Autoři
Jan Brabec, Jan Macháč
Klíčová slova
Rámcová směrnice o vodách – dobrý stav – výjimky – nákladová přiměřenost – střední Evropa
Úvod
V roce 2000 došlo schválením Rámcové směrnice o vodách [1] (Water Framework Directive; WFD) ke konsolidaci evropské legislativy v oblasti ochrany vod a vodního managementu. Jedním z hlavních cílů WFD je zvýšení kvality vody ve vodních útvarech na území EU. Zajistit ji má mimo jiné dosažení tzv. dobrého stavu povrchových vod, který je definován ekologickými a chemickými indikátory. Ty by se neměly příliš odchylovat od situace, ve které by se vodní útvary nacházely bez vlivu člověka. Dobrého stavu měly vodní útvary původně dosáhnout nejpozději v roce 2015 [1]. V té době ovšem dosahovalo dobrého ekologického stavu pouze 39 % vodních útvarů v EU a dobrého chemického stavu 37 % vodních útvarů a očekávalo se, že se tento ukazatel bude v dalším plánovacím období zhoršovat [2,3]. Důvodem je mimo jiné princip „One Out–All Out“ (jeden neplní, celek neplní), podle kterého je výsledný stav vodního útvaru často určen na základě nejhoršího výsledku ze zkoumaných indikátorů. Přehled plnění dobrého ekologického a chemického stavu ve vybraných státech střední Evropy ukazuje tab. 1.
Tab. 1. Podíl vodních útvarů dosahujících dobrého, nebo vyššího ekologického a chemického stavu. Zdroj: [4]
Z tab. 1 je patrné, že dosahování ekologického stavu se mezi plánovacími obdobími vesměs zlepšovalo. Naproti tomu dobrého chemického stavu dosahuje ve druhém plánovacím období méně vodních útvarů. Nepřehlédnutelný je zejména propad na nulu v případě Německa a Rakouska. Důvodem je zahrnutí nových látek (např. rtuť) do hodnocení chemického stavu. Dochází tak k situaci, kdy se snižuje množství vodních útvarů oficiálně dosahujících dobrého stavu, přestože k reálnému zhoršování kvality vody docházet nemusí. Neplnění dobrého stavu navíc nutně neznamená porušování legislativy. WFD dovoluje postupné dosažení dobrého stavu v rámci některé z výjimek (do roku 2027), případně snížení požadavků na kvalitu vody v daném útvaru (tab. 2).
Tab. 2. Typy výjimek z dosahování dobrého stavu před a po roce 2027. Zdroj: [5]
Využívání výjimek ve střední Evropě
V současné době probíhá třetí plánovací období a je možné vyhodnotit, jakými typy výjimek jednotlivé státy obhajovaly nedosahování dobrého stavu vodních útvarů povrchových vod na svém území v prvním a druhém plánovacím období. Data pro země střední Evropy jsou prezentována v tab. 3.
Tab. 3. Přehled typů výjimek uplatněných v prvním a druhém plánovacím období ve vybraných státech. Zdroj: [6, 7]
Z tabulky 3 je patrné, že jednotlivé státy přistupují k výjimkám z dosahování dobrého stavu různě. Společným rysem je, že naprostá většina žádostí se týká prodloužení termínu, nikoliv méně přísných environmentálních cílů. Stejně tak je mezi plánovacími obdobími patrný odklon od výjimek odůvodněných přírodními podmínkami, které nedovolují včasné dosažení dobrého stavu. Mírně tak narůstají výjimky odůvodněné technickou neproveditelností, a zejména pak výjimky odůvodněné nepřiměřenými náklady.
Tyto změny v míře využívání jednotlivých typů výjimek je možné vysvětlit několika způsoby [4]. Mezi prvním a druhým plánovacím obdobím došlo v řadě zemí ke změně počtu vodních útvarů [7], což může mít vliv na agregované statistiky. Stejným způsobem může statistiky ovlivňovat zhoršení stavu některých vodních útvarů (např. z důvodu sledování rtuti) a je tedy nutné odůvodnit výjimky, které v předchozím období nebyly potřebné [8]. Vliv může mít i přeshraniční charakter některých vodních útvarů. Pokud je na jednu část vodního útvaru aplikována určitá výjimka, pak může být stejná výjimka z důvodu konzistentnosti aplikována i na dané části vodního útvaru na druhé straně hranice [4]. Způsob odůvodnění výjimky může ovlivnit i míra, jakou vodní útvar dobrého stavu nedosahuje. Lze očekávat, že pokud není dobrého stavu dosaženo jen velmi těsně, bude muset být výjimka odůvodněna nepřiměřenými náklady, neboť lze předpokládat, že poslední krok je technicky proveditelný [9]. Výjimky mohou představovat menší vodní útvary, kde byl již potenciál dostupných opatření vyčerpán [4]. V ostatních případech lze očekávat, že nákladově přiměřená opatření jsou nedostatečná pro dosažení dobrého stavu a výjimka je odůvodněná právě nepřiměřeností nákladů zbývajících opatření. Ukazuje se ovšem, že neexistuje vztah mezi vzdáleností od dobrého stavu a volbou způsobu odůvodnění výjimky [9].
Vysvětlení pro vysokou/nízkou míru využívání výjimky z důvodu nepřiměřených nákladů může představovat přílišná komplexnost národních metodik pro posuzování přiměřenosti nákladů, případně jejich dostupnost [4]. Podoba národní metodiky pro hodnocení nákladové nepřiměřenosti se mezi jednotlivými státy značně liší. WFD totiž nijak nespecifikuje její podobu, ani jaké náklady je možné považovat za nepřiměřené. Není tak možné říct, že náklady převyšující výnosy automaticky znamenají nepřiměřenost [10]. Směrnice pouze stanovuje, že výjimka musí být odůvodněna ekonomickou analýzou, která zahrnuje (i) přímé náklady (např. investice), (ii) přímé přínosy (např. nižší náklady na úpravu vody), (iii) nepřímé náklady (např. poškození ekosystémů) a (iv) nepřímé přínosy (např. vyšší biodiverzita, rekreace). Samotný proces a metoda posuzování jsou však v gesci jednotlivých členských států, což vedlo k vytvoření celé řady metodických dokumentů pro posuzování nákladové přiměřenosti dosahování dobrého stavu [4].
Hodnocení nákladové přiměřenosti ve střední Evropě
Obecně je možné přístupy k hodnocení nákladové přiměřenosti rozdělit do tří základních skupin dle použité metody: (i) monetární analýza nákladů a výnosů (cost-benefit analysis; CBA); (ii) kriteriální CBA; (iii) finanční dostupnost a společenská přijatelnost. Jednotlivé přístupy ilustruje obr. 1. První z přístupů znamená porovnání přínosů a nákladů vyjádřených v peněžních jednotkách, tedy náklady vynaložené na opatření vedoucí k dosažení dobrého stavu a odhad částky odpovídající dodatečným přínosům v případě dosažení dobrého stavu. Druhý z přístupů (kriteriální CBA) porovnává peněžní náklady na opatření s peněžní hodnotou, která je stanovena na základě rovnice a indikátorů a která určuje, o jakou částku je přiměřené zvýšit výdaje na zvyšování kvality vody. Třetí přístup porovnává peněžní náklady na opatření s příjmem jedince/společnosti, která náklady na implementaci a údržbu ponese.
Obr. 1. Přehled metodik na posuzování nákladové přiměřenosti Zdroj: [4]
Národní metodiky často nejsou založeny na jediném typu, ale kombinují několik výše zmíněných přístupů. I metodiky založené na stejném principu se mohou lišit např. v pohledu na hranici nepřiměřenosti. Zatímco česká metodika [11] tuto hranici nijak nestanovuje, francouzská metodika [12] považuje za nepřiměřený poměr přínosů a nákladů hodnotu pod 0,8.
I v rámci států střední Evropy existují značné rozdíly v přístupu k posuzování přiměřenosti nákladů. Přestože se jednotlivé státy shodnou na vhodnosti používání cost-effectiveness analysis a seřazení opatření dle nákladů na jednotku odstraněného polutantu, je možné identifikovat odlišný způsob hodnocení přínosů, který zahrnuje různé kombinace prvků ze všech tří výše popsaných skupin. Zatímco česká metodika [11] používá pouze monetární CBA (vyjádření nákladů a přínosů a jejich porovnání v peněžních jednotkách), německá metodika [13] se zaměřuje na distribuci nákladů (kdo má nést náklady a zda je schopen je hradit) a kriteriální CBA (zahrnutí přínosů v podobě vybraných indikátorů a různých úrovní koeficientů). Rakouskými hlavními kritérii jsou také distribuce nákladů společně s finanční dostupností. Ta je rovněž důležitou součástí slovenské metodiky [14], společně se sociálními a sektorovými dopady a přínosy. Pouze v případě Polska není z reportů jasně zřetelné, jaký přístup je pro hodnocení nepřiměřenosti využíván, respektive doporučován [7].
Metodiky pro Českou republiku a Slovensko navíc nebyly v průběhu prvního plánovacího období k dispozici, což mělo za následek nulový počet aplikací výjimky z dosahování dobrého stavu, které by byly odůvodněné nepřiměřenými náklady. Ve druhém plánovacím období již byly metodiky schválené, přesto se v České republice neobjevila ani jedna výjimka z důvodu nepřiměřených nákladů. Česká metodika je poměrně komplexní a správci povodí ji hodnotili jako příliš komplikovanou a časově náročnou [15]. Na druhou stranu, metodiky v Polsku a Rakousku nejsou příliš specifické a umožňují podat (a získat) výjimku z důvodu nepřiměřených nákladů s relativně malou mírou úsilí [4]. Stejně tak slovenská metodika nepopisuje přesné kroky, které je nutné v rámci analýzy přiměřenosti učinit. To znamená, že zatímco česká metodika popisuje postup podrobněji a díky tomu může být výrazně robustnější a spolehlivější, je zároveň časově mnohem náročnější na provedení, což může případné zájemce o její využití odrazovat. Náklady na provedení analýzy by přitom dle EU měly být úměrné velikosti problému [16]. Postup v rámci české metodiky je jednotný pro všechny případy. Neobsahuje možnosti zjednodušení s ohledem na velikost vodního útvaru či vzdálenost od dobrého stavu. Správci povodí se proto oprávněně mohou obávat, že budou investovat značné prostředky do monetární CBA, aby se ukázalo, že dosažení dobrého stavu není nepřiměřeně nákladné. Poměry aplikace jednotlivých zdůvodnění výjimek prezentované výše naznačují, že správci povodí raději volí cestu technické neproveditelnosti [4], která je pro ně snazší. Tento přístup (volba jiného odůvodnění, než by bylo odpovídající) navíc způsobuje, že není zřejmé, zda je na daném vodním útvaru dobrý stav opravdu nedosažitelný, nebo zda se jedná o záměnu s nepřiměřenými náklady, kdy je např. malý rozpočet prezentován jako důvod nedosažitelnosti dobrého stavu [4]. Takový stav vzbuzuje otázku, zda by nemělo dojít k harmonizaci přístupů na úrovni EU, a to nejen v rámci nepřiměřených nákladů, ale také pro ostatní způsoby odůvodnění výjimky [17].
Na takové úvahy už je ovšem poměrně pozdě, neboť po roce 2027 dojde k významnému omezení způsobů, jakými lze odůvodnit výjimku z dosahování dobrého stavu. Možnými výjimkami budou prodloužení lhůty na dosažení dobrého stavu z důvodu přírodních podmínek nedovolujících toto dosažení a mírnější environmentální nároky z důvodu technologické neproveditelnosti a zejména kvůli nepřiměřeným nákladům [18]. Lze tak očekávat zvýšený počet hodnocení přiměřenosti nákladů na dosahování dobrého stavu. Ne ve všech státech je ovšem výjimka z důvodu nepřiměřených nákladů využívána intenzivně. V České republice tato výjimka doposud nebyla využita vůbec a v Německu se jedná spíše o okrajovou záležitost. Na Slovensku se tento typ výjimky začal využívat až ve druhém plánovacím období.
Konzistentnost při posuzování nákladové přiměřenosti na příkladu vodní nádrže Stanovice
Výše popsané rozdíly mezi jednotlivými národními metodikami vzbuzují otázku, zda je hodnocení nákladové přiměřenosti konzistentní a zda by určitý vodní útvar byl hodnocen stejně v různých státech. Přestože česká metodika nebyla oficiálně použita k odůvodnění výjimky, byla aplikována například na vodní nádrži Stanovice [19]. Na stejném vodním útvaru byla testována i německá metodika zvaná „New Leipzig Approach“, což umožnilo jejich přímé porovnání [20].
Jak bylo naznačeno, obě metodiky přistupují stejně ke kalkulaci nákladů na implementaci a provoz navržených opatření. Rozdíl tak spočívá v tom, s čím vyčíslené náklady porovnávat. Česká metodika specificky požaduje peněžní vyčíslení přínosů v oblasti rekreace, nižších nákladů na úpravu pitné vody a zlepšeného fungování ekosystémů. Výsledná hodnota je poté porovnána s náklady na opatření a je rozhodnuto o případných nepřiměřených nákladech na dosahování dobrého stavu. Další přínosy mohou být zahrnuty jak v peněžní podobě, tak kvalitativně v podobě závěrečného vyhodnocení. Německá metodika oproti tomu hodnotí přínosy dosažení dobrého stavu a vzdálenost od dobrého stavu na škále 0–3 body (skrze několik indikátorů). Na základě těchto ukazatelů a vynaložených prostředků na zlepšování kvality vody v minulosti je pak vypočten tzv. „effort factor“. Ten značí, o kolik je možné zvýšit vynaložené prostředky na dosahování dobrého stavu oproti předchozím rokům.
Na příkladu vodní nádrže Stanovice je vidět, že oba rozdílné přístupy dochází ke stejnému závěru, a sice že dosažení dobrého stavu je nákladově přiměřené. Anualizované náklady na dosažení dobrého stavu na vodní nádrži Stanovice byly stanoveny na 1,04 mil. Kč[1]. Oproti tomu přínosy byly dle české metodiky odhadnuty na 6,99 mil. Kč a německá metodika povoluje zvýšit dosavadní investice o 1,52 mil. Kč ročně.
Závěr
Je tedy možné tvrdit, že není důležité, jaká metodika je pro analýzu použita, protože dochází ke stejným výsledkům? Takový závěr jednoznačně stanovit nelze a spíše se zdá, že každá z metodik má své přednosti a negativa a navzájem se doplňují [5]. Jedna z hlavních výtek, kterým německý přístup čelí, je využívání výdajů z minulých let, které nemusí nutně souviset se zlepšováním kvality vod (např. náklady spojené s povodněmi) a mohou se regionálně značně lišit [20]. Dalším problémem zůstává hodnocení přínosů dosažení dobrého stavu. Přestože se německá metodika vyhýbá problematické a často kritizované monetizaci přínosů, objektivní ohodnocení jednotlivých kategorií na škále 0–3 je velmi náročné a není jasné, jaká kritéria musí být splněna, aby bylo možné zvýšit hodnocení o další stupeň. To může souviset i s faktem, že aplikace německé metodiky vyžaduje velmi specifická data, která ovšem v českých podmínkách nemusí být vždy k dispozici [20]. Na druhou stranu, německá metodika je časově nenáročná [20] a její výsledky mohou být snadno porovnány na větším množství vodních útvarů [5], což se zejména v Německu stalo běžnou praxí [21, 22]. Koncem druhého plánovacího období byl ve Španělsku navržen a testován přístup, který vychází z německé metodiky a modifikuje určité kroky ve snaze o větší objektivnost [23]. Využíváním tohoto přístupu by některé slabé stránky kriteriálního přístupu mohly být potlačeny. Inovovaná verze navrhuje, aby byly výdaje v minulosti počítány jako celoevropský průměr, a to v přepočtu na HDP, nikoliv na čtvereční kilometr. Tím pádem by byla pozornost výrazněji zaměřena na zalidněné oblasti. Z výpočtu jsou navíc odstraněny problematické odhady dodatečných přínosů.
Možným řešením pro období po roce 2027 je harmonizace napříč Evropou, kdy by nenáročný německý přístup (nebo jeho modifikovaná verze) byl využíván pro prvotní analýzu. V případě jasného výsledku by tato analýza byla postačující pro rozhodnutí o udělení výjimky z dosahování dobrého stavu. Naopak v případě těsného výsledku by byla provedena robustní CBA [5] a ideálně i otestování vybraných opatření pomocí statistických metod, které by určily, zda je jejich implementací skutečně možné dosáhnout dobrého stavu. Použitelnými nástroji jsou např. Bayesovské sítě [24] nebo Fuzzy logika [25]. Tato změna by pomohla zejména přeshraničním vodním útvarům a zvýšila by důvěru v samotný princip přiměřenosti, neboť netransparentnost odůvodnění jednotlivých výjimek je kritizována i ze strany EU [7].
Literatura/References
[1] Todo, K; Sato, K. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. Environmental Research Quarterly 2002:66–106. [2] European Commission. European overview – river basin management plans. Accompanying the document Report from the commission to the European parliament and the council implementation of the Water Framework Directive (2000/60/EC) and the Floods Directive (2007/60/EC) second river basin management plans, first flood risk management plans 2019. [3] European Environment Agency. Ecological status of surface water bodies 2018. [4] Macháč, J; Brabec, J; Vojáček, O. Development and implementation of concept of disproportionate costs in water management in Central Europe in the light of the EU WFD. Water Alternatives 2020;13:618–33. [5] Brabec, J. Principle of cost proportionality in EU environmental legislation: lessons learned from implementing water and air protection. Doctoral Thesis. Charles University in Prague, 2022. [6] European Commission. Country-specific assessments for EU Member States and Norway (Volumes 3-30) 2012. [7] European Commission. Country-specific assessments for EU Member States’ second river basin management plans: Austria, Czech Republic, Germany, Poland and Slovakia 2019. [8] European Environment Agency. European Waters Assessment of status and pressures. Report No. 7 2018. [9] Bolinches, A; Paredes-Arquiola, J; Garrido, A; De Stefano, L. A comparative analysis of the application of water quality exemptions in the European Union: The case of nitrogen. Science of The Total Environment 2020;739:139891. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.139891. [10] De Nocker, L; Broekx, S; Liekens, I; Görlach, B; Jantzen, J; Campling, P. Costs and Benefits associated with the implementation of the Water Framework Directive, with a special focus on agriculture. 2007. [11] Slavíková, L; Vojáček, O; Macháč, J; Hekrle, M; Ansorge, L. Metodika k aplikaci výjimek z důvodu nákladové nepřiměřenosti opatření k dosahování dobrého stavu vodních útvarů. Výzkumný ústav vodohospodářský TG Masaryka, vvi; 2015. [12] Feuillette, S; Levrel, H; Boeuf, B; Blanquart, S; Gorin, O; Monaco, G, et al. The use of cost–benefit analysis in environmental policies: Some issues raised by the Water Framework Directive implementation in France. Environmental Science & Policy 2016;57:79–85. https://doi.org/10.1016/j.envsci.2015.12.002. [13] Klauer, B; Sigel, K; Schiller, J; Hagemann, N; Kern, K. Unverhältnismäßige Kosten nach EG-Wasserrahmenrichtlinie. Ein Verfahren Zur Begründung Weniger Strenger Umweltziele UFZ-Bericht 2015;1. [14] Výskumný ústav vodného hospodárstva. Ekonomické zdôvodnenie výnimiek podľa čl. 4(4) RSV uplatnených v plánoch manažmentu povodí pre druhý plánovací cyklus (2016-2021) 2014. [15] UJEP. Workshop with water managers from river basins in the Czech Republic, Prague: 2014. [16] European Commission. Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive – Guidance Document No. 20 2009. [17] Bolinches, A; De Stefano, L; Paredes-Arquiola, J; Valerio, C; Garrido, A. Setting the threshold: An analysis of different approaches for the definition of exemptions to water quality objectives in the European Union. oral; 2020. https://doi.org/10.5194/egusphere-egu2020-9045. [18] Carvalho, L; Mackay, E. B.; Cardoso, A. C.; Baattrup-Pedersen, A; Birk S; Blackstock, K. L. et al. Protecting and restoring Europe’s waters: An analysis of the future development needs of the Water Framework Directive. Science of The Total Environment 2019;658:1228–38. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.12.255. [19] Macháč, J; Ansorge, L; Brabec, J; Rosendorf, P. Využití nákladové nepřiměřenosti pro zdůvodnění výjimek nedosažení dobrého stavu podle Rámcové směrnice o vodě (2000/60/ES). Vodní Hospodářství 2017:6–11. [20] Macháč, J; Brabec, J. Assessment of Disproportionate Costs According to the WFD: Comparison of Applications of two Approaches in the Catchment of the Stanovice Reservoir (Czech Republic). Water Resources Management 2018;32:1453–66. https://doi.org/10.1007/s11269-017-1879-z. [21] Klauer, B; Sigel, K; Schiller, J. Disproportionate costs in the EU Water Framework Directive—How to justify less stringent environmental objectives. Environmental Science & Policy 2016;59:10–7. [22] Klauer, B; Schiller, J; Sigel, K. Is the Achievement of “Good Status” for German Surface Waters Disproportionately Expensive?—Comparing Two Approaches to Assess Disproportionately High Costs in the Context of the European Water Framework Directive. Water 2017;9:554. [23] Bolinches, A; Stefano, L. D; Paredes-Arquiola, J. Too expensive to be worth it? A methodology to identify disproportionate costs of environmental measures as applied to the Middle Tagus River, Spain. Journal of Environmental Planning and Management 2020;0:1–23. https://doi.org/10.1080/09640568.2020.1726731. [24] Barton, D. N.; Saloranta, T; Moe, S. J.; Eggestad, H. O.; Kuikka, S. Bayesian belief networks as a meta-modelling tool in integrated river basin management—Pros and cons in evaluating nutrient abatement decisions under uncertainty in a Norwegian river basin. Ecological Economics 2008;66:91–104. [25] Kontogianni, A; Tourkolias, C; Damigos, D; Skourtos, M; Zanou, B. Modeling expert judgment to assess cost-effectiveness of EU Marine Strategy Framework Directive programs of measures. Marine Policy 2015;62:203–12. https://doi.org/10.1016/j.marpol.2015.09.002.
Ing. Jan Brabec, Ph.D.
Ing. Jan Macháč, Ph.D.
Fakulta sociálně ekonomická
Univerzita Jana Evangelisty Purkyně v Ústí nad Labem
Moskevská 54
400 96 Ústí nad Labem
brabec()e-academia.eu
736 187 163
