvolený rozsah stupnice vycházejí z toho, že všechny prvky by měly být stejného řádu. Existuje i odpovídající vhodná verbální stupnice: rovnocenné části i a j, slabě preferovaná část i před j silně preferovaná část i před j velmi silně preferovaná část i před j absolutně preferovaná část i před j

1 3 5 7 9

Hodnoty 2, 4, 6, 8 vyjadřují mezistupně. Prvky matice S jako odhady podílu vah nejsou většinou přesně konzistentní, tzn. neplatí shj = shi sij pro všechna h, i, j = 1, 2, …, k. Kdybychom sestavili matici V = (vij), jejíž prvky by byly skutečné podíly vah vij =

vi , i, j = 1, 2, …, k, vj

(5.24)

potom by pro prvky této matice pro všechna h, i, j platilo vhj = vhi vij. Váhy můžeme odhadnout z podmínky, že matice S se má od matice V „co nejméně lišit“. Často používanou metodou pro odhad vah je metoda geometrického průměru (metoda logaritmických nejmenších čtverců), která určuje odhady minimalizací kvadratické formy

[

]

F = ∑ ∑ ln s ij − (ln v i − ln v j )  → min i

za podmínky

k

∑v i =1

i

j >i

2

(5.25)

= 1.

Řešením úlohy je normalizovaný geometrický průměr řádků matice S 1/ k

k  sij  Π j =1 , i = 1, 2, …, k. R  vi = k i =  1/ k k k Ri ∑ Π sij  ∑  j =1  i =1 i =1 

(5.26)

■

129

130

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Pomocí interaktivního postupu je možno zpřesňovat odhady a zlepšit jejich konzistenci. Uživateli jsou předloženy společně prvky matice sij a vypočtené podíly vi/vj k porovnání a úpravě prvků sij, na jejichž základě se vypočtou nové odhady vah atd. (více viz Jablonský, Maňas, Fiala, 1994 a Jablonský, 2007). používanou vícekriteriální metodou Snad nejčastěji environmentálních výdajů je vážená bodovací metoda.

5.4.4

p ři

hodnocení

Vážená bodovací metoda

Tato metoda patří mezi metody založené na dílčím hodnocení variant, kdy jsou hodnoceny jednotlivé varianty (výdaje) nezávisle na sobě. V této metodě se ohodnocení variant vypočítá následujícím způsobem: k

hi = ∑ v j y ij ,

(5.27)

j =1

kde

hi yij vj

je ohodnocení i-té varianty, i = 1, 2, …, n , jsou hodnoty kriteriální matice Y, je normovaná váha j-tého kritéria, j = 1, 2, …, k

a varianty ai se seřadí tak, že čím je větší hodnota hi, tím více je i-tá varianta preferována. Při této metodě hodnotitel přiřadí jednotlivé variantě určitý počet bodů ze zvolené stupnice (viz výše) vzhledem k daným kritériím, přičemž čím lépe je hodnocena daná varianta, tím vyšší je její bodové ohodnocení vzhledem k tomuto kritériu. Počet stupňů bodové stupnice závisí na rozlišovací schopnosti hodnotitele, která nemusí být pro všechna kritéria stejná. Maximální (resp. minimální) počet bodů přiřazený nejlepší (resp. nejhorší) hodnotě kritéria však musí být pro všechna kritéria stejný. Přitom se nevylučuje případ, kdy při dílčím hodnocení podle některého kritéria žádná varianta nedosáhne tento extrémní počet bodů (může jít o hypoteticky stanovené číslo). Bodovací metoda je pro hodnocení environmentálních výdajů územních rozpočtů v rámci jedné obce nevhodná. Výsledkem je číslo, které obec nemůže porovnat s jinou obcí. Využití bodovací metody je pro hodnocení environmentálních veřejných výdajů možné doporučit na vyšší úrovni místní samosprávy, na úrovni okresů, krajů či při hodnocení efektivnosti v rámci celé ČR, a to jak u běžných výdajů, tak u výdajů kapitálových (investičních). Nicméně je důležité upozornit na fakt, že bodovací metoda byla vyvinuta pro hodnocení kvalitativních ukazatelů (kritéria stanovená pomocí škál či stupnic experty) a není vhodné ji používat pro srovnávání kvantitativních kritérií, která jsou na kvalitativní převáděna. Bodovací metoda se také často používá pro hodnocení nabídek veřejných zakázek, a to i v případě zakázek z oblasti ochrany životního prostředí.


5.4.5

Metody dílčích funkcí užitku

Skupina metod stanovení užitku u variant vychází z vícekriteriální funkce užitku (utility) za jistoty. Tato funkce vyjadřuje, jak hodnotící subjekt oceňuje stejné přírůstky (u kritérií výnosového typu) nebo poklesy (u kritérií nákladového typu) hodnot kritéria v různých částech intervalu mezi jeho extrémními hodnotami. Pro kritéria výnosového (nákladového) typu je užitková funkce rostoucí (klesající) a může být konkávní, konvexní nebo lineární. Vícekriteriální funkce užitku agreguje dílčí funkce užitku do jediné funkce, která popisuje užitek z vybrané varianty z hlediska všech kritérií společně. V praxi se často používá aditivní funkce užitku, která má tvar: k

u (ai ) = ∑ v juij , i = 1,2,.., n

(5.28)

j =1

kde

u(ai) uij vj

je agregovaný užitek i-té varianty, jsou dílčí funkce užitku jednotlivých kritérií, jsou váhy kritérií.

Vzhledem k tomu, že váhy jsou normované, leží funkční hodnoty vícekriteriální funkce užitku rovněž v intervalu <0,1>. Omezující podmínkou použití aditivního tvaru funkce užitku je vzájemná preferenční nezávislost kritérií. Pro nalezení kompromisní varianty se řeší optimalizační úloha u(ai) → max, při omezení

{

}

a i ∈ A = a1 , a 2 ,..., a n .

Po stanovení vícekriteriálních funkcí užitku pro všechny varianty můžeme vybrat variantu s největším celkovým užitkem nebo můžeme uspořádat varianty podle klesajících hodnot jejich užitku. Metody dílčích funkcí užitku se liší podle tvaru užitkové funkce.

Metoda váženého součtu Metoda lineárních dílčích funkcí užitku, známá též pod názvem metoda váženého součtu (Weight Sum Approach – WSA), je vhodná především pro kvantitativní kritéria. Vychází rovněž z principu maximalizace užitku, ale předpokládá pouze lineární funkci užitku. Při jejím použití se vytvoří normalizovaná kriteriální matice R = (rij), jejíž prvky získáme z kriteriální matice Y a jejích řádků odpovídajícím ideální (I) a bazální (B) variantě pomocí transformačního vzorce: rij =

y ij − B j I j − Bj

(5.29)

■

131

132

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Tato matice již představuje matici hodnot užitku i-té varianty podle j-tého kritéria. Ze vztahu (5.28) je vidět, že kriteriální hodnoty yij se transformují lineárně tak, že rij ∈ <0,1>, přičemž Ij odpovídá hodnota 0 a Bj odpovídá hodnota 1. Při použití aditivní funkce užitku je potom užitek varianty ai roven: k

u ( a i ) = ∑ v j rij , i = 1,2,.., n

(5.30)

j =1

Varianta, která dosáhne maximální hodnoty užitku je pak vybrána jako „nejlepší“, nebo jsou projekty seřazeny na základě klesající hodnoty funkce užitku. Empirické výzkumy potvrzují, že předpoklad linearity dílčích funkcí užitku je zpravidla přijatelný. Z pohledu hodnocení environmentálních veřejných výdajů platí pro metodu váženého součtu stejné závěry jako pro metodu bodovací. Její využití je možné doporučit v případě hodnocení environmentálních veřejných výdajů na vyšší úrovni místní samosprávy či státní správy, tedy nejméně na úrovni okresů, krajů či při hodnocení efktivnosti v rámci celé ČR a to jak u běžných výdajů, tak u výdajů kapitálových (investičních). Oproti bodovací metodě však tato metoda pracuje s kvantitativními daty, a není zde proto tak velké riziko v rámci veřejné volby. Je proto škoda, že tato metoda není více využívána v případě hodnocení veřejných zakázek.

Metoda TOPSIS Metoda TOPSIS (Technique for Order Preference by Similarity to Ideal Solution) patří mezi metody pracující na principu minimalizace vzdálenosti od ideální varianty aI. Posuzuje varianty z hlediska jejich vzdálenosti od ideální a bazální varianty. Postup metody TOPSIS je následující: Převedení minimalizačních kritérií na maximalizační a konstrukce normalizované kriteriální matice R = (rij), podle vztahu

Krok 1

rij =

yij p

∑y i =1

kde

rij yij

(5.31)

2 ij

jsou hodnoty normalizované kriteriální matice R, jsou hodnoty kriteriální matice Y, Sloupce matice R jsou tak vektory jednotkové délky.

Krok 2

Vypočet vážené kriteriální matice W dle vztahu wij = vjrij.

Krok 3

Určení ideální a bazální varianty vzhledem k hodnotám matice W: B j = max w ij , I j = min wij . i

i


Krok 4

Vypočet vzdálenosti variant od ideální varianty a od bazální varianty: d i´+ =

d i´− =

Krok 5

5.4.6

´ j =1

ij

k

∑ (w

´ j =1

ij

− B j )2

− I j )2

(5.32)

(5.33)

Výpočet relativního ukazatele vzdáleností variant od bazální varianty podle vztahu:

ci = Krok 6

k

∑ (w

d i− , i = 1,2,..., n d i+ + d i−

(5.34)

Varianty uspořádáme podle nerostoucích hodnot ci (hodnoty ci se pohybují mezi 0 a 1, přičemž 0 se nabývá pro bazální a 1 pro ideální variantu).

Metoda DEA

Metoda datových obalů (Data Envelopment Analysis – DEA) byla vivinuta jako metoda pro hodnocení technické efektivnosti produkčních jednotek na základě velikosti vstupů a výstupů. Protože vstupů a výstupů může být nekonečně mnoho, patří metoda DEA mezi vícekriteriální metody hodnocení. Cílem této metody je rozdělení zkoumaných objektů na efektivní a neefektivní podle velikosti spotřebovávaných zdrojů a množství vyráběné produkce nebo jiného typu výstupů. DEA porovnává jednotky vzhledem k nejlepším jednotkám. Jedná se o metodu odhadu produkční funkce založenou na teorii lineárního programování. Modely DEA vycházejí z Farrelova modelu pro měření efektivity jednotek s jedním vstupem a jedním výstupem, který rozšířili Charnes, Cooper a Rhodes (CCR) a Banker, Charnes a Cooper (BCC). Vstupní údaje můžeme zapsat do tabulky, která má charakter kriteriální matice (sloupce vstupů odpovídají hodnocení podle minimalizačního kritéria a sloupce výstupů podle maximalizačního kritéria). Je akceptována kompenzace (vyšší výstupy potřebují více vstupů při zachování efektivity spotřeby). Předpokládejme, že zkoumaný objekt zahrnuje p jednotek, jsou označeny S1, S2, …, Sp. Každá z nich spotřebovává m vstupů na produkci n výstupů. Potom xik je množství spotřebovávaného vstupu k-tou jednotkou a yjk je množství výstupu produkované k-tou jednotkou. Vstupy a výstupy lze zapsat do následující tabulky.

■

133

134

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Tabulka 18: Vstupy a výstupy metody DEA Vstupy S1 S2 … Sp

X1 x11 x12 … x1p

X2 x21 x22 … x2p

Výstupy

… … … … …

Xm xm1 xm2 … xmp

Y1 y11 y12 … y1p

Y2 y21 y22 … y2p

… … … … …

Yn yn1 yn2 … ynp

Zdroj: Autorka

Jednotka je efektivní, pokud spotřebovává malé množství vstupů na velké množství výstupů. Efektivita jednotlivých jednotek je dána vztahem: efektivita =

výstup . vstup

Neefektivní jednotky by pak měly snížit množství vstupů nebo zvýšit množství výstupů. V případě spotřebovávaných vstupů na produkci více výstupů se používá relativní míra efektivity: efektivita =

vážená _ suma _ výstupů , vážená _ suma _ vstupů

což lze vyjádřit vztahem: n

∑u ek =

j =1 m

j

y jk

∑v x i =1

, k = 1,2,..., p

(5.35)

i ik

kde ui a vj jsou jednotné váhy vstupů a výstupů pro všechny hodnocené jednotky. Počet porovnávaných jednotek musí být dostatečně velký, protože při malém počtu srovnávaných jednotek a velkém počtu kritérií by byly považovány všechny jednotky za efektivní. Velkou pozornost je nutné věnovat výběru vhodných kritérií, podle kterých jsou jednotky hodnoceny. Důležité je vybrat kritéria, která jsou pro výkon jednotky zásadní, jsou známy jejich hodnoty u všech jednotek a zároveň to jsou kritéria, která spolu příliš nekorelují. Z pohledu hodnocení efektivnosti výdajů obcí na ochranu životního prostředí, ať již běžných či kapitálových, se metoda DEA nejeví jako vhodná, i když řada zahraničních studií metodu DEA pro hodnocení efektivnosti veřejného sektoru využívá. Například Alfonso, Schuknecht a Tanzi (2005) využívají dva složené indikátory: výkonnost veřejného sektoru (definovanou jako výsledek veřejných činností) a efektivnost veřejného sektoru (definovanou jako výsledky ve vztahu k použitým zdrojům). Tyto indikátory se dále skládají ze subindikátorů.


Indikátor efektivnosti veřejného sektoru je rozšířením indikátoru výkonnosti veřejného sektoru o náklady na dosažení výsledku. Výsledkem aplikace metody DEA na takto připravené indikátory jsou relativní koeficienty, podle kterých je sestaven žebříček pořadí. Z pohledu hodnocení běžných výdajů obcí se použití metody DEA jeví jako velmi pracné a navíc náchylné na vhodně zvolené výstupy (indikátory měření efektivnosti).

5.4.7

Metoda EIA

Metoda EIA (Environmental Impact Assessment) byla vypracována a legislativně zakotvena na přelomu 70. let v USA. Základní dokument musel obsahovat následující vyhodnocení: pravděpodobné vlivy zamýšlené akce na životní prostředí; nevyhnutelné negativní dopady akce; možné náhradní varianty akce; vztah mezi krátkodobými a dlouhodobými vlivy akce a nároky akce na nenahraditelné zdroje. Později bylo zahrnuto i hodnocení sociálních vlivů, analýza ekologického rizika a mezinárodní a globální environmentální dopady celé akce (Říha, 1995). K mezinárodnímu rozšíření metody EIA přispěla zejména 1. Mezinárodní konference OSN o životním prostředí (Stockholmská konference). V Evropě byla Radou ES vydána směrnice o jejím provádění, na jejímž základě byla v roce 1988 metoda uzákoněna ve všech členských zemích. Z ostatních zemí, mimo USA, byla EIA nejdříve zavedena v Kanadě a na Filipínách, později v Japonsku, Austrálii a dalších zemích. V České republice byla zavedena v roce 1992. V praxi se provádění EIA většinou člení na 4 etapy (Říha, 1995; Dvořák, 2005):

1.

Předběžné šetření (screening) – cílem je posouzení nutnosti aplikace metody a možností variantního řešení plánovaného záměru a dále zabezpečení informovanosti odborné veřejnosti.

2.

Stanovení rozsahu (scoping) – určení charakteristik, faktorů, ukazatelů, vlastností, tzv. atributy životního prostředí, které budou realizací plánovaného záměru významně ovlivněny.

3.

Zhodnocení dopadů – cílem je definitivní výběr atributů životního prostředí prokazatelně ovlivněných realizací plánovaného záměru, určení velikosti tohoto ovlivnění a sumarizace těchto změn za účelem stanovení celkového dopadu. Pro daný účel jsou nejčastěji používány následující metody:

■

135

136

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost a) metoda ad hoc – jde o popisnou metodu, nezabývající se kauzálními vztahy; b) metoda překládání vrstev – jejím základem jsou jednotlivé vrstvy zobrazující vždy změnu jednoho atributu v rámci zkoumaného území, celkové dopady jsou vyhodnoceny překládáním těchto vrstev (předností je ucelená informace o prostorových dopadech, interpretovaná často prostřednictvím geografických informačních systémů, někdy však na úkor vyhodnocení kauzálních vazeb); c) indexová metoda – metoda vychází ze zobecněných poznatků o environmentálních dopadech plánovaných záměrů určitého typu (jde především o standardní akce s detailními znalostmi kauzálních vztahů, jejichž četnost je přirozeně limitovaná); d) maticová metoda – jde o praktické rozšíření předchozí metody v rámci stanovených souborů projektových činností (např. projekty čerpacích stanic PHM); e) síťová metoda – rovněž tato metoda vychází z praktických zkušeností, jejichž kontinuální vyhodnocování umožňuje interpretovat komplexní environmentální vlivy plánovaných záměrů prostřednictvím sítí reflektujících posloupnost a rozdílnost těchto vlivů v systému vazeb příčina – důsledek; f) metody CA – simulační počítačové metody integrující maticovou a síťovou metodu v procesu tvorby modelů vztahů příčina – důsledek.

4.

Sepsání požadovaných zpráv.

Metodu EIA a posuzovací proces upravuje zákon č. 100/2001 Sb., o posuzování vlivů na životní prostředí (Dvořák, 2005). Z pohledu hodnocení efektivnosti je metoda EIA zaměřena pouze na hodnocení vlivu na životní prostředí a je vhodná pouze pro investiční (kapitálové) výdaje.


5.5 Zhodnocení využití jednokriteriálních a vícekriteriálních metod pro hodnocení efektivnosti výdajů obcí na životní prostředí Většina jednokriteriálních metod je sice vhodná pro hodnocení environmentálních investic i běžných výdajů, ale má řadu omezení. Metody zohledňující jen náklady, mezi které patří analýza minimalizace nákladů nebo analýza celkových nákladů (TCA), je možné použít pro hodnocení investičních environmentálních nákladů, ale podmínkou využití těchto metod je to, že srovnáváme výdaje na srovnatelnou veřejnou službu (z pohledu množství, charakteru a kvality) či statek a pro stejnou dobu životnosti. Navíc jejich základním nedostatkem je fakt, že nezohledňují environmentální přínosy výdajů. Ostatní jednokriteriální metody zohledňují jak náklady, tak výnosy (přínosy). Patří mezi ně obecné finanční metody, analýza nákladů a přínosů a analýza efektivnosti nákladů. V případě obecných finančních metod a analýzy nákladů a přínosů platí, že tyto metody jsou vhodné pouze pro hodnocení investic (kapitálových environmentálních výdajů). Pro hodnocení efektivnosti běžných výdajů se jeví jejich využití jako minimálně značně problematické, pokud ne nemožné. Jejich silnou stránkou je, že zohledňují nejen náklady, ale i výnosy (v ekonomické analýze přínosy) environmentálních investic. Problém však nastává při ocenění těchto přínosů v peněžních jednotkách. Toto ocenění je sice možné provést pomocí stínových cen, náhražkových trhů, technických metod či mimotržních metod oceňování, to ale nezastiňuje fakt, že oceňování netržních položek, a zvláště v oblasti ochrany životního prostředí, je velmi nákladné a navíc často nevede k požadovaným výsledkům, které by daly reálný obraz o efektivnosti investice. Tento problém je pak možné řešit využitím metody analýzy efektivnosti nákladů. Ta se z celého aparátu jednokriteriálních metod jeví jako nejvíce vhodná pro hodnocení jak kapitálových, tak běžných výdajů místních rozpočtů. Jednokriteriální metody tedy narážejí na řadu omezení souvisejících s charakterem environmentálních výdajů. Proto by optimálními metodami hodnocení environmentálních výdajů měly z logiky věci být vícekriteriální metody. Nicméně i vícekriteriální analýza hodnocení efektivnosti environmentálních výdajů (investic) naráží na řadu obtíží, které jsou podle Říhy (1995) dány pětinásobným paradoxem komplexní analýzy, který vyplývá z nesouměřitelnosti a rozdílnosti měřítek prostoru, času, užitku, problému objektivity a konzistence. Dle Říhy (1995: 161) se jedná o následující paradoxy: a)

„Paradox prostoru, kdy zatímco pro ekologický prvek rozhodování, musíme uvažovat relativně malý prostor (řádově m2), tak pro ekonomický prvek rozhodování to je rozsáhlý územní celek (region či správní hranice kraje – řádově km2). Tento paradox nemusí platit pro prvek environmentální, který zahrnuje životní prostředí jako celek.

■

137

138

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost b)

Paradox času, kdy rozdílnost relativních časových horizontů vyplývá ze skutečnosti, že environmentalisti pracují s časovými periodami celých generací, zatímco ekonomové sledují vedle dlouhodobých i krátkodobé a střednědobé periody. Problém názorně dokumentuje příklad nesouměřitelnosti jevů na pozadí kumulace jejich dopadů v čase, například: a. b. c.

desetiletí (pesticidy) staletí (radioaktivita) tisíciletí (důsledky eroze), apod.

c)

Paradox užitku, kdy je nutné při rozhodování z pohledu užitku pracovat s mnoha kritérii různé povahy, přičemž jednotlivé užitky je nutné vyjadřovat v heterogenních mírách, takže nejsou aditivní. Tím nastává problém nesouměřitelnosti jednotek užitku.

d)

Paradox objektivity, kdy systém jako komplex podléhá procesům fyzikálně chemickým, biologickým a společenským a zatímco u procesů prvního typu je možné dospět k objektivnímu výběru exaktním způsobem s obecně platným závěrem, u zbývajících dvou typů procesů tomu tak není.

e)

Paradox konzistence, kdy v komplexním trvale udržitelném systému není v podstatě možné vytvořit dokonalou kozistentní strukturu preferencí. A neníli možné najít pohodlný kompromis, který zabezpečuje konzistenci preferencí, pak je při rozhodování vhodnější používat méně formalizované metody.“

Tyto paradoxy související s rozhodováním o environmentálních investicích jednoznačně ukazují na problém, který s rozhodováním a hodnocením efektivnosti environmentálních výdajů souvisí. Celkově je tedy možné říci, že jak jednokriteriální metody, tak vícekriteriální metody hodnocení mají řadu nedostatků, které proces hodnocení mohou významně ovlivnit. Proto je k volbě metody nutné přistupovat odpovědně a zvážit jak účel hodnocení, typ intervence, rozsah hodnocení, tak i to, v jaké fázi se rozhoduje, a metody hodnocení kombinovat.


Literatura [1]

AFONSO, A., SCHUKNECHT, L., TANZI, V. Public Sector Efficiency: An International Comparison, Public Choice, 123 (3-4), 2005, 321-347.

[2]

ATKINSON, G., MOURATO, S. Environmental Cost-Benefit Analysis. Annual Review of Environment and Resources, Vol. 33, November 2008

[3]

BOARDMAN, A. E. Cost-Benefit Analysis: Concepts and Practice. 3rd ed., Upper Saddle River: Pearson Prentice Hall, 2006, 560 s., ISBN 0131435833

[4]

Cost-Effectiveness of Environmental Measures. InfoMil, 2001

[5]

DOBEŠ, V., NAVRÁTIL, B., REMTOVÁ, K. Porovnání celkových nákladů na preventivní a koncová opatření ochrany životního prostředí. [online], Praha: Univerzita Karlova, Centrum pro otázky životního prostředí, červen 1995., cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[6]

DRUMMOND, M., O’BRIEN, B., STODDART, G., TORRANCE, G., CostEffectiveness Analysis. In DRUMMOND, M., O’BRIEN, B., STODDART, G., TORRANCE, G. (Eds.). Methods for the Economic Evaluation of Health Care Programmes. New York: Oxford University Press, 1997, pp. 97–138

[7]

DVOŘÁK, L. Zákon o posuzování vlivů na životní prostředí : s komentářem. 1. vyd. Praha : ABF, 2005. 187 s. ISBN 8086905012

[8]

EEA, Air Quality and Ancillary Benefits of Climate Change Policies. European Environment Agency, Technical Report No 4/2006

[9]

FORD, E. S., KELLY, A. E., TEUTSCH, S. M., THACKER, S. B., GARBE, P. L. Radon and Lung Cancer: A Cost-Effectiveness Analysis. Am J Public Health 89 (3), 1999, pp. 351–357

[10]

GRÜNWALD, R. Finanční analýza – metoda a využití. 1. vyd., Praha: VOX Consult, 1995, 300 s., ISBN 8083278514

[11]

European Commission, Guide to Cost-Benefit Analysis of Investment Projects, [online], Structural Funds, Cohesion Fund and Instrument for PreAccession. Final Report. Directorate-General Regional Policy, Brussels, Juli 2008, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[12]

European Commission, DG Regional Policy, Methodological Working Document 4: Guidance on the methodology for carrying out Cost-benefit Analysis, The new programming period 2007 – 2013, Brussels, 2006.

■

139

140


HANLEY, N., SPASH, C. Cost-Benefit Analysis and the Environment. Cheltenham: Edward Elgar, 1993

[14]

HEAL, G. Valuing our Future: Cost-Benefit Analysis and Sustainability, [online], Paine Webber Working Papers in Money, Economics and Finance PW-97-08 1997, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[15]

HIGGINS, R. C. Analýza pro finanční management. 1. vyd., Praha: Grada Publishing, 1997, 399 s., ISBN 80-7169-404-5

[16]

CHARNES, A., COOPER, W. W., RHODES, E. Measuring the Efficiency of Decision-Making Units. European Journal of Operational Research 2, 1978, pp. 429–444

[17]

CHARNES, A., COOPER,W. W., LEWIN, A., SEIFORD, L. Data Envelopment Analysis: Theory, Methodology and Applications. Boston: Kluwer Publishing, 1994

[18]

CHEN, R., WANG, X. C. Cost-Benefit Evaluation of a Decentralized Water System for Wastewater Reuse and Environmental Protection. Water Science & Technology 59 (8), 2009, pp. 1515–1522

[19]

JABLONSKÝ, J. Operační výzkum: kvantitativní modely pro ekonomické rozhodování. 3. vyd., Praha: Professional Publishing, 2007, 323 s., ISBN 9788086946443

[20]

JABLONSKÝ, J., MAŇAS, M., FIALA, P. Vícekriteriální rozhodování. 1. vyd., Praha: Vysoká škola ekonomická v Praze, 1994, 316 s., ISBN 8070797487

[21]

JOHANSSON, P. O. Cost-Benefit Analysis of Environmental Change. Cambridge: Cambridge University Press, 1993

[22]

KENNEDY, M. „The Cost of Changing“: Total Cost Assessment of Solvent Alternatives. Pretoria: The Massachusetts Toxic Use Reduction Institute, University of Massachusetts Lowel, June 1994 (DEAT), 2004, ISBN 0958472890

[23]

KISLINGEROVÁ E.: Manažerské finance. 3. vyd. Praha: C.H. Beck, 2010. 811 s. ISBN 9788074001949

[24]

KOHOUT, P. Investiční strategie pro třetí tisíciletí. 6. rozšířené vyd., Praha: Grada, 2010, 292 s., ISBN 9788024733159

[25]

KUOSMANEN, T., KORTELAINEN, M. Valuing Environmental Factors in Cost-benefit Analysis Using Data Envelopment Analysis. Ecological Economics 62 (1), 2007, pp. 56–65


[26]

LAYARD, R., GLAISTER, S. Cost-Benefit Analysis. Cambridge: University Press, 1994

[27]

LEVY H., SARNAT M. Kapitálové investice a finanční rozhodování. 1. vyd., Praha: Grada Publishing, 1999, 920 s., ISBN 8071695041

[28]

Ministerstvo financí ČR, Metody a nástroje hodnocení, [online], [cit. 201012-15]. Dostupný z WWW:
[29]

Ministerstvo pro místní rozvoj ČR, Evaluace socioekonomického rozvoje, Metodická příručka, [online], Praha, 2005, [cit. 2010-12-15]. Dostupný z WWW:

[30]

NORDHAUS, W. Opposite ends of the globe, 2006, [online], [cit. 2010-1010]. Dostupný z WWW: http://WWW.ycsg.yale.edu/climate/forms/chapter5.pdf

[31]

OCHRANA, F. Manažerské metody ve veřejném sektoru: teorie, praxe a metodika uplatnění. 2., upr. a rozš. vyd., Praha: Ekopress, 2007, 178 s., ISBN 8086119513

[32]

OCHRANA, F. Programové financování a hodnocení veřejných výdajů: teorie a metodika hodnocení veřejných výdajů a veřejných služeb v systému programové alokace zdrojů. Vyd. 1., Praha: Ekopress, 2006, 189 s., ISBN 8086929132

[33]

OCHRANA, F. Veřejné zakázky: metody a metodika efektivního hodnocení a výběru. Vyd. 1., Praha: Ekopress, 2004, 173 s., ISBN 8086119793

[34]

OCHRANA, F., PAVEL, J., VÍTEK, L. Veřejný sektor a veřejné finance: financování nepodnikatelských a podnikatelských aktivit. 1. vyd., Praha: Grada, 2010, 261 s., ISBN 9788024732282

[35]

PEARCE, D. W., MARKANDYA, A. Environmental Policy Benefits: Monetary Valuation. Paris: OECD, 1988

[36]

PEARCE, D. W., NASH, C. A. The Social Appraisal of Projects: A Text in Cost-Benefit Analysis. Basingtoke: Macmillan, 1981

[37]

PETITTI, D. Decision Analysis. In PETITTI, D. (Ed.). Meta-Analysis, Decision Analysis, and Cost-Effectiveness Analysis, Methods for Quantitative Synthesis in Medicine. New York: Oxford University Press, 2000, pp. 17–28

[38]

ŘÍHA, J. Hodnocení vlivu investic na životní prostředí: vícekriteriální analýza a EIA. 1. vyd., Praha: Academia, 1995, 348 s., ISBN 8020002421

■

141

142


ŘÍHA, J. Posuzování vlivů na životní prostředí: metody pro předběžnou rozhodovací analýzu EIA. Vyd. 1. Praha : Vydavatelství ČVUT, 2001. 477 s. ISBN 8001023532

[40]

SIEBER, P. Analýza nákladů a přínosů metodická příručka, [online], Ministerstvo pro místní rozvoj, 2004, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[41]

SOUKOPOVÁ, J. Methods of Non-Market Valuation and their Use for Assessment of Public Evnironment Projects In The System of Accounting and Reporting for Sustainable Development at Microeconomic and Macroeconomic Levels. 2006. vyd. Brno : University of Pardubice, 2006. od s. 204-211, 8 s. ISBN 8071948675

[42]

SPITZER, M. A. EPA’s Design for the Environment Program: Managerial Accounting and Capital Budgeting for Environmental Costs. Arlington: GEMI’94 „Environmental Management in a Global Economy“, March 1994

[43]

SUGDEN, R., WILLIAMS, A. Principles of Practical Cost-Benefit Analysis. Oxford: Oxford University Press, 1988

[44]

Total Cost Assessment: Accelerating Industrial Pollution Prevention through Innovative Project Financial Analysis. With Application to the Pulp and Paper Industry. Washington: EPA, May 1992.

[45]

TOŠOVSKÁ, E. ‘Techniky mimotržního oceňování‘. In MOLDAN, B. aj. Ekonomické aspekty ochrany životního prostředí. Praha: Univerzita Karlova, Vydavatelství Karolinum, 1997, 1. vyd., s. 138–151, ISBN 807184-311-3

[46]

United States Government Accountability Office, CLEAN AIR ACT – Observations on EPA’s Cost-Benefit Analysis of Its Mercury Control Options, [online], Washington, February 2005, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[47]

VALACH, J. Investiční rozhodování a dlouhodobé financování. 2. přeprac. vyd., Praha: Ekopress, 2006, 465 s., ISBN 8086929019.

[48]

VANĚČEK, V. Environmentální podnikové účetnictví, [online], Praha: Centrum pro otázky životního prostředí Univerzity Karlovy, 1995, [cit. 201010-10]. Dostupný z WWW:

[49]

WEISS, J. The Economic of Project Appraisal and the Environment. Cambridge: Edward Elgar Publishing Limited. University Press, 1994

Metodiky sledování, měření a hodnocení efektivnosti výdajů na životní prostředí používané ve světě

6 Metodiky sledování, měření a hodnocení efektivnosti výdajů na životní prostředí používané ve světě Eduard Bakoš, Jana Soukopová Otázka sledování dopadů veřejných výdajů na ochranu životního prostředí je součástí monitorování efektivností veřejných výdajů jako celku. Je pochopitelné, že pokud nebude nastaven vhodný management veřejných výdajů na obecné úrovni, lze těžko mluvit specificky o efektivnosti environmentálních výdajů. Pro management veřejných výdajů byla vytvořena celá řada nástrojů, postupů a metodických příruček, které představují příslušné metodické koncepce „správného“ managementu veřejných výdajů. S rozvojem společnosti a prosazování konceptu trvale udržitelného rozvoje je v současné době daleko více prosazována i efektivnost na poli životního prostředí a bezprostředně také i na úrovni environmentálních veřejných výdajů. Tento problém si uvědomuje celá řada mezinárodních institucí. I proto vznikla řada mezinárodních příruček a metodik pro management ekonomických nástrojů na životní prostředí a specificky environmentálních výdajů. Tato kapitola je věnována těmto metodikám a zabývá se jejich využitím pro oblast managementu a hodnocení efektivnosti výdajů obcí na ochranu životního prostředí. Zaměřuje se na nejznámější metodiky a příručky v dané oblasti, kterými jsou metodika OECD, která je především zaměřena na ekonomické nástroje životního prostředí a specificky na veřejné výdaje v této oblasti, doporučení OSN či postupy Světové banky, která na poli životního prostředí provádí rozsáhlé aktivity. Zvláštní metodické postupy představuje metodika socioekonomického rozvoje, která byla zpracována Ministerstvem pro místní rozvoj ČR na základě mezinárodních zkušeností a standardů. Uvedená metodika se nezabývá vyhodnocováním efektivnosti environmentálních výdajů, avšak podrobně uvádí postupy hodnocení socioekonomického rozvoje, což je jeden z pilířů trvale udržitelného rozvoje a s hodnocením efektivnosti výdajů na ochranu životního prostředí úzce souvisí.

■ 143

144


6.1 Metodika OECD Metodika OECD se opírá o manuál hodnocení efektivnosti a hospodádrnosti ekonomických nástrojů politiky životního prostředí z roku 1997. Pod pojem ekonomické nástroje politiky životního prostředí pak OECD zahrnuje: ekologické daně a poplatky; veřejné výdaje (většinou chápané jako dotace, případně kapitálové výdaje); obchodovatelná emisní povolení a depozitně-návratový systém (depozitně-zálohový systém). Otázka hodnocení efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí je z pohledu OECD nedílnou součástí problematiky hodnocení efektivnosti veřejných výdajů obecně. Veřejné výdaje (běžné i kapitálové) jsou zde také chápány jako jeden z ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí a metodický rámec pro jejich hodnocení je stejný. Základním předpokladem pro úspěšnou evaluaci je v OECD přesné definování kritérií, podle kterých bude efektivnost nebo neefektivnost hodnocena. Mezi tato kritéria OECD řadí environmentální a ekonomickou efektivnost, administrativní a vyvolané náklady, schopnost generovat veřejné příjmy, širší ekonomické efekty, „měkké“ efekty a vytváření podmínek pro zavádění nových technologií. Žádnému z těchto kritérií přitom není přisuzována dominantní role, ani není stanoven žádný univerzální mechanismus konstrukce jednotného měřítka efektivnosti z hlediska všech kritérií. Jako řešení této problematiky používá OECD buď metodu stupnic a vah nebo grafickou metodu. V případě kvantifikace přínosů aplikace ekonomického nástroje OECD upozorňuje na potřebnost věnovat pozornost stanovení tzv. srovnávací hladiny, jejíž hodnoty by měly vycházet z provedené ex ante analýzy. Případné špatné stanovení této hladiny se pak může projevit v nesprávné kvantifikaci výnosové strany a v nesprávném posouzení efektivnosti, což samozřejmě ovlivní i interpretaci výsledků.

6.1.1

Teoretická východiska

Problematika využití ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí byla v teoretické rovině diskutována již od 60. let 20. století. Cílem probíhající diskuze bylo zhodnotit jejich možnou aplikaci v praxi a porovnat jejich efektivnost a účinnost s tehdy používanými přímými regulačními metodami. Za výhody ekonomických nástrojů byla označována zejména statická efektivnost (Baumol, 1972, Jílková a Slavíková, 2009) vedoucí k minimalizaci nákladů, dynamická efektivnost chápaná jako silné pobídky pro rozvoj nových k životnímu prostředí více šetrných technologií (Magat, 1978) a také potenciální zdroj příjmů veřejných


rozpočtů. Za nevýhody byla označována možnost podpory monopolního chování výrobců ve formě snížení produkovaného množství statků pod společensky optimální úroveň (Oates et Strassmann, 1984) a neurčitost dopadů ve srovnání s přímou regulací. V 80. letech 20. století se zájem zaměřil na provádění ex ante evaluací případného zavedení ekonomických nástrojů do praxe. Poměrně rozsáhlé studie byly věnovány možnému využití ekonomických nástrojů pro omezení a kontrolu znečištění vzduchu (např. Krupnick, 1986; Spofford 1984). Zavádění ekonomických nástrojů ve větší míře do praxe ve vyspělých zemích lze datovat zhruba do 80. let 20. století. Jejich počet dynamicky rostl. Mezi roky 1987 až 1992 se v zemích OECD zvýšil o více než 25 % (OECD, 1996).

Řada používaných ekonomických nástrojů však měla pouze marginální charakter a svou konstrukcí a významem nemohla ve větší míře ovlivňovat chování ekonomických subjektů. Významným nedostatkem také zůstávala absence ex post analýzy efektivnosti a účinnosti jednotlivých nástrojů. V prováděných ad hoc analýzách bylo navíc zjištěno, že pouze 45 % používaných ekonomických nástrojů mělo signifikantní dopad na chování ekonomických subjektů a u více než 30 % nástrojů nebyl pozitivní dopad vůbec explicitně prokázán. Z těchto důvodů se jako klíčové jevilo vyvinutí vhodné metodiky pro ex post evaluace jednotlivých nástrojů a její aplikace v praxi. Navíc se zvyšovala potřeba ex post evaluace v důsledku stále častějšího využívání ekonomických nástrojů (zejména s přípravou a implementací ekologické daňové reformy). Potenciální výhodou ex post analýzy je skutečnost, že není závislá na přijetí předpokladů tak, jako je tomu u ex ante analýzy.

6.1.2

Definice kritérií pro hodnocení efektivnosti ekonomických nástrojů

Klíčovou podmínkou pro úspěšné provádění ex post hodnocení ekonomických nástrojů včetně veřejných výdajů je správné nadefinování kritérií. Metodika OECD pracuje se sedmi kritérii, přičemž žádnému z nich nedává explicitně vyšší váhu. Následující text se věnuje jejich dalšímu podrobnějšímu popisu. Tato kritéria jsou: 1.

environmentální efektivnost;

2.

ekonomická efektivnost;

3.

administrativní a vyvolané náklady;

4.

schopnost generovat veřejné příjmy;

5.

širší ekonomické efekty;

6.

„měkké“ efekty a

7.

vytváření podmínek pro zavádění nových technologií.

■ 145

146

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Environmentální efektivnost Hlavním tématem hodnocení efektivnosti ekonomických nástrojů na ochranu životního prostředí, včetně veřejných výdajů, jsou samozřejmě dopady na životní prostředí. Hodnocení těchto dopadů je zaměřeno nejen na jejich přímou kvantifikaci (tzn. snížení množství emisí, snížení množství BRKO ukládaného na skládky komunálního odpadu, aj.), ale i na to, jakým způsobem bylo daného efektu dosaženo. Aplikace tržních mechanismů ochrany životního prostředí, veřejné výdaje nevyjímaje, s sebou přináší daleko větší míru nejistoty, co se týká výsledků. Zatímco v případě přímé regulace je výsledek do značné míry předem dán, u veřejných výdajů je nutné sledovat reakce producentů emisí na změny relativních cen, které by je měly motivovat k používání environmentálně šetrnějších technologií. Měření výnosů z aplikace veřejných výdajů na ochranu životního prostředí lze provádět v několika rovinách: 1.

snížení emisí měřené ve fyzikálních jednotkách (například o kolik tun za rok se snížily emise daného zdroje znečištění);

2.

dopad snížení emisí na hladinu environmentálního nebezpečí, opět měřeno ve fyzikálních jednotkách (například množství koncentrace škodlivých látek ve vodních zdrojích nebo v atmosféře a jeho následné snížení) a

3.

ekonomická hodnota snížení hladiny environmentálního nebezpečí měřená v peněžních jednotkách.

Nejlepším kritériem je samozřejmě třetí, jehož odhad je však spojen s řadou problémů, a to zvláště u veřejných statků a služeb. Většinou je totiž jednodušší odhadnout dopady aplikace ekonomických nástrojů na snížení emisí než na hodnotu environmentálního nebezpečí. Hodnocení environmentálních efektů je přitom komplikováno ještě dvěma následujícími faktory: Environmentální efekty nemusí být limitovány pouze konstrukcí jednotlivých ekonomických nástrojů. Mohou zde být ještě sekundární efekty. Příkladem může být snižování dioxinových emisí, což může být vedlejší produkt politiky bojující se skleníkovým efektem. Při analýze nelze opominout také diskontní faktor, neboť v řadě případů jsou náklady vynakládány v jiném čase, než jsou „inkasovány“ přínosy. Význam tohoto faktoru se zvyšuje přímo úměrně tomu, jak se zvyšuje časová prodleva mezi těmito dvěma událostmi. V případech, kdy lze očekávat přínosy až v budoucnu, je nutné také věnovat patřičný prostor hodnocení rizik a nejistoty. Určení diskontní míry je jedním z největších problémů. Zpravidla se pracuje s ex ante určenou diskontní mírou na základě expertního odhadu.


Na závěr je nutné zdůraznit, že ekonomické nástroje jsou většinou aplikovány souběžně s jinými politikami ochrany životního prostředí jako například přímou regulací, a proto je velmi obtížné od sebe oddělit jejich dopady. V některých případech to dokonce ani nelze, protože se vzájemně multiplikují. To pak komplikuje hodnocení a měření jejich efektivnosti.

Ekonomická efektivnost Použití ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí se na první pohled zdá jako ekonomicky méně výhodné než přímá regulace. Tento pohled je však velmi statický. Z dynamického hlediska je to zcela obráceně. Při posuzování ekonomické efektivnosti je hledána odpověď na otázku, zda je daného cíle dosaženo s nejnižšími možnými náklady. Náklady nelze přitom hodnotit jen na straně veřejného sektoru. Je nutné počítat také s náklady na straně soukromého sektoru a domácností, protože cílem využití ekonomických nástrojů je zvýšení ekonomické efektivnosti jako celku. Náklady pak dělíme na přímé a nepřímé a podle subjektu, který je nese, na náklady nesené podniky a nesené domácnostmi. V případě podniků řadíme do skupiny nákladů přímých náklady na nákup nových technologií a zvýšené provozní náklady spojené s produkcí s menším množství znečištění. Z obecného hlediska lze tyto náklady přímo měřit, a to jak v peněžních jednotkách, tak v jednotkách fyzikálních (v materiálních jednotkách nebo úrovní produktivity). Při jejich měření je však nutné upozornit na několik metodologických problémů, a to zejména pokud není výstup nové technologie stejný jako u technologie staré. V řadě případů jsou produkty velmi rozdílné a mají jiné užitné vlastnosti. Je tedy otázka, jakou část vícenákladů je možné připsat na vrub snížení emisí a jakou na vrub vzniku nových užitných vlastností. Na straně domácností mohou být přímé náklady jak explicitní ve formě zvýšení určitých výdajů, tak implicitní ve formě nutnosti změnit konzumní chování domácností. V druhém případě jejich kvantifikace vyžaduje měření změn v přebytcích spotřebitelů, což je velmi obtížné a nákladné, a navíc velmi citlivé na použitou metodologii.

■ 147

148

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Administrativní a vyvolané náklady Velikost administrativních63 a vyvolaných64 nákladů je v procesu evaluace jednotlivých tržních řešení ochrany životního prostředí jedním z nejdůležitějších prvků. Z ekonomického hlediska totiž tyto náklady představují ztrátu mrtvé váhy systému a absorbují tak část produktivních zdrojů. Jednotlivé kroky v environmentální politice by se tak měly realizovat s co nejnižšími administrativními a vyvolanými náklady. Z ekonomického hlediska je možné administrativní a vyvolané náklady označit jako náklady transakční, tedy takové náklady, které by nevznikly v případě neexistence veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Problematika jejich minimalizace proto není tak jednoduchá, protože oba druhy, tedy administrativní i vyvolané náklady, nejsou na sobě nezávislé.

Řada monitorovacích aktivit může být prováděna jak veřejným sektorem centralizovaně, tak může být přesunuta na soukromý sektor ve formě povinnosti podávat v určitých časových intervalech monitorovací zprávy. Jejich minimalizaci tedy nelze provádět nezávisle, ale pouze simultánně. Přitom je nutno upozornit na fakt, že lze identifikovat dvě minima jejich vývoje. První z pohledu veřejného sektoru, kdy jsou minimalizovány pouze náklady administrativní, a druhé z pohledu celkové ekonomické efektivnosti, kdy jsou minimalizovány všechny transakční náklady. Vzhledem k tomu, že cílem aplikace ekonomických nástrojů včetně veřejných výdajů na ochranu životního prostředí je zvýšení celkové ekonomické efektivnosti ve formě eliminace existence negativních externalit, mělo by být sledováno kritérium minimalizace transakčních nákladů jako celku. Měření administrativních a vyvolaných nákladů je velmi náročné a to nejen časově, ale i finančně. Z metodického hlediska se jako nejvíce problematické ukazuje oddělení administrativních nákladů, pokud je určitou činností sledováno více cílů. Například monitorování úspěšnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí může být spojeno s monitorováním úrovně znečištění apod. Zkušenosti s měřením administrativních a vyvolaných nákladů jsou zatím pouze v oblasti daňových systémů. Zde se nejčastěji pro měření administrativních nákladů používá tzv. metoda přepočteného pracovníka a pro vyvolané náklady dotazníkové šetření. Zejména v druhém případě se často naráží na vyjádření nákladů ve formě doby věnované určité činnosti a toto ocenění (času) je metodicky problematické. Jde

63

64

Pod pojmem administrativní náklady jsou chápany veškeré náklady nesené veřejným sektorem (jak centrální a místní vládou, tak i regulačními agenturami), které souvisí s implementací daného ekonomického nástroje. Jedná se například o náklady na vypisování veřejných soutěží o dotační tituly, náklady na monitorování, získávání informací, administrativu dotací, kontrolu apod. Vyvolané náklady jsou neseny soukromým sektorem, a to opět v souvislosti s implementací daného ekonomického nástroje. Jsou to jak náklady administrativní, tak i manažerské včetně nákladů ušlé příležitosti.


totiž zpravidla o subjektivní vyjádření příslušných hodnot, které je těžké objektivně vyhodnotit.

Veřejné příjmy Řada ekonomických nástrojů na ochranu životního prostředí může mít také význam pro příjmovou stranu veřejných rozpočtů. Jedná se však zejména o ekologické daně, poplatky a obchodovatelná emisní povolení. V případě veřejných výdajů je tento význam velmi malý. Výjimku může představovat systém založený na poskytování půjček s nižší než tržní úrokovou mírou. V tomto případě se do veřejných rozpočtů vrací nejen splátky jistin, ale také úroky. Takto vygenerované zdroje mohou být poté znovu využity na poskytnutí nových půjček. Princip zápůjčních fondů s nižší než tržní úrokovou mírou je relativně často užívaný a setkáváme se s ním například i v České republice ve Fondu ochrany životního prostředí. Širší ekonomické efekty Pod toto kritérium spadají veškeré ekonomické náklady a dopady, které vznikají v důsledku ekonomických nástrojů na ochranu životního prostředí, včetně veřejných výdajů a které nelze zahrnout do kategorie přímých nákladů, administrativních a vyvolaných nákladů a hodnoty případných poplatků. Můžeme do nich zahrnout: dopady na cenovou hladinu případně na míru inflace; dopady na konkurenceschopnost; dopady na obchodní bilanci; dopady na zaměstnanost případně nezaměstnanost; změny v distribuci důchodů; důsledky pro ekonomický růst a dopady na míru inovací.

Řada z výše uvedených efektů se projeví ihned po zavedení daného ekonomického nástroje, a naopak řada až v delším časovém období. Například dopady na cenovou hladinu se projeví zejména v krátkém období, neboť pokud dojde k vyhlášení dotačního titulu na nákup určitých technologií, lze předpokládat nárazový nárůst poptávky, která bude mít za následek růst jejich ceny. To je způsobeno krátkodobou nízkou elasticitou tržní nabídkové křivky. V delším období lze však předpokládat zvyšování výrobních kapacit stávajících firem a příchod nových podnikatelských subjektů. Díky tomu dojde ke zvýšení elasticity tržní nabídky a poklesu ceny. Cenový nárůst tak může v delším období zcela odeznít. Naproti tomu otázku dopadů na ekonomický růst je nutné posuzovat v delším časovém horizontu. Problémem samozřejmě zůstává schopnost separovat od sebe důsledky na danou veličinu, které způsobily právě ty dané ekonomické nástroje. Pokud je aplikace daného dotačního titulu dopředu známa, lze očekávat vznik tzv.

■ 149

150

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost signálního efektu, kdy ekonomické veličiny budou reagovat ještě dříve, než bude daný ekonomický nástroj aplikován. V řadě případů se tak může zvyšovat cena vybraných technologií ještě dříve, než jsou dotace na její nákup vypláceny. Pro zachycení širších ekonomických efektů se jako velmi užitečné jeví ekonomické modelování. Přitom je však nutné brát v úvahu, v jakém časovém horizontu chceme dopady hodnotit. Například pro hodnocení dlouhodobých dopadů se jako výhodnější jeví využití modelů celkové ekonomické rovnováhy (General Equilibrium Model) (Kiulia, Ščasný, 2009). Hodnocení širších ekonomických dopadů je nutné nejen z hlediska hodnocení efektivnosti daného ekonomického nástroje, ale také k hodnocení nebezpečí jejich deformace z hlediska rozhodování politických představitelů. Řada širších ekonomických dopadů je velmi citlivá pro voliče, a tudíž i pro politické zastupitele. Je samozřejmé, že politici budou při aplikaci jednotlivých nástrojů pečlivě zvažovat jejich dopady zejména na distribuci důchodů, míru konkurenceschopnosti a zaměstnanost a pokud by bylo možné předpokládat negativní dopady na tyto veličiny, lze očekávat z jejich strany značný odpor. Naopak v některých případech, a to se týká zejména dotací a zvýhodněných půjček, lze očekávat zvýšený výskyt lobování. Například odvětví vyrábějící určitý druh technologií šetrnějších k životnímu prostředí bude mít enormní zájem na poskytnutí dotačního titulu právě na jejich typ technologie. Díky tomu totiž může očekávat zvýšení poptávky po jejich zboží a inkasování vyššího než normálního zisku. Pro získání této výhody (která plyne ze změny relativních cen technologií způsobené vyplácením účelové dotace) budou tito výrobci ochotni obětovat část svého budoucího nadměrného zisku, a to ve formě jak legálního lobbingu, tak i nelegálního podplácení. Navíc lze také očekávat snahu o restrikci nabídkové strany dotovaných komodit ve formě udělování licencí, akreditací apod. Efekt tzv. vyhledávání renty spojený s nelegálním uplácením, klientelismem a korupcí obecně nelze zejména v případě dotací na ochranu životního prostředí podceňovat a jeho posouzení by měla být součástí hodnocení efektivnosti obecně. Na druhé straně posuzování tohoto efektu je velice obtížné a časově náročné.

„Měkké“ efekty Pod evaluačním kritériem měkkých efektů se skrývá řada dopadů aplikace ekonomických nástrojů, které lze jen velmi těžko uchopit. Jedná se například o signální efekt na chování ekonomických subjektů. Například i malá dotace na nákup určité komodity či technologie, která nezpůsobí tak výrazné změny relativních cen, aby se její nákup stal výrazně výhodnější, a zvýšil tak její poptávku na úkor ostatního zboží, které více zatěžuje životní prostředí, může způsobit přesun spotřebitelských případně investorských preferencí v její prospěch. Zavedení této dotace totiž spotřebitelům, případně investorům, ukazuje, že daný statek je environmentálně šetrný. Tento nepřímý efekt, který nelze zdůvodnit změnou v relativních cenách, byl vysledován například při uvalení nepříliš vysokých daní na olovnatý benzín v některých zemích OECD. I přesto, že jeho cena zůstávala proti


bezolovnatému stále podstatně nižší, již pouze fakt uvalení daní způsobil masivní odliv poptávky. Jak již bylo řečeno, je otázka identifikace a kvantifikace měkkých efektů velmi problematická. Je možné ji posuzovat spíše kvalitativní analýzou ve formě zjišťování dopadů daného ekonomického nástroje na názory hlavních aktérů v oblasti životního prostředí. Jedná se nejen o spotřebitele, kteří svými preferencemi ovlivňují struktury výroby, a podniky, ale také o nevládní neziskové organizace. Zejména se jedná o ekologické aktivisty, kteří svými vystoupeními a postoji mají významný vliv na chování společnosti.

Dynamické efekty a inovace Ekonomické nástroje včetně veřejných výdajů jsou lepší ve stimulaci inovační aktivity na poli ekologicky šetrnějších technologií než přímá regulace. Měření tohoto efektu je však velmi problematické, a to zejména z následujících tří důvodů: 1.

Relevantní termín pro posuzování vlivu ekonomických nástrojů, resp. veřejných výdajů na míru inovace, je relativně dlouhý a ve vztahu k obecnému makroekonomickému vývoji je velmi obtížné a většinou také nemožné separovat důsledky jednotlivých dotačních titulů na míru inovací.

2.

Míra inovací v oblasti ekologicky šetrnějších technologií není ovlivňována pouze ekonomickými instrumenty v jedné zemi. Vzhledem k tomu, že většina ekonomik je otevřená a pohyb jak zboží, tak i patentů je volný, nové technologie vyvinuté v jedné zemi se snadno dostanou do zemí ostatních. Veřejné výdaje na podporu vývoje nových technologií se pak mohou pozitivně projevit i v okolních státech. Tyto efekty plynoucí z titulu existence volného obchodu tak samozřejmě podstatně komplikují zachycení dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů v dané zemi.

3.

Na míru inovací má vliv mnoho faktorů a ekonomické nástroje jsou pouze jedním z nich (např. legislativní prostředí).

Dalším problémem, který není specifický pouze pro inovace na poli životního prostředí, je otázka měření inovační aktivity obecně. Většina současných indikátorů má inputový charakter, kdy jsou poměřovány vstupy do systému například v podobě finančních prostředků vynaložených na vědu a výzkum v určitém odvětví. To však nezohledňuje míru efektivnosti vynaložených prostředků, protože je zcela ignorována výnosová strana. Snaha o vyvinutí komplexnějšího indikátoru zachycujícího také výnosovou stranu nebyla dosud úspěšná. V současné době jsou používány pouze ukazatele zachycující počet udělených patentů v daném časovém období. Slabinou takového indikátoru je však nezohlednění praktické aplikace nových technologií a myšlenek v praxi. Z výše uvedených důvodů se ex post analýza dopadů veřejných výdajů na míru inovační aktivity jeví jako velmi obtížná. Cestou může být posuzování vlivu

■ 151

152

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost dotačních titulů na vyčleňování finančních prostředků na vědu a výzkum na úrovni podniků.

6.1.3

Existence jednotného kritéria

Metodika OECD definuje pro hodnocení efektivnosti předchozích sedm kritérií, přičemž není zcela patrné, které z nich je hlavní. Proto je jen velmi obtížné srovnávat efektivnost několika programů, protože zde chybí jednotné měřítko. Tento problém lze do určité míry eliminovat konstrukcí jednoho ukazatele, který může být založen na numerickém nebo grafickém výpočtu. V prvním případě, tedy při numerické konstrukci jednoho kritéria, se jako výhodný způsob jeví použití stupnic a vah. Předpokladem je, že jednotlivá kritéria, která byla popsána v předešlé části, se ohodnotí bodovou stupnicí. OECD upozorňuje, že lze použít celou škálu metod využívanou v teorii hodnocení efektivnosti veřejných výdajů. Jedná se například o: nominální stupnici; ordinální klasifikační stupnici; ordinální bodovací stupnici a kardinální číselnou stupnici (tyto stupnice jsou popsány v kapitole 5.4.1). Jednotlivá obodovaná kritéria mají však nestejný význam, a proto je nutné přistoupit k zavedení vah. Jejich stanovení lze provést pomocí metod uvedených v kapitole 5.4.3. Druhou možností tvorby jednotného kritéria je využití grafických obrazců, viz následující obrázek. Obrázek 4: Grafická metoda tvorby jednotného hodnotícího kritéria

Zdroj: Jílková a kol. (2004)


Na něm je znázorněn příklad, kdy byla zvolena tři evaluační kritéria: 1.

environmentální efektivnost;

2.

ekonomická efektivnost a

3.

administrativní a vyvolané náklady.

Pro hodnocení splnění tohoto kritéria je zvolena určitá škála a maximální hodnoty tvoří obal obrazce, který je v tomto případě trojúhelníkem. Naměřené hodnoty se potom na tuto škálu vynášejí a výsledkem je obrazec, jehož obsah nám může sloužit jako ukazatel celkové efektivnosti daných veřejných výdajů. Čím větší je tento ukazatel, tím vyšší je efektivnost daných veřejných výdajů. Zobrazený příklad je založen na předpokladu, že význam všech tří hodnocených kritérií je stejný. Jednoduchou modifikací ve formě protažení jedné z os by se ale samozřejmě dala přiřadit větší váha jednomu, případně více kritériím (Jílková a kol., 2004).

6.1.4

Metodické problémy evaluace ekonomických nástrojů, včetně veřejných výdajů na ochranu životního prostředí

Z hlediska možných problémů, které vznikají při implementaci ekonomických nástrojů včetně veřejných výdajů na ochranu životního prostředí, rozlišuje metodika OECD několik oblastí, kde se problémy objevují. Jde především o: nedostatek dat a času; oddělení dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů; definování srovnávací hladiny; efekt přesunu či efekt přetékání. Při hodnocení efektivnosti ekonomických nástrojů včetně veřejných výdajů je nutné tyto problémy brát v úvahu a zohlednit případné distorze.

Nedostatek datových zdrojů a času Ideálně by měla evaluace efektivnosti ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí představovat komplexní proces zachycující veškeré náklady a dopady daného opatření. To však v praxi není možné, protože řada dat není k dispozici, a to buď vůbec, nebo v dostatečné kvalitě pro zpracování. V řadě případů je obtížné sehnat časové řady určitého ukazatele, přičemž zejména v tranzitivních ekonomikách se často setkáváme s jejich nekonzistentností danou častou změnou pravidel výpočtu nebo sledování. Některé dopady mají navíc pouze kvalitativní charakter, který lze jen obtížně přenést do řeči čísel. Tento nedostatek řady evaluací by neměl být při formulování závěrů opomíjen a mělo by být upozorněno, které z relevantních údajů nebylo možné z rozličných důvodů zahrnout do analýzy. Tím je

■ 153

154

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost možné se vyvarovat příliš silným závěrům usuzujícím na dopady hodnocených nástrojů při nezohlednění některých signifikantních faktorů. Dalším problematickým místem je časový horizont, po kterém má být evaluace prováděna. Jeho maximální hodnotu lze vyjádřit jako časový interval mezi aplikací daného ekonomického nástroje a vypracování hodnotící studie. Často však zadavatelé (většinou instituce formulující politická opatření) vyžadují, aby byla evaluace hotová dřív, aby podle ní mohli upravovat formulované politiky. V některých případech se provádí hodnocení efektivnosti ještě před implementací daného nástroje a potom se jedná o klasickou ex ante evaluaci. Nevýhodou evaluace po krátkém časovém období je, že neumožňuje reflektovat dlouhodobé dopady a zaměřuje se pouze na dopady krátkodobé. V tomto kontextu je také nutné upozornit na časovou prodlevu, která vyplňuje nastání určitého efektu a jeho zobrazení v datech. Časové zpoždění kompletace dat je někdy značné a jen v případě HDP se pohybuje v řádech měsíců. Provádění evaluací po krátkém časovém úseku může mít závažné implikace v upřednostňování ekonomických nástrojů s krátkodobými důsledky. Dochází tedy ke zkreslení užití nástrojů. Naopak nástroje s dlouhodobými dopady, které bývají často významnější (například míra inovací), budou zatlačovány do pozadí.

Oddělení dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů Častým problémem při identifikaci a kvantifikaci dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů na životní prostředí a ekonomické veličiny je praktické provedení jejich izolace. Aplikované nástroje totiž nepůsobí izolovaně a na sledované veličiny souběžně s nimi působí řada jiných faktorů, z nichž některé jsou také měněny v rámci vládních politik. V řadě případů je navíc aplikace ekonomického nástroje kombinována s přímou regulací. To se týká i veřejných dotací na zavádění nových technologií, které je často doplňováno zákazem použití starých. Otázkou pak samozřejmě je, který z těchto dvou kroků má dopad na zvýšené rozšíření nových technologií. V řadě případů navíc jednotlivá opatření nepůsobí nezávisle vedle sebe, ale vzájemně se multiplikují, což oddělení jejich dopadů naprosto znemožňuje. Někdy je též pro posuzování dopadů jednotlivých opatření používána metoda analogie, kdy je jako měřítko sledováno chování systému na daný typ ekonomického nástroje v zahraničí. To však v sobě skrývá určité nebezpečí, vzhledem k tomu, že výchozí podmínky jsou založeny na tom, že institucionální nastavení a reakce jednotlivých subjektů jsou v zahraničí stejné jako v domácím prostředí. To však samozřejmě v řadě případů neplatí, a proto je nutné být při aplikaci této metody velmi opatrní a zohlednit případné odlišnosti. Definování srovnávací hladiny V rámci evaluace dopadů jednotlivých ekonomických nástrojů nelze samozřejmě předpokládat, že veškeré zlepšení životního prostředí lze připsat na vrub pouze jejich aplikaci. Řada změn v životním prostředí by se stala bez ohledu na to, zda-li je


daná politika či daný nástroj implementován. Proto se jako klíčová otázka v evaluačním procesu ukazuje: Co by se stalo, kdyby nedošlo k použití daného ekonomického nástroje? Co by se stalo, kdyby nebyly vynaloženy dané veřejné výdaje? Je tedy nutné oddělit od sebe autonomní vývoj a změny, ke kterým došlo v důsledku aplikace daného ekonomického nástroje. Následující obrázek 5 ukazuje danou problematiku názorně. Na ose x je zaznamenáván čas a na ose y míra znečištění, která v průběhu času postupně klesá. V čase t1 jsou vydány veřejné výdaje na snížení znečištění a v čase t2 se provádí měření za účelem kvantifikace přínosů. V tomto čase je také prováděno hodnocení efektivnosti. Opticky by se mohlo zdát, že na výnosovou stranu veřejných výdajů můžeme započítat snížení znečištění o velikosti A. To však není metodologicky korektní, protože úroveň znečištění by klesala i nadále, a to i bez vydaných environmentálních veřejných výdajů. Tempo poklesu by však bylo nižší. Správně by se do výnosové strany měla započítat pouze hodnota B, tedy hodnota, o kterou se snížilo znečištění díky vynaloženým veřejným environmentálním výdajům. Obrázek 5: Hodnocení přínosů ve vztahu k odhadu srovnávací hladiny


Pro správné zjištění příspěvku aplikace daného ekonomického nástroje (v našem případě environmentálních veřejných výdajů) je však nutné zjistit průběh autonomního vývoje. To je možné provést následujícími metodami:

Extrapolace trendu – jde o jednoduchou metodu, která je založena na předpokladu, že trend ve vývoji sledované veličiny by pokračoval i v budoucnu, pokud by nebyl aplikován hodnocený ekonomický nástroj. Ekonometrické metody – ekonometrickým modelem matematický model, který je matematicko-statistickou

rozumíme formulací

■ 155

156

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost ekonomické hypotézy. V případě veřejných výdajů by ekonometrické modely měly odhadovat vztahy mezi sledovanou veličinou a relevantními faktory, z nichž jednou jsou environmentální veřejné výdaje. Vztahy mezi proměnnými se většinou formulují ve tvaru regresních rovnic. Parametry těchto rovnic vyjadřují směr a intenzitu působení exogenních proměnných na vysvětlovanou endogenní proměnnou. Veřejné výdaje je možné zachytit ve formě umělé proměnné (dummy), která má hodnotu 1 v případě aplikace environmentálních výdajů a hodnotu 0 při jejich nepřítomnosti. Model potom umožňuje provést predikci, co by se stalo se sledovanou veličinou, pokud by se ostatní faktory s výjimkou přítomnosti hodnoceného ekonomického nástroje neměnily.

Technika lineárního programování – lze ji použít pro odhad způsobu, jak mohou firmy reagovat na různá omezení a pobídky. Problémem této metody je, že je založena na předpokladu určitého rozhodovacího mechanismu ve firmách, který může být v praxi značně nerealistický. Často bývají lepším řešením pro odhady srovnávací hladiny nematematické a nestatistické odhady založené na znalostech expertů, případně na metodě analogie. Zejména v případě tranzitivních ekonomik se v řadě případů jeví jako vhodný předpoklad konvergence k průměru ve vyspělých státech. Problém odhadu srovnávacího scénáře je v případě hodnocení efektivnosti velmi důležitý, protože jeho nadstřelení či podstřelení značně ovlivňuje výnosovou stranu a ovlivňuje celkový ukazatel efektivnosti.

Efekt přesunu Jedním z problémů, který by neměl být při hodnocení efektivnosti ekonomických nástrojů, včetně veřejných výdajů, přehlédnut, je možnost přesunu problému do jiné oblasti. Například dotace směřující na podporu investic s menší produkcí SO2 se mohou projevit zanedbáním investic v oblasti odpadového hospodářství, protože podnikům již nezbydou volné zdroje. Konstrukce dotačních titulů tak musí být nastavena tak, aby tyto distorze nezpůsobovala. Je nutné se také vyvarovat přílišné preferenci jednoho cíle v oblasti životního prostředí, protože to může mít dopady v neadekvátně velkém přesunu prostředků na určitou oblast. Řešením je pak příslušné dotační tituly nastavovat vyváženě, což rozhodně není jednoduchá záležitost.

Efekt přetékání Další problematickou oblastí v hodnocení efektivnosti ekonomických nástrojů, včetně veřejných výdajů, je možná existence efektu přetékání, spočívajícího v odlivu výnosů do zahraničí. Tento faktor je nutné brát v úvahu zejména při podpoře inovací


či nákupech technologií ze zahraničí nebo vyznačujících se vysokou dovozní náročností.

6.1.5

Tvorba institucionálního rámce evaluace

OECD ve všech svých dokumentech a analýzách upozorňuje, že proces evaluace musí být začleněn již při tvorbě implementačního prostředí jednotlivých ekonomických nástrojů, veřejné výdaje nevyjímaje. Přitom přizpůsobení implementační struktury potřebám evaluace je daleko nutnější u ex post evaluace než ex ante. Proces vytváření institucionálního rámce jednotlivých ekonomických nástrojů by měl mít následující fáze: 1. 2. 3. 4. 5. 6.

identifikace a definice environmentálního problému; diskuze o potřebě státní intervence a sestavení seznamu cílů politiky; definování kritérií efektivnosti a účinnosti; vybrání, diskuze a adaptace určitých nástrojů, případně jejich kombinace; zavedení nástroje a implementace kontrolních mechanismů a možná modifikace systému po provedené evaluaci.

Vlastní proces hodnocení efektivnosti ekonomického nástroje lze rozdělit do šesti fází, které na sebe buď navazují, nebo vstupují do vzájemné interakce: 1.

2. 3. 4. 5. 6.

popis ekonomického nástroje, jeho fungování a institucionálního kontextu, včetně argumentů pro a proti jeho použití; popis mechanismu jeho fungování; definování relevantních interních a externích faktorů, které mají dopad na jeho fungování (včetně jejich vlivu na konstrukci srovnávací hladiny); definice a operacionalizace evaluačních kritérií; konstrukce evaluačního modelu a definice potřebných dat; pokračování ve sběru relevantních dat a identifikace významných ovlivňujících faktorů, ex post evaluace; případná modifikace evaluačního modelu, evaluačních kritérií, hodnocených dat a jiných významných faktorů; formulace závěrů a doporučení, jejich zohlednění v politickém rozhodování.

Vztah mezi výše uvedenými fázemi vytváření institucionálního rámce a fázemi procesu hodnocení efektivnosti je znázorněn v tabulce 19.

6.1.6

Zhodnocení využití metodiky OECD

Otázka hodnocení efektivnosti veřejných výdajů na ochranu životního prostředí je v pohledu OECD nedílnou součástí problematiky hodnocení efektivnosti veřejných výdajů obecně. Veřejné výdaje jsou zde chápány jako jeden z ekonomických

■ 157

158

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost nástrojů ochrany životního prostředí a metodický rámec pro jejich hodnocení je stejný. Celkově lze z výše uvedeného zformulovat několik závěrů usuzujících na možnost využití metodiky OECD v podmínkách České republiky. Aplikace kritérií volených OECD nepředstavuje v ČR žádný problém a vyvinutí číselných indikátorů, podle kterých by byla míra jejich dosažení hodnocena, by mělo vycházet z analýzy dostupných datových zdrojů. Aktuální aplikace metodiky OECD se v případě hodnocení efektivnosti environmentálních výdajů obcí jeví jako problematická vzhledem k tomu, že konstrukce těchto výdajů a zejména jejich implementační struktury není potřebám ex post analýzy efektivnosti přizpůsobena. V současné době neexistuje příslušný institucionální rámec pro provádění ex post analýzy. „Napasování“ této metodiky by tak mohlo způsobit získání nevěrohodných výsledků. Tabulka 19: Vztah mezi vytvářením institucionálního rámce a fázemi procesu hodnocení Krok Politický proces 1

Identifikace a definice environmentálního problému

2

Definování kritérií efektivnosti a účinnosti

3

4

5

6

Definování kritérií efektivnosti a účinnosti.

Vztah



Vybrání, diskuze a adaptace určitých nástrojů, případně jejich kombinace.

Zavedení nástroje a implementace kontrolních mechanismů

Možná modifikace systému po provedené evaluaci




Krok Evaluační procedura

1

Popis ekonomického nástroje, jeho fungování a institucionálního kontextu, včetně argumentů pro a proti jeho použití; popis mechanismu jeho fungování; definování relevantních interních a externích faktorů, které mají dopad na jeho fungování (včetně jejich vlivu na konstrukci srovnávací hladiny)

2

Definice a operacionalizace evaluačních kritérií;

3

Konstrukce evaluačního modelu a definice potřebných dat

4

Pokračování ve sběru relevantních dat a identifikace významných ovlivňujících faktorů, ex post evaluace

5

Případná modifikace evaluačního modelu, evaluačních kritérií, hodnocených dat a jiných významných faktorů

6

Formulace závěrů a doporučení, jejich zohlednění v politickém rozhodování


Z tohoto důvodu je nutné proces zavádění evaluačních procesů v ČR chápat jako proces daleko širší, který by měl zasáhnout do vlastní konstrukce ekonomických nástrojů, včetně zavedení daleko silnějších prvků kontroly a monitorování. Pokud by měla být hodnocena efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí již v této době, muselo by se přistoupit k metodě případových studií hodnotících vybrané případy, které by bylo možné v dané skupině označit za vhodný reprezentativní vzorek. V delším časovém horizontu by se mělo k problematice evaluace přistoupit v daleko komplexnějším měřítku, který by měl začít od systémové rekapitulace potřeb, přes formulování obecných zásad a zejména potřeb evaluačního procesu. Na základě těchto potřeb by měla být vytvořena institucionální podoba fungování všech ekonomických nástrojů ochrany životního prostředí, veřejné výdaje nevyjímaje, jejíž nedílnou součástí by byl i evaluační proces. Jen tak lze zajistit, aby se evaluační proces nestal pouze dodatečným byrokratickým nástrojem s výsledky s nulovou relevancí k danému problému a s nulovými dopady na zvyšování efektivnosti veřejného sektoru.

6.2 Světová banka a její přístup k hodnocení efektivnosti výdajů na životní prostředí Světová banka vnímá problematiku hodnocení efektivnosti všech svých činností jako velmi důležitou a věnuje jí značnou pozornost. V bance je propracovaný a dlouhodobě ověřený systém hodnocení činností. Evaluace v bance je prováděna ve dvou liniích: 1.

interní hodnocení prováděné útvarem banky odpovědným za konkrétní program a aktivity;

2.

nezávislé hodnocení příslušnou jednotkou, resp. skupinou nezávislého hodnocení (Independent Evaluation Group – IEG) (IEG, 2010, IEG, 2006).

Tento systém společně s provázaností na systém vzdělávání, využívání dalších externích expertů a spoluzodpovědnost všech zainteresovaných stran vytváří systém, který je nezávislými institucemi hodnocený jako „dobrá praxe“ mezi rozvojovými bankami. Banka pro účely dosažení svých cílů používá různé nástroje, které mají charakter veřejných výdajových programů. Konkrétně jde o půjčky, granty, globální a národní programy, ekonomické/sektorové analýzy a poradenství, svěřenecké fondy, sektorové strategie apod. (Jílková a kol., 2004).

6.2.1

Hodnocení efektivnosti činností Světové banky

Hodnocení efektivnosti environmentálních výdajových projektů a přístupu Světové banky (dále již Banky) úzce souvisí s integrací životního prostředí jako

■ 159

160

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost horizontálního tématu. Procesně a ve formální struktuře Banky je na životní prostředí nahlíženo jako na samostatný sektor, spíš než aby se automaticky integrovalo do rozvojové strategie. Banka se snažila zohlednit negativní dopady svých akcí na životní prostředí pomocí zavedení hodnocení dopadů na životní prostředí (Environmental Assessment – EA) a příslušných zabezpečovacích politik, které by měly negativní dopady eliminovat nebo snížit na minimum. Dle interního hodnocení Banky jsou ochranná opatření obecně dostatečná, zatímco zavedení EA mělo účinnost různou. Hodnocení efektivnosti je založeno na hodnocení toho, do jaké míry jsou splněny cíle vytyčené Bankou, a ukazuje, jaké jsou výsledky. Je to periodické hodnocení relevance projektu, účinnosti, efektivnosti a dopadů (jak očekávaných, tak neočekávaných) ve vztahu k vytyčeným cílům. (Jílková a kol., 2004) Evaluaci používá banka pro měření dosažení cílů ve vztahu k jednotlivým cílům institucionálních politik, dále programových cílů banky a cílů, které jsou stanoveny pro konkrétní jednotlivé operace. Jak interní evaluace, tak nezávislé hodnocení se řídí následujícími principy (IEG, 2010):

Použitelnost – aby byla evaluace použitelná pro rozhodovací procesy, musí pracovníci s rozhodovací kompetencí vnímat její výsledky jako použitelné, včasné a přizpůsobené právě řešeným problémům. Pro zajištění pohledu z praxe jsou na evaluaci zainteresováni jak manažeři, dlužníci, tak i spolufinancovatelé a další, kteří mají výhody z užití výsledků. Hodnověrnost – aby byli manažeři a zúčastnění ochotni přijmout závěry z evaluace a poučit se z nich, musí ji především vnímat jako objektivní, důslednou a nestrannou. Hodnověrnost evaluace závisí na profesionální kvalitě realizačního týmu, důslednosti metod a včasné dostupnosti jejích závěrů. Transparentnost – všechny evaluační zprávy jsou postupovány členům vedení banky a všem zaměstnancům. Samotný evaluační proces (včetně interní evaluace) je podroben každoročně nezávislému hodnocení ze strany Výboru pro rozvojovou účinnost (Committee on Development Effectiveness – CODE), který je součástí vedení banky. Navíc, evaluace prováděná IEG musí splňovat ještě jeden princip navíc, a to je nezávislost na liniovém managementu ve všech fázích procesu implementace, tj. včetně plánování pracovních programů, formulací výzev k podávání projektů (terms of reference), obsazení pracovního evaluačního týmu a jednoznačnosti zpráv (IEG, 2010).


6.2.2

Nezávislé hodnocení ze strany IEG

IEG (dříve Operations Evaluation Department) poskytuje zprávy přímo bankovní Radě výkonných ředitelů (Bank’s Board of Executive Directors), která je pro tyto účely reprezentována Výborem pro rozvojovou účinnost (CODE). Tento Výbor byl ustanoven v roce 1994 jako stálý výbor bankovní rady výkonných ředitelů. Má 8 členů a jeho úkolem je především posuzovat pracovní program a zprávy od IEG a Skupiny pro hodnocení operací (Operations Evaluation Group – OEG) Mezinárodní finanční společnosti (International Finance Company – IFC) a reakce managementu na tyto podklady. Současně má za úkol ověřovat, zda bankovní operace jsou adekvátní a efektivní. Dále je úkolem posuzovat vybrané problémy ve vztahu k operacím evaluace a vývoje účinnosti jako podkladů pro rozhodování Rady. IEG používá při své činnosti řadu nástrojů, mezi něž patří: přehledy o projektech (Project Reviews); zprávy o hodnocení v konkrétní zemi (Country Assistance Evaluations); sektorové a tematické přehledy (Sectoral a Thematic Reviews); přehledy probíhajících procesů (Process Reviews) a dopad evaluací (Impact Evaluations).

Přehledy o projektech Projekty jsou vybírány podle různých kritérií pro hodnocení jednotlivých výsledků. Nejprve operační management projektu připraví interní evaluační materiál o dokončeném projektu (Implementation Completion Report) a posoudí míru výsledků dokončeného projektu. Pak IEG posoudí každý interní evaluační materiál, podle sebe ho ohodnotí a vytipuje projekty, které by mohly sloužit jako potenciál pro zlepšení jak v negativním, tak v pozitivním slova smyslu. Tyto projekty se pak stávají kandidáty pro podrobnější posouzení v podobě Hodnocení plnění projektu (Project Performance Assessment – PPA). Projekty vybrané pro provedení PPA jsou seskupovány do celků s cílem snížit jejich náklady a zvýšit jejich dopady (IEG, 2010). Pro jeden ze čtyř dokončených projektů ročně (zhruba 70 projektů celkem) je zpracováno hodnocení v podobě Zprávy o hodnocení plnění projektu (Project Performance Assessment Report – PPAs). PPAs hodnotí projektů z hlediska jejich výstupů (ve smyslu významnosti, hospodárnosti a efektivnosti), udržitelnosti výsledků a institucionálních dopadů na rozvoj. PPAs jsou samy o sobě produktem evaluace, jsou obdobné jako mnoho další evaluačních zpráv jiných rozvojových agentur, ale také slouží jako podklad pro další tři druhy evaluačních nástrojů (IEG, 2010).

■ 161

162

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Zprávy o hodnocení podpory v konkrétní zemi Tyto zprávy jsou zpracovány v počtu zhruba 10 ročně, jejich cílem je zhodnocení podpory banky v konkrétní zemi, obvykle za posledních 4–5 let a porovnání shody výsledků operací s příslušnou rozvojovou strategií Banky pro daný stát (Country Assistance Strategy – CAS) a hodnocení celkové účinnosti konkrétní CAS (IEG, 2010).

Sektorové a tematické přehledy Sektorové a tematické zprávy se vytváří zhruba v počtu 6 ročně (IEG, 2011). Posuzují výkon a zkušenosti z činností Banky v jednotlivých sektorech (půjčky zemědělství, dopravě apod.) nebo příslušné tematické oblasti (chudoba, diskriminace podle pohlaví apod.) za posledních 5–10 let a podávají zprávu o jejich souladu s politikou Banky a správnými postupy, jakož i o rozvojové účinnosti. Pro účely maximalizace dopadu na sektor nebo tematickou oblast je tvorba těchto dokumentů naplánována tak, aby se jejich výsledky mohly zahrnout do strategických dokumentů, jako například Strategických sektorových programů (Sector Strategy Paper – SSP) nebo CAS (IEG, 2010). Dokumenty typu strategických sektorových programů se upravují s předstihem každé tři roky a CAS každé dva roky. Sektorové a tematické zprávy IEG jsou vytvářeny 6 měsíců až rok před tím, než se dokončuje nový strategický sektorový program. To umožňuje zakomponovat výsledky hodnocení IEG do SSP včetně posouzení a prodiskutování v Bankovním výboru pro rozvojovou účinnost.

Přehledy probíhajících procesů Zprávy o průběhu procesů se vyhotovují každé 2 až 3 roky a jejich cílem je posoudit právě probíhající aktivity (např. koordinace pomoci nebo vytváření rozvojových grantů) a podat zprávu o jejich celkové efektivnosti v souladu se stanovenými cíli a účinností. Tyto zprávy se zpracovávají buď na základě požadavku Rady, nebo jako odpověď na dotazy od jiných subjektů (IEG, 2010). Zpráva IEG o koordinaci pomoci vychází ze závěrů diskuzí na úrovni Výboru pro rozvojovou pomoc (Development Assistance Committee – DAC) o harmonizaci donorských procedur. Jedním z takových dokumentů je například Zpráva o hodnocení úrovně chudoby, která navazuje na předchozí evaluaci IEG v podobě dokumentu Hodnocení úrovně chudoby (Poverty Assessment). Členové rady kladou zvláštní důraz na to, aby každá taková zpráva brala v rozvojových zemích v úvahu také postoje místních politiků. IEG vedle toho připravuje Výroční zprávy o hodnocení operací (Annual Review of Operations Evaluation – AROE), která poskytovala přehled o stavu evaluačních procesů v bance. Dále IEG připravovala dokument nazvaný Výroční zpráva o efektivnosti rozvojové pomoci (Annual Review of Development Effectiveness – ARDE), který obsahoval široký přehled o efektivnosti akcí banky.


V současné době IEG připravil výroční zprávu IEG Výsledky a výkon skupiny Světová banky (IEG Annual Report Results and Performance of the World Bank Group, 2010), která v sobě obsahuje jak předešlou Výroční zprávu o efektivnosti rozvojové pomoci (ARDE), tak i další výroční zprávy za Mezinárodní rozvojovou asociaci, tzv. Nezávislé hodnocení výsledků rozvoje (Independent Evaluation of IFC’s Development Results) a výroční zprávu za Mnohostrannou agenturu pro investiční záruky (Multilateral Investment Guarantee Agency’s tzv. Nezávislé hodnocení účinnosti Mnohostranné agentury pro investiční zázraky (Independent Evaluation of MIGA’s Effectiveness).

Dopad evaluací Dopad evaluací (Impact Evaluations) je systematická identifikace pozitivních nebo negativních efektů, ať už zamýšlených nebo nezamýšlených, na individuální domácnosti, instituce a životní prostředí, které jsou způsobeny daným vývojem aktivity, jako např. programu nebo projektu. Je to typ hodnocení, který má stoupající tendenci v posledních letech. Při hodnocení dopadu evaluací jde především o posuzování dopadu celého řetězce, tj. jak intervenční vstupy vedou k výstupům prostřednictvím příslušných výsledků a konečných dopadů (IEG, 2011). Jde v podstatě o posuzování jednotlivých části celého řetězce se zaměřením např. na efektivnost proměny vstupů na výstupy. Dopad může být konceptualizován také rozdílem mezi tím, co se realizovalo prostřednictvím programů nebo projektu, a tím co realizováno nebylo, tj. hypotetickou situací, co by bylo, kdyby uvedený program nebo projekt nebyl implementován. V této souvislosti je rozlišována celá řada metod a modelů pro hodnocení dopadu (IEG, 2010): rychlé hodnocení nebo přehled; prováděné ex post, ex post srovnání přínosů projektu s řídící skupinou; kvazi-experimentální návrh, zahrnující využití srovnání řídící skupiny a projektové skupiny (tj. skupiny, která má přínosy z projektu) a náhodný návrh.

6.2.3

Hodnocení činností banky jako celku na poli životního prostředí

Banka vydává pravidelně zprávu k hodnocení životního prostředí. Podle zprávy (ES, 2008) by efektivnost banky mohla být posuzována podle toho, jak se zlepšil stav, resp. jaká zlepšení byla pozorována na životním prostředí na základě realizovaných intervencí banky. To lze stěží udělat, protože je velice složité oddělit intervence banky od celkové politiky v oblasti životního prostředí. Kromě toho, celá řada informací o stavu životního prostředí chybí, a pak je obtížné změny na životním prostředí vyhodnotit. Přesto se banka prostřednictvím jednotlivých případových

■ 163

164

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost studií pokouší vysledovat trendy, které ukazují, jak její různé nástroje ovlivňují životní prostředí. Jde zejména o případové studie ze šesti vybraných regionů (je vybrána nejméně jedna země) s dílčím zaměřením na subsaharskou Afriku a další regiony, které jsou pro banku největšími dlužníky a mají celosvětový význam z hlediska životního prostředí. Jedná se o Čínu, Indii, Brazílii a Rusko. Evaluace banky ve vztahu k životnímu prostředí odpovídá na pět základních okruhů otázek (ES, 2008): 1.

Jak a jak efektivně přispěla podpora banky k zlepšení kvality a udržitelnosti životního prostředí?

2.

Jak dobře byly intervence banky v souladu s národními prioritami v oblasti životního prostředí a s potřebami soukromého sektoru a jak dobře byly úhrady ve vztahu k životnímu prostředí zařazeny do celkové pomoci banky?

3.

Zlepšily se návrhy a implementace bankovních projektů ve vztahu k životnímu prostředí, pokud ano, které faktory k tomu přispěly?

4.

Do jaké míry a jakým způsobem bankovní koordinace zvýšila efektivnost její finanční podpory na životní prostředí?

5.

Která interní a externí omezení limitovala efektivnost bankovní podpory a jakým způsobem mohou být snižována?

Uvedené okruhy otázek se pravidelně sledují a vyhodnocují. To se pak promítá do celkových závěrů evaluací.

6.2.4

Závěry a doporučení

Měření efektivnosti veřejných výdajových programů v pojetí banky je poměrně široký pojem, který neobsahuje pouze měření efektivnosti jednotlivých projektů a programů. Evaluace se v bance provádí dvěma způsoby. Jde jak o interní hodnocení prováděné příslušným útvarem banky odpovědným za konkrétní program či aktivitu, tak i o nezávislé hodnocení prováděné zvláštním útvarem IEG. V případě efektivnosti veřejných výdajů je hodnocení prováděno hlavně u veřejných projektů/programů, kdy se v případě projektů hodnotí konkrétní výstupy, výsledky, udržitelnost a institucionální dopady projektů. U programů se pak hodnotí spíše míra dosažení stanovených globálních a dílčích cílů, soulad jednotlivých strategií a cílů s globálními nebo hierarchicky nadřazenými strategiemi, trendy v dosahování cílů apod. (Jílková a kol., 2004). Dále je hodnocena kvalita projektu/programu, tj. zda má stanovené ukazatele výstupů a výsledků, zda jsou tyto ukazatele kvantifikovatelné, zjistitelné či doložitelné, zda se počítá s monitoringem a evaluací v jednotlivých fázích projektu. Také je hodnoceno, do jaké míry zohledňuje projekt problematiku životního prostředí apod.


Schopnost měřit efektivnost závisí nejen na správné metodologii, ale také na organizaci práce a možnostech získání relevantních údajů. Vybudování schopnosti měřit efektivnost je dlouhodobější proces, který začíná uvědoměním této potřeby a zabudováním požadavků a podmínek na měření efektivnosti do všech dokumentů, pravidel a činností prováděných v systému implementace výdajových programů. Nezbytným předpokladem pro úspěšné měření efektivnosti je také dostatečná a vhodná příprava lidských zdrojů na obou stranách – tj. na straně implementační struktury i na straně předkladatelů projektů. Pro úspěšné měření efektivnosti programů musí být vytvořeny podmínky už při formulaci programů, strategií a cílů v podobě stanovení systému konkrétních cílů a k nim konkrétních, měřitelných, důvěryhodných, ověřitelných, včas dostupných, nejlépe vzájemně mezi programy a projekty srovnatelných a relevantních ukazatelů a jejich výchozích a cílových hodnot (Jílková a kol., 2004). Světová banka nemá vytvořený žádný univerzální způsob posuzování efektivnosti jednotlivých programů a projektů. Banka dále nemá vyvinutou jednotnou metodologii pro hodnocení efektivnosti, ale postupuje metodou tzv. případových studií. Případové studie pravidelně vyhodnocuje a posuzuje i z hlediska úpravy jednotlivých implementačních postupů. Klade důraz především na nezávislé hodnocení svých činností ve vztahu k výdajům.

6.3 „Správné postupy“ pro správu veřejných výdajů na ochranu životního prostředí Ekonomická komise pro Evropu Spojených národů ve spolupráci s OECD a dalšími odbornými experty vypracovala tzv. příklady „dobré praxe“ resp. „správné postupy“ (Good Practices) pro správu veřejných environmentálních výdajů v tranzitivních ekonomikách. Tyto postupy jsou zpracovány na základě dřívějších iniciativ, které se týkaly správy veřejných výdajů v obecné rovině, vydané v OECD, Světové bance či Asijské rozvojové bance. „Správné postupy“ nakonec byly součástí ministerské deklarace „Environment for Europe“ v rámci páté ministerské konference 21.–23. května 2003 v Kyjevě (OECD, 2003; ECE, 2003). Tyto postupy pro „správu veřejných environmentálních výdajů“ jsou mezinárodně uznávané pro hodnocení efektů zejména veřejných environmentálních výdajů. Postupy byly stanoveny na základě zhodnocení negativních i pozitivních zkušeností s různými veřejnými výdajovými programy v zemích OECD a tranzitivních ekonomik. Jsou zaměřeny zejména na výdajovou, a ne na příjmovou stránku veřejných environmentálních financí. Postupy jsou určeny především pro ekonomiky, které přecházeli nebo přechází transformací na tržní ekonomiku. Podstatou, ze které „správné postupy“ vychází, je poznání, že veřejné agentury, které spravují environmentální výdaje v tranzitivních ekonomikách, budou mnohem

■ 165

166

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost efektivnější při získávání vládních zdrojů či zahraničních financí, pokud budou důsledně postupovat podle mezinárodně platných standardů pro veřejné finance. Správné postupy pro správu veřejných environmentálních výdajů jsou určeny především pro: orgány veřejné správy v ochraně životního prostředí, jako rámec pro navrhování úspěšných environmentálních výdajových programů a pro výběr „správné“ implementační instituce. Postupy mohou být určeny pro provádění kontroly, případně pokud je to nutné i reformy veřejných nebo soukromých agentur, které provádějí správu veřejných výdajových environmentálních programů; veřejné nebo soukromé implementační agentury, určené pro správu nebo již spravující veřejné environmentální výdajové programy. Tyto agentury mohou užít „správné postupy“ jako vodítko ke zvyšování kvality svého výkonu. Navržená metodologie je lehce využitelná, a může být proto využita i pro vlastní sebehodnocení a externí auditory a potenciální investory, kteří mohou využít „správných postupů“ k hodnocení výkonů implementačních agentur včetně jejich nadřízených orgánů veřejné správy.

6.3.1

Základní principy pro správu veřejných financí

Literatura ke správě veřejných financí identifikuje několik podstatných cílů k zdravé správě veřejných financí. Jsou také vymezeny základní podmínky pro dosažení těchto cílů. To vytváří celkový rámec pro zdravou správu veřejných financí. Aplikace těchto cílů v environmentálním sektoru umožnila vzniknout „správným postupům“ pro správu veřejných environmentálních výdajů. Jedná se o fiskální kázeň, efektivní alokace veřejných fondů, operativní účinnost, odpovědnost, transparentnost a přehlednost rozpočtu. Jsou to mezinárodně uznané prvky zdravých veřejných environmentálních výdajů a současně podmínky pro udržitelný ekonomický rozvoj. Pro zdravou správu veřejných výdajů lze definovat tři základní cíle: 1.

Fiskální disciplína, kterou se rozumí stanovení „horní meze“ objemu celkových výdajů veřejného sektoru v členění podle jeho hlavních finančních sektorů. Specifická pozornost je kladena na řízení a kontrolu víceletých explicitních právních závazků (např. dluhová služba) či jiných implicitních nebo podmíněných závazků (např. státní záruky).

2.

Alokační efektivnost předpokládající zajištění co nejlepšího výsledku z hlediska různých strategických cílů v souladu s plněním různých sociálních cílů. Výsledek je dosažen prostřednictvím politického vyjednávání, ideálně podpořeného kvalitními informacemi získanými všemi zainteresovanými stranami.


3.

Nákladová efektivnost je vnímána jako dosažení cílů prostřednictvím minimálních nákladů. Cíl nákladové efektivnosti je zpravidla vybrán, pokud je těžké měřit přínosy a cíle byly již dopředu vybrány. Je to svým způsobem technický koncept, který trpí politickým ovlivňováním, a proto je nutné dosáhnout jistou míru manažerské autonomie pro oceňování specifických projektů a přijmutí odpovědnosti za implementaci definovaných výdajových programů z hlediska předem stanovených cílů.

Pro dosažení cílů správy veřejných environmentálních výdajů je nutné dodržet podmínky transparentnosti, odpovědnosti a přehlednosti rozpočtu. Co se týče transparentnosti, předpokládá se nízkonákladový přístup k relevantním informacím. Instituce ve veřejném sektoru by měly využívat příslušné mezinárodně uznané standardy účetnictví a zpřístupňovat rozpočtové a finanční informace jak kontrolním orgánům, tak i širší veřejnosti. Princip transparentnosti také vyžaduje nezávislé ověřování finančních zpráv externími auditory a předpokládá systém, který zajistí předání informací od nezávislých auditorů ke kontrolním orgánům, včetně nápravných opatření. Odpovědnost jako druhá podmínka znamená určit schopnost státního úředníka zodpovídat za své činnosti a výkon. Jde především o odpověď na tři základní teze: tj. kdo je odpovědný, za co je odpovědný a komu je odpovědný. Třetí podmínka je přehlednost rozpočtu, podle níž by měly ideálně veškeré příjmy získané ve veřejném sektoru plynout do jednoho fondu. O tomto fondu by na základě příslušné právní úpravy rozhodoval příslušný výkonný orgán, který by alokoval jeho zdroje na veřejné výdajové programy. Tím by se zajistila stejná úroveň mezního sociálního přínosu pro každý jednotlivý program. Podle některých ekonomů však existují i jiná řešení . Kvalita správy veřejných environmentálních výdajů se posuzuje podle třech hlavních dimenzí. Jde především o environmentální účinnost, fiskální opatrnost a management efektivnosti. Dimenze environmentální účinnosti měří výkon veřejných výdajových programů jako nástroj environmentální politiky. V rámci dimenze fiskální opatrnosti se měření zaměřuje na klíčové aspekty politické angažovanosti s ohledem na principy zdravých veřejných financí. V rámci managementu efektivnosti se měří, jak efektivně finanční instituce využívají finanční a lidské zdroje. Různé země realizují v rámci svých možností implementaci správných postupů veřejných environmentálních výdajů různě. Je to dáno různými úrovněmi ekonomického a institucionálního vývoje a stupněm vyspělosti tržního systému a veřejných financí. Následující kroky představují podle správných postupů jistou „cestovní mapu“ pro implementaci:

1.

nadefinovaní prioritních environmentálních cílů, kdy tyto cíle musí být konkrétní, měřitelné, realistické a časově omezené;

■ 167

168

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost 2.

zda jsou pro dosažení těchto cílů nezbytné veřejné prostředky. Pokud ne, je žádoucí navrhnout jiné nástroje politiky, které dosažení zvoleného cíle v ochraně životního prostředí zajistí (např. daně, poplatky, povolení apod.), a tím ušetřit veřejné finance pro jiné účely;

3.

definování zdrojů fondů, celkového finančního objemu zdrojů daného výdajového programu;65

4.

výběr nejlepšího institucionálního uspořádání pro správu výdajového programu a

5.

kontrola agentury, resp. instituce, která spravuje daný výdajový environmentální program. Tato agentura by měla zabezpečit, že všechny institucionální úpravy budou v souladu se správnými postupy veřejných environmentálních výdajů. Pro tyto účely je sestaven seznam kontrolních otázek pro tři výše vymezené dimenze veřejných environmentálních výdajových programů – tj. pro environmentální účinnost, fiskální opatrnost a management efektivnosti. Každý dimenze obsahuje 5 příslušných oblastí, které se hodnotí. Ty slouží pro hodnocení míry souladu správy veřejných environmentálních výdajů se „správnými postupy“. Na základě zhodnocení aktuálního stavu lze přiřadit následující hodnoty pro každou oblast: 2 body

pokud jsou všechny doporučené postupy zavedeny,

1 bod

jsou-li doporučené postupy zavedeny pouze částečně a

0 bodů

není-li zaveden žádný z doporučených postupů.

Míra zavedení správných postupů se oceňuje ve stupnici „ano“, „ne“ nebo „zaveden částečně“. Z výše uvedeného vyplývá, že jakýkoliv výdajový program může dosáhnout maximálně 10 bodů v každé ze tří popsaných dimenzí. Z hlediska takto stanovených správných postupů, lze uvažovat i o jejich zavedení v ČR. Uvedené seznamy jsou totiž lehce pochopitelné a snadno aplikovatelné.

6.4 Metodika evaluace socioekonomického rozvoje V roce 2005 byla Ministerstvem pro místní rozvoj ČR vydána metodika Evaluace socioekonomického rozvoje (MMR, 2005). Uvedená metodika byla zpracována na základě The Evaluation of Socio-Economic Development – The Guide, kterou

65

Ke třetímu kroku se přistupuje pouze v případě, že nároky na veřejné zdroje jsou shledány jako oprávněné, přičemž výdajový program by měl být integrální součástí širšího programu ochrany životního prostředí a měl by být zaměřen na dosažení konkrétních stanovených prioritních cílů.


zpracoval Tavistock Institute. Guide vychází z původní příručky MEANS a je její aktualizací. Evaluace je pro účely této metodiky vymezena jako proces, který zkoumá nakládání s veřejnými prostředky s cílem zvýšení hospodárnosti tohoto procesu. Předmětem evaluace podle metodiky není zkoumání nastavení a plnění role konkrétního jednotlivce, ale fungování systému jako celku. Hlavní účely hodnocení vymezuje metodika následovně (MMR, 2005):

1.

plánování nebo výkonnost – evaluace zaručuje, že existuje důvod pro implementaci programu či politiky a pro přidělení veřejných zdrojů do této oblasti;

2.

povinnost zodpovídat se – evaluace ukazuje, zda program splnil své cíle a jak byly využívány prostředky programu;

3.

implementace – evaluace napomáhá zlepšovat výkonnost programů, zlepšuje jejich implementaci a řízení;

4.

získávání znalostí – evaluace identifikuje, které intervence jsou vhodné pro různá prostředí a

5.

posilování institucí – evaluace napomáhá zvyšování kapacity účastníků programu.

Dvě základní osy evaluace, tedy účel a metodika, ukazuje následující obrázek. Obrázek 6: Základní osy evaluace podle Metodiky socioekonomického rozvoje

Zdroj: MMR, 2005

■ 169

170

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Evaluace není podle metodiky určena pouze pro řídící pracovníky, ale i pro pracovníky, garanty a administrátory programů a také pro občany. Obecně by měly být výsledky hodnocení dostupné všem, kteří jsou do implementace programů zapojeni (MMR, 2005). Z hlediska jednotlivých typů povinných evaluací podle předpisů ES je možné rozlišovat předběžnou evaluaci (ex ante), evaluaci v polovině období (mid term) a evaluaci dodatečnou (ex post). Komplexní návrh metodiky obsahuje jak návrhy a plánování evaluací, tak i plánování evaluačních prací, včetně vymezení rozsahu a předmětu evaluace a identifikaci a zapojení jednotlivých aktérů. Dále pak se metodika zabývá popisem tvorby evaluačních otázek (např. rozlišuje tyto typy evaluační otázek: deskriptivní, kauzální, normativní, predikční, kritické) včetně vlastností, které by uvedené evaluační otázky měli mít. Velice důležité je určení evaluačních kritérií. Jde především o určení kritérií, které spadají do čtyř kategorií (MMR, 2005): otázky týkající se relevance programu; otázky týkající se účinnosti; otázky týkající se efektivity a otázky týkající se užitečnosti, viz následující obrázek. Obrázek 7: Hlavní evaluační kritéria

Zdroj: MMR, 2005

Pojem relevance podle metodiky odkazuje na přiměřenost cílů programu s ohledem na socioekonomické problémy, kterým je program určen. Pojem účinnost vyjadřuje,


zda bylo dosaženo cílů formulovaných v programu, včetně úspěchů, kterých bylo dosaženo a s jakými problémy. Dále je posuzováno, zda bylo vybráno vhodné řešení a jaký byl vliv vnějších faktorů na program. Efektivita je posuzována na základě srovnání výsledků, resp. spíš dopadů, a použitých zdrojů. Jde o srovnání efektů k úměrnosti vstupů (obdoba pojmu hospodárnosti). Užitečnost podle metodiky hodnotí dopady programu ve vztahu k širším společenským a ekonomickým potřebám. Užitečnost je specifické kritérium podle metodiky, protože nemá přímý vztah k programu. Je však vhodné užitečnost posuzovat vzhledem k správnosti formulovaných cílů programu nebo v případě nečekaných dopadů. S těmito všemi otázkami také bezprostředně souvisí i otázka udržitelnosti, tj. v jakém rozsahu, jsou výsledky a výstupy trvalé. Kromě uvedených kritérií podle metodiky existuje i celá řada dalších, např. spravedlnost, soudržnost, synergie, opakovatelnost apod. Ne nevýznamnou součástí metodiky je výběr příslušných evaluačních metod, stanovení zodpovědnosti za výkon evaluací, včetně stanovení finančních prostředků. Výběr příslušných evaluačních metod závisí na spolehlivosti programové teorie, úrovní shody mezi zainteresovanými subjekty, typem hodnoceného programu, stádiem programového cyklu, ve kterém se evaluace koná apod. Z hlediska výběru metod jde především o posouzení výběru metod a technik – např. srovnání kvantitativního a kvalitativního přístupu, jakým způsobem získat a vyhodnotit data a důkazy. Z celé řady metod a technik jsou podrobněji v metodice rozbírány tyto metody: SWOT analýza; rozhovor; focus group; případová studie; analýza vstupů a výstupů; panel expertů; vícekriteriální analýza; logický rámec; dotazníkové šetření; pozorování; DELPHI metoda; regresní analýza; benchmarking a analýza nákladů a přínosů. Z hlediska stanovení zodpovědnosti ve vztahu k evaluacím jde především o metodickou podporu, rozhodování o klíčových východiscích (např. proč je nutná evaluace), kdo zodpovídá za celkový průběh evaluací, kolik má být vynaloženo peněz, kdo vykonává samotnou evaluaci. Podstatné jsou také zadávací podmínky mezi zadavatelem a tím, kdo evaluací provádí.

■ 171

172

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Samostatnou částí je tvorba indikátorů a indikátorových systémů. Indikátory slouží podle metodiky k vyhodnocování dosažení cíle, tj. jaké jsou výsledky, kvalita a kontext projektu či programu. Poslední část metodiky je věnována budování kapacity a postupům evaluace strukturálních fondů v ČR. Jde především o budování institucionální a administrativní kapacity pro evaluaci. Je představen model postupných kroků pro budování evaluační kapacity.

6.4.1

Model budování evaluační kapacity

Model budování evaluační kapacity se sestává ze čtyř stádií: 1.

První stádium je nařízení evaluace. Jde o povinnost se zodpovídat. Zpravidla jde o vnější tlak. Např. Evropská komise zodpovídá členským státům za to, že finance určené na socioekonomický rozvoj jsou vynakládány rozumně, že sledují cíl ekonomické a sociální soudržnosti. Samozřejmě, že členské státy na tento cíl také vynakládají prostředky, a proto provádí parciálně také evaluace. Z tohoto pohledu je nutné vytvořit příslušné standardy a normy pro provádění evaluací. Jde zejména o formulování formálních požadavků.

2.

Druhé stádium je koordinace evaluace. Jde o řešení problémů vzniklých nastavením formálních požadavků. Jedná se např. o vytvoření ústředního orgánu, který by měl na starosti koordinaci.

3.

Se vznikem ústředního orgánu nastává třetí stádium, institucionalizace evaluace. Jde zejména o dva kroky. Prvním krokem je posilování poptávky prostřednictvím vytvoření sítě decentralizovaných evaluačních jednotek. Druhým krokem je zlepšování strany nabídky, tedy evaluátorů. Podle metodiky neexistuje jednotná cesta jak ovlivnit stranu nabídky, nabízí se ale možnosti spolupráce se vzdělávacími institucemi, především univerzitami, podpora rozvoje komunity profesionálních hodnotitelů a podpora mezinárodních zkušeností z evaluace.

4.

Posledním čtvrtým stádiem je tvorba evaluačního systému. Jde o nastavení silnějších vazeb v systému a otevření sítě externím zainteresovaným subjektům.

Závěr metodiky je věnován rozvíjení evaluační kapacity v podmínkách ČR.


Literatura [1]


[2]

BAUMOL, W. J. On Taxation and the Control of Externalities. American Economic Review 62 (3), pp. 307–322, [online], 1972, [cit. 2010-12-13]. Dostupný z WWW:

[3]

DIJKSTRA, B. The Political Economy of Environmental Policy. A Public Choice Approach to Market Instruments. Cheltenham: Edward Elgar, 1999

[4]


[5]

EEA, Environmental issue report No 25, Reporting on Environmental Measures – Are we Effective?, [online], Copengagen: EEA, 2001, [cit. 201012-15]. Dostupný z WWW:

[6]

IEG Annual Report Results and Performance of the World Bank Group, 2010, [online], [cit. 2010-12-13]. Dostupný z WWW:

[7]

Environmental Suitanability An Evaluation of World Bank Group, The World Bank Group, 2008, [online], [cit. 2010-12-13]. Dostupný z WWW:

[8]

Independent Evaluation Group, [online], 2010, [cit. 2010-12-15]. Dostupný z WWW:

[9]

IEG ECD, Conducting Quality Impact Evaluations Under Budget, Time and Data Constraints, [online], Washington D. C.: The International Bank for Reconstruciton and Development/The Word Bank, 2006, [cit. 2010-12-13]. Dostupný z WWW:

■ 173

174


JÍLKOVÁ J. a kol. Efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Závěrečná zpráva. VaV/303/3/03, Praha, 2004

[11]

KIULIA, O., ŠČASNÝ, M. Computable General Equilibrium Model for the Czech Ekonomy. Kapitola zprávy projektu ModEDR, 2009.

[12]

KRUPNICK, A. J. Benefit Estimation and Environmental Policy: Setting the NAAQS for Photochemical Oxidants. Resources for the Future. Washington, DC, 1986

[13]

MAGAT, W. A. Pollution Control and Technological Advance: A Dynamic Model of the Firm. Journal of Environmental Economics and Management, 1978

[14]

Ministerstvo pro místní rozvoj, Evaluace socioekonomického rozvoje, Metodická příručka, [online], Praha, 2005, [cit. 2010-12-15]. Dostupný z WWW:

[15]

OATES, W. E., STRASSMANN, D. L. Effluent Fees and Market Structure. Journal of Public Economics, Vol 24, 1984

[16]

OECD, Economic Instruments in Environmental Policy: Lessons from OECD Experience and Their Relevance to Developing Economies. Paris, 1994

[17]

OECD, Evaluating the Efficiency and Effectiveness of Economic Instruments in Environmental Policy. Paris: OECD Publishing, 1997, ISBN 9789264153608

[18]

OECD, Good Practices of Public Environmental Expenditure Management in Transition Economies. Paris: OECD Publishing, 2003

[19]

OECD, Improving the Efficiency and Sustainability of Public Expenditure in the Czech Republic. Paris: OECD Publishing, 2002

[20]

SPOFFORD, W. O., Jr. Efficiency Properties of Alternative Source Control Policies for Meeting Ambient Air Quality Standards: An Empirical Application to the Lower Delaware Valley, Discussion paper D-118, Washington D.C., 1984

[21]

ŠAUER, Petr. Příspěvky k metodologii ex-post analýz v politice životního prostředí II. Praha [i.e. Příbram]: SEPTIMtisk, 2007. 163 s. ISBN 9788090403208

[22]

THE WORLD BANK, Monitoring Evaluation: Some Tools, Methods and Approaches, [online], Washington, D. C.: The Word Bank, 2004, [cit. 2010-12-15]. Dostupný z WWW:

Metodika hodnocení efektivnosti běžných výdajů obcí na životní prostředí

7 Metodika hodnocení efektivnosti běžných výdajů obcí na životní prostředí Jana Soukopová, Jarmila Neshybová, Eduard Bakoš, Jiří Hřebíček Jedním z prvních důvodů pro monitorování a hodnocení je: „Když to nemůžeš měřit, nemůžeš to ani řídit.“ KAPLAN, NORTON (1996: 29) Cílem veřejné správy je: „zvyšovat kvalitu života občanů při respektování zásad udržitelného rozvoje a současně zvyšovat výkonnost a kvalitu úřadem poskytovaných veřejných služeb“ (Půček, Kocourek, Marek, 2005: 46). Tento cíl odráží principy tzv. „good governance“ (dobré vládnutí), představené OSN v roce 2000. Dle tohoto konceptu by veřejná správa měla dělat správné věci (zvyšování kvality života při respektování udržitelného rozvoje) správných způsobem (kvalitně, efektivně a včas). Jak plyne z výše uvedeného, kvalita života však nesmí růst „nekontrolovaně“, tj. na úkor budoucích generací. Jak ovšem poznat, že kvalita života se zvyšuje a tento růst je v mezích trvale udržitelného rozvoje? Již dokument „Agenda 21“ upozorňuje na to, že všeobecně používané ukazatele (jako hrubý domácí produkt, údaje o jednotlivých přírodních zdrojích apod.) neindikují v dostatečném rozsahu, do jaké míry je nastoupena cesta směrem k udržitelnosti, a proto je nutné vytvořit speciální indikátory66 pro měření. Předpokladem pro dosažení udržitelnosti je možnost posoudit, zda se vývoj ubírá správným směrem. Každou činnost, kterou vykonáváme, děláme s určitým cílem, nevyjímaje činnosti týkající se alokace finančních prostředků, tedy rozhodování o tom kolik, jakým způsobem a kam vložíme. Nebudeme-li vědět, zda jsme daný cíl naplnili, nemůžeme si být jisti tím, že došlo k uspokojení přání, potřeb a požadavků uživatelů. Tím spíš, že ve veřejné správě často chybí zpětná vazba. Z těchto důvodů je důležité vyhodnocování, monitoring a kontrolu ve veřejném sektoru provádět.

66

V praxi panuje shoda, že pro oblast udržitelného rozvoje není možné mít jeden ukazatel, který by měl podobnou vypovídací schopnost, jednoduchou srozumitelnost a na základě něhož by bylo možné rozhodovat, jako např. ukazatel hrubý domácí produkt (HDP). Více viz Segnestam (2001), Moldan (2001, 2003, 2009), apod.

■

175

176

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Absence monitoringu a hodnocení, tj. nerespektování pravidla „Pokud neměřím, tak neřídím!“ vede k neefektivnosti. Pokud pomocí zpětné vazby, kterou nám monitoring a hodnocení efektivnosti dá, nejsou usměrňovány činnosti tak, aby byly dosahovány cíle (a cílové hodnoty) ve stanovených termínech a se stanovenými zdroji, tedy hospodárně, efektivně a účinně (Ochrana, Půček, Roche, Hartman, 2009), pak veřejné prostředky nemohou být dlouhodobě alokovány efektivně.

7.1 Návrh metodiky hodnocení běžných výdajů Z pohledu posouzení efektivnosti je navržená metodika založena na vícekriteriálním hodnocení efektivnosti na základě tří základních pilířů trvalé udržitelnosti. Při tvorbě metodiky pak vycházíme z posuzování efektivnosti z pohledu ekonomického, sociálního a environmentálního, viz následující obrázek. Obrázek 8: Metodika hodnocení environmentálních výdajů

Zdroj: Soukopová, Bakoš (2010)

Metodika je vystavěna na kritériích, které udávají celý rámec a filozofii tohoto materiálu, kterými jsou: využití konceptu trvale udržitelného rozvoje – metodika vychází primárně ze základních pilířů trvale udržitelného rozvoje (ekonomický, sociální a environmentální pilíř). Každý pilíř je posuzován samostatně, přičemž celkové hodnocení je sumarizací těchto tří pilířů; využití existujících metodik a analýz – byly provedeny šetření a analýzy existujících způsobů, metod a kritérií pro hodnocení výdajů do oblasti ochrany a tvorby životního prostředí. Pokud to bylo možné, byla převzata


„dobrá praxe“ a vyhovující indikátory hodnocení, které byly adaptovány na podmínky českých ÚSC; dosažitelnost dat – základním kritériem, které je do značné míry prerekvizitou ochoty hodnotit a analyzovat výdaje do oblastí ochrany životního prostředí ze strany ÚSC. Snahou autorů bylo nadefinovat takové indikátory, k jejichž hodnocení by bylo možné využít data, která jsou úřadům ÚSC dosažitelná, nejlépe taková, která mají ihned k dispozici; multikriteriální hodnocení s využitím vah – efektivnost je hodnocena podle kritérií ekonomických, sociálních a environmentálních a kritéria reálnosti plánování s využitím vah určujících důležitost jednotlivého výdaje a oblasti ochrany životního prostředí; jednoduchost a komplexnost výstupu – metodika byla na základě tohoto kritéria navržena jako indexová, tj. výsledný index je kombinací dílčích hodnotících indexů, které jsou nadefinovány pro jednotlivé pilíře udržitelného rozvoje a pro oblasti ochrany životního prostředí. Dílčím záměrem byla snaha usnadnit interpretaci/publikaci/komunikaci výsledků prováděného hodnocení.

7.2 Postup hodnocení efektivnosti Metodika obsahuje jednoduché otázky pro jednotlivé oblasti ochrany životního prostředí s cílem provázat naplňování principů trvale udržitelného rozvoje s vynakládanými výdaji a zhodnotit jejich efektivnost v konceptu 3E (efektivnost, hospodárnost, účinnost). Jako výchozí byl přitom požadavek na stanovení takových otázek, které by byly jednoduše vyhodnotitelné, pro něž existují a jsou dostupná data a není složité jejich zjišťování či získání. Výsledkem je hodnotící systém, který umožňuje porovnání s ostatními ÚSC, tedy provádění benchmarkingu, na základě kterého by bylo případně možné nastartovat proces „učení se od druhých“. S ohledem na snahu provázat naplňování principů udržitelného rozvoje s výdaji a s ohledem na jednoduchost vyhodnocování bylo vhodné využít existující aparát záznamových položek výdajů, které jsou ÚSC povinny aplikovat. Proto bylo pro potřeby této metodiky využito odvětvové a funkční členění67 rozpočtové skladby. Výdaje jednotlivých paragrafů rozpočtové skladby jsou rozčleněny podle klasifikace CEPA 2000 do devíti oblastí ochrany životního prostředí.68 Tyto oblasti korespondují s členěním, které využívá Ministerstvo životního prostředí pro své analýzy a publikace.

67

68

Nebyl brán zřetel na druhové a konsolidační třídění příjmů a výdajů, jež jsou také povinné pro ÚSC. Jedná se o oblasti: ochrana vody, ochrana ovzduší, nakládání s odpady, ochrana půdy a podzemní vody, ochrana biodiverzity a krajiny, redukce působení fyzikálních faktorů, správa v ochraně životního prostředí, výzkum životního prostředí a ostatní činnosti v ekologii.

■

177

178

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Metodika je postavena na hodnocení výdajů dle všech tří pilířů trvale udržitelného rozvoje, které lze stručně popsat následovně:

Ekonomický pilíř trvale udržitelného rozvoje: všechny hospodářské prostředky, jejichž prostřednictvím dochází k uspokojení potřeby, a to co nejvíce šetřeným způsobem k životnímu prostředí. Hlavní proud ekonomické vědy a zejména ekonomické praxe se zabývá především otázkou ekonomického růstu a hledá cesty, jak tohoto růstu pokud možno trvale dosahovat. Právě v oblasti ekonomiky je tedy nejčastěji rozvoj více méně automaticky ztotožňován s růstem. Cílem je zajištění ekonomické prosperity (prosperita, inovace, znalosti, eko-efektivita, životní standard, zaměstnanost). Ekonomický pilíř je založen na pojmu přírodního kapitálu, který tvoří stejně jako materiální, lidský a finanční kapitál důležitý předpoklad a legitimní prvek ekonomické teorie a praxe. Za přírodní kapitál se považují služby a statky, které lze obecně nazvat přírodními zdroji. (Moldan, 2003: 134–135) Sociální pilíř trvale udržitelného rozvoje:69 k trvalé sociální udržitelnosti musí být kombinace populace, kapitálu, technologie a společnosti konfigurována tak, aby životní úroveň každého jednotlivce byla adekvátní a bezpečná. Sociální rozměr udržitelnosti lze vyjádřit jako sociální soudržnost (kohezi).70 Jednou ze zásad trvale udržitelného rozvoje je právo na kvalitní život v harmonii s přírodou. Úkolem je zajištění sociální rovnosti a soudržnosti (včetně zdraví, bezpečnosti, práva, rovných příležitostí a kulturní diverzity). Sociální pilíř směřuje k rozvoji lidské osobnosti a sociální sféry. Ve sféře rozvoje lidské osobnosti jde o zvyšování kvality života. (Moldan, 2003: 135–136). Pro účely komparace sociální soudržnosti sleduje Rozvojový program OSN71 pro všechny své členské státy index lidského rozvoje (HDI).72 Ekologický pilíř trvale udržitelného rozvoje: pro trvalou fyzickou udržitelnost vývoje fyzického životního prostředí musí toky materiálu a energie splňovat tři podmínky: intenzita využívání obnovitelných zdrojů nepřesahuje rychlost jejich regenerace, intenzita využívání obnovitelných zdrojů nepřesahuje rychlost, s níž jsou vyvíjeny jejich trvale udržitelné obnovitelné náhrady, a intenzita znečišťování nepřesahuje asimilační kapacitu životního prostředí (ekosystémy, biodiverzita, zdroje a udržitelná

69

Principy udržitelného rozvoje území, [online]. vyzkum.cz/INFOBANKA/DownloadFile/5824.aspx>

70

Pro porovnání sociální soudržnosti sleduje Rozvojový program OSN pro všechny členské státy OSN tzv. „index lidského rozvoje“, který je vícerozměrným údajem složeným z: předpokládané délky života při narození, přístupu ke vzdělávání (podíl gramotných v dospělé populaci a průměrná doba školního vzdělávání) a hrubý produkt na obyvatele. United Nations Development Program – UNDP.

71 72

Dostupné

na:

Index lidského rozvoje (HDI) je vícerozměrným údajem sestávající se ze tří částí: (1) dlouhý a zdravý život, (2) znalosti a (3) důstojný životní standard.


výroba a spotřeba). Pro ekologický pilíř je určující vztah lidí a přírody, který se v průběhu lidské společnosti výrazně měnil – od loveckosběračského vývoje, přes zemědělský až po industriální společnost. (Moldan, 2003: 134). Zajištění ekologického rozměru udržitelného rozvoje v území v regionálním a lokálním měřítku zajišťují nástroje, které často vycházejí z dokumentů přijatých vládami na nadnárodní úrovni, které jsou následně uplatňovány v národních systémech a prostřednictvím jejich závazné aplikace jako limitů využití území i v územním plánování. Koncepce trvale udržitelného rozvoje zdůrazňuje, že jednotlivé pilíře nelze chápat izolovaně, nýbrž jako součásti jedné stavby, a dále, že udržitelnost znamená především harmonii rozvoje ve všech třech pilířích, vyváženost mezi nimi i vyváženost v rámci jednotlivých směrů. Proto je metodika založena na posuzování efektivnosti z pohledu ekonomického, sociálního a environmentálního, přičemž hodnocení efektivnosti z pohledu ekonomického pilíře trvale udržitelného rozvoje v sobě obsahuje hodnocení hospodárnosti (efektivity), účinnosti a účelnosti.

7.2.1

Ekonomická kritéria hodnocení

Ekonomická kritéria hodnocení vycházejí z pojetí efektivnosti (viz kapitola 4) a zahrnují v sobě hodnocení: efektivnosti (hospodárnosti) – komplexní kritérium EKE; účinnosti – komplexní kritérium EKEf a účelnosti – komplexní kritérium EKQ, tedy: K E = EK E + EK Ef + EK Q

kde

KE

(7.1)

je komplexní kritérium ekonomické efektivnosti.

Hodnocení hospodárnosti – EKE Hospodárností zákon o finanční kontrole č. 320/2001 Sb., § 2 rozumí „takové použití veřejných prostředků k zajištění stanovených úkolů s co nejnižším vynaložením těchto prostředků, a to při dodržení odpovídající kvality plněných úkolů“. V praxi patří mezi nejčastěji používané metody pro posuzování hospodárnosti investičních i běžných veřejných výdajů obecné finanční metody a nákladově výstupové metody hodnocení a z pohledu hodnocení veřejných zakázek vážená bodovací metoda. Hodnocení hospodárnosti běžných environmentálních výdajů místních rozpočtů však u těchto metod naráží na řadu omezení (viz kapitola 5). Z našeho pohledu se při posouzení hospodárnosti jeví jako nejvhodnější zvolit metodu analýzy efektivnosti nákladů (CEA) a jako indikátor efektivnosti E zvolit komplexní kritérium vytvořené za pomoci vícekriteriální analýzy v závislosti na faktorech ovlivňujících výdaje na

■

179

180

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost danou environmentální službu, kdy tento postup zajišťuje kontrolu a hodnocení kvality plněných úkolů s provázáním na důraz na co nejnižší vynakládání veřejných prostředků. Tedy nechť KE je množina kritérií pro hodnocení nákladové efektivnosti environmentálních výdajů místních rozpočtů, kdy KE = (kE1, kE1, …., kEn), pak

E = f (kE1, kE 2 ,.....,kEn ) kde

kEi n

(7.2)

je kritérium hospodárnosti a efektivnosti a je počet kritérií.

Pak je možné hospodárnost a efektivnost daného výdaje vyjádřit následujícím vztahem: CEA = kde

C E

C ≥ 0 → min E

(7.3)

je daný environmentální veřejný výdaj a je indikátor hodnocení efektivnosti.

Pokud CEA > 0, pak je výdaj efektivní, pokud CEA ≤ 0, pak je výdaj neefektivní (Levin, McEwan, 2000). Protože CEA je minimalizační a ostatní kritéria v metodice jsou maximalizační, je potřeba ho převést na maximalizační. Budeme proto používat pro konstrukci kritéria EKE následující vzorec: EK E =

1 E = k ≥ 0 → max, CEA C

(7.4)

kdy pokud EKE > 1, pak je výdaj efektivní.

Hodnocení účinnosti – EKEf Nechť KEf je množina kritérií pro hodnocení účinnosti environmentálních výdajů místních rozpočtů, kdy KEf = (kEf1, kEf2, …., kEfn), pak: n

EK Ef = ∑ wi k Efi

(7.5)

i =1

kde kEfi n wi

je kritérium určující účinnost daného výdaje – splnění i-tého cíle (ve škále určené hodnotitelem); je množství výstupů (cílů) pro daný environmentální výdaj a je normovaná váha i-tého kritéria;

přičemž platí, že EK Ef ≥ 0 → max .


Hodnocení účelnosti – EKQ Nechť KQ je množina kritérií pro hodnocení účelnosti environmentálních výdajů místních rozpočtů, kdy KQ = (kQ1, kQ2, …., kQn), pak n

EK Q = ∑ wi k Qi

(7.6)

i =1

kde kQi n wi

je kritérium určující účelnost – kvalitu daného cíle (ve škále určené hodnotitelem); je množství výstupů (cílů) pro daný environmentální výdaj a je normovaná váha i-tého kritéria;

přičemž platí, že EK Q ≥ 0 → max .

7.2.2

Sociální kritéria hodnocení

Sociální kritéria vycházejí ze zohlednění sociálního aspektu daného výdaje. Komplexní kritérium hodnocení efektivnosti z pohledu sociálního KS můžeme potom konstruovat následně: n

K S = ∑ vi k Si

(7.7)

i =1

kde kSi n vi

je kritérium posuzování efektivnosti z pohledu sociálního (ve škále určené hodnotitelem (např. 1–100), je počet kritérií, je normovaná váha i-tého kritéria.

Přičemž platí, že K S ≥ 0 → max .

7.2.3

Environmentální kritéria hodnocení

Environmentální kritéria hodnocení vycházejí z indikátorů trvale udržitelného rozvoje v dané oblasti ochrany životního prostředí. Komplexní kritérium hodnocení efektivnosti z pohledu environmentálního KS můžeme potom konstruovat následně: n

K En = ∑ wi k Eni i =1

kde

kEni n wi

je kritérium environmentální efektivnosti, kdy KEn → max; je množství kritérií a je normovaná váha i-tého kritéria,

přičemž platí, že KEn ≥ 0 Pokud však KEn = 0, je výdaj zcela neefektivní.

(7.8)

■

181

182


7.2.4

Shrnutí metodiky

Postup námi navržené metodiky hodnocení výdajů na ochranu životního prostředí místních rozpočtů lze ukázat v několika etapách a krocích:

1.

etapa: hodnocení ekonomické efektivnosti; krok 1: hodnocení zda jsou dané cíle naplňovány s minimálními náklady (hospodárnost) nebo zda je s danými náklady dosaženo maximalizace ekologických přínosů. EKE > 0 → max; krok 2: hodnocení do jaké míry daný výdaj místního rozpočtu zabezpečuje stanovený cíl a výsledky (účinnost). EKEf > 0 → max; krok 3: hodnocení účelnosti (kvalita cílů je klíčovým problémem při výdajových aktivitách a proto hodnotíme i ji), EKQ > 0 → max; krok 4: součet dílčích kritérií EKE + EKEf + EKQ =KE > 0 → max;

2.

etapa: hodnocení efektivnosti z pohledu sociálního KS > 0 → max;

3.

etapa: hodnocení efektivnosti z pohledu environmentálního KEn > 0 → max;

4.

etapa: hodnocení celkové efektivnosti KE +KS +KEn > 0 → max.

Pokud bychom srovnali námi navrženou metodiku s metodikou OECD, pak metodika OECD nevychází ze všech pilířů trvalé udržitelnosti (zahrnuje pouze ekonomický a environmentální aspekt hodnocení) a neobsahuje konstrukci komplexního kritéria pro každý z pilířů (sociální, ekonomický a environmentální). Navíc v případě hodnocení ekonomické efektivnosti hodnotí metodika OECD pouze hospodárnost (efektivnost) a účinnost, a nehodnotí již účelnost veřejných výdajů.


7.3 Vstupní údaje Použití níže představených indikátorů pro hodnocení efektivnosti výdajů do oblastí ochrany životního prostředí z obecních rozpočtů není náročné na vstupní údaje, neboť údaje představující odpovědi na otázky jsou v obcích sledovány a byly vyplňovány do výkazů databáze ARIS a v současné době databáze ÚFIS. Jedním ze základních cílů této metodiky je její praktická využitelnost, která nutně předpokládá jednoduchost, dostupnost a dosažitelnost údajů, na kterých jsou indikátory hodnocení vystavěny. Vstupní údaje, které jsou v jednotlivých ukazatelích použity, jsou údaje: výdajů dle funkčního členění rozpočtové skladby; ze strategických dokumentů obce, které se týkají ochrany životního prostředí; z analýz vyhodnocení aktivit, které se vztahují k obyvatelstvu, zdraví, životnímu prostředí apod. (pokud jsou tato hodnocení či analýzy vytvářeny).

7.4 Software pro hodnocení Pro samotné hodnocení efektivnosti výdajů plynoucích do oblastí ochrany životního prostředí je připraven program v MS Excel. Logika Metodiky je soustředěna v hodnocení efektivnosti dle jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí (listy oblastí ochrany životního prostředí) a jednotlivých pilířů trvale udržitelného rozvoje. K efektivní práci s metodikou slouží centrální možnost nastavení základních parametrů. Program v MS Excel tak využívá propojení 12 listů:73 „obec“, který obsahuje základní informace o obci; „obecné“, do kterého jsou zadávány informace o vztahu obce k ochraně životního prostředí z pohledu používaných nástrojů environmentálního managementu, dobré praxe a orgánů obce; „vyhodnocení“, do kterého nejsou žádná data zadávána, je výstupem metodiky a obsahuje informace o efektivnosti běžných výdajů obce celkem a podle jednotlivých pilířů, jednotlivých oblastí i jednotlivých paragrafů; listy jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000, jedná se o listy „voda“, „ovzduší“, „“odpady“, „půda“, „biodiverzita“, „redukce“ a „správa“, které vycházejí z členění Ministerstva životního prostředí ČR uvedené v tabulce 1. V těchto listech se pak zadávají odpovědi na předem definované otázky dle pilířů trvale 73

Názvy listů jsou v MS Excel bez diakritiky.

■

183

184

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost udržitelného rozvoje. Propojení listů zajišťuje, že je odpovídáno na otázky pro hodnocení efektivnosti jen u výdajů, které byly v daném roce alokovány. list „ostatní“ byl do programu přidán na základě konzultací s obcemi. Obce člení výdaje na ochranu životního prostředí často jiným způsobem než Ministerstvo životního prostředí. V programu zástupci obce odpovídají dle pokynů na uvedené otázky v listech „obec“, „obecné“ a podle alokace výdajů dle funkčního členění rozpočtové skladby v listech jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí. List „vyhodnocení“ obsahuje výsledky hodnocení efektivnosti, a to jak v tabulkovém, tak grafickém zobrazení (viz Soukopová, Neshybová, Bakoš, Hřebíček, 2010). Program obsahuje uzavřené a otevřené otázky, jejich umístění v jednotlivých listech je specifikováno v následující tabulce.

Tabulka 20: Struktura otázek v jednotlivých listech programu MS Excel List

Název listu

Otevřené otázky

Uzavřené otázky

1

„obec“

Ano

Ano

2

„obecné“

Ne

Ano

3

„vyhodnocení“ „voda“, „ovzduší“, „odpady“, „půda“, „biodiverzita“, „redukce“, „správa“, „ostatní“

Ne

Ne

Ne

Ano

Odpovědi se pouze vybírají

„jiné“

Ano

Ne

List je pouze informativní

4 – 11 12

Poznámka Odpovědi se vypisují i vybírají Odpovědi se pouze vybírají Nevyplňuje se nic

Zdroj: Soukopová, Neshybová, Bakoš, Hřebíček (2010)

Díky vzájemnému propojení výše uvedených listů se změna údajů v hlavním komunikačním rozhraní listu „obec“ okamžitě projeví ve všech následných vzorcích modelu v ostatních listech MS Excel, které jsou dále popsány.

7.4.1

List „obec“

V prvním listu „obec“ jsou uvedeny základní obecné informace týkající se dané obce/města – název, druh úřadu, počet obyvatel, katastrální výměra a rozpočet běžných výdajů analyzovaných paragrafů.

7.4.2

List „obecné“

Ve druhém listu „obecné“ jsou uvedeny obecné otázky environmentálního pilíře, které se týkají všech oblastí (tj. jsou natolik obecné, že je možné je vnímat jako


společné pro všechny oblasti ochrany životního prostředí). Otázky jsou rozděleny do tří okruhů, viz následující tabulka. Tabulka 21: Okruhy a počet otázek pro hodnocení obecného ekologického pilíře Hodnocený okruh

Počet otázek

Používané nástroje systému environmentálního managementu

3

Dobrá praxe

4

Podpora volených orgánů obce/města

1

Celkem otázek

8


7.4.3

List „vyhodnocení“

Třetí list je vyhrazen pro vyhodnocení efektivnosti výdajů. Tento list je základním výstupem metodiky. Najdete v něm vyhodnocení jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí z hlediska všech pilířů trvale udržitelného rozvoje, vyhodnocení celkové efektivnosti vynakládaných finančních prostředků (viz výše). Vyhodnocení efektivnosti je provedeno pro: celkové výdaje na ochranu životního prostředí; výdaje do jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí; výdaje do jednotlivých paragrafů ochrany životního prostředí; efektivnost ekonomického pilíře podle:

-

jednotlivých paragrafů;

-

jednotlivých oblastí ochrany životního prostředí;

-

celkem;

efektivnost sociálního pilíře podle:

-


-


-

celkem;

efektivnost environmentálního pilíře podle:

-


-


-

celkem;

reálnost plánování (sestavování rozpočtu) podle:

-


-


-

celkem.

■

185

186


7.4.4

Listy oblastí ochrany životního prostředí

Každé oblasti ochrany životního prostředí je vyčleněn jeden list, ve kterém jsou tyto oblasti hodnoceny z hlediska ekonomického, sociálního a ekologického (pilíře trvale udržitelného rozvoje). Hodnocení ekonomického a sociálního aspektu je pro všechny oblasti ochrany životního prostředí shodné, rozdílné jsou otázky ekologického hlediska hodnocení. K ekonomickému a sociálnímu pilíři jsou sady otázek dále ještě tematicky rozděleny do okruhů. Celkem je ke každé oblasti 30 otázek. Ekonomického pilíře se týká 15 otázek, sociálního 7 otázek a environmentálního 8 otázek. Dalších 27 otázek je hodnoceno z hlediska jednotlivých paragrafů, celkem 3 otázky pak z hlediska celé oblasti. Blíže viz následující tabulka. Tabulka 22: Počet a struktura otázek Hodnocený okruh v rámci pilíře

Počet otázek

Hodnocení z hlediska: Jednotlivých §

Celé oblasti

Ano (1 otázka) Ano Ano Ano

Ano (1 otázka) Ne Ne Ne

1

Ano

Ne

1

Ano

Ne

2 1 2

Ano Ano Ano

Ne Ne Ne

Ano (6 otázek) 27

Ano (2 otázky) 3

Ekonomický pilíř Legitimita (zákonnost) Účelnost Hospodárnost Efektivnost

2 7 4 2 Sociální pilíř

Legitimita a transparentnost vynaložených prostředků Rozsah, v němž politika ochrany ŽP vytváří prostor pro spoluúčast zainteresovaných stran Zlepšení kvality života Zlepšení pracovních podmínek Ostatní

Celkem otázek

Environmentální pilíř 8 30


Znění všech otázek a odpovědí, které se k jednotlivým otázkám nabízí, je obsaženo v příloze č. 4.


7.5 Metodika hodnocení zadaných odpovědí Vyhodnocení efektivnosti je rozděleno na dvě větve: 1. 2.

Vyhodnocení tzv. obecného ekologického pilíře, ve kterém nejsou rozlišeny jednotlivé oblasti a paragrafy těchto oblastí. Hodnocení jednotlivých pilířů trvale udržitelného rozvoje a reálnosti plánování, a to pro všechny jednotlivé oblasti ochrany životního prostředí.

V následujícím textu naleznete modelový výpočet efektivnosti vybrané oblasti ochrany životního prostředí z hlediska vybraného pilíře trvale udržitelného rozvoje (oblast ochrana vody; ekonomický pilíř trvale udržitelného rozvoje). Za každým krokem vyhodnocení je naznačen přístup k interpretaci získaných dílčích výsledků, jež se zobrazují v listě „hodnocení“. Každá odpověď má přidělený počet bodů, v závislosti na charakteru odpovědi. Pro každý paragraf jsou sečteny všechny body v jednotlivých hodnocených pilířích (včetně reálnosti plánování). Získané body jsou dále váženy, aby nedocházelo ke zkreslení výsledků. Právě aparát vah umožňuje zohlednit specifičnost a jistou jedinečnost každé obce/každého města, kdy struktura výdajů do oblasti ochrany životního prostředí může a většinou je odlišná. Obce mají různé priority, cíle a tomu přizpůsobují skladbu svých výdajů na ochranu životního prostředí. Nejprve jsou váženy jednotlivé paragrafy v rámci každé oblasti ochrany životního prostředí, přičemž výdaje do konkrétní oblasti celkem jsou vždy rovny 100 %, jedná se o součet výdajů, respektive procentního podílu, všech paragrafů této oblasti. Dále je procentuálně vyjádřeno, jak velký podíl tvoří výdaje do konkrétní oblasti z celkových vynakládaných prostředků na ochranu životního prostředí v konkrétním roce. Viz následující tabulka: Tabulka 23: Příklad stanovení vah jednotlivých paragrafů v závislosti na výši vynakládaných prostředků do oblasti ochrany vody Paragraf (§) 2321 2322 2329 2333

Název aktivity

Výdaje (Kč)

Odvádění a čištění odpadních vod, kaly Prevence znečišťování vody Odvádění a čištění odpadních vod j.n. Úprava drobných vodních toků Celkem za oblast Podíl oblasti na celkových výdajích

0 4 444,00 213, 25 4 454,00 9 111,25 1 634 644,82

Váha (%) 0,00 48,77 2,34 48,88 100,00 0,56


Váhy jsou určeny podle rozložení objemu prostředků, které obce alokuje do jednotlivých činností (tj. paragrafů) v rámci oblasti ochrany vody. Dávají tak navíc informaci o tom, jak velký podíl (tj. kolik procent z celkové částky na oblast ochrany vody) tvoří jednotlivé paragrafy, jaký je podíl výdajů směřujících do dané oblasti na celkových výdajích směřujících do oblasti ochrany životního prostředí za

■

187

188

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost hodnocený rok. Informace o výši vah je využitelná pro potřeby obce/města a slouží jako vstup do dalšího kroku výpočetního algoritmu. Body za celý pilíř jsou součtem bodů dosažených v jednotlivých okruzích. Viz tabulka 24. Tabulka 24: Výpočet celkového počtu bodů v rámci ekonomického pilíře TUR pro oblast ochrany vod Ekonomický pilíř Celkem dosažené body

§

Legitimita

2321

0

0

0

0

0

30

2322

4

14

8

4

30

30

2329

4

10,2

6

2

22,4

30

2333

2

14

6

2

24

30

Účelnost

Hospodárnost

Efektivnost

Max. bodů


Výsledkem je součet bodů za jednotlivé paragrafy v rámci vybrané oblasti ochrany životního prostředí z hlediska jednotlivých okruhů, které byly shledány jako ty, jež jsou důležité v hodnocení daného pilíře trvale udržitelného rozvoje. Zjištěné údaje mají pouze informativní charakter a slouží jako vstup dalšího kroku výpočtu. Pro vyjádření efektivnosti jsou pak pro každý paragraf, a tedy i pro všechny oblasti získané vážené body sečteny. Tento vážený součet slouží k posouzení efektivnosti jednotlivých pilířů za celou oblast. Tuto informaci obsahuje list „hodnocení“ ve sloupcích S a T v programu MS Excel, viz tabulka 25. Jak již bylo ukázáno v tabulce 22, pro každý pilíř byly vytyčeny okruhy, v rámci nichž byly naformulovány otázky, které mají souvislosti s daným pilířem (ekonomický, sociální, environmentální). Tyto sady otázek obsahují různý počet otázek, a tedy i různý maximální počet bodů, které lze získat. Celkově lze dosáhnout max. 100 bodů: za ekonomický pilíř max. 30 bodů (hodnocena legitimita; účelnost; hospodárnost; efektivnost); za sociální pilíř max. 30 bodů (hodnocena legitimita a transparentnost vynaložených prostředků; rozsah, v němž politika v oblasti ochrany životního prostředí vytváří prostor pro širokou spoluúčast zainteresovaných stran; zlepšení kvality života; zlepšení pracovních podmínek; ostatní); za environmentální pilíř max. 30 bodů; za reálnost plánování pak max. 10 bodů. Vzhledem k tomu, že za ekonomický pilíř je možné získat celkem 30 bodů, pak je skutečně dosažený počet bodů každého paragrafu vydělen tímto maximem. Pro zhodnocení celé oblasti se pak použije vážený počet bodů pro daný pilíř.


Tabulka 25: Výpočet efektivnosti z vážených bodů pro jednotlivé paragrafy

Oblast

Ekonomický pilíř

Váhy (tab. 23)

§

Body (tab. 24)

2321

0,00

0,00

2322

0,4877

30

2329

0,0234

22,4

2339

0,4888

24

Ochrana vody

Ostatní pilíře

Vážené body = sl. váhy * sl. body (0,00) = sl. váhy * sl. body (14,63) = sl. váhy * sl. body 0,524) = sl. váhy * sl. body (11,73)

76,4

26,884

…

…

…

…

=∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře

=∑ vážené body za oblast * váha oblasti vzhledem k celkovým výdajům v daném roce (7,42 * 0,56 = 0,04)

Celkem za oblast vzhledem k celkovým výdajům do ochrany ŽP v hodnoceném roce

Vážené body

Body

… Celkem za oblast

Efektivnost za všechny pilíře

=∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře =∑ body za všechny pilíře = ∑ vážené body za všechny pilíře * váha oblasti vzhledem k celkovým výdajům v daném roce (tab. 26 poslední ř.)


Pro zhodnocení celkové oblasti je pak opět použita váha výdajů do dané oblasti vzhledem k výši celkových výdajů za sledovaný rok do oblasti ochrany životního prostředí. Viz tabulka 26. Tabulka 26: Zhodnocení efektivnosti pro ekonomický pilíř za oblast ochrana vody §

Celkem dosažené body (tab. 24)

2321

0,00

2322

30

2329

22,4

2333

24

Celkem za oblast (vážený součet)

26,884

Efektivnost ekonomického pilíře (%) = sl. celkem dosažené body/max. dosažitelný počet bodů za daný pilíř (0/30 = 0,00) = sl. celkem dosažené body/max. dosažitelný počet bodů za daný pilíř (30/30 = 100,00) = sl. celkem dosažené body/max. dosažitelný počet bodů za daný pilíř (22,4/40 = 74,66) = sl. celkem dosažené body/max. dosažitelný počet bodů za daný pilíř (6,25/40 = 80,00) = sl. celkem dosažené body/max. dosažitelný počet bodů za daný pilíř (26,884/30 = 89,61)


■

189

190

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Výsledky hodnocení efektivnosti jednotlivých pilířů ke konkrétním paragrafům poskytují informaci o tom, které činnosti jsou z hlediska hodnoceného úhlu pohledu (ekonomického, sociálního, ekologického) v rámci dané oblasti nejvíce efektivní, respektive na kolik % jsou výdaje do toho či kterého paragrafu efektivní v porovnání s ostatními paragrafy. Získaná efektivnost ekonomického pilíře za celou oblast ochrany vody zohledňující podíl této oblasti na celkových výdajích za sledovaný rok se sečte s efektivností ekonomických pilířů všech ostatních oblastí (tj. oblast ochrany ovzduší, nakládání s odpady atd.) a vyjádří se celková efektivnost ekonomického pilíře. Analogickým způsobem se vypočítá i efektivnost sociálního pilíře, ekologického pilíře a reálnost plánování. Celková efektivnost je pak rovna součtu efektivností všech pilířů trvale udržitelného rozvoje a reálnosti plánování. S ohledem na existenci hodnocení obecného environmentálního pilíře pak jsou tyto dosažené součty dále ještě váženy, přičemž: součet efektivností pilířů trvale udržitelného rozvoje a reálnost plánování má váhu 0,9; obecný environmentální pilíř (společné pro všechny oblasti ochrany životního prostředí) má váhu 0,1. Po zohlednění vah je pak vyčíslena konečná efektivnost metodou váženého součtu efektivností pilířů trvale udržitelného rozvoje a reálnosti plánování a váženého součtu bodů obecného environmentálního pilíře. Pro oblast hodnocení běžných výdajů na ochranu životního prostředí není na úrovni ČR i ve světě jednotný koncepční nástroj, který by umožňoval hodnocení jejich efektivnosti. Pro hodnocení ekonomických nástrojů sice existuje metodika OECD (1997, 2002), z které částečně vychází i tato metodika. Pojetí metodiky OECD však vychází z jiné filozofie než propojení tří pilířů trvale udržitelného rozvoje. Pro konstrukci jednotného hodnotícího kritéria vychází z kritérií environmentální a ekonomická efektivnost, administrativní a vyvolané náklady, schopnost generovat veřejné příjmy, širší ekonomické efekty, „měkké“ efekty a vytváření podmínek pro zavádění nových technologií (Jílková a kol, 2004). Dále metodika OECD zdůrazňuje a upozorňuje na nastavení institucionálního prostředí před příslušným hodnocením ekonomických nástrojů. Kromě již uvedených metodik (OECD, Světová banka) metodika hodnocení efektivnosti výdajů obcí na životní prostředí vychází také z „dobré praxe“ metodiky Jílkové a kol. (2004), metodiky Šauera (2007, 2009), a „good practices“ (ECE, 2003) pro management veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Uvedené přístupy upozorňují na pojetí efektivnosti jak obecně ve vztahu k veřejným výdajům, tak i specificky k veřejným výdajům na ochranu životního prostředí. Dále poukazují na problémy vznikající při hodnocení veřejných výdajů. Při tvorbě této metodiky bylo přihlíženo i k těmto přístupům. Metodika obsahuje jednoduché otázky pro jednotlivé oblasti ochrany životního prostředí podle klasifikace CEPA 2000 s cílem provázat naplňování principů trvale


udržitelného rozvoje s vynakládanými výdaji a zhodnotit jejich efektivnost v konceptu 3E (efektivnost, hospodárnost, účinnost). Jako výchozí byl přitom požadavek na stanovení takových otázek, které by byly jednoduše vyhodnotitelné, pro něž existují a jsou dostupná data a není složité jejich zjišťování či získání. Použití metodiky není náročné na vstupní údaje, neboť údaje představující odpovědi na otázky jsou v obcích sledovány a byly vyplňovány do výkazů databáze ARIS, který byl od 1. 1. 2010 nahrazen systémem IISSP. Metodika je určena všem místním úřadům, jejichž představitelé mají zájem zjistit, zda jimi vynakládané prostředky do oblasti ochrany životního prostředí jsou alokovány co nejvhodněji vzhledem ke stanoveným cílům, požadavkům, potřebám a specifikům a také vzhledem k možnostem, které se nabízí; tj. zda dochází ke správným rozhodnutím na místní úrovni a chtějí srozumitelně informovat veřejnost o svých aktivitách, podat jim dostatečné a přitom jasné informace, udržet tak zpětnou vazbu a zájem veřejnosti o činnost úřadu obce/města. Pro uživatele má Metodika následující výhody: podává jednoduchý, stručný a jasný návod na hodnocení prostředků alokovaných do oblasti ochrany životního prostředí; hodnocení obsahuje hodnocení efektivnosti výdajů z pohledu trvale udržitelného rozvoje (tj. výdaje jsou hodnoceny ze tří hledisek – environmentálního, sociálního a ekonomického); podává základ pro plánování, rozhodování, jednání, kontrolu a případně též argumenty pro obhajobu prováděných činností a s nimi spojené finanční prostředky; sledování efektivity v reálném čase – jsou-li data k dispozici, je možné v reálném čase sledovat okamžité využití, účinky a účelnost vynaložených prostředků; optimalizace finančních prostředků vzhledem k cílům a potřebám, tím pádem lze hovořit o zvýšení efektivity vynakládaných prostředků; snížení pravděpodobnosti chybné či neefektivní alokace prostředků (tj. do oblastí, které není nutné/žádoucí/efektivní/účelné/hospodárné podporovat).

■

191

192


Literatura [1]


[2]

ECE, Good Practices of Public Environmental Expenditure Management in Transition Economies (Správné postupy při řízení veřejných environmentálních výdajů v tranzitivních ekonomikách), [online] , submitted by the Task Force for the Implementation of the Environmental Action Programme for Central and Eastern Europe OECD, background document for fifth ministerial conference, United nations, Economic Commission for Europe, Kiev, Ukraine, May 2003, KIEV.CONF-2003-INF.-13 [cit. 2010-1110]. Dostupný z WWW:

[3]


[4]

[5]

FARRELL, M., J. The Measurement of Productive Efficiency. Journal of the Statistical Society Series A General 120 (3), 1957, pp. 253–281

[6]

Guide to Cost-Benefit Analysis of Investment Projects, [online], Structural Funds, Cohesion Fund and Instrument for Pre-Accession. Final Report. Directorate-General Regional Policy, Brussels, Juli 2008, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[7]

Informační systém ARIS. Dostupný z WWW:

[8]

Informační systém ÚFIS. Dostupný z WWW:

[9]

JENÍČEK, V. Ekologická politika Evropské unie a trvale udržitelný rozvoj. Aktuální otázky světové ekonomiky, 2001/6. Praha: VŠE, 2001, ISBN 8024502038


[10]

JÍLKOVÁ J. a kol. Efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Závěrečná zpráva. VaV/303/3/03, Praha, 2004

[11]

KAPLAN, R. S., NORTON, D. P. The Balanced Scorecard: Translating Strategy Into Action. Boston, MA: Harvard Business Press, 1996, ISBN 9780875846514

[12]

LEVIN, H. M., MCEWAN, P. J. Cost-effectiveness analysis: Methods and applications. (2nd ed.). Thousand Oaks, CA: Sage.2000

[13]

MOLDAN, B. (Ne)udržitelný rozvoj, ekologie hrozba i naděje. Praha: Nakladatelství Karolinum, 2003, ISBN 8024607697.

[14]

MOLDAN, B. Podmaněná planeta. Praha: Nakladatelství Karolinum, 2009, ISBN 9788015806

[15]

MŽP ČR. Agenda 21. Český překlad textu části Přílohy II dokumentu Report of the United Nations Conference on Environment and Development Rio de Janeiro, 3–14 June 1992

[16]

OECD, Evaluating the Efficiency and Effectiveness of Economic Instruments in Environmental Policy. Paris: OECD Publishing, 1997, ISBN 9789264153608

[17]

OECD, Good Practices of Public Environmental Expenditure Management in Transition Economies. Paris: OECD Publishing, 2003

[18]

OECD, Improving the Efficiency and Sustainability of Public Expenditure in the Czech Republic. Paris: OECD Publishing, 2002

[19]

OCHRANA, F. Manažerské metody ve veřejném sektoru. Teorie, praxe a metodika uplatnění. Praha: Ekopress, 2002, ISBN 8086119513

[20]

OCHRANA, F. Nákladově užitkové metody ve veřejném sektoru. Praha: Ekopress, 2005, ISBN 8086119963

[21]

OCHRANA, F. Veřejná volba a řízení veřejných výdajů. Praha: Ekopress, 2003, ISBN 8086119718

[22]

OCHRANA, F., PŮČEK, M., ROCHE, M.,HARTMANN, I. Chytrá veřejná správa: kohezní politika. 1. vyd., Praha: Ministerstvo pro místní rozvoj České republiky, 2009, 200 s., ISBN 9788086616274

[23]

POTŮČEK, M., MAŠKOVÁ, M. a kol. Česká republika – trendy, ohrožení, příležitosti. Praha: Nakladatelství Karolinum, 2009, ISBN 9788024616551

[24]

Principy udržitelného rozvoje území, [online]. Dostupné na:

■

193

194


PŮČEK, M., KOCOUREK, S., MAREK, J. Měření spokojenosti v organizacích veřejné správy – soubor příkladů. 1. vyd., Praha: Ministerstvo vnitra ČR, 2005, 104 s., ISBN 8023961543

[26]

ROBINSON, M. Output-Purchase Funding and Budgetting Systems in the Public Sector. Public Budgeting & Systems, Vol. 22, 2002, pp. 17–33. ISSN 10963367

[27]

RYNDA, I. Světové zdroje, trvale udržitelný rozvoj a Česká republika. In HÁK, T., RYNDA, I. (eds.). Lidé a ekosystémy. Praha: Centrum pro otázky životního prostředí UK a STUŽ, 2001, ISBN 8090263569

[28]

SEGNESTAM, L. Indicators of Environment and Sustainable Development. Theories and Practical Experience. Envrionmental Economics, No. 89, [online] Washington, D.C.: The World Bank Environment Department, 2002, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[29]

SOUKOPOVÁ, J., BAKOŠ, E. Analýza efektivnosti výdajů obcí ČR na životní prostředí – případová studie pro odpadové hospodářství. STUDIA OECOLOGICA, Ústí nad Labem: Univerzita J. E. Purkyně, Fakulta životního prostředí, 2010/IV, 1/2010, s. 37–46, ISSN 1802-212X

[30]

SOUKOPOVÁ, J., NESHYBOVÁ, J., BAKOŠ, E., HŘEBÍČEK, J. Metodika Hodnocení efektivnosti výdajů obcí na ŽP, 2437/320/109398/ENV/10, Brno: 2010.

[31]

ŠAUER, P. a kol. Hodnocení efektivnosti implementace environmentálních politik. Praha: CENIA, 2009. ISBN 9788085087802

[32]

ŠAUER, P., KREUZ, J., DVOŘÁK, A. Methodology Concept of Ex-post Environmental Policy Assessment. In ŽÁK, M. (ed.). Sustainability Accounting and Reporting at Macroeconomic and Microeconomic Level. Praha: Linde, 2009, s. 11-14. ISBN 9788086131832

[33]

ŠAUER, Petr. Příspěvky k metodologii ex-post analýz v politice životního prostředí II. Praha [i.e. Příbram]: SEPTIMtisk, 2007. 163 s. ISBN 9788090403208

[34]

ŠKRABAL, I., NUNVÁŘOVÁ, S., NOVÁK, J., TŘEBICKÝ, V. Metodika zavádění managementu rozvoje mikroregionů. Přerov: Centrum pro komunitní práci, 2006, ISBN 8086902390.

[35]

Zákon č. 17/1992 Sb., o životním prostředí ve znění pozdějších předpisů (zákon o životním prostředí)

[36]

Zákon č. 320/2001 o finanční kontrole ve veřejné správě a o změně některých zákonů (zákon o finanční kontrole)

Shrnutí

Shrnutí V posledních desetiletích 20. století se ukazuje, že životní prostředí a jeho zdroje jsou důležité nejen pro ekonomický prospěch. Mnohem důležitější jsou pro uchovávání života lidí a všech dalších živočišných i rostlinných druhů. Také proto patří výdaje na ochranu životního prostředí (environmentální výdaje) mezi základní indikátory úrovně péče o životní prostředí. Ty je obecně možné charakterizovat jako výdaje na akce a činnosti směřující k prevenci nebo následnému odstranění škod na životním prostředí, přičemž jedním ze základních kritérií je, že ochrana životního prostředí je prvotním cílem těchto aktivit. Aktivity, které sice pozitivně ovlivňují životní prostředí, ale ochrana životního prostředí jejich prvotním cílem není, nejsou do aktivit na ochranu životního prostředí zahrnovány. Dále od výdajů na ochranu životního prostředí nejsou zahrnovány aktivity, které jsou sice pro životní prostředí přínosné, ale jejich prvotním cílem je zajištění hygienických norem (např. úprava pitné vody) a předpisů na zajištění bezpečnosti práce (např. snižování hluku na pracovišti). Také aktivity typu – dodávka a rozvod vody, úspora energie nebo základních surovin nejsou od výdajů na ochranu životního prostředí zahrnovány (více viz Eurostat, 2002). I když ve světě existuje řada klasifikací environmentálních výdajů ať již podle aktivit (činností) v oblastech ochrany životního prostředí, sektorů nebo druhů výdajů, tak světově nejpoužívanější klasifikací environmentálních výdajů je Mezinárodní klasifikace činností souvisejících s ochranou životního prostředí CEPA 2000 vypracovaná Statistickým úřadem evropských společenství a OECD. Tato klasifikace byla od roku 2002 přijata jako mezinárodní standard Statistickou komisí Spojených národů a od stejného roku je používána v České republice. Protože v České republice sběr dat o výdajích na ochranu životního prostředí zajišťují dvě instituce – Český statistický úřad a Ministerstvo financí ČR, bylo pro účely publikace tyto data nutné porovnat. Český statistický úřad data zjišťuje na základě výběrového šetření, kdy data za celou Českou republiku jsou dopočítávána. Ministerstvo financí od roku 2001 do roku 2009 zajišťovalo sběr dat prostřednictvím informačního systému ARIS a od roku 2010 prostřednictvím informačního systému CSÚIS (UFIS), a to u všech obcí ČR. Při srovnání dat ČSÚ a MF ČR je možné říci, že tato data vykazují určité rozdíly, jak v použití metodiky CEPA 2000, tak ve výši výdajů (viz kapitola 2). Protože je tato publikace věnována analýze výdajů obcí, jako hlavní zdroj dat pro analýzu jsme dále využívali pouze data o výdajích na ochranu životního prostředí z informačního systému ARIS (data MF ČR) i z toho důvodu, že ČSÚ nesleduje výdaje obcí s nižším počtem obyvatel než 500. Navíc i někteří statistici ČSÚ jako Krumpová (2006) upozorňují na fakt, že „výdaje

■

195

196

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost na ochranu životního prostředí jsou z hlediska statistiky nepravidelným jevem a není možné předem stanovit, které ze zpravodajských jednotek investici na ochranu životního prostředí realizovaly“. Tedy dopočítávání výdajů podle vzorku zpravodajských jednotek může být zavádějící. Z analýzy veřejných environmentálních výdajů ČR (kapitola 3) pak vyplynulo, že z hlediska objemu výdajů i množství realizovaných konkrétních opatření jsou v ČR nejdůležitější místní rozpočty, kdy v rámci nich je největší objem výdajů alokován do tří oblastí ochrany a tvorby životního prostředí, kterými jsou ochrana vody, ochrana biodiverzity a krajiny a nakládání s odpady. Výdaje na tyto oblasti tvoří více než 75 % všech veřejných výdajů na ochranu a tvorbu životního prostředí. Přitom v případě místních rozpočtů je to více než 95 %. V případě kapitálových výdajů bylo nejvíce alokováno na ochranu vody, následně na ochranu biodiverzity a krajiny a nakládání s odpady. Běžných výdajů bylo nejvíce alokováno na nakládání s odpady, následované ochranou biodiverzity a krajiny a ochranou vody. Z pohledu krajů z analýzy vyplynulo, že v případě běžných výdajů je jejich objem závislý převážně na počtu obyvatel kraje. V případě kapitálových výdajů pak již více na dovednostech souvisejících s podáváním projektů a žádostí o dotace z centrálních zdrojů. Další otázkou je, zda jsou prostředky k financování ochrany životního prostředí využívány efektivně a alokovány do oblastí (geograficky) a zároveň do jednotlivých složek životního prostředí, kde jsou relativně nejvíce potřebné. Ani samotné vymezení efektivnosti však není zcela jednoduchou otázkou a často není v teorii a v praxi pojímáno jednotně. Ve čtvrté kapitole proto primárně pracujeme s efektivností jako s ekonomickým kritériem hodnocení racionality jednání subjektů. Jde o schopnost produkovat požadované výsledky při minimálním vynaložení zdrojů. Efektivnost je chápána jako kombinace dvou kritérií – hospodárnosti a účinnosti. Zejména z pohledu správní vědy však existují i širší přístupy – „Efektivnost veřejné správy je dána mírou racionálního chování jejích nositelů při uskutečňování zamýšlených cílů v daných podmínkách a čase. Míra racionality se vztahuje především k výběru prostředků a zdrojů zabezpečujících dosahování konkrétních cílů.“ (Hendrych, 2003: 157). Vysoké výdaje na ochranu životního prostředí mohou mít příčinu buď v tom, že životní prostředí je poškozeno a prostředky jsou vynakládány za účelem vyhnutí se dalšímu zhoršení životního prostředí nebo se jedná o preventivní výdaje, které jsou náznakem zlepšujícího se stavu životního prostředí. Výdaje na ochranu životního prostředí jsou však pouze měřítkem ekonomických prostředků vydaných za daným účelem. Výše environmentálních výdajů nevypovídá nic o efektivnosti vynaložených prostředků. Pro tyto účely je potřeba zavést propojení s indikátory, kritérii a evaluačními technikami vhodnými pro měření jejich efektivnosti. Jednokriteriálním a vícekriteriálním technikám (metodám), které je možné použít pro hodnocení veřejných environmentálních výdajů, je věnována pátá kapitola. Tato kapitola obsahuje i jejich zhodnocení ve vztahu k hodnocení efektivnosti environmentálních výdajů.

Shrnutí

Z této kapitoly i z šesté kapitoly věnované metodikám používaným pro hodnocení a sledování environmentálních výdajů ve světě pak vyplývá, že že určení hospodárnosti a efektivity z hlediska kvantifikace pomocí metod ekonomické analýzy není jednoduché. Největším problémem je ocenění přínosů veřejných služeb v peněžních jednotkách. I proto se jeví jako nejvhodnější způsob využít analýzu efektivnosti nákladů a její aplikace v rámci vícekriteriální analýzy a to závislosti na faktorech ovlivňujících výdaje na danou environmentální službu. Mnohem komplikovanější je však určování účinnosti a účelnosti veřejných výdajů. Nakolik jsou výstupy účinné ve vztahu k výsledkům? Jak určit úspěšnost naplnění cílů? Jsou cíle nastaveny „správně“? Jak to určit? Jak posoudit kvalitu nastavených cílů? Je relevantní názor uživatelů, tedy občanů? Nebo je možné vycházet z již nastavených cílů v rámci celostátních a regionálních dokumentů? Tento nelehký úkol se snaží řešit metodika hodnocení efektivnosti běžných výdajů obcí na životí prostředí, která je popsána v závěrečné sedmé kapitole. Tato metodika byla schválena 10. 12. 2010 Ministerstvem životního prostředí ČR a doporučena obcím pro využívání. Zároveň si uvědomujeme, že uvedený problém je v praxi mnohem složitější protože výše veřejných výdajů je ovlivňována celou řadou vnějších faktorů jako jsou např. orientace na výkon, organizační aspekty, řízení lidských zdrojů, využití informačních technologií, politickým rozhodováním, zájmovými skupinami apod. Některé z těchto faktorů nelze kvantifikovat, lze je pouze popsat. Již OSN si uvědomuje složitost posuzování velikosti a efektivnosti veřejných výdajů a jejich managementu na ochranu životní prostředí a proto byly formulovány „good practices“ (ECE, 2003) pro management veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Tyto „good practices“ však představují obecnější a širší přístup k veřejným výdajům nežli představená metodika posuzování efektivnosti veřejných výdajů místních rozpočtů na ochranu životního prostředí v textu.

■

197

198


Executive summary Last decades of the 20th century show that environment and its resources aren’t important just for economic welfare. They are even more important for preserving people's lives and the lives of all other animal and plant species. This is one of the reasons why environmental protection expenditures (EPE) are among basic indicators of level of care for the environment. They can be generally characterized as expenses on actions and activities aiming at prevention or elimination of the subsequent damage to the environment. One of the key criteria is that environmental protection is a primary objective of these activities. Activities which affect the environment in positive way, but lack protection of the environment as their primary objective aren’t included among environmental protection activities. The same applies for activities which are beneficial to the environment, but their primary objective is to ensure hygiene standards (e.g. treatment of drinkable water) and safety work regulations (e.g. workplace noise reduction). Further activities that are not included are for example water supply and distribution or energy and raw materials savings (see Eurostat, 2002). Although there are many of environmental protection expenditure (EPE) classifications throughout the world, classified whether by actions (activities) in areas of environmental protection, sectors or types of expenditure, the most widely used classification of EPE is the International classification of activities related to environmental protection CEPA 2000 prepared by the Statistical Office of the European Communities and OECD. This classification has been accepted in 2002 as an international standard of the United Nations Statistical Commission and from the same year is used also in the Czech Republic. Due to the fact that in Czech Republic data on EPE are collected by two institutions – the Czech Statistical Office and the Ministry of Finance, it was necessary to make comparison of these data for further purposes of this publication. The Czech Statistical Office data acquires data through sample surveys, based on which it calculates data for whole Czech Republic. Ministry of Finance ensured collection of data for all municipalities in years 2001-2009 through information system ARIS, and from 2010 through CSÚIS Information System (ÚFIS). Comparison of data from the Czech Statistical Office and the Ministry of Finance shows some differences both in way of use of the CEPA 2000 methodology and expenditure amounts (see Chapter 2). Since this publication is devoted to analysis of municipalities, we have used only data on EPE from information system ARIS (data MoF) as the main source. Another reason for that is fact that CSO doesn’t keep track of expenditure in municipalities with less than 500 citizens. In addition, some

Executive summary

statisticians as Krumpová (2006) point out the fact that „the environmental protection expenditure is seen by statistics as something irregular and it is not possible to determine in advance which of the reporting units carried out environmental protection investment“. Therefore may be expenditure calculation based on sample of reporting units often misleading. Analysis of Czech Republic’s public environmental protection expenditure (Chapter 3) then showed that, in terms of both the amount of expenditure and specific implemented arrangement, the most important in the Czech Republic are local budgets. Majority of expenditures allocated in local budgets then go to three areas of environment protection and development – water protection, protection of biodiversity and landscape and waste management. Together, expenditure on these areas account for more than 75% of total public EPE in Czech Republic. When concerning local budgets it is even more than 95%. In the case of capital EPE largest part was allocated to water protection, followed by protection of biodiversity and landscape and waste management. With current EPE was the largest recipient area of waste management, followed by protection of biodiversity and landscape and water conservation. When concerning regions, analysis showed that amount of their current expenditure depends largely on the number of their citizens. In the case of capital EPE of regions it was then more about the skills associated with the administration of projects and applications for subsidies from central sources. Another question is whether the means of financing environmental protection are used efficiently and allocated to the areas (both geographically) and in different environmental components, where they are relatively most needed. However, even the very definition of efficiency is not a simple task and it often isn’t perceived consistently in theory and practice. Therefore in the fourth chapter we work primarily with the efficiency as a criterion for economical assessment of the rationality of subjects actions. It is the ability to produce the desired results with minimum resource spending. Efficiency is understood as a combination of two criteria – economy and effectiveness. But especially from the perspective of administrative science, there is also a broader approach – „The efficiency of public administration is determined by the level of rational behavior of its bearers in achieving the desired objectives in the given conditions and time. Degree of rationality refers primarily to the choice of means and resources that secure achieving of specific goals." (Hendrych, 2003: 157). High environmental protection expenditure can be caused either by the fact that the environment is damaged and resources are spent in order to avoid further deterioration of the environment, or it is the case of preventive expenditure which indicates improving state of the environment. However, environmental protection expenditure is only economic measure of money spent for that purpose. The amount of environmental protection expenditure alone doesn’t say anything about their efficiency. In order to do that it is necessary to establish links with the indicators, criteria and evaluation techniques appropriate for measuring their efficiency. Fifth chapter is devoted to single- and multi-criteria methods of evaluation that can be

■

199

200

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost used to assess public environmental protection expenditure. This chapter includes also their evaluation considering their relation to efficiency assessment of EPE. In this chapter together with sixth chapter which is devoted to methodologies used to assess and monitor environmental protection expenditure in the world, we show that the determination of the efficiency and economy in terms of quantification using the methods of economic analysis is not easy. The biggest problem is the assessment of contribution of public services in monetary units. And that is why Cost-effectiveness analysis and its application in multi-criteria analysis (while taking into account the factors affecting the costs of environmental services) seems to be the best way to do that. However, much more complicated is determining the efficiency and effectiveness of public expenditure. To what extent are the outputs effective in relation with the results? How to determine the success of the objectives fulfillment? Are the objectives set "correctly"? How to determine it? How to evaluate the quality of the set objectives? Is the opinion of users (citizens) relevant? Or is it possible to build upon already set goals in national and regional documents? Methodology for evaluating the efficiency of current municipal environmental protection expenditure that tries to deal with this formidable task is described in the final seventh chapter. This methodology was approved by the Ministry of the Environment on 10th December 2010 and is recommended for use by municipalities. At the same time we realize that the problem is in practice more difficult because the level of public expenditure is influenced by many external factors such as performance orientation, organizational aspects, human resources management, use of information technology, political decisions, interest groups, etc. Some of these factors cannot be quantified, they can only be described. Even the UN recognizes the complexity of the size and efficiency of public environmental protection expenditure and their management and therefore has formulated "good practices" (ECE, 2003) for the management of public environmental protection expenditure. These "good practices", however, represent broader and wider approach to public expenditure than the presented methodology for evaluating the efficiency of current EPE that our text.

References

References [1]

ACKERMAN, F., HEINZERLING, L. Pricing the Priceless: Cost-Benefit Analysis of Environmental Protection. University of Pennsylvania Law Review 150 (5), 2002, pp. 1553–1584

[2]

ACOT, P., HRUBANOVÁ, V. Historie a změny klimatu: od velkého třesku ke klimatickým katastrofám. Vyd. 1., Praha: Karolinum, 2005, 237 s., ISBN 8024608693

[3]

ALLEN, R., TOMMASI, D. (eds). Managing Public Expenditure: A Reference Book for Transition Countries. Paris: OECD, 2001

[4]

ATKINSON, G., MOURATO, S. Environmental Cost-Benefit Analysis. Annual Review of Environment and Resources, Vol. 33, November 2008

[5]

BAKOŠ, E., KAPLANOVÁ, B., SOUKOPOVÁ, J. Porovnání vykazovaných environmentálních dat se zaměřením na úroveň municipalit. In Účetnictví a reporting udržitelného rozvoje na mikroekonomické a makroekonomické úrovni. Praha: Linde nakladatelství Praha, 2009, s. 79–85, ISBN 978808613182-5

[6]

BARR, N. Economics of the Welfare State. Oxford University Press, 2004, ISBN 019926497X

[7]

BÁRTA, F., NĚMEC, J., POJER, F. Krajina v České republice. Praha: Consult, 2007, 399 s., ISBN 9788090348233

[8]

BARZELAY, M. The New Public Management – Improving Research and Policy Dialogue. Oxford, England, University of California Press, 2001, ISBN 0520224434

[9]

BATEMAN, I. J., COLE, M. A., GEORGIOU S., HADLEY, D. J. Comparing Contingent Valuation and Contingent Ranking: a Case Study Considering the Benefits of Urban River Quality Improvements. Journal of Environmental Management 79 (3), 2006, pp. 221–231

[10]

BAUMOL, W. J. On Taxation and the Control of Externalities. American Economic Review 62 (3), pp. 307–322, [online], 1972, [cit. 2010-12-13]. Dostupný z WWW:

[11]

BEHRENS, W., HAWRANEK, P. M. Guidelines for Project Evaluation. Vienna: UNIDO, 1992

■

201

202


BEWLEY, T. A. Critique of Tiebaut’s Theory of Local Public Expenditures. Discussion Paper No. 370, 1980

[13]

BOARDMAN, A. E. Cost-Benefit Analysis: Concepts and Practice. 3rd ed., Upper Saddle River: Pearson Prentice Hall, 2006, 560 s., ISBN 0131435833

[14]

BOUCKAERT, G., NEMEC, J., NAKROŠIS, V., HAJNAL, G., TÖNNISSON, K. (Eds.). Public Management Reforms in Central and Eastern Europe. Bratislava: NISPAcee Press, 2008, ISBN 9788089013418

[15]

BOURGON, J. Responsive, Responsible and Respected Government: Towards a New Public Administration theory. International Review of Administrative Sciences, Vol. 73, 2007, pp. 7–26

[16]

BOVAIRD, T., LÖFFLER, E. Evaluating the Quality of Public Governance: Indicators, Models and Methodologies. International Review of Administrative Sciences – Evaluating the Quality of Governance, Vol. 69, No. 3, 2003, pp. 313–328

[17]

BREALEY, R. A., MYERS, S. C. Teorie a praxe firemních financí, Praha: Computer Press, Praha, 2000, ISBN 8072261894

[18]

CIBÁKOVÁ, V., MALÝ, I., Veřejná správa v kontextu přípravy a vstupu státu do eurozóny. 1. vyd., Brno: Masarykova univerzita, 2009, 231 s., ISBN 9788021049796

[19]

CIPRA T. Praktický průvodce finanční a pojistnou matematikou. 2. vyd., Praha: Ekopress, 2005, 308 s., ISBN 8086119912

[20]

Cost-Effectiveness of Environmental Measures. InfoMil, 2001

[21]

DENHARDT, J. V., DENHARDT, R. B. The New Public Service – Serving, not Steering. New York: M. E. Sharpe, 2003, ISBN 0765608456

[22]

DIJKSTRA, B. The Political Economy of Environmental Policy. A Public Choice Approach to Market Instruments. Cheltenham: Edward Elgar, 1999

[23]

DOBEŠ, V., NAVRÁTIL, B., REMTOVÁ, K. Porovnání celkových nákladů na preventivní a koncová opatření ochrany životního prostředí. Praha: Univerzita Karlova, Centrum pro otázky životního prostředí, červen 1995

[24]

DRUMMOND, M. F., O’BRIEN, B., STODDART, G. L., TORRANCE, G. W. Methods for the Economics Evaluation of Health Care Programs. Oxford: University Press, 1997, ISBN 192627732

[25]

DUNN, W. N., STAROŇOVÁ, K., PUSHKAREV, S. Implementation: The Missing Link in Public Administration Reform in CEE. Bratislava: NISPAcee Press, 2006, ISBN 8089013244

[26]

DVOŘÁK, L. Zákon o posuzování vlivů na životní prostředí: s komentářem. 1. vyd. Praha: ABF, 2005. 187 s. ISBN 8086905012

References

[27]


[28]

EEA, Air Quality and Ancillary Benefits of Climate Change Policies, European Environment Agency, Technical Report No 4/2006

[29]

EEA, Environmental Issue Report No 25, Reporting on Environmental Measures – Are we Effective?, [online], Copengagen: EEA, 2001, [cit. 201012-15]. Dostupný z WWW:

[30]

IEG Annual Report Results and Performance of the World Bank Group, 2010, [online], [cit. 2010-12-13]. Dostupný z WWW:

[31]

Environmental Suitanability An Evaluation of World Bank Group, The World Bank Group, 2008, [online], [cit. 2010-12-13]. Dostupný z WWW:

[32]


[33]


[34]


[35]


■

203

204


Eurostat, Environmental Protection Expenditures, [online], data from October 2010, most recent data: Further Eurostat Information, Main Tables and Database, [cit. 2011-02-10]. Dostupný z WWW:

[37]

Eurostat, NACE, Rev. 2, Statistical Classification of Economic Activities in the European Community, [online], Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, 2008, ISBN 9789279047411, ISSN 1977-0375, [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[38]


[39]

Eurostat, SERIEE – Système européen pour le rassemblement de l’information économique sur l’environnement, Version 1994, SÉRIE 8E Luxembourg: Office statistique des Communautés européennes, 1994

[40]

FALTICELI, F. Revision of Chapters 5 and 6 SEEA 2003: Natural Resource Use and Management Expenditure Accounts. Issue paper for the London Group, Brussels, 29 September – 30 October 2008, Rome: ISTAT, 22 July 2008

[41]

FALTICELI, F., ARDI, C. The Classification of Resource Use and Management Activities and expenditure – CRUMA, [online]. Developed by Istat consistently with CEPA2000 for the Resource Use and Management Expenditure Accounts of SERIEE. Rome: ISTAT, 2007, [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW:

[42]

FALTICELLI, F. Natural Resource Use and Management Expenditure Accounts. Presented at the 13th London group meeting in Brussels, 2008

[43]

FARRELL, M. J. The Measurement of Productive Efficiency. Journal of the Statistical Society Series A General, 120 (3), 1957, pp. 253–281

[44]

FORD, E. S., KELLY, A. E., TEUTSCH, S. M., THACKER, S. B., GARBE, P. L. Radon and Lung Cancer: A Cost-Effectiveness Analysis. Am J Public Health 89 (3), 1999, pp. 351–357

[45]

FOTR, J., ŠVECOVÁ, L, DĚDINA, J, HRŮZOVÁ, H., RICHTER, J. Manažerské rozhodování. Praha: Ekopress, 2006, ISBN 8086929159

References

[46]

GIAUQUE, D. New Public Management and Organizational Regulation the Liberal Bureaucracy. International Review of Administrative Sciences – Evaluating the Quality of Governance, Vol. 69, No. 3, 2003, pp. 567–592

[47]

GRÜNWALD, R. Finanční analýza – metoda a využití. 1.vyd., Praha: VOX Consult, 1995, 300 s., ISBN, 8083278514

[48]

Guide to Cost-Benefit Analysis of Investment Projects. Structural Funds, Cohesion Fund and Instrument for Pre-Accession. Final Report. DirectorateGeneral Regional Policy. Brussels, 2008, [on-line], [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[49]

HADRABOVÁ, A., Veřejná správa životního prostředí. Vyd. 1., Praha: Oeconomica, 2008, 178 s., ISBN 9788024514079

[50]

HÁJEK, M. Efektivnost výdajů z veřejných rozpočtů na ochranu životního prostředí. Ústí nad Labem: Univerzita J. E. Purkyně, 2000, 140 s., ISBN 8070443146

[51]

HÁJEK, M. Struktura výdajů z veřejných rozpočtů na ochranu životního prostředí v ČR. Finance a úvěr, 1–2/2003, s. 60–74, ISSN 0015-1920

[52]

HÁJEK, M., RITSCHELOVÁ, I. Veřejné výdaje na ochranu životního prostředí – stimul pro regionální rozvoj. Obec a finance, 4/2004, ISSN 12136336

[53]

HAMERNÍKOVÁ, B., MAAYTOVÁ, A. Veřejné finance. 2., aktualiz. vyd., Praha: Wolters Kluwer Česká republika, 2010, 340 s., ISBN 9788073574970

[54]

HANAUER, J. Environmental Accounts, DG ESTAT Unit E5, Eurostat, 2005

[55]

HANLEY, N., SPASH, C. Cost-Benefit Analysis and the Environment. Cheltenham: Edward Elgar, 1993

[56]

HAUPTMAN, I. a kol. Půda v České republice. Praha: Pro Ministerstvo životního prostředí a Ministerstvo zemědělství vydal Consult, 2009, 255 s., ISBN 9788090348240

[57]

HEAL, G. Valuing our Future: Cost-Benefit Analysis and Sustainability, [online], Paine Webber Working Papers in Money, Economics and Finance PW-97-08 1997, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW:

[58]

HENDRYCH, D. Správní věda – Teorie veřejné správy. Praha: ASPI Publishing, 2003, ISBN 8086395863

■

205

206


HENDRYCH, D., Správní věda: teorie veřejné správy. 3., aktualiz. vyd., Praha: Wolters Kluwer Česká republika, 2009, 231 s., ISBN 9788073574581

[60]

HIGGINS, R. C. Analýza pro finanční management. 1. vyd., Praha: Grada Publishing, 1997, 399 s., ISBN 80-7169-404-5

[61]

HOLCOMBE. G. R. A Theory of the Theory of Public Goods. Review of Austrian Economics 10, No 1, 1997, pp. 1–22, ISSN 08893047

[62]

HORZINKOVÁ, E., NOVOTNÝ, V. Základy organizace veřejné správy v ČR. Plzeň: Vydavatelství a nakladatelství Aleš Čeněk, 2008, 234 s., ISBN 9788073800963

[63]

HŘEBÍČEK, J. Integrovaný systém nakládání s odpady na regionální úrovni. Vyd. 1., Brno: Littera, 2009, 202 s., ISBN 9788085763546

[64]

HUGHES, O. E. Public Management and Administration – An Introduction. New York: Palgrave MacMillan, 2003, ISBN 0333961889

[65]

CHARNES, A., COOPER, W. W., RHODES, E. Measuring the Efficiency of Decision-Making Units. European Journal of Operational Research 2, 1978, pp. 429–444

[66]

CHARNES, A., COOPER,W. W., LEWIN, A., SEIFORD, L. Data Envelopment Analysis: Theory, Methodology and Applications. Boston: Kluwer Publishing, 1994

[67]

CHEN, R., WANG, X. C. Cost-Benefit Evaluation of a Decentralized Water System for Wastewater Reuse and Environmental Protection. Water Science & Technology 59 (8), 2009, pp. 1515–1522

[68]

Independent Evaluation Group, [online], 2010, [cit. 2010-12-15]. Dostupný z WWW:

[69]

Informační systém ARIS.

[70]

ISTAT, Natural Resource Use and Management Expenditure Accounts, Revision of chapters 5 and 6 SEEA 2003, [online], Issue paper for the London Group, Brusel, 2008, [cit. 2010-10-15]. Dostupný z WWW: http://unstats.un.org/unsd/envaccounting/londongroup/meeting13/LG13_23a. pdf

[71]

JABLONSKÝ, J. Operační výzkum: kvantitativní modely pro ekonomické rozhodování. 3. vyd., Praha: Professional Publishing, 2007, 323 s., ISBN 9788086946443

[72]

JABLONSKÝ, J., MAŇAS, M., FIALA, P. Vícekriteriální rozhodování. 1. vyd., Praha: Vysoká škola ekonomická v Praze, 1994, 316 s., ISBN 8070797487

Dostupný

z

WWW:

References

[73]

JACKSON, P. M., BROWN, C. V. Ekonomie veřejného sektoru. Praha: Eurolex Bohemia, 2003, ISBN 8086432092

[74]

JANDÁK, J., PRAX, A., POKORNÝ, E. Půdoznalství. 1. vyd., Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita, 2001, 140 s., ISBN 8071575593

[75]

JENÍČEK, V. Ekologická politika Evropské unie a trvale udržitelný rozvoj. Aktuální otázky světové ekonomiky, 2001/6, Praha: VŠE, 2001, ISBN 8024502038

[76]

JÍLKOVÁ J. a kol. Efektivnost veřejných výdajů na ochranu životního prostředí. Závěrečná zpráva VaV 303/3/03, Praha, 2004

[77]

JÍLKOVÁ, J., HÁJEK, M. Mimorozpočtové fondy jako nástroj státní politiky životního prostředí. Finance a úvěr, 44/1997, ISSN 0015-1920

[78]


[79]

JOHANSSON, P. O. Cost-Benefit Analysis of Environmental Change. Cambridge: Cambridge University Press, 1993

[80]

JŮZA, J. Vybrané kapitoly z ochrany životního prostředí. Vyd. 1., Plzeň: Západočeská univerzita, 1997, 86 s., ISBN 8070823542

[81]

KAPLAN, R. S., NORTON, D. P. The Balanced Scorecard: Translating Strategy Into Action. Boston, MA: Harvard Business Press, 1996, ISBN 9780875846514

[82]

KENNEDY, M. „The Cost of Changing“: Total Cost Assessment of Solvent Alternatives. Pretoria: The Massachusetts Toxic Use Reduction Institute, University of Massachusetts Lowel, June 1994 (DEAT), 2004, ISBN 0958472890

[83]

KETTL, D. F. The Global Public Management Revolution (A Report on the Transformation of Governance). Washington: Brookings Institution Press, 2000, ISBN 0815749171

[84]


[85]

KINŠT, J., PAROUBEK, J. Rozpočtová skladba v roce 2010 a praktické příklady: publikace pro pracovníky orgánů státní správy, obcí, krajů a jejich organizačních složek. 3. vyd., Olomouc: Anag, 2009, ISBN 9788072635566

■

207

208


KISLINGEROVÁ E.: Manažerské finance. 3. vyd. Praha: C.H. Beck, 2010. 811 s. ISBN 9788074001949

[87]

KIULIA, O., ŠČASNÝ, M. Computable General Equilibrium Model for the Czech Economy, kapitola zprávy projektu ModEDR, 2009.

[88]

KOHOUT, P. Investiční strategie pro třetí tisíciletí. 6. rozšířené vyd., Praha: Grada, 2010, 292 s., ISBN 9788024733159

[89]

KOLEKTIV AUTORŮ. Akademický slovník cizích slov. Praha: Academia, 2001, ISBN 8020006079

[90]

KOLEKTIV AUTORŮ. Řízení procesů výkonu státní správy (Případová studie Vsetín). Praha: Ministerstvo vnitra ČR, úsek veřejné správy, 2004, ISBN 8023940988

[91]

KOSTKAN, V. Územní ochrana přírody a krajiny v České republice. Ostrava: Vysoká škola báňská, 1996, 138 s., ISBN 8070783664

[92]

KRUMPOVÁ, E. Výdaje na ochranu životního prostředí v ČR – sběr dat. Statistika, 3/2006, s. 229–239, ISSN 0322-788x

[93]

KRUPNICK, A. J. Benefit Estimation and Environmental Policy: Setting the NAAQS for Photochemical Oxidants. Resources for the Future. Washington, DC, 1986

[94]

KUOSMANEN, T., KORTELAINEN, M. Valuing Environmental Factors in Cost-Benefit Analysis Using Data Envelopment Analysis. Ecological Economics 62 (1), 2007, pp. 56–65

[95]

KURAŠ, M. a kol. Odpadové hospodářství. Vyd. 1., Chrudim: Vodní zdroje Ekomonitor, 2008, 143 s., ISBN 9788086832340

[96]

LAYARD, R., GLAISTER, S. Cost-Benefit Analysis. Cambridge: University Press, 1994

[97]

LEVY H., SARNAT M. Kapitálové investice a finanční rozhodování. 1. vyd., Praha: Grada Publishing, 1999, 920 s., ISBN 8071695041

[98]

LORENC, J. KAŠPÁRKOVÁ, J. Rozpočtová skladba 2010 pro územní samosprávné celky. Polešovice: M Lordy, 2010, 325 s., ISBN 9788025467763

[99]

LOVEI, M. Transition to Sustainable Financing of Municipal Environmental Investments in Central Eastern Europe, Second Meeting of the CEE Environmental Funds Network, Cracow, Poland, 1997

[100] MAGAT, W. A. Pollution Control and Technological Advance: A Dynamic Model of the Firm. Journal of Environmental Economics and Management, 1978

References

[101] MAGAT, W. A. The Effects of Environmental Regulation on Innovation. Law and Contemporary Problems, 1979 [102] MALÝ, I. Stanovení cílů veřejných politik. In Rektořík, J. et al. Strategie, komunikace, řízení – Rukověť územní samosprávy. Díl IV. Brno: Masarykova univerzita, 2002, ISBN 8021029579 [103] MALÝ, I. Veřejný zájem z pohledu veřejné ekonomie. In Problémy definování a prosazování veřejného zájmu. 1. vyd., Brno: M, 1999, s. 21–25, ISBN 8021022361 [104] MANDL, U., DIERX, A., ILKOWITZ, F. The effectiveness and efficiency of public spending, European Commission, Economic paper 301, 2008 [105] MARIĄO, M., BOLAND, J. An Integrated Approach to Wastewater Management: Deciding Where, When, and How Much to Invest. 1st ed., Washington: The World Bank, 1999, 46 s., ISBN 0821344676 [106] MEDVEĎ, J., NEMEC, J., ORVISKÁ, M., ZIMKOVÁ, E. Verejné financie. 1. vyd., Bratislava: SPRINT, 2005, 464 s., ISBN 8089085322 [107] Ministerstvo pro místní rozvoj ČR, Evaluace socioekonomického rozvoje, Metodická příručka, [online], Praha, 2005, [cit. 2010-12-15]. Dostupný z WWW: [108] MOLDAN, B. (Ne)udržitelný rozvoj, ekologie hrozba i naděje. Praha: Nakladatelství Karolinum, 2003, ISBN 8024607697 [109] MOLDAN, B. Lidé na naříznuté větvi, [online] Praha: Centrum pro otázky životního prostředí UK, 2001, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: [110] MOLDAN, B. Podmaněná planeta. Praha: Nakladatelství Karolinum, 2009. ISBN 9788015806 [111] MUNGER, M. C. Analyzing Policy (Choices, Conflicts, and Practices). New York: W. W. Norton & Company Ltd., 2000, ISBN 0393973999 [112] MUSGRAVE, R. A. MUSGRAVE, P. B. Veřejné finance v teorii a praxi. Praha: Management Press, 1994, ISBN 8085603764 [113] MŽP ČR. Agenda 21. Český překlad textu části Přílohy II dokumentu Report of the United Nations Conference on Environment and Development Rio de Janeiro, 3–14 June 1992 [114] NEMEC, J. Cesty zvyšovania alokatívnej a technickej efektívnosti verejného sektora. In Efektivnost veřejného sektoru. Brno: ESF MU, 1997, ISBN 8021014865

■

209

210

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost [115] NEMEC, J. Finanční management a rozpočtování: metody a techniky v tranzitivních zemích střední a východní Evropy. In Management veřejné správy: Teorie a praxe: zkušenosti z transformace veřejné správy ze zemí střední a východní Evropy. Praha: Ekopress, 2003, s. 245–295, ISBN 808611970X [116] NISKANEN, W. Autocratic, Democratic, and Optimal Government: Fiscal Choices and Economic Uutcomes. Cheltenham: Edward Elgar, 2004, 138 s., ISBN 1843764350 [117] NISKANEN, W. Bureaucracy and Public Economics. Cheltenham, UK: Edward Elgar, 1994, 298 s., ISBN 1858980194 [118] NORDHAUS, W. Opposite Ends of the Globe, [on-line], 2006, [cit. 2010-1010]. Dostupné z WWW: [119] OATES, W. E., STRASSMANN, D. L. Effluent Fees and Market Structure. Journal of Public Economics, Vol. 24, 1984 [120] OECD, Economic Instruments in Environmental Policy: Lessons from OECD Experience and Their Relevance to Developing Economies. Paris, 1994 [121] OECD, Evaluating the Efficiency and Effectiveness of Economic Instruments in Environmental Policy. Paris: OECD Publishing, 1997, ISBN 9789264153608 [122] OECD, Good Practices of Public Environmental Expenditure Management in Transition Economies. Paris: OECD Publishing, 2003 [123] OECD, Improving the Efficiency and Sustainability of Public Expenditure in the Czech Republic. Paris: OECD Publishing, 2002 [124] OECD/Eurostat, Environmental Protection Expenditure and Revenue Joint Questionnaire/SERIEE Environmental Protection Expenditure Account, Conversion Guidelines, 2005 [125] OCHRANA, F. Hodnocení veřejných zakázek a veřejných projektů. Praha: ASPI, 2001, ISBN 8085963965 [126] OCHRANA, F. Manažerské metody ve veřejném sektoru. Teorie, praxe a metodika uplatnění. Praha: Ekopress, 2002, ISBN 8086119513 [127] OCHRANA, F. Manažerské metody ve veřejném sektoru: teorie, praxe a metodika uplatnění. 2., upr. a rozš. vyd., Praha: Ekopress, 2007, 178 s., ISBN 8086119513 [128] OCHRANA, F. Nákladově užitkové metody ve veřejném sektoru. Praha: Ekopress, 2005, ISBN 8086119963

References

[129] OCHRANA, F. Programové financování a hodnocení veřejných výdajů: teorie a metodika hodnocení veřejných výdajů a veřejných služeb v systému programové alokace zdrojů. Vyd. 1., Praha: Ekopress, 2006, 189 s., ISBN 8086929132 [130] OCHRANA, F. Veřejná volba a řízení veřejných výdajů. Praha: Ekopress, 2003, ISBN 8086119718 [131] OCHRANA, F. Veřejné zakázky a problém vyhledávání renty (rent seeking). In Sborník z konference „Teoretické a praktické aspekty veřejných financí“, Praha: Vysoká škola ekonomická v Praze, 2007, ISBN 9788024511887 [132] OCHRANA, F. Veřejné zakázky: metody a metodika efektivního hodnocení a výběru. Vyd. 1., Praha: Ekopress, 2004, 173 s., ISBN 8086119793 [133] OCHRANA, F. Veřejný sektor a efektivní rozhodování. Praha: Management Press, 2001, ISBN 807261018X [134] OCHRANA, F., PAVEL, J., VÍTEK, L. Veřejný sektor a veřejné finance: financování nepodnikatelských a podnikatelských aktivit. 1. vyd., Praha: Grada, 2010, 261 s., ISBN 9788024732282 [135] OCHRANA, F., PŮČEK, M., ROCHE, M.,HARTMANN, I. Chytrá veřejná správa: kohezní politika. 1. vyd., Praha: Ministerstvo pro místní rozvoj České republiky, 2009, 200 s., ISBN 9788086616274 [136] OLWIG, K. Landscape, Nature, and the Body Politic: From Britain’s Renaissance to America’s New World. Madison: University of Wisconsin Press, 2002, 299 s., ISBN 0299174204 [137] PEARCE, D. W., MARKANDYA, A. Environmental Policy Benefits: Monetary Valuation. Paris: OECD, 1988 [138] PEARCE, D. W., NASH, C. A. The Social Appraisal of Projects: A Text in Cost-Benefit Analysis. Basingtoke: Macmillan, 1981 [139] PÉLIOVÁ, J. Vplyv fiškálnej decentralizácie na efektívnosť verejných financií. Príklad Slovenskej republiky. In Teoretické a praktické aspekty veřejných financí, Praha: Vysoká škola ekonomická v Praze, Fakulta financí a účetnictví, 16. – 17. 4. 2010 [140] PERRY, J. L. Democracy and the New Public Service. The American Review of Public Administration, Vol. 37, 2007, pp. 3–16 [141] PETITTI, D., Decision Analysis. In PETITTI, D. (Ed.). Meta-Analysis, Decision Analysis, and Cost-Effectiveness Analysis, Methods for Quantitative Synthesis in Medicine. New York: Oxford University Press, 2000, pp. 17–28

■

211

212

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost [142] POLLITT, CH., BOUCKAERT, G. Public Management Reform – A Comparative Analysis. New York: Oxford University Press, 2004, ISBN 0199268495 [143] POMAHAČ, R., VIDLÁKOVÁ, O. Veřejná správa. Praha: C. H. Beck, 2002, ISBN 8071797480 [144] POTŮČEK, M., MAŠKOVÁ, M. a kol. Česká republika – trendy, ohrožení, příležitosti. Praha: Nakladatelství Karolinum, 2009, ISBN 9788024616551 [145] PRAX, A., POKORNÝ, E. Klasifikace a ochrana půd. Vyd. 1., Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita, 1996, 143 s., ISBN 8071571865 [146] Principy udržitelného rozvoje území, [online]. Dostupné na: [147] PROKOP, J. Strategický management ve veřejném sektoru: základní východiska. In Management veřejné správy: Teorie a praxe: zkušenosti z transformace veřejné správy ze zemí střední a východní Evropy. Praha: Ekopress, 2003, s. 75–110, ISBN 808611970X [148] PŮČEK, M., KOCOUREK, S., MAREK, J. Měření spokojenosti v organizacích veřejné správy – soubor příkladů. 1. vyd., Praha: Ministerstvo vnitra ČR, 2005, 104 s., ISBN 8023961543 [149] RANDMA, T. Personální management ve veřejné správě. In Management veřejné správy: Teorie a praxe: zkušenosti z transformace veřejné správy ze zemí střední a východní Evropy. Praha: Ekopress, 2003, s. 153–186, ISBN 808611970X [150] RITSCHELOVÁ, I. a kol. Slovník vybraných pojmů v oblasti environmentální ekonomie. Acta Universitatis Purkynianae, sv. 79, Ústí nad Labem: UJEP, 2002, ISBN 8070444169 [151] RITSCHELOVÁ, I. Environmentální a ekonomické účetnictví. Vyd. 1., Praha: Univerzita Karlova, 2000, 199 s., ISBN 802385318X [152] ROBINSON, M. Output-Purchase Funding and Budgetting Systems in the Public Sector. Public Budgeting & Systems, Vol. 22, 2002, pp. 17–33. ISSN 10963367 [153] Roční výkaz o výdajích na ochranu životního prostředí. Příručka pro zpravodajskou jednotku s metodickými pokyny, klasifikacemi a praktickým příkladem. Český statistický úřad, bez udání letopočtu [154] RYNDA, I. Světové zdroje, trvale udržitelný rozvoj a Česká republika. In HÁK, T., RYNDA, I. (eds.). Lidé a ekosystémy. Praha: Centrum pro otázky životního prostředí UK a STUŽ, 2001, ISBN 8090263569

References

[155] ŘÍHA, J. Hodnocení vlivu investic na životní prostředí: vícekriteriální analýza a EIA. 1. vyd., Praha: Academia, 1995, 348 s., ISBN 8020002421 [156] ŘÍHA, J. Posuzování vlivů na životní prostředí: metody pro předběžnou rozhodovací analýzu EIA. Vyd. 1. Praha: Vydavatelství ČVUT, 2001. 477 s. ISBN 8001023532 [157] SAMUELSON, P. The Pure Theory of Public Expenditures. Review of Economics and Statistics, Vol 36, No 4, 1954, s. 387–389 [158] SEEA 1993, United Nations, Integrated Environmental and Economic Accounting, Handbook of National Accounting, Studies in Methods, Series F, No. 61, [online], New York, 1993, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: http://unstats.un.org/unsd/publication/SeriesF/SeriesF_61E.pdf [159] SEEA 2003, United Nations, European Commission, International Monetary Fund, Organisation for Economic Cooperation and Development and World Bank, Integrated Environmental and Economic Accounting 2003, Handbook of National Accounting, Studies in Method, [online], Series F, No. 61, Rev. 1, (ST/ESA/STAT/SER.F/61/Rev.1), New York, 2003, [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: [160] SEGNESTAM, L. Indicators of Environment and Sustainable Development. Theories and Practical Experience. Envrionmental Economics, No. 89, [online] Washington, D.C.: The World Bank Environment Department, 2002. [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: [161] SIEBER, P. Analýza nákladů a přínosů metodická příručka, Ministerstvo pro místní rozvoj, 2004, [online], [cit. 2010-10-10]. Dostupné z WWW: <www.strukturalnifondy.info/data/priloha4_CBA.doc> [162] SOMLYÓDY, L., SHANAHAN, P. Municipal Wastewater Treatment in Central and Eastern Europe: Present Situation and Cost-Effective Development Strategies. Washington: The World Bank, 1998, 145 s., ISBN 0821340859 [163] SOUKOPOVÁ, J., BAKOŠ, E., Analýza efektivnosti výdajů obcí ČR na životní prostředí – případová studie pro odpadové hospodářství, STUDIA OECOLOGICA, Ústí nad Labem: Univerzita J. E. Purkyně, Fakulta životního prostředí, 2010/IV, 1/2010, s. 37–46, ISSN 1802-212X [164] SOUKOPOVÁ, J., NESHYBOVÁ, J., BAKOŠ, E., HŘEBÍČEK, J. Metodika Hodnocení efektivnosti výdajů obcí na ŽP. 2010 [165] SOUKOPOVÁ, J., BAKOŠ, E. Asessing the Efficiency of Municipal Expenditures Regarding Environmental Protection. In Environmental

■

213

214

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Economics and Investment Assessment III. Cyprus: WIT Press, 2010, pp. 107–111, ISBN 9781845644369 [166] SOUKOPOVÁ, J. Methods of Non-Market Valuation and their Use for Assessment of Public Evnironment Projects In The System of Accounting and Reporting for Sustainable Development at Microeconomic and Macroeconomic Levels. 2006. vyd. Brno: University of Pardubice, 2006. od s. 204-211, 8 s. ISBN 8071948675 [167] SOUKUP, J. Mikroekonomická analýza – vybrané kapitoly. Slaný: Melandrium, 2001, ISBN 8086175138 [168] SPITZER, M. A. EPA’s Design for the Environment Program: Managerial Accounting and Capital Budgeting for Environmental Costs. Arlington: GEMI’94 „Environmental Management in a Global Economy“, March 1994 [169] SPOFFORD, W. O., Jr. Efficiency Properties of Alternative Source Control Policies for Meeting Ambient Air Quality Standards: An Empirical Application to the Lower Delaware Valley, Discussion paper D-118, Washington DC., 1984 [170] Statistická ročenka životního prostředí ČR 2007, [online], [cit. 2009-01- 15]. Dostupný z WWW: http://WWW.cenia.cz/web/WWW/webpub2.nsf/$pid/CENMSFMVTMNS/$FILE/rocenka07.htm [171] Statistická ročenka životního prostředí ČR 2008, [online], [cit. 2009-01-15]. Dostupný z WWW: [172] Statistická ročenka životního prostředí ČR 2009, [online], [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: http://rocenka.cenia.cz/stat_rocenka_2009/index.htm [173] Státní politika životního prostředí. Praha: Ministerstvo životního prostředí, 2004, ISBN 8072122835, [online], [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: [174] STOKER, G. Public Value Management: A New Narrative for Networked Governance? The American Review of Public Administration, Vol. 36, 2006, pp. 41–57 [175] STRECKOVÁ, Y., MALÝ, I. a kol. Veřejná ekonomie pro školu i praxi. Praha: Computer Press, 1998, ISBN 8072261126 [176] SUGDEN, R., WILLIAMS, A. Principles of Practical Cost-Benefit Analysis, Oxford: Oxford University Press, 1988 [177] ŠAUER, P. a kol. Environmental Protection Costs, Concepst, Effectiveness and Optimization, Praha: Nakladatelství Oeconomica, 2005. ISBN 8024509830

References

[178] ŠAUER, P. a kol. Hodnocení efektivnosti implementace environmentálních politik. Praha: CENIA, 2009. ISBN 9788085087802 [179] ŠAUER, P., KREUZ, J., DVOŘÁK, A. Methodology Concept of Ex-post Environmental Policy Assessment. In ŽÁK, M. (ed.). Sustainability Accounting and Reporting at Macroeconomic and Microeconomic Level. Praha: Linde, 2009, s. 11-14. ISBN 9788086131832 [180] ŠAUER, Petr. Příspěvky k metodologii ex-post analýz v politice životního prostředí II. Praha [i.e. Příbram]: SEPTIMtisk, 2007. 163 s. ISBN 9788090403208 [181] ŠELEŠOVSKÝ, J. Management veřejných financí krajské samosprávy. 1. vyd., Brno: Masarykova univerzita, 2009, 160 s., ISBN 9788021050969 [182] ŠKRABAL, I., NUNVÁŘOVÁ, S., NOVÁK, J., TŘEBICKÝ, V. Metodika zavádění managementu rozvoje mikroregionů. Přerov: Centrum pro komunitní práci, 2006, ISBN 8086902390 [183] ŠPAČEK, D. Moderní principy veřejné správy a vyhodnocování její elektronizace (Disertační práce). Brno: Masarykova univerzita, Ekonomickosprávní fakulta 2007 [184] ŠPAČEK, D., NUNVÁŘOVÁ, S. Veřejné služby a jejich specifika. In Měření spokojenosti občanů s veřejnými službami jako součást řízení kvality v organizacích veřejného sektoru. Brno: Masarykova univerzita, Ekonomicko-správní fakulta, 2010, s. 11–33, ISBN 9788021051126 [185] TIEBOUT, C. M. A Pure Theory of Local Expenditure. Journal of Political Economy, No 64, 1956, s. 160–169 [186] TÕNNISSON, K. New Public Management Principles and Policy Implementation: The Case of Estonian Local Governments. In Democratic Governance in the Central and Eastern European Countries: Challenges and Responses for the XXI Century. Bratislava: NISPAcee, 2006, s. 275–295, ISBN 8089013252 [187] TOŠOVSKÁ, E. ‘Techniky mimotržního oceňování‘. In MOLDAN, B. aj. Ekonomické aspekty ochrany životního prostředí. Praha: Univerzita Karlova, Vydavatelství Karolinum, 1997, 1. vyd., s. 138–151, ISBN 807184-311-3 [188] Total Cost Assessment: Accelerating Industrial Pollution Prevention through Innovative Project Financial Analysis. With Application to the Pulp and Paper Industry. Washington: EPA, May 1992 [189] TULLOCK, G. The Politics of Bureaucracy. Washington, 1965 [190] TULLOCK, G., ROWLEY, CH. K. The Economics of Politics. Indianapolis: Liberty Fund, 2005, 465 s., ISBN 086597523X

■

215

216

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost [191] United States Government Accountability Office, CLEAN AIR ACT – Observations on EPA’s Cost-Benefit Analysis of Its Mercury Control Options, Washington, February 2005, [on-line], [cit. 2010-10-10]. Dostupný z WWW: [192] US EPA (Environmental Protection Agency), Guidelines for Preparing Economic Analyses. Washington: EPA, 2000 [193] VALACH, J. Investiční rozhodování a dlouhodobé financování. 2. přeprac. vyd., Praha: Ekopress, 2006, 465 s., ISBN 8086929019 [194] VANDILLE, G. Environmental Protection Expenditure Accounts for Belgium:1997–2002. Brussels, 2005 [195] VANĚČEK, V. Environmentální podnikové účetnictví, Praha: Centrum pro otázky životního prostředí Univerzity Karlovy, 1995, [on-line], [cit. 2010-1010]. Dostupné z WWW: http://www.czp.cuni.cz/knihovna/undp/modra/M13_Vanecek.htm [196] VEBER, J. A KOL. Management: Základy, moderní manažerské přístupy, výkonnost a prosperita. 2. aktualizované vydání, Praha: Management press, 2009, ISBN 9788072612000 [197] WAN, Thomas T. H. Analysis and Evaluation of Health Care Systems. New York: Health Professions Press, 1998, ISBN 8070678348 [198] WEISS, J. The Economic of Project Appraisal and the Environment. Cambridge: Edward Elgar Publishing Limited. University Press, 1994 [199] Zákon č. 17/1992 Sb., o životním prostředí ve znění pozdějších předpisů (zákon o životním prostředí) [200] Zákon č. 320/2001 o finanční kontrole ve veřejné správě a o změně některých zákonů (zákon o finanční kontrole) [201] Informační systém ARIS,

[online],

Dostupný

z

WWW:

[202] Informační systém ÚFIS (Systém účetních a finančních informací státu (ÚFIS) z Centrálního systému účetních informací státu), [online], Dostupný z WWW:

Seznam zkratek

Seznam zkratek ARDE

Annual Review of Development Effectiveness

ARIS

Automatizovaný rozpočtový informační systém

AROE

Annual Review of Operations Evaluation

BRKO

Biologický rozložitelný komunální odpad

BSK

Biochemická spotřeba kyslíku

CAS

Country Assistance Strategy

CBA

Cost-benefit Analysis, analýza nákladů a přínosů

CEA

Cost-effectiveness Analysis, analýza efektivnosti nákladů

CENIA

Česká informační agentura životního prostředí

CEPA

Classification of Environmental Protection Activities

CEPF

Classification of Environmental Protection Facilities

CF

Cash-flow, peněžní tok

CMA

Cost-minimization Analysis, analýza minimalizace nákladů

CO2

Oxid uhličitý

CODE

Committee on Development Effectiveness

CRUMA

Classification of Resource Use and Management Activities

CSÚIS

Centrální systém účetních informací státu

CZ-NACE

Klasifikace ekonomických činností

ČIŽP

Česká inspekce životního prostředí

ČOV

Čistírna odpadních vod

ČR

Česká republika

ČSÚ

Český statistický úřad

ČTK

Česká tisková kancelář

DEA

Data Envelopment Analysis

DHM

Dlouhodobý hmotný majetek

DN

Doba návratnosti

DSO

Dobrovolné svazky obcí

■

217

218


EA

Environmental Assessment

EEA

Europeal Enviromental Agency

EIA

Environmental Impact Assessment

ENPV

Ekonomická čistá současná hodnota

EO

Jednotka ekvivalentní obyvatel

EPA

Environmental Protection Agency

EPEA

Environmental Protection Expenditure Account

ES

Evropské společenství, nebo evropská směrnice

ESF MU

Ekonomicko-správní fakulta Masarykovy univerzity

EU

Evropská unie

FNM

Fond národního majetku

FV

Budoucí hodnota

HDI

Human Development Index

HDP

Hrubý domácí produkt

IBA

Institut biostatistiky a analýz

IDB ARIS

Informační databáze ARIS

IEG

Independent Evaluation Group

IISSP

Integrovaný informační systém státní pokladny

IPCC

Intergovernmental Panel on Climate Change

IRR

Internal Rate of Return

IRRC

Vnitřní výnosové procento projektu

IRRK

Vnitřní výnosové procento kapitálu

ISO

International Organization for Standardization

ISO 9000

Normy obsahující systém řízení jakosti, které vydává ISO

ISO 14000

Soubor norem, které vydává ISO a zahrnují normy a směrnice související s řídicími systémy, a příbuzné normy upravujících terminologii a specifické nástroje, jako je audit (proces kontroly, zda systém řízení odpovídá normě).

JQ

Joint Questionnaire

KÚ

Krajský úřad

MF

Ministerstvo financí

MMR

Ministerstvo pro místní rozvoj

Seznam zkratek

MU

Masarykova univerzita

MŽP

Ministerstvo životního prostředí

NACE

Nomenclature générale des Activités économiques dans les Communautés Européennes, klasifikace ekonomických činností

NNO

Nestátní neziskové organizace

NPM

New Public Management

NPV

Net Present Value

NPVC

Čistá současná hodnota projektu

NPVK

Čistá současná hodnota kapitálu

OECD

Organizace pro hospodářskou spolupráci a rozvoj

OKEČ

Odvětvová klasifikace ekonomických činností

OSN

Organizace spojených národů

OV

Odpadní vody

PATTERN

Planning Assistance through Technical Evaluation of Relevance Number

PB

Pay back

PHM

Pohonné hmoty

PPA

Project Performance Assessment

PPAs

Performance Assessment Report

PřF MU

Přírodovědecká fakulta Masarykovy univerzity

PV

Present value, současná hodnota

r

Diskontní sazba

Ri

Rentability Index, index rentability

RIA

Regulatory Impact Analysis

ROI

Index rentability/míra návratnosti investic

RUMEA

Natural Resource Use and Management Expenditure Account

SEA

Strategic Environmental Assessment

SEEA

System of Integrated Environmental and Economic Accounting

SERIEE

Système Européen de Rassemblement de l’Information Economique sur l’Environnement (Eurostat), Evropský systém pro shromažďování hospodářských údajů o životním prostředí

SFŽP

Státní fond životního prostředí

SMART

Specific (přesně stanovené), Measurable (měřitelné), Achieveable

■

219

220

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost (dosažitelné), Relevant (významné) a Time-managed (časově vymezené) SNA

Systém národních účtů

SO2

Oxid siričitý

SSP

Sector Strategy Paper

SWOT

Strengths, Weaknesses, Opportunities, Threats Analysis

TCA

Total Cost Assessment

TKO

Tuhý komunální odpad

TOPSIS

Technique for Order Preference by Similarity to Ideal Solution

TUR

Trvale udržitelný rozvoj

UNSD

Statistická divize OSN

ÚSC

Územně samosprávný celek

VUT

Vysoké učení technické v Brně

WSA

Weight Sum Approach

ŽP

Životní prostředí

Seznam grafů, tabulek a obrázků

Seznam grafů, tabulek a obrázků Seznam grafů Graf 1:

Environmentální výdaje států EU-25 podle druhové klasifikace (rok 2006) ............................................................................................ 25

Graf 2:

Environmentální výdaje veřejného sektoru států EU-25 v roce 2006 jako % HDP ................................................................................ 30

Graf 3:

Environmentální výdaje veřejného sektoru států EU-25 v roce 2006 podle CEPA 2000 (podíl na celkových environmentálních výdajích) .............................................................................................. 30

Graf 4:

Vývoj objemu environmentálních výdajů z jednotlivých úrovní veřejných rozpočtů (v běžných cenách v tis. Kč) ................................ 50

Graf 5:

Vývoj objemu environmentálních veřejných výdajů podle klasifikace CEPA (v běžných cenách v tis. Kč) .................................. 51

Graf 6:

Vývoj objemu výdajů státního rozpočtu do jednotlivých oblastí ochrany ŽP (v běžných cenách v tis. Kč) ............................................ 53

Graf 7:

Vývoj objemu výdajů Státního fondu ŽP do jednotlivých oblastí ochrany ŽP (v běžných cenách v mil. Kč) ........................................... 55

Graf 8:

Úhrady FNM za likvidace ekologických zátěží (v běžných cenách v mil. Kč) ............................................................................................. 57

Graf 9:

Celkové výdaje ČR podle klasifikace CEPA 2000 (v běžných cenách v tis. Kč) .................................................................................. 58

Graf 10:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu vod v letech 2005–2009 ....................................................................... 59

Graf 11:

Běžné výdaje na ochranu vod v krajích (v běžných cenách v tis. Kč) ....................................................................................................... 61

Graf 12:

Běžné výdaje na ochranu vod na obyvatele v krajích (v běžných cenách v Kč) ........................................................................................ 61

Graf 13:

Kapitálové výdaje na ochranu vod v krajích (v běžných cenách v tis. Kč) ................................................................................................. 62

Graf 14:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu ovzduší a klimatu v letech 2005–2009 ................................................ 63

■

221

222

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Graf 15:

Běžné výdaje na ochranu ovzduší a klimatu v krajích (v běžných cenách v tis. Kč) .................................................................................. 65

Graf 16:

Běžné výdaje na ochranu ovzduší a klimatu na obyvatele v krajích (v běžných cenách v Kč) ..................................................................... 65

Graf 17:

Kapitálové výdaje na ochranu ovzduší a klimatu za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) .................................................................... 66

Graf 18:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na nakládání s odpady v letech 2005–2009 .............................................................. 67

Graf 19:

Běžné výdaje na nakládání s odpady za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) ................................................................................................. 68

Graf 20:

Běžné výdaje na nakládání s odpady na obyvatele za kraje (v běžných cenách v Kč) .......................................................................... 69

Graf 21:

Kapitálové výdaje na nakládání s odpady za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) .................................................................................. 70

Graf 22:

Kapitálové výdaje na nakládání s odpady na obyvatele za kraje (v běžných cenách v Kč) .......................................................................... 70

Graf 23:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu půdy a podzemní vody v letech 2005–2009 ........................................ 72

Graf 24:

Běžné výdaje na ochranu půdy a podzemní vody na obyvatele za kraje (v běžných cenách v Kč) ............................................................ 73

Graf 25:

Kapitálové výdaje na ochranu půdy a podzemní vody za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) .................................................................... 73

Graf 26:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ochranu biodiverzity a krajiny v letech 2005–2009 .......................................... 74

Graf 27:

Běžné výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) .................................................................... 76

Graf 28:

Běžné výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje na obyvatele (v běžných cenách v Kč) ..................................................... 76

Graf 29:

Kapitálové výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje (v běžných cenách v tis. Kč) .................................................................... 77

Graf 30:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na redukci působení fyzikálních faktorů v letech 2005–2009 ............................... 78

Graf 31:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na správu v ochraně životního prostředí v letech 2005–2009 .............................. 79

Graf 32:

Podíl jednotlivých paragrafů na celkových výdajích na ostatní činnosti v ekologii v letech 2005–2009 ............................................... 80

Seznam grafů, tabulek a obrázků

Seznam tabulek Tabulka 1: Srovnání využití klasifikace CEPA v EPEA a JQ vykazování. ........... 20 Tabulka 2: Data, která jsou sledovány ve výkazu ŽP-101. .................................... 32 Tabulka 3: Odvětvové členění aktuální rozpočtové skladby podle CEPA 2000 ... 41 Tabulka 4: Odvětvové členění aktuální rozpočtové skladby v členění podle MŽP ..................................................................................................... 42 Tabulka 5: Srovnání dat MF ČR a ČSÚ podle vybraných oblastí ochrany ŽP podle krajů za rok 2007 ....................................................................... 43 Tabulka 6: Srovnání dat MF ČR a ČSÚ podle vybraných oblastí ochrany ŽP podle krajů za rok 2008 ....................................................................... 44 Tabulka 7: Organizace ochrany ŽP dle oblastí CEPA ........................................... 51 Tabulka 8: Celkové výdaje na ochranu vod v krajích (v tis. Kč) ........................... 60 Tabulka 9: Celkové výdaje na ochranu ovzduší a klimatu za kraje ....................... 64 Tabulka 10: Celkové výdaje na nakládání s odpady za kraje .................................. 68 Tabulka 11: Celkové výdaje na ochranu půdy a podzemní vody za kraje ............... 72 Tabulka 12: Celkové výdaje na ochranu biodiverzity a krajiny za kraje ................. 75 Tabulka 13: Celkové výdaje na redukci působení fyzikálních faktorů za kraje ...... 78 Tabulka 14: Celkové výdaje na správu v ochraně ŽP za kraje ................................ 79 Tabulka 15: Celkové výdaje na ostatní činnosti v ekologii za kraje ........................ 80 Tabulka 16: Problémy reforem veřejné správy v postkomunistických zemích ....... 93 Tabulka 17: Finanční metody hodnocení podle zohlednění hlediska času ............ 107 Tabulka 18: Vstupy a výstupy metody DEA ......................................................... 134 Tabulka 19: Vstupy a výstupy metody DEA ......................................................... 157 Tabulka 20: Struktura otázek v jednotlivých listech programu MS Excel ............ 184 Tabulka 21: Okruhy a počet otázek pro hodnocení obecného ekologického pilíře................................................................................................... 185 Tabulka 22: Počet a struktura otázek ..................................................................... 186 Tabulka 23: Příklad stanovení vah jednotlivých paragrafů v závislosti na výši vynakládaných prostředků do oblasti ochrany vody .......................... 187

■

223

224

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Tabulka 24: Výpočet celkového počtu bodů v rámci ekonomického pilíře TUR pro oblast ochrany vod ...................................................................... 188 Tabulka 25: Výpočet efektivnosti z vážených bodů pro jednotlivé paragrafy ....... 189 Tabulka 26: Zhodnocení efektivnosti pro ekonomický pilíř za oblast ochrany vody ................................................................................................... 189

Seznam obrázků Obrázek 1: Webová stránka prezentačního systému UFIS. ...................................... 36 Obrázek 2: Konceptuální pojetí ekonomické efektivnosti........................................ 95 Obrázek 3: Fullerův trojúhelník ............................................................................. 128 Obrázek 4: Grafická metoda tvorby jednotného hodnotícího kritéria .................... 152 Obrázek 5: Hodnocení přínosů ve vztahu k odhadu srovnávací hladiny ................ 155 Obrázek 6: Základní osy evaluace podle Metodiky socioekonomického rozvoje .. 169 Obrázek 7: Hlavní evaluační kritéria ...................................................................... 170 Obrázek 8: Metodika hodnocení environmentálních výdajů .................................. 176

Přílohy

Přílohy Příloha č. 1 – klasifikace CEPA 2000 1.

2.

3.

OCHRANA OVZDUŠÍ A KLIMATU 1.1.

PREVENCE ZNEČIŠTĚNÍ UZPŮSOBENÍM PROCESU 1.1.1. za účelem ochrany ovzduší 1.1.2. za účelem ochrany klimatu a ozónové vrstvy

1.2.

NAKLÁDÁNÍ S VÝFUKOVÝMI PLYNY A VENTILAČNÍM VZDUCHEM 1.2.1. za účelem ochrany ovzduší 1.2.2. za účelem ochrany klimatu a ozónové vrstvy

1.3.

MĚŘENÍ, KONTROLA, ZKOUŠKY AJ.

1.4.

OSTATNÍ AKTIVITY

NAKLÁDÁNÍ S ODPADNÍMI VODAMI 2.1.

PREVENCE ZNEČIŠTĚNÍ UZPŮSOBENÍM PROCESU

2.2.

KANALIZAČNÍ SÍTĚ

2.3.

ÚPRAVA ODPADNÍCH VOD

2.4.

ÚPRAVA CHLADICÍCH VOD

2.5.


2.6.

OSTATNÍ AKTIVITY

NAKLÁDÁNÍ S ODPADY 3.1.

PREVENCE ZNEČIŠTĚNÍ UZPŮSOBENÍM PROCESU

3.2.

SBĚR A DOPRAVA

3.3.

NAKLÁDÁNÍ S NEBEZPEČNÝM ODPADEM 3.3.1. Tepelné zpracování (Thermal Treatment) 3.3.2. Skládkování 3.3.3. Jiné nakládání a zpracování

3.4.

NAKLÁDÁNÍ S OSTATNÍM ODPADEM 3.4.1. Spalování (incineration)

■

225

226

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost 3.4.2. Skládkování (landfill) 3.4.3. Jiné nakládání a zpracování

4.

5.

6.

7.

3.5.


3.6.

OSTATNÍ AKTIVITY

OCHRANA A PÉČE O PŮDU, PODZEMNÍ A POVRCHOVÉ VODY 4.1.

PREVENCE PRŮSAKŮ ZNEČIŠTĚNÍ

4.2.

ČIŠTĚNÍ PŮDY A VOD

4.3.

OCHRANA PŮDY PŘED EROZÍ A OSTATNÍM FYZICKÝM POŠKOZENÍM

4.4.

PREVENCE A PÉČE O SLANOST PŮDY

4.5.


4.6.

OSTATNÍ AKTIVITY

REDUKCE HLUKU PRACOVIŠŤ)

A

VIBRACÍ

(NEZAHRNUJE

5.1.

PREVENCE UZPŮSOBENÍM PROCESU 5.1.1. Silniční a železniční doprava 5.1.2. Letecká doprava 5.1.3. Průmyslový a ostatní hluk

5.2.

STAVBA PROTIHLUKOVÝCH A VIBRAČNÍCH ZAŘÍZENÍ 5.2.1. Silniční a železniční doprava 5.2.2. Letecká doprava 5.2.3. Průmyslový a ostatní hluk

5.3.


5.4.

OSTATNÍ AKTIVITY

OCHRANU

OCHRANA BIODIVERZITY A KRAJINY 6.1.

OCHRANA A OBNOVA DRUHŮ A LOKALIT

6.2.

OCHRANA PŘIROZENÉ KRAJINY

6.3.


6.4.

OSTATNÍ AKTIVITY

OCHRANA PŘED RADIOAKTIVITOU 7.1.

OCHRANA VNĚJŠÍHO PROSTŘEDÍ

7.2.

DOPRAVA A NAKLÁDÁNÍ S VYSOCE RADIOAKTIVNÍM ODPADEM

7.3.


Přílohy

7.4. 8.

9.

OSTATNÍ AKTIVITY

VĚDA A VÝZKUM 8.1.

OCHRANA OVZDUŠÍ A KLIMATU 8.1.1. Ochrana ovzduší 8.1.2. Ochrana atmosféry a klimatu

8.2.

OCHRANA VOD

8.3.

ODPADY

8.4.

OCHRANA PŮDY A PODZEMNÍ VODY

8.5.

REDUKCE HLUKU A VIBRACÍ

8.6.

OCHRANA DRUHŮ A LOKALIT

8.7.

OCHRANA PŘED RADIACÍ

8.8.

OSTATNÍ VÝZKUM V OBLASTI ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ

OSTATNÍ AKTIVITY OCHRANY ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ 9.1.

VEŘEJNÁ SPRÁVA A ŘÍZENÍ OCHRANY ŽP 9.1.1. Veřejná správa, regulace a jiné 9.1.2. Řízení ochrany životního prostředí (environmentální management)

9.2.

VZDĚLÁVÁNÍ, ŠKOLENÍ A INFORMACE

9.3.

AKTIVITY SOUVISEJÍCÍ S NEDÍLNÝMI VÝDAJI

9.4.

AKTIVITY JINDE NEZAŘAZENÉ

■

227

228


Příloha č. 2 – klasifikace CEPF 1.

OCHRANA OVZDUŠÍ A KLIMATU 1.1.

ZAŘÍZENÍ PRO ODPRÁŠENÍ, FILTRY

1.2.

INSTALACE MONITOROVACÍCH ZAŘÍZENÍ 1.2.1. Pevná zařízení na zastavěných prostranstvích 1.2.2. Pevná zařízení na otevřených prostranstvích 1.2.3. Mobilní zařízení

2.

NAKLÁDÁNÍ S ODPADNÍMI VODAMI 2.1.

KANALIZAČNÍ SÍTĚ

2.2.

ČISTÍRNY ODPADNÍCH VOD 2.2.1. 2.2.2. 2.2.3. 2.2.4.

3.

Technologie mechanického čištění Technologie biologického čištění Pokročilejší technologie čištění Septiky

NAKLÁDÁNÍ S ODPADY 3.1.

NAKLÁDÁNÍ S NEBEZPEČNÝM ODPADEM 3.1.1. 3.1.2. 3.1.3. 3.1.4. 3.1.5.

3.2.

NAKLÁDÁNÍ S OSTATNÍM ODPADEM 3.2.1. 3.2.2. 3.2.3. 3.2.4. 3.2.5. 3.2.6.

3.3.

Fyzikální/chemické metody nakládání Technologie tepelného zpracování Biologické zpracování odpadu Stabilizace radioaktivních zařízení Jiné technologie

Fyzikální/chemické metody nakládání Spalování komunálního odpadu Spalování průmyslového odpadu Biologické zpracování odpadu Stabilizace radioaktivních zařízení Jiné technologie

ZAŘÍZENÍ PRO NAKLÁDÁNÍ S ODPADY 3.3.1. 3.3.2. 3.3.3. 3.3.4.

Skládkování všech typů odpadu Skládkování pouze nebezpečného odpadu Zadržování/podzemní nakládání Jiné nakládání

Přílohy

4.

5.

OCHRANA PŮDY A PODZEMNÍ VODY 4.1.

ZAŘÍZENÍ „NA KONCI POTRUBÍ“

4.2.

OCHRANA PŮDY PŘED EROZÍ

REDUKCE HLUKU 5.1.

PROTIHLUKOVÁ ZAŘÍZENÍ

5.2.

ZAŘÍZENÍ PRO SLEDOVÁNÍ A KONTROLU HLUKU

5.3.

OSTATNÍ ČINNOSTI

■

229

230


Příloha č. 3 – klasifikace CRUMA 10. VYUŽITÍ A ŘÍZENÍ VNITROZEMSKÝCH VOD 10.1. SNÍŽENÍ SPOTŘEBY 10.2. SNÍŽENÍ ÚNIKŮ A ZTRÁT VODY, OPĚTOVNÉ VYUŽITÍ VODY A ÚSPORY 10.3. DOPLŇOVÁNÍ ZÁSOB VODY 10.4. PŘÍMÉ ŘÍZENÍ VODNÍCH ZÁSOB 10.5. MĚŘENÍ, KONTROLA, ZKOUŠKY AJ. 10.6. OSTATNÍ AKTIVITY 11. VYUŽITÍ A ŘÍZENÍ PŘÍRODNÍCH LESNÍCH ZDROJŮ 11.1. SNÍŽENÍ SPOTŘEBY 11.2. SNÍŽENÍ SPOTŘEBY PRODUKTŮ LESA (DŘEVO AJ.) – PŘÍBUZNÉ PRODUKTY 11.3. ZALESŇOVÁNÍ A OBNOVA LESA 11.4. LESNÍ POŽÁRY 11.5. PŘÍMÉ ŘÍZENÍ LESA (JAKO ZDROJE, A NIKOLI JAKO STANOVIŠTĚ) 11.6. MĚŘENÍ, KONTROLA, ZKOUŠKY AJ. 11.7. OSTATNÍ AKTIVITY 12. VYUŽITÍ A ŘÍZENÍ DIVOKÉ FAUNY A FLÓRY 12.1. SNÍŽENÍ SPOTŘEBY 12.2. DOPLŇOVÁNÍ VOLNĚ ŽIJÍCÍCH ŽIVOČICHŮ A PLANĚ ROSTOUCÍCH ROSTLIN 12.3. PŘÍMÉ ŘÍZENÍ ZÁSOB DIVOKÉ FAUNY A FLÓRY 12.4. MĚŘENÍ, KONTROLA, ZKOUŠKY AJ. 12.5. OSTATNÍ AKTIVITY 13. VYUŽITÍ A ŘÍZENÍ ENERGIE Z FOSILNÍCH PALIV 13.1. SNÍŽENÍ SPOTŘEBY 13.2. SNÍŽENÍ TEPELNÝCH ZTRÁT A ENERGETICKÉ ÚSPORY 13.3. PŘÍMÉ ŘÍZENÍ ZÁSOB NEOBNOVITELNÝCH ZDROJŮ ENERGIE

Přílohy

13.4. MĚŘENÍ, KONTROLA, ZKOUŠKY AJ. 13.5. OSTATNÍ AKTIVITY 14. VYUŽITÍ A ŘÍZENÍ SUROVIN 14.1. SNÍŽENÍ SPOTŘEBY 14.2. SNÍŽENÍ VYUŽÍVÁNÍ SUROVIN PŘES VÝROBU A SPOTŘEBA RECYKLOVANÝCH MATERIÁLŮ A VÝROBKŮ 14.3. PŘÍMÉ ŘÍZENÍ SUROVINOVÝCH ZÁSOB 14.4. MĚŘENÍ, KONTROLA, ZKOUŠKY AJ. 14.5. OSTATNÍ AKTIVITY 15. VÝZKUM A VÝVOJ PŘÍRODNÍCH ZDROJŮ

SOUVISEJÍCÍ

S VYUŽITÍM

A

ŘÍZENÍM

15.1. VNITROZEMSKÉ VODY 15.2. PŘÍRODNÍ LESNÍ ZDROJE 15.3. DIVOKÁ FAUNA A FLÓRA 15.4. FOSILNÍ ENERGIE 15.5. SUROVINY 15.6. DALŠÍ VÝZKUMNÉ A VÝVOJOVÉ ČINNOSTI PRO VYUŽÍVÁNÍ PŘÍRODNÍCH ZDROJŮ A JEJICH ŘÍZENÍ 16. OSTATNÍ AKTIVITY PŘÍRODNÍCH ZDROJŮ;

SOUVISEJÍCÍ

S VYUŽITÍM

A

16.1. VEŘEJNÁ SPRÁVA A ŘÍZENÍ PŘÍRODNÍCH ZDROJŮ 16.1.1. Veřejná správa, regulace, aj. 16.1.2. Environmentální management 16.2. VZDĚLÁVÁNÍ A INFORMACE; 16.3. AKTIVITY SOUVISEJÍCÍ S ŘÍZENÍM VEŘEJNÝCH VÝDAJŮ 16.4. AKTIVITY JINDE NEZAŘAZENÉ

ŘÍZENÍM

■

231

232


Příloha č. 4 – Přehled otázek a odpovědí metodiky hodnocení efektivnosti výdajů obcí na ŽP Přehled otázek a odpovědí dle jednotlivých pilířů trvale udržitelného rozvoje Podotázka

Používané nástroje systému environmentálního managementu

Otázka Ekologický pilíř pro všechny oblasti Používáte ve svém úřadě systém EMAS – dle Nařízení rady (EHS) č. 1836/93? Používáte ve svém úřadě systém norem řady ISO 14000? Používáte ve svém úřadě metodu „Metoda čistší produkce“?

Ano Ne Bez odpovědi

Jste členem organizací či uskupení, které se zabývají ochranou ŽP či TUR?


Necháváte se inspirovat „dobrou praxí“ pro oblasti ochrany ŽP od jiných ÚSC?

Ano Částečně Ne Bez odpovědi

Poskytuje „dobrou praxi“ v oblasti ochrany ŽP ostatním obcím?


Vypisujete či podporujete projekty, které se týkají ochrany ŽP?


Podporuje zastupitelstvo obce dlouhodobě a soustavně ochranu ŽP a TUR obce?


Dobrá praxe v oblasti ochrany ŽP

Podpora volených orgánů obce

Odpovědi

Pilíře pro jednotlivé oblasti Ekonomický pilíř

Legitimita

Účelnost

Jsou výdaje (vynakládané finanční prostředky) do jednotlivých podoblastí dány právním předpisem (povinné ze zákona)?

Ano (nad 60 %) Částečně (10–59 %) Ne (do 10 %) Bez odpovědi

Vynakládáte na dané podoblasti finanční prostředky, které nejsou povinné ze zákona na základě jiných předpisů (i interních)?


Jsou vytyčeny cíle a záměry v podoblastech ochrany vod – jakou

Strategický dokument

Přílohy

mají podobu?

Hospodárnost

Efektivnost

Nepsané cíle a záměry Neexistují Bez odpovědi

Existuje návaznost výdajů na vytyčené cíle v podoblastech ochrany…?

Ano (nad 75 %) Částečně (25–74 %) Ne Bez odpovědi

Probíhá kontrola plnění cílů a záměrů v podoblastech…?


Je provázanost výdajů a stanovených cílů pravidelně vyhodnocována?


Učinili jste kroky k obeznámení veřejnosti (občané, podnikatelé, neziskové organizace apod.) s Vašimi cíli a záměry v podoblastech…?


Domníváte se, že jsou Vaše cíle a záměry v podoblastech… kompatibilní s názory, postoji, cíli, potřebami a přáními veřejnosti?


Objevil se ve sledovaném roce projev nesouhlasu s Vámi prováděnou politikou v podoblastech… ze strany veřejnosti (petice, protestní akce apod.)?


Sledujete a vyhodnocujete, zda jsou cíle v podoblastech… dosaženy s co nejnižšími náklady (hospodárnost)?


Vyhodnocujete, zda jsou cíle v podoblastech… dosaženy s co nejnižšími náklady?


Jsou podle Vašeho názoru dosaženy stanovené cíle v jednotlivých podoblastech s nejnižšími možnými náklady?


Spatřujete možnost ušetřit při zachování kvality a kvantity zajišťovaných záležitostí v jednotlivých podoblastech?


Sledujete, jaké jsou přínosy (efekty) Vámi vynaložených finančních prostředků do podoblastí…?


Spatřujete možnost zvýšit dosahované přínosy (efekty) při zachování

Ano Ne

■

233

234

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost současných výdajů?

Bez odpovědi

Sociální pilíř Legitimita a transparentnost vynaložených prostředků

Rozsah, v němž Vaše politika v oblasti ochrany ŽP vytváří prostor pro širokou spoluúčast zainteresovaných stran

Mají činnosti prováděné v rámci místní politiky… podporu veřejnosti a dalších zainteresovaných stran?

Ano Spíše ano Spíše ne Ne Bez odpovědi

Může se veřejnost (tj. občané, neziskové organizace, podnikatelské subjekty apod.) podílet na směřování vývoje a rozvoje obce v oblasti…?


Jakým způsobem: Účast na zasedání zastupitelstva Informační kampaně a setkávání s občany Zapojení veřejnosti v rámci místní Agendy 21 Konání místních referend k otázkám ŽP Akce k ochraně ŽP pořádané/spolupořádané úřadem Šetření spokojenosti veřejnosti s činností úřadu


Jinak

Došlo ve sledovaném roce ke zkvalitnění životních podmínek? Zlepšení kvality života (tj. životních podmínek obyvatelstva) Přispívají vynaložené výdaje do podoblastí… ke zvýšení čistoty obce?

Zlepšení pracovních podmínek obyvatelstva

Došlo v souvislosti s podporou… k vytvoření pracovních míst pro zdejší občany?

Ano Spíše ano Spíše ne Ne Bez odpovědi Ano Spíše ano Spíše ne Ne Bez odpovědi Ano, zaměstnavatelem je OÚ/MěÚ Ano, zaměstnavatelem je soukromý podnikatelský subjekt, který zaměstnává zdejší obyvatele Ne, veškeré činnosti zadáváme soukromé

Přílohy

firmě, která má své vlastní zaměstnance (tzv. outsourcing) Ne, nezaměstnáváme, ani nevyužíváme služeb v rámci outsourcingu Bez odpovědi Dle Vašeho odhadu – došlo ke zlepšení zdravotního stavu místních občanů vlivem podpory…?

Ostatní


Pokud jste zaznamenali pozitivní ohlasy na Vámi prováděnou politiku…, kdo tyto pozitivní ohlasy vyjádřil? Pozitivní ohlasy byly ze strany: Občanů Neziskových organizací Podnikatelských subjektů Orgánů státní správy Orgánů samosprávy Turistů a návštěvníků Odborníků erudovaných v oblasti ŽP Někoho jiného


Environmentální pilíř

Pro všechny pilíře

Poskytujete v oblasti… dobré praxe ostatním obcím?


Necháváte si zpracovat analýzu kvality ŽP pro oblast…?


Vyhodnocujete indikátory TUR dle metodiky místní Agendy 21 či indikátory Týmové iniciativy pro trvale udržitelný rozvoj, případně jiné?


Přispívají vynaložené finanční prostředky na… ke zlepšení stavu ŽP jako celku?


Přispívají vynaložené finanční prostředky ke snížení znečištění…?

Ano Spíše ano Spíše ne

■

235

236

■ Výdaje obcí na ochranu životního prostředí a jejich efektivnost Ne Bez odpovědi Přispívají vynaložené finanční prostředky na… k trvale udržitelnému rozvoji obce?

Podíl obyvatel zásobovaných vodou z veřejných vodovodů (%)

Více než 80 % 30–79 % Méně než 30 % Bez odpovědi

Podíl obyvatel připojených na veřejnou kanalizaci (nezakončenou ČOV) (%)

Více než 90 % 50–89 % Méně než 50 % Bez odpovědi

Sledujete a zajímáte se o imisní situaci ve Vámi spravovaném území?


% plochy, kde došlo k překročení imisního limitu zákl. znečišťujících látek (CO2, NOx, SO2, NH3, O3 apod.) pro ochranu zdraví (za sledovaný rok)

Více než 80 % 50–79 % 20–49 % Méně než 20 % Bez odpovědi

Environmentální pilíř pro oblast vody

Environmentální pilíř pro oblast ovzduší

Pokrývá vybíraný poplatek za provoz systému shromažďování, sběru, přepravy, třídění, využívání a odstraňování komunálních odpadů náklady na tuto činnost? Environmentální pilíř pro oblast odpady


Ano (85–100 %) Spíše ano (50–84 %) Spíše ne (10–49 %) Ne (méně než 10 %) Bez odpovědi

Míra recyklace a opětovného používání vyprodukovaného odpadu (tj. podíl recyklovaných odpadů na celkovém objemu vyprodukovaného odpadu ve sledovaném roce)

Více než 50 % 25–49 % 15–24 % 7–14 % 2–6 % Méně než 2 % Bez odpovědi

Došlo ve sledovaném období ke zhoršení kvality podzemních vod?


Environmentální pilíř pro oblast půdy

Poklesla oproti minulému období výnosnost zemědělské půdy (vyjádřeno hrubým ročním rentním efektem z rostlinné výroby) ve Vámi spravovaném území?


Environmentální pilíř pro oblast biodiverzity

Účastnila se obec ve sledovaném roce soutěže „Vesnice roku“?


Přílohy

Environmentální pilíř pro oblast redukce

Environmentální pilíř pro oblast správa

Environmentální pilíř pro oblast ostatní

Vyskytují se a žijí na Vámi spravovaném území ohrožené či chráněné druhy organismů (rostlinná, živočišná říše)?


Sledujete a zajímáte se o expozici obyvatel hlukem ve Vámi spravovaném území?


% obyvatel obce vystaveno nadměrnému hluku

Více než 80 % 50–79 % 20–49 % Méně než 20 % Bez odpovědi

Provedli jste ve sledovaném roce tzv. energetické hodnocení staveb (dle z. č. 406/2006 Sb.) staveb ve vlastní správě?


Provedli jste ve sledovaném roce činnosti, jež by snížily energetickou náročnost Vašeho úřadu (např. zateplení, výměna oken, ekologizace provozu apod.) nebo snížily dopad Vaší činnosti na ŽP (v intencích požadavků UR)?


Využili jste pro oblast ŽP ve sledovaném období finanční prostředky ze zahraničních zdrojů?


Podpořili jste ve sledovaném období v činnostech ochrany ŽP neziskové organizace, příspěvkové organizace, podnikatelské subjekty apod.?


■

237

VÝDAJE OBCÍ NA OCHRANU ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ A JEJICH EFEKTIVNOST

Recommend Documents