| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Forprojekt til værdisætning af grundvand

2 Værdisætning af grundvand som ressource

• 2.1 Værdien af grundvand som ressource
• 2.2 Goder der knytter sig til anvendelsen af grundvand
• 2.3 Værdisætning af grundvandsressourcen
• 2.4 Metoder
• 2.5 Relevante bindinger og miljømål vedrørende grundvandsressourcen
• 2.6 Sammenfatning

2.1 Værdien af grundvand som ressource

Ved overvejelser om en egentlig værdisætning af grundvandsressourcen er det væsentligt at opstille en konceptuel ramme for beskrivelse af de forskellige funktioner eller værdier, som knytter sig til grundvandsressourcen; både brugs- og ikke-brugsværdier. I den følgende fremstilling tages et antropocentrisk udgangspunkt for beskrivelse af de goder, som grundvandsressourcen har betydning for. Således er det alene ressourcens værdi set fra menneskets synspunkt, som afspejles i resultaterne fra værdisætningsstudier.

Økonomisk teori og dermed værdisætning baserer sig på marginalnytte- ræsonnementer, dvs. hvor meget den enkelte er villig til at afgive af et gode (fx indkomst) for at kunne forbruge en enhed mere af et alternativt gode (fx drikkevand af en bestemt kvalitet). Dette betyder, at der principielt er tale om marginale priser og ikke absolutte værdier. Resultaterne af et værdisætningsstudie opgør derfor betalingsviljen for en ekstra enhed drikkevand af en bestemt kvalitet og ikke værdien af godet "vand".

Dette er særdeles vigtigt ved fortolkning og anvendelse af resultater fra værdisætningsstudier, idet det betyder, at det ikke er grundvandsressourcens samlede værdi, der er genstand for værdisætningen, men betalingsviljen for marginale ændringer i de goder, der følger af den menneskelige anvendelse af grundvand.

Endvidere er udgangspunktet væsentligt: hvordan påvirkes befolkningens betalingsvilje af den hidtidige vandforsyning. Vil rent drikkevand tilægges en anden værdi i områder der har grundvand af rimelig kvalitet, sammenlignet med områder hvor grundvandet er af dårligere kvalitet, og hvordan skal eventuelle forskelle fortolkes?

2.2 Goder der knytter sig til anvendelsen af grundvand

Grundvand er i Danmark, som nævnt, den alt overvejende kilde til drikkevand, og som følge heraf har der været stor politisk og administrativ fokus på aspekter der knytter sig hertil, hvilket afspejler sig i national lovgivning og regulering.

Foruden anvendelsen til drikkevand i husholdningerne, anvendes grundvand (bl.a. gennem drikkevandsforsyningen) til husdyr- og industriproduktion, herunder afgrødevanding, ligesom grundvand gennem det hydrologiske system spiller en væsentlig rolle for overfladevand i søer, vandløb samt kildevæld. Kvaliteten af disse brugsformer er ligesom drikkevandet reguleret i national lovgivning og gennem EU's Vandrammedirektiv. Et hovedprincip i Vandrammedirektivet er, at vandressourceforvaltningen skal ske ud fra helhedsbetragtninger, hvor vandkvantitet, vandkvalitet, fysiske forhold, økologiske forhold og økonomiske forhold skal vurderes samlet, og hvor forskellige forekomster af vand skal ses i sammenhæng. Der er ved fastlæggelse af miljømålene for grundvand, efter Vandrammedirektivets definitioner, behov for at klarlægge grundvandets betydning for den økologiske tilstand i bl.a. vandløb.

Grundvandsressourcen har således primær betydning for frembringelsen af en række markedsomsatte goder som fx drikkevand og industri- og landbrugsprodukter, samt for en række ikke-markedsomsatte goder som fx landskab og biodiversitet. Desuden har grundvand sekundært betydning for eksempelvis næringsstoftilbageholdelse fra vådområder og dermed biodiversiteten i søer og fjorde. I tabel 2.1 er de forskellige typer af goder, der knytter sig til grundvand, beskrevet, ligesom sammenhængen til grundvandsressourcen er omtalt. Desuden er det angivet om der er tale om markedsomsatte eller ikke-markedsomsatte goder, samt hvilke typer af værdier de omfatter.

Tabel 2.1. Goder der knytter sig til grundvandsressourcen

Eksistensværdien omfatter værdien af at et gode eller en ressource findes, selv om respondenten ikke gør brug af godet, eller påtænker ikke at gøre brug af det i fremtiden. Optionsværdi omtales også i flæng som testamentarisk værdi (fx i Pearce & Turner, 1990). De to termer dækker principielt over det samme, nemlig værdien af at kunne forbruge et gode eller en ressource i fremtiden, men sidstnævnte forstås ofte som dækkende goder forbundet med intergenerations problemstillinger.

Det ses, at grundvandsressourcen – og dermed anvendelsen af denne – har betydning for en lang række goder, samt at disse goder omfatter både brugs, eksistens og optionsværdier. Eksempelvis vil effekten på godet "biodiversitet" omfatte brugsværdier i form af befolkningens oplevelse af flora og fauna ved rekreative aktiviteter samt eksistens- og optionsværdi, såfremt forekomsten af bestemte arter eller naturtyper trues som følge af grundvandsindvindingen.

2.3 Værdisætning af grundvandsressourcen

I sammenhæng med gennemførelse af værdistudier for ændringer i grundvandsressourcen, skal disse ideelt set omfatte samtlige goder, som er omtalt i tabellen, men i praksis vil metodevalg samt design af konkrete studier være afgørende for hvilke som reelt vil indgå. Dette spørgsmål vendes der tilbage til i de kommende kapitler, idet der her fokuseres på en økonomisk beskrivelse af grundvandsressourcen og dens anvendelse.

Grundvandsressourcen og påvirkningen af de dertil knyttede goder (tabel 2.1) kan karakteriseres både ved kvantiteten og kvaliteten af ressourcen. Kvantiteten påvirkes direkte som følge af indvindingen til forbrug, medens kvaliteten påvirkes gennem forurening af grundvandsressourcen fra industri, landbrug, husholdninger, mv. Kvaliteten kan også påvirkes af indvindingsmængden – i områder med kalk kan der fx opstå for høje nikkelindhold, og i områder hvor der er salt grundvand dybere nede, kan saltet trækkes op ved for stor indvinding. Disse kvalitetsforringelser kan være irreversible inden for en overskuelig tidshorisont.

Den menneskelige påvirkning har således betydning både i ressource- og miljøøkonomisk forstand. Hermed forstås, at de ressourceøkonomiske aspekter omfatter den direkte indvinding og anvendelse af grundvandsressourcen, fx hvor meget, hvornår og hvorfra, medens de miljøøkonomiske aspekter omfatter eksternaliteter af andre aktiviteter på kvaliteten af grundvandsressourcen.

I den følgende fremstilling fokuseres på de ressourceøkonomiske aspekter, idet de kvalitative aspekter opfattes som attributter ved grundvandsressourcen, som søges påvirket gennem miljøpolitikken. Desuden er det i praksis således, at vandboringer lukkes, hvis de eksempelvis er pesticidforurenede, således at indvindingen flyttes, hvorfor der er en direkte sammenhæng mellem kvalitet og de facto kvantitet. Ressourceøkonomisk teori tager udgangspunkt i en klassisk artikel af Hotelling (1931): "The Economics of Exhaustible Ressources" og siden hen er der udviklet en betydelig litteratur på området. Ofte arbejdes der med en opdeling på to hovedtyper af ressourcer:

1) udtømmelige ressourcer, og
2) selvfornyende ressourcer.

Mellem disse to yderpunkter er der mange mellemformer.

Grundvand hører under de "betinget" selvfornyende ressourcer, det vil sige at der sker en regenerering af grundvandsressourcen gennem infiltration af regnvand og grundvandsdannelse, om end dette sker over lang tid i nogle grundvandsmagasiner.

Den udnyttelige grundvandsressource udgør kun en brøkdel af nettonedbøren. Vandrådet nåede i 1992 frem til en samlet udnyttelig ressource på 15 % af nettonedbøren (udnyttelig ressource = 1,8 mia. m³/år / nettonedbør = 12 mia. m³/år), hvorimod den seneste landsdækkende opgørelse med den nationale vandressourcemodel (Henriksen og Sonnenborg, 2003) viser en udnyttelig ressource på 6 % af nettonedbøren (udnyttelig ressource = 1,0 mia. m³/år / nettonedbør = 16 mia. m³/år). Den primære forklaring på denne nedskrivning er, at den nye opgørelse regner detaljeret på hele ferskvandskredsløbet, og at påvirkninger af natur og vandløb begrænser de mængder, vi kan indvinde fra grundvandet. Grundvandsdannelsen kan ikke ses uafhængigt af indvindingen: Når grundvandets niveau er højt, strømmer der vand ud i vandløbene. Når grundvandet synker under et vist niveau, løber grundvandet ikke ud i vandløbene mere - det bliver i grundvandsmagasinet. Det vand der ikke ledes ud i vandløbet kan altså udnyttes, men indvindingspotentialet er endeligt.

Hertil kommer at problemer med vandkvaliteten i det øvre grundvand betyder at dele af denne ressource i en årrække må afskrives. Der er her dels forøget risiko for at trække nitrat og pesticider ned fra de øvre forurenede magasiner og dels for frigivelse af stoffer fra undergrunden, fx nikkel, når der pumpes for meget. Det anslås at knap en tredjedel af grundvandsdannelsen til de dybere magasiner (30-50 meters dybde) er udnyttelig, svarende til ca. 10 % af nettonedbøren (Henriksen og Sonnenborg, 2003).

Der er altså to særlige forhold ved grundvand. For det første er den udnyttelige ressource (regenereringen) kun betinget uafhængig af forbruget af ressourcen, dvs. kun når indvindingen ikke indebærer overudnyttelse. Såfremt ressourcen overudnyttes er værdien af regenereringen tvivlsom, og grundvandet skifter her karakter fra værende en fornyelig ressource i retning af en udtømmelig ressource . Dette gælder også ved forurening: I takt med at vandboringer flyttes mod større dybde, følger forureningen blot efter indtil hele magasinet er forurenet. Dette betyder, at det samlede indvindingspotentiale på en given lokalitet i en given periode er endeligt.

For det andet sker regenereringen langsomt, hvorfor forurening af grundvandsressourcen vil påvirke kvaliteten i en længere årrække selv efter at forureningen er ophørt. Disse forhold betyder, at marginale indvindingsomkostninger vil være stigende. Argumentet er, at hvis potentialet er udnyttet på en lokalitet eller den lokale grundvandsressource er forurenet, må indvindingen flyttes til en ny lokalitet, hvilket øger marginalomkostningerne. Det nye er her, jf. den seneste landsdækkende ressourceopgørelse, at der ikke er andre steder at flytte indvindingen hen, fx på Sjælland, hvor nye vandmængder vil skulle hentes i meget store afstande fra København. Samtidigt vil det også være således, at forbruget i periode 1 kan være bestemmende for indvindingspotentialet i kommende perioder. Dette vil være tilfældet, såfremt forbruget i periode 1 overstiger regenereringsraten i samme periode (fx ved forurening af magasinet). I dette tilfælde bør omkostningerne ved forbruget i periode 1 både omfatte de direkte indvindingsomkostninger samt de ekstra indvindingsomkostninger i fremtidige perioder. Sidstnævnte er det, der i litteraturen kaldes ressourcerenten.

Ressourcerenten forbindes oftest med optionsværdien for den direkte anvendelse af grundvand til forbrug, men kunne principielt også omfatte effekterne på de øvrige goder, såfremt hensynet til disse afspejles i forskellige indvindingsstrategier med dertil hørende omkostninger. Dette kræver dog, at der foreligger konkrete politiske målsætninger for den maksimale påvirkning af disse gennem grundvandsindvindinger. I Københavns Amt og visse andre steder i landet (fx på Samsø) er der til vandindvindingstilladelser knyttet et mål i form af stop for indvinding, såfremt grundvandspejlet i en længere tør perioden, sænkes til under en given kote. Bortset fra disse enkeltstående tilfælde har der ikke været tradition for at arbejde med "dynamiske indvindingstilladelser" i Danmark, hvor konkrete målsætninger til fx grundvandsspejl eller vandføring er indarbejdet i tilladelsen. Til vandløbene foreligger der imidlertid mange steder konkrete politiske målsætninger for maksimal påvirkning. Disse fastsættes i regionplanerne.

Ressourcerentens størrelse vil afhænge af om der sker en overudnyttelse af grundvandsressourcen. På en lokalitet med tilstrækkeligt grundvand i forhold til efterspørgslen skal der ikke beregnes nogen ressourcerente. Det skal der derimod hvor der sker en indvinding af grundvand ud over regenereringsraten og det er derfor væsentligt at beskrive, hvilke kriterier der ligger til grund for vurderinger heraf.

I området København, Roskilde, Køge viser den seneste undersøgelse af grundvandsressourcens størrelse (Henriksen og Sonnenborg, 2003) en overudnyttelse på 3-4 gange den udnyttelige ressource, alene bedømt i forhold til hensynet til en sikring af grundvandskvaliteten. I dette områder er der samtidig en massiv forurening med både nikkel, pesticider og andre miljøfremmede stoffer som underbygger den overudnyttede tilstand, og som her også slår igennem i råvandskvaliteten ved kildepladserne.

På grundlag af gennemgangen ovenfor foreslås det, at værdisætningen af effekterne af forskellige strategier for grundvandsindvinding opdeles på de egentlige produktionsomkostninger, inklusiv en evt. ressourcerente samt påvirkningen af øvrige goder, som knytter sig til grundvandsressourcen, beskrevet ved en række miljø- og landskabsattributter (indikatorer). Dermed kan den enkelte respondents (i) nytte ved en given indvinding af grundvand til drikkevand (j) beskrives ved følgende indirekte nyttefunktion:

U_ij= V_ij( P^I_ij, P^R_ij, X_ij, Z_i) + e_ij (formel 1)

hvor

PIj og PRj er henholdsvis indvindingsprisen samt den eventuelle ressourcerente

X_ij er drikkevandets kvalitet samt afledte effekter på miljø- og landskabsattributterne

Z er den enkelte respondents karakteristika

e_ij et stokastiske element.

V_ij( PIj, PRj, X_ij, Z_i) er den deterministiske og observerbare del af den

samlede nytte. Det er dennes formels koefficienter som skal estimeres på grundlag af indsamlede data, såfremt værdisætningen af forskellige niveauer for grundvandsindvinding gennemføres på grundlag af data for hypotetiske markeder.

Formlens variable svarer principielt til de goder, knyttet til grundvandsressourcen, der er omtalt i tabel 2.1. Afhængigt af det konkrete design vil værdisætningsstudier omfatte en eller flere af disse parametre, hvilket giver grundlag for at estimere de dertil knyttede koefficienter (betalingsviljen).

2.4 Metoder

Værdisætning af miljøgoder kan gennemføres med en række forskellige metoder. Overordnet kan man skelne mellem omkostningsbaserede metoder og præferencebaserede metoder. Ved den omkostningsbaserede metode sættes prisen til omkostningerne ved indvinding samt sikring af den ønskede grundvandskvalitet, idet det antages at de politiske prioriteringer, som ligger til grund for den førte politik repræsenterer samfundets betalingsvilje. Ved den præferencebaserede metode søges præferencerne opgjort ved at spørge et repræsentativt udvalg af respondenter om deres betalingsvilje for forskellige kombinationer af de attributter, der knytter sig til grundvandsressourcen.

Den præferencebaserede tilgang har den fordel i forhold til den omkostningsbaserede metode, at det er muligt at estimere den marginale betalingsvilje hos forbrugerne for samtlige af grundvandsressourcens attributter. Derimod afspejler den omkostningsbaserede metode beslutningstagernes betalingsvilje for at opnå en given grundvandskvalitet uden at attributterne nødvendigvis er præcist beskrevne. Omvendt kan de præferencebaserede metoder føre til problemer med at opnå valide svar som følge af at spørgsmålene netop er hypotetiske. Der er derfor risiko for, at de adspurgte ikke afslører deres reelle betalingsvilje.

Hvilken metode, der bør foretrækkes, afhænger af den konkrete sammenhæng. I forhold til værdisætning af grundvand er, som nævnt, ændringer i kvaliteten af drikkevand og herunder afledte humane effekter en betydningsfuld egenskab ved grundvandsressourcen. Men også de afledte effekter for andre miljø- og naturindikatorer er af betydning. Nogle af effekterne – fx drikkevandskvaliteten har klare brugsaspekter. Men de øvrige effekter kan involvere væsentlige eksistensværdielementer, hvilket nødvendiggør anvendelsen af hypotetiske værdisætningsstudier.

Grundet de skitserede fordele og ulemper ved de to tilgange behandles begge i det følgende med henblik på at give et nuanceret grundlag for beslutninger om videre studier.

Den omkostningsbaserede metode

Ved den omkostningsbaserede metode søges betalingsviljen opgjort på grundlag af gennemførte (politiske) handlinger. Den afgørende antagelse er her, at de afholdte omkostninger er identiske med betalingsviljen for de goder, der opstår ved den gennemførte indvinding og kvalitet af grundvand til drikkevand. Med anvendelse af terminologien i formel 1 svarer dette til at:

C_ij = V _ij( P^I_ij, P^R_ij, X_ij) + e_ij (formel 2)

hvor

C_ij er de afholdte omkostninger til produktion af drikkevand samt til beskyttelse af grundvandsressourcen, idet i her ikke refererer til de enkelte respondenter, men de politiske beslutningstagere.

Indvindingsomkostningerne opgøres som de direkte omkostninger ved produktion af drikkevand samt omkostningerne foranlediget af de defensive foranstaltningers beskyttelse af vandressourcen. De direkte omkostninger omfatter således investeringer og løbende ressourceforbrug ved grundvandsindvinding og distribution af vandværksvand til forbrugerne. Defensive omkostninger skyldes de krav som landbruget og andre sektorer er pålagt med henblik på grundvandsbeskyttelse samt de administrative omkostninger ved at implementere og håndhæve disse.

Alle relevante defensive omkostninger, der afholdes for at opnå den ønskede drikkevandskvalitet, bør medregnes ved opgørelsen, såfremt målet er at opgøre totalomkostningerne. Ved opgørelse af marginalomkostninger er det kun ekstraomkostninger i forbindelse med en ændret indvinding af grundvandsressourcen, som skal medtages. Det er væsentligt at den estimerede pris vil være givet af det sæt af attributter (nitrat- og pesticidindhold i drikkevandet, økologiske effekt mv.) som følger af det aktuelle forbrug og de aktuelle defensive omkostninger. Dermed refererer den omkostningsbaserede pris til en given tilstand for godet: "grundvand anvendt som drikkevand", og kan derfor også kun anvendes inden for et begrænset interval for ændringer i godet.

Den præferencebaserede metode

Formålet med de præferencebaserede metoder er helt generelt at kvantificere betalingsvilligheden for ikke-markedsomsatte miljøgoder. Målet er således det samme som ved den omkostningsbaserede metode, men en afgørende forskel er at der her ses på forbrugernes (slutbrugernes) præferencer, modsat de politiske præferencer ved den omkostningsbaserede metode.

Da drikkevand omsættes på et marked (om end et marked præget af monopolvirksomhed), kunne forbrugerpræferencerne ideelt set estimeres på baggrund af observeret markedsadfærd. Imidlertid har forbrugerne reelt ikke nogen valgmulighed eller information med hensyn til kvaliteten af drikkevandet og de økologiske effekter ved indvinding af dette, hvorfor præferencerne for ændringer i disse attributter ikke kan estimeres på grundlag af det eksisterende vandmarked. Endvidere er det også ønskeligt at bestemme betalingsviljen for beskyttelse af grundvandet mere bredt end kun beskyttelse af drikkevandet.

Derfor er det nødvendigt at præsentere forbrugerne for hypotetiske valgmuligheder for at estimere betalingsviljen for beskyttelsestiltag vedrørende grundvandet. Der tales også om hypotetiske markeder, hvormed menes, at forbrugerne bliver bedt om at foretage deres forbrugsvalg under forudsætning af, at de har en reel valgmulighed og at de skal kunne afholde de økonomiske omkostninger herved over deres husholdningsbudget. På denne vis søges det at simulere købssituationen som den foregår med markedsomsatte goder.

De hypotetiske metoder er de mest hyppigt anvendte metoder både indenfor litteraturen og i policysammenhæng (fx i USA, men også i de øvrige nordiske lande). Metoderne er anvendt til at værdisætte et bredt spekter af problemstillinger, og har tidligere fundet anvendelse i studier af rekreative goder (Dubgaard, 1996;1998), dyrevelfærd (Bennett og Larson, 1996), truede dyrearter (Jakobsson og Dragun, 1996) og transportsikkerhed (Jones-Lee et al., 1985) for at nævne nogle eksempler.

Metoderne kan enten sigte mod at opgøre betalingsvilligheden (Willingness To Pay), eller mod at afsløre den kompensation, der gør en given (negativ) miljøeffekt acceptabel (Willingness To Accept). I flere studier har det også vist sig (se for eksempel Diamond og Hausmann (1993) og Milgrom (1993)) at WTP og WTA er forskellig. Der findes en række teoretiske forklaringer på forskellen. Krutilla (1967) og Hanemann (1991) argumenterer for, at der kan være stor forskel på WTP og WTA hvis det betragtede gode ikke har tætte substitutter, men den væsentligste forklaring kan findes i den såkaldte indkomsteffekt (se Mitchell og Carson, 1989). Forklaringen i indkomsteffekten er, at hvis betalingen eller kompensationen udgør en stor del af respondenternes samlede indkomst kan forskelle mellem WTA og WTP forklares hermed. Men i de fleste studier er der tale om at WTP og WTA er negligerbare i forhold til den samlede indkomst, hvorfor de to mål bør være ens i forhold til metodens fundering i økonomisk teori (se Diamond & Hausmann, 1993; Milgrom, 1993). I nyere litteratur anbefales opgørelse af betalingsvillighed (WTP); bl.a. NOAA ^[2]panelet anbefaler dette mål. Begrundelsen er bl.a. at der fås et konservativt mål for betalingsviljen ved at anvende dette mål.

Der findes en lang række metoder, som gennem hypotetiske markeder har til formål at afsløre præferencer for ikke-markedsomsatte goder. Udformningen af de enkelte metoder varierer også i praksis fra studie til studie. Som nævnt gives en generel beskrivelse af de mest relevante metoder for denne problemstilling i kapitel 4, mens der gives konkrete eksempler på anvendelser fra litteraturen i kapitel 5.

2.5 Relevante bindinger og miljømål vedrørende grundvandsressourcen

Indledningsvist stillede vi spørgsmålet om hvilke eventuelle bindinger reguleringen, specielt EU's Drikkevands- og Vandrammedirektiv, betyder for definitionen af goderne og for valget af de goder der værdisættes (jf. tabel 2.1.). Som nævnt i afsnit 2.1 er der opstillet en række miljømål i både national regulering og i Drikkevands- og Vandrammedirektiverne, og disse mål har selvfølgelig relevans for de konkrete problemstillinger der lægges til grund i værdisætningen af grundvand.

Hverken Vandramme- eller Drikkevandsdirektivet omfatter egentlige krav om, at medlemstaterne skal udføre værdisætning i forbindelse med implementeringen af mål og virkemidler. WATECO ( Working Group on Water Economics - en uformel økonomisk ekspertgruppe nedsat til at rådgive om økonomiske analyser ifm. Vandrammedirektivet) - anbefaler dog, at værdien af vandressourcerne opgøres så der ud over omkostningseffektivitetsanalyse af virkemidler også kan foretages vurderinger af benefits.

Vandramme- og Drikkevandsdirektiverne omfatter endvidere fordringer og krav som har betydning for definitionen af de goder og kvaliteter, som grundvandet iht. direktiverne skal besidde. Vandrammedirektivet fordrer fx at forringelse af overfladevandets og grundvandets tilstand skal forebygges, og det grundvand (og overfladevand) der allerede er skadet, skal restaureres, så det indenfor en tidshorisont på 15 år har en "god tilstand". Med "god tilstand" menes der for grundvand, at

• vandindvindingen ikke overstiger en brøkdel af grundvandsdannelsen på længere sigt – det vil sige, at der er krav til kvantiteten,
• grundvandet har en god kemisk kvalitet. (Miljøstyrelsen, 2002b).

Der foreligger ikke i øjeblikket en nærmere definition af hvad der konkret menes med disse miljømål. Ifølge den seneste ressourceopgørelse kan der kun udnyttes 6 % af grundvandsdannelsen (nettonedbøren), såfremt både vandløb og natur samt grundvandskvalitet skal tilgodeses (Henriksen og Sonnenborg, 2003), og kun hvis man slækker på hensynet til vandløb vil man kunne indvinde op til ca. 10 % af nettonedbøren.

Der er kun faste krav til den kemiske kvalitet af grundvandet for nitrat og pesticider. For nitrat gælder grænsen på maks. 50 mg nitrat i drikkevand også for grundvand, og der må ikke findes pesticidrester over 0,1 mikrogram/l (Miljøstyrelsen, 2000). Problemstillinger og kvalitetsindikatorer i konkrete værdisætningsundersøgelser af grundvand kan derfor relateres til disse mål. Der er store geografiske variationer i fundene af nitrat og pesticider i grundvandet (jf. fx Miljøstyrelsen 2000) – bl.a. i drikkevandsboringer, hvilket der bør tages hensyn til ved udvalg af områder for konkrete værdisætningsundersøgelser (jf. kapitel 5.).

Ift. overfladevand, også overfladevand der påvirkes af grundvandstilstrømning, opereres der med konkrete mål. Der er i vandrammedirektivet lagt op til, at der skal fastsættes særlige miljømål om "godt økologisk potentiale" for stærkt modificerede vandområder. Den konkrete fortolkning af hvad gunstig og god kvalitet kræver er endnu ikke fastlagt. Konkrete mål kan formuleres i forhold til tilstedeværelse, og evt. antal, af bestemte arter i vandmiljøet.

En rapport udgivet i 2002 (Miljøstyrelsen, 2002b) indeholder en omfattende redegørelse for eksisterende viden, og også for vidensbehovet, vedr. kvalitet af grundvand, herunder for grundvandets påvirkning af overfladevand ved forskellige udnyttelse af grundvandet. Eksplicit beskrives miljø- og økologiske effekter af forskellige former for grundvandsindvinding mv. i relation til påvirkningen af overfladevand, fx for smådyrsfauna og fiskefauna. For eksempel vil oppumpning af grundvand medføre en reduktion i vandføringen i tilstødende åer og vandløb, og der vil i mange tilfælde ske en reduktion af vandbundens vanddækkede areal. Disse reduktioner kan have betydelige konsekvenser for flora og fauna der har levesteder i disse områder, og både antal og udbredelse kan reduceres.

Omfanget af denne form for påvirkning af de biologiske forhold afhænger bl.a. af hvor hyppigt der sker tørlægning, over hvor lang tid, arternes eventuelle tilpasninger til udtørring og tilgang til andre områder (refugier). Også reduktion i vandføring og lavere strømhastigheder kan have konsekvenser for fauna og andre organismer - sand og finere partikler kan sedimenteres, og medføre ændringer i bundforholdene.

I forbindelse med den landsdækkende vandressourceopgørelse (Henriksen og Sonnenborg, 2003) er det vurderet, at der ved vandindvinding kan tages ca. 1/10 af middelafstrømningen til vandløb fra grundvand og drænvand. En acceptabel påvirkning af minimumsvandføringen i sommerperioden i vandløb er vurderet i forhold til fastsatte recipientmålsætninger for de enkelte vandløbsstrækninger (5, 10, 15, 25 og 50 % påvirkning i forhold til referencesituationen "uden pumpning"). Eksempelvis antages maks. 10 % påvirkning for gyde- og opvækstområder for laksefisk. Disse påvirkningsgrader er baseret på en vejledning i vandforsyningsplanlægning tilbage fra 1979.

Denne form for viden om effekterne af ændret grundvandsanvendelse kan bruges som indikatorer i værdisætningssammenhæng, i det omfang data og resultater er generaliserbare. Indikatorerne kan præsenteres for respondenter på forskellig vis, hvilket vi har været inde på i afsnit 2.4, og vender tilbage til i kapitel 5.

Den danske vandforsyningslov omfatter endvidere bestemmelser om at vandværkerne skal informere borgerne om drikkevandskvalitet. Vandværkerne skal stille information om det leverede drikkevand til rådighed for alle forbrugere i vandværkets forsyningsområde, bl.a. om drikkevandets kvalitet, vandbehandlingen på vandværket samt om indvindingsforhold. Vandværkerne kan selv vælge hvordan denne information skal tilgå borgerne. Konkrete spørgsmål i værdisætningen kan bl.a. baseres herpå, ved at de udformes med udgangspunkt i de formuleringer, der ellers tages i anvendelse i vandværkernes information til forbrugerne. Vi uddyber dette i kapitel 6.

2.6 Sammenfatning

De goder der knytter sig til grundvand som ressource er foruden brugsværdier som fx anvendelse til drikkevand og input til industriel og landbrugsmæssig anvendelse, ikke markedsomsatte brugs- og ikke-brugsværdier som skyldes den påvirkning grundvandskvaliteten har på overfladevand og vandindholdet i søer og åer. Det påvirker bl.a. landskabets udseende og funktion samt biodiversitetsforhold. Grundvandsstanden har også betydning for faktorer som fx oversvømmelsesrisici, vådområdernes funktion mv. ^[3]

Disse goder og værdier er i forskellig grad reguleret i den nationale lovgivning og i EU-direktiver, som kan bruges som udgangspunkt for konkrete problemstillinger i værdisætningen. Fx er der i en del tilfælde stillet specifikke kvalitetskriterier op for grundvand og drikkevand, som kan anvendes som grundlag for værdisætningen, idet vi gennem værdisætning kan undersøge befolkningens betalingsvilje for disse kvalitetskriterier, en for en eller samlet.

Forskellige metoder kan tages i anvendelse. Disse kan i forskellig grad tilpasses de aktuelle problemstillinger og goder som udnyttelsen af grundvandsressourcen repræsenterer.

Fodnoter

[2].NOAA panelet (the National Oceanic and Atmospheric Administration) har foreslået nogle klare retningslinjer for anvendelsen af CVM-metoden og for hvordan metoden bør benyttes. Amerikanske myndigheder oprettede dette ekspertpanel, ledet af økonomerne Arrow og Solow, efter den såkaldte Exxon-Valdez-sag. Panelet omtales normalt som NOAA-panelet, og de konkluderede at betinget værdisætning ved CVM kan give pålidelige estimater i sammenhæng med USA's miljøpolitik, men også hvis resultaterne skal bruges i retsafgørelser.

[3] En metode til at systematisere mange forskellige effekter er multiple-pathway-metoden, som omtales i Andersen og Strange (2003).

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 November 2004, © Miljøstyrelsen.